Amit a hódról tudni érdemes Az eurázsiai hód Magyarországon visszatelepítés, védelem és állományszabályozás WWF füzetek 26

©1986, WWF - World Wide Fund For Nature (Formerly World Wildlife Fund) ®WWF Registered Trademark owner

Amit a hódról tudni érdemes A WWF a világ legnagyobb nemzetközi nem kormányzati természetvédelmi szervezete. Tagsága meghaladja a 4,7 millió fôt, nemzeti szervezet és képviselet 96 országban mûködik. A WWF küldetése, hogy megállítsa bolygónk élôvilágának pusztulását és olyan jövôt építsen fel, amelyben az ember harmóniában él a természettel. Fôbb célkitûzései: • az élôvilág sokféleségének megôrzése, • az erôforrások fenntartható módon történô hasznosítása, • a környezetszennyezések csökkentése.

Az eurázsiai hód Magyarországon – visszatelepítés, védelem és állományszabályozás WWF füzetek 26. Az OBI a WWF Magyarország hód-visszatelepítési programjának kizárólagos támogatója.

Amit a hódról tudni érdemes

Tartalom

Az eurázsiai hód Magyarországon – visszatelepítés, védelem és állományszabályozás

Írta és az illusztrációkat készítette: Haarberg Orsolya Szerkesztette: Bera Márta, Gruber Tamás Szakmai lektorok: Bakó Botond – KvVM-Természetvédelmi Hivatal Márkus Ferenc – WWF Magyarország Sándor István – Hortobágyi Nemzeti Park Igazgatóság

Bevezetés

4

A hódfajok eredete, elkülönítô bélyegei és viselkedési különbségei

5

A hódállomány megfogyatkozása és újbóli felvirágzása

6

Az eurázsiai hód

8

Nyelvi lektor: Gadó György Pál Tervezés, nyomdai elôkészítés: Ambitus Grafikai Stúdió Az elsô és a hátsó borítón Haarberg Orsolya fotói láthatóak. A kiadvány elkészítésében köszönjük a lektorok munkáját, a fotósok nagylelkûségét, az OBI anyagi támogatását, az adatközlôk tájékoztatását és a WWF önkénteseinek segítségét. Kiadta: WWF Magyarország 1124 Budapest Németvölgyi út 78/B Tel.: (1) 214 5554 Fax: (1) 212 9353 E-mail: [email protected] www.wwf.hu

A hód magyarországi elôfordulásának története

13

A hód hatása a természeti környezetre

18

A hód jelenlétének ökonómiai hatásai

20

Állományszabályozás

21

Utószó

23

Irodalom

24

Melléklet

28

Adószám: 18226814-2-43 Számlaszám: RAIFFEISEN BANK: 12001008-00222222-00200006 A KIADVÁNY AZ OBI MAGYARORSZÁG TÁMOGATÁSÁVAL KÉSZÜLT. A SZERZÔ: Haarberg Orsolya; [email protected] Budapest, 2007. március ISSN 1216-2825

3

A hódfajok eredete, elkülönítô bélyegei és viselkedési különbségei Te kásztor vagy hód „Husomat megeszik; kivált farkamat és nyelvemet nyalánkfalatnak tartják. Nagyon különös farkam van, melly mintegy félrôf hosszú s csaknem egy fertály széles s alig van egy ujjnyi vastag; mindenütt héjakkal van beborítva, s úgy látszik a vége, mintha el volna harapva. Hát a szôröm milly nagy becsben van! Micsoda finom kalapokat, harisnyákat, és kesztyûket csinálnak abbul, mellyeket kásztorkalapok és kásztorkesztyûk nevezet alatt mindenfelé árulnak a világon. Az Indusok ruhákat is készítenek magoknak bôreinkbül; fogainkbul pedig késeket és villákat csinálnak. Még egyet mondok: farkam alatt van egy zacskóm, mellyben olyan zsíros nedv van, mellyel a szôrömet kenem be, hogy a víz róla lefollyon, s bôrömire ne hasson, s nagyon meg ne fázzam. Gyógyszertárokban is használják,„ a zacskómban levô zsíros nedvet sokféle dolgokra, és kásztorherének híják.

A. Mohl

G. Schwab

Raff György (1846)

A hódfajok eredete, elkülönítô bélyegei és viselkedési különbségei

Bevezetés Az eurázsiai hód valaha egész Európában és Ázsia nagy részén gyakori volt, de a kíméletlen vadászat következtében egyedszáma fölöttébb megfogyatkozott, sok országból a faj teljesen kipusztult. Bevezetô idézetünk Georg Christian Raff göttingeni tanítótól származik, akinek 1778-ban gyerekek számára írt mûve Magyarországon is népszerûvé vált. Ôt magát a kor divatjának megfelelôen hazánkban Raff Györgynek nevezték. A kásztor-ból készített árucikkek már a középkorban rendkívül keresettek voltak, a prémvadászat intenzitása egyre fokozódott. Nem sokkal azután, hogy 1846-ban Raff természethistoriáját Stancsics Mihál (Táncsics Mihály) „a' kor kivánatához alkalmazva kijavította”, Magyarországon az utolsó hód is puskavégre került. Noha Észak-Európában már a 20. század elején kísérletet tettek a hódok megtelepítésére, a visszatelepítési hullám az utóbbi 20—30 évben vált igazán jelentôssé. Az egykori elterjedési területen a hódok újbóli megtelepedésének nincs számottevô akadálya. A visszatelepítési törekvéseknek különösen kedvezett, hogy néhány európai ország hódállománya elérte a hosszú távú fennmaradáshoz szükséges egyedszámot, így nem okozott problémát az áthelyezésre szánt családok eltávolítása. Hazánkban az 1990-es évek elején engedtek szabadon elôször külföldrôl származó hódokat a Hortobágyi Nemzeti Park területén, aztán az évtized második felében nemzetközi hálózatát és az európai tapasztalatokat felhasználva a WWF Magyarország az OBI támogatásá4

val elindította tervszerû hód-visszatelepítési programját. Magyarországon ma egy kivételével minden nemzeti parkban élnek hódok. Emellett hazánk folyói mentén egyre több helyen tûnnek fel ezek a rágcsálók, a telepítés mellett tehát a hódok vándorlása is folyamatos. Egyre nô azoknak a száma, akik a természetet járva rábukkanhatnak hódokra utaló nyomokra, és a vízfolyások mentén élô lakosok is egyre több hódnyommal találkozhatnak. A kiadványban bemutatjuk a hódok morfológiai jellemzôit, a hódokra utaló nyomokat és hogy mik a hódok jellemzô viselkedési formái. Sorra vesszük a hódok hazai sorsának alakulását, valamint a visszatelepítés lépéseit, helyszíneit. Európai tapasztalatok alapján láthatunk példákat arra, hogy a hódoknak milyen hatása van a természeti környezetre, a mezôgazdaságra, és hogy milyen kérdések merülnek fel az állományszabályozással kapcsolatban. A kiadványban a részletekbe menô kérdésekre is választ talál az olvasó, de az is hasznosan forgathatja, aki általános ismereteket akar szerezni Európa legnagyobb rágcsálójáról. A hódok sikeres megtelepedése hazai vizeink mentén annak bizonyítéka, hogy számtalan olyan háborítatlan terület van az országban, ahol otthonra lelnek a hódok. A Magyarországról kipusztított hód megjelenése egyike a természetvédelem látványos eredményeinek.

Az eurázsiai hód (Castor fiber) Európában és Ázsiában a hódfélék családjának (Castoridae) egyetlen ôshonos képviselôje. A közeli rokon kanadai hód (Castor canadensis) Észak-Amerikában él. Ôsük feltehetôleg a Steneofiber nemzetségben keresendô, amely az oligocénben élt (Korth 2001). Az Óvilágból származó eurázsiai hód a pliocén folyamán hatolt be az északamerikai kontinensre, ahol az új ökológiai viszonyok hatására fellépô morfológiai változások önálló kanadai faj kialakulásához vezettek (Lavrov 1983). Az eurázsiai hód maradványait Európában már a 12 millió éves, alsó pliocén üledékekben megtalálták, míg az észak-amerikai földrészen a kanadai hód jelenléte elôször az 1 millió évvel ezelôtti közép pleisztocén maradványokból mutatható ki (Hartman 1994a). Eltérô kromoszóma számuk (eurázsiai hód - 48, kanadai hód - 40) és a sikertelen keresztezési kísérletek hatására Lavrov és Orlov (1973) kimondta, hogy az eurázsiai- és kanadai hód különbözô fajok. Egyúttal megállapították, hogy az eurázsiai faj az észak-amerikai ôsi formája, s az utóbbi a földrajzi izoláció következtében válhatott külön fajjá. A kanadai rokon tehát a fiatalabb és faj. Közös eredetük megkérdôjelezhetetlen bizonyítéka megegyezô endo- és ektoparazitikus faunájuk. Az elôbbiek közé tartozik a hód bélcsatornájában elôforduló fonalféreg, a Travassosius rufus-Khalil, az utóbbira példa a szimbionta életmódot folytató hód bogár Platypsyllus castoris-Rits (Lavrov 1983). A hód bogár és lárvája elhalt hám-

részekkel és a hód szôrzetében nagy számban élô atkákkal táplálkozik. Az eurázsiai- és a kanadai hódot morfológiai bélyegek alapján rendkívül nehéz elkülöníteni. Az utóbbi évtizedben látott napvilágot egy a gyakorlatban is jól használható módszer a fajok megkülönböztetésére, ami azon alapul, hogy a végbélmirigy váladékának színe és nyúlóssága a két faj esetében eltér (Rosell & Sun 1999). Egyébként a két faj különválasztása biztosan csak kromoszóma- vagy DNS-vizsgálattal, esetleg vérmintán elvégzett enzim-teszttel lehetséges. Az elkülönítést szolgáló eljárások ismerete fôként azokban az országokban fontos, ahol az észak-amerikai faj betelepítése miatt veszélybe került az ôshonos eurázsiai faj néhány populációja. Az 1920-as években — még mielôtt fény derült volna a két különbözô faj létezésére — Lengyelországban, Finnországban és Oroszországban kanadai hód is került a telepítésre szánt egyedek közé (Lahti & Helminen 1974; Ermala, Helminen & Lahti 1989; Safonov & Saveliev 1999). Ezt követôen Franciaországban (Richard 1985), Ausztriában (Sieber 1989) és Magyarországon telepítettek kanadai hódot (Schwab G., szem. közlés), de az utóbbi évek monitorozási és csapdázási eredményei szerint ezek az állatok elpusztultak vagy befogásra kerültek (Bozsér 2001; Gál L., szem. közlés; Halley & Rosell 2002). Ugyanakkor Finnországban és Oroszországban, ahol sikeres volt a telepítés, ma több ezres 5

A hódállomány megfogyatkozása és újbóli felvirágzása válik ivaréretté és nagyobb a szaporulata (Danilov & Kan'Shiev 1983). Így a kanadai hód 5,2±1,4 egyedbôl álló népes családjához képest az eurázsiai hód esetében csak 3,8±1,0 a családnagyság (Rosell & Parker 1995). Ennek köszönhetôen a közös elterjedési területen a kanadai hód konkurenciát jelenthet az eurázsiai hód számára, és azt lassan kiszoríthatja élôhelyérôl.

G. Schwab

korábban érintetlen területeket is felkeresték. Az ott élô bennszülöttek — indiánok, eszkimók — addig sosem vadászták a hódot kereskedelmi mennyiségben, csak saját élelmezésük és ruházkodásuk biztosítására. A XIX. századi vadászat már elsôsorban anyagi javak megszerzéséért folyt. A prémek nagy részét Európába exportálták, hiszen ott az 1800-as évek elejére többé-kevésbé kipusztították a hódot, ám a vízhatlan hódnemezbôl készült fejfedô továbbra is keresett árucikk volt. Ezen a 200 évig tartó divaton gazdagodott meg a hódprém-kereskedelmérôl ismert Hudson's Bay Company. 1854-ig — amikor az utolsó magyarországi hódkilövést feljegyezték — csupán Londonban 509.000 irhát árvereztek el, majd 1854-1877 között további három millió bôr kelt el (Barcsay 1997). A XIX. század végére a hód Eurázsiában közel került a kipusztuláshoz, és csak földrajzilag elkülönült alfajok formájában maradt fenn Franciaországtól Mongóliáig.

A hód valaha Európa, Ázsia és Észak-Amerika mérsékelt- és hideg égövi erdeiben minden folyó- és állóvíz mellett elôfordult, de a XIX. század végére egyedszámuk mindenütt megfogyatkozott, Eurázsiában a becslések szerint mintegy 1200 példányra csökkent (Nolet & Rosell 1998). Drasztikus mértékû fogyatkozásuk csak részben magyarázható a vizes élôhelyek visszaszorulásával. A kipusztulás fô oka a túlzott vadászat volt. A hódot gereznája (prémje), húsa, és a hódzacskók váladéka, a castoreum végett vadászták. A középkorban a nagyra értékelt hódpézsma mellett a hód bôre is komoly értéknek számított, birtoklása ritkasága miatt státuszszimbólum volt. Ráadásul babonásan hittek a hódbôr reuma elleni hatásában. Végül irtották a hódot kártételei miatt is: gátépítésével olykor jelentôs legelô- és erdôterületeket árasztott el, továbbá tévesen úgy vélték, hogy jelenlétével a halállományt is fenyegeti. A XIX. századra a hódvadászat olyan méreteket öltött, hogy az észak-amerikai kontinensen a vadászok a 6

A fajon belüli genetikai diverzitás megôrzése a nyolc alfaj önfenntartó populációinak megmaradásával lehetséges. Mivel az eurázsiai hód visszatelepítése során többnyire kevert állományok jöttek létre, és ezek terjeszkedésük révén hamarosan elérik a közelükben élô tiszta populációkat, különös súlyt kell helyezni a fennmaradt alfajok jelenlegi elterjedési területén való védelmére (Nolet 1997).

A katolikus egyház a konstanzi zsinat (1414-18) határozata alapján a hódhúst levette a böjt idején tiltott ételek listájáról, mivel elképzelésük szerint a hód hallal táplálkozott, s így maga is halhoz hasonlatossá vált. A tilalom feloldása után klerikális körökben a hódhús – különösképpen az állat farka – kapós csemegévé vált, így számos hódfarok recept maradt az utókorra (Pilleri 1986).

A fennmaradt alfajok: • Castor fiber ssp. fiber Linnaeus 1758 (Dél-Norvégia) • Castor fiber ssp. galliae Geoffroy 1803 (Franciaország, Rhoˆ ne-völgye) • Castor fiber ssp. albicus Matschie 1907 (Németország) • Castor fiber ssp. belarusicus (syn. C. f. ssp. vistulanus) Lavrov 1974 (Fehéroroszország: Dnyeper vízgyûjtô területén) • Castor fiber ssp. osteuropaeus (syn. C. f. ssp. orienteuropaeus) Lavrov 1974 (1981) (Oroszország: Voronyezs, Don folyó mentén) • Castor fiber ssp. pohlei Serebrennikov 1929 (Ny-Szibéria, ÉK-Urál: Konda- és Sosva folyókon) • Castor fiber ssp. birulai Serebrennikov 1929 (Mongólia: Bulgan folyó) • Castor fiber ssp. tuvinicus (Közép-Szibéria - Tuva hegység: Jenyiszej folyó felsô szakasza)

A hódot egyes országokban már a XIX. században védetté nyilvánították. A sors iróniája, hogy Svédországban 1873-ban, kipusztulása után két évvel került oltalom alá. Ugyanitt történt az elsô visszatelepítés is 1922-ben, amelynek példáját az évszázad végéig több mint 20 európai ország követte (lásd melléklet) (MacDonald, Tattersall, Brown & Balharry 1995).

Czabán D.

A hódállomány megfogyatkozása és újbóli felvirágzása

A castoreum (más néven hódpézsma) a hódzacskókban termelôdô, átható szagú, morzsalékos szerkezetû váladék (Svendsen 1978), amit a vizelet árama mos ki a szervezetbôl. Korábban a castoreumnak orvosi-gyógyászati jelentôséget, valamint mágikus erôt tulajdonítottak. Nemi vágyat fokozó szerként (aphrodisiacum) is használták. Alkoholban feloldva még ma is frissítôként fogyasztják Kanadában. Szalicin tartalma miatt valóban görcsoldó hatású, de jelentôségét messze eltúlozták. Napjainkra a castoreum elvesztette szerepét, felhasználása az illatszergyártásban is jelentéktelenné vált (Pilleri 1986), ahol korábban nyersanyagként használták.

A visszatelepítés az elmúlt 15 évben élte virágkorát, amikor Spanyolországtól Belgiumon át Romániáig megkezdôdtek a telepítési programok. Bár a hódállomány újbóli térhódítása Eurázsiában nem volt olyan gyors, mint Észak-Amerikában – ahol napjainkban 6–12 millióra becslik az egyedszámát (Naiman, Melillo & Hobbie 1986) –, a hód az Óvilágban is terjeszkedik, és állománya több mint 639.000 egyedet számlál (Halley & Rosell 2003). Steiner A.

kanadai hódállomány él az eurázsiai rokon szomszédságában, amely jó alkalmat teremt etológiai és ökológiai összehasonlító vizsgálatokra. Danilov & Kan'Shiev (1983) eredményei szerint az eurázsiai hód kevésbé hajlamos gátépítésre, és jobbára partoldalba vájt üregekben lakik. Ennél meghatározóbb különbség a két faj között, hogy a kanadai hód korábban

7

Az eurázsiai hód A hódok nem alszanak téli álmot. Északon, ahol a kemény fagyok miatt az édesvizeket hosszabb-rövidebb ideig jég borítja, a hódok arra kényszerülnek, hogy hosszú heteket, esetleg hónapokat a kotorékukban töltsenek. Ilyenkor életritmusuk megváltozik. A jég fogságában, a homályosan megvilágított üregben akár 18–20 órán keresztül is ébren maradnak, és ezt követôen 8–9 órát alvással töltenek. A 24 órás napok körforgását 26–29 órás napok váltják fel, így a hódok számára a tél kevesebb napból áll, mint amennyit a naptár mutat (Lancia, Dodge & Larson 1982).

G. Schwab

valamint keletrôl nyugat felé nô (Frahnert & Heidecke 1992). A testsúly az évszakkal is változik, maximumát ôsszel éri el (Djoshkin & Safonov 1972). A hód kondíciójára leginkább a farok mérete utal, amely zsírt raktároz (Aleksiuk 1970), de hôszabályozó szerepe is van. Az állatok 20°C felett könnyen túlhevülhetnek, ilyenkor farkukat vízbe mártják, így csökkentik a testhômérsékletüket (Steen & Steen 1965). Úszáskor a hódok még érzékenyebbek a közeg hômérsékletére. 20°C-nál hidegebb vízben testhômérsékletük folyamatosan csökken, akár 16°C-ra is leeshet, s csak a szárazföldön áll vissza az eredeti értékre (MacArthur 1989). Emiatt a hódok territóriuma a tél folyamán kisebb, mivel csak annyi ideig tartózkodnak a vízben és a szabadban, hogy ne fenyegesse ôket túlzott áthûlés és testsúlycsökkenés. Ha pedig a vizet jég borítja, energia-fogyasztásukat azzal minimalizálják, hogy váruk közelében maradnak, és a téli élelemraktárból táplálkoznak (Nolet & Rosell 1994).

Az eurázsiai hód Morfológiai jellemzôk, kor és ivar meghatározása Az eurázsiai hód az Óvilág legnagyobb rágcsálója, testsúlya a 30 kg-ot is elérheti. A rágcsálók között a hódfélék családjának két faja alkalmazkodott legjobban a vízben való mozgáshoz: testük torpedó alakú, szôrzetük vízálló, úszás közben pikkelyes farkukkal és úszóhártyás hátsó lábukkal haladó és kormányzó lökéseket végeznek. Ha víz alatt úszik, a hód orra és fülei szorosan záródnak, szemét pedig átlátszó hártya borítja. Szájüregét a metszôfogai mögött le tudja zárni, így víz alatt is képes rágni és ágakat szállítani (Heidecke 1992). Maximum 15 percig tud víz alatt maradni és 7,2 km/h sebességgel is képes úszni (MacDonald et al. 1995). A hideg ellen fôként meleg gyapjúszôrbôl álló bundája védi, e fölé emelkedik akár 5 cm vastagságot is elérô ragyogó fedôszôre, amely a víz ellen véd. Koponyája masszív, állkapocsizma erôs. Metszôfogai nagyok és folyamatosan nônek. A fogak külsô felületét narancsszínû zománc borítja, belül pedig a valamivel puhább, fehér dentinbôl épül fel. Az utóbbi jobban kopik, mint a kemény zománc, s ennek eredményeként vésô alakú vágófelület jön létre. Ivarukra legegyszerûbben a végbélmirigy váladékának állagából és színébôl következtethetünk — a hímek folyékony, sárgás szekrétumával szemben a nôstényeké kenhetô, szürkés (Rosell & Sun 1999). Szoptatási 8

A hódok korát legkönnyebben a testtömegük alapján lehet meghatározni, de ez a módszer csak megközelítô pontosságú. Az egyes korosztályokba tartozó egyedek tömege elôfordulási területenként különbözhet, hiszen eltérések lehetnek az élôhely adottságaiban, a táplálékbázis minôségében és mennyiségében, sôt az állatok genetikai adottságaiban is. DélNorvégiában például a hódok tömege egy éves korig 1-10 kg, a második életév betöltéséig 10-15 kg, két éves kor felett pedig meghaladja a 15 kg-ot, sôt akár a 30 kg-ot is elérheti.

idôszakban (május-augusztus) a nôstények négy duzzadt emlôje is utal az állat nemére. Élettani jellemzôk A hódok négy éves korukra érik el kifejlett állapotukat, utána már csak testtömegük gyarapszik. Átlagos testtömegük általában északról dél felé (Hartman 1992),

Szaporodás és társas viselkedés A hódok iránti érdeklôdést az is mutatja, hogy nagy számú tudományos munka és irodalmi mû foglalkozott velük. Ebben bizonyára szerepet játszik, hogy viselkedésükben sokan emberi vonásokat vélnek felfedezni. A hódok szexuális viselkedése egyedülálló a rágcsálók között. A hím és nôstény állatok monogám, hosszú életû kapcsolatban élnek. Párkapcsolatuk rendkívül stabil, ami az alacsony alomszámon, a magas túlélési arányon és a gondos szülôi magatartáson alapul. A nôstények 50-70%-a hoz évente egy, maximum két kölyköt a világra (MacDonald et al. 1995). A párzás vízben történik a tél végén, s a nôstények 105 napos vemhesség után május-júniusban hozzák világra a már nyitott szemû, szôrzettel borított, kb. 0,5—0,6 kg-os kölykeiket. A fiatal hódkölykök két órával születésük után már úsznak, de kis tömegük és sûrû szôrzetük megakadályozza ôket abban, hogy elhagyják a hódvárat. A kölykök három hónapig szopnak, s bár 16 naposan már fakérget rágcsálnak, szilárd táplálékot csak születésük után 30 nappal kezdenek el fogyasztani. A vár lakóhelyiségét kilenc hetesen hagyják el elôször, majd 1,5-2 éves korukban válnak ivaréretté (Pilleri 1985). A hódok egymás között kommunikálhatnak szagjelekkel, hangadással farokcsapkodással, testtartásukkal, érintkezéssel és harapással (Jenkins & Busher 1979).

A hód kémiai kommunikációjában játszik szerepet a vízparton összekapart földkupacokra lerakott castoreum (a végbélmirigy váladéka), amellyel territóriumát jelöli. A szaganyagok használata akkor válik intenzívvé, amikor a populáció sûrûségének növekedésével a hódterritóriumok egymás szomszédságába kerülnek. A jelölés a mozgáskörzet határain, a kotorék bejáratánál és a hódgátakon figyelhetô meg. A hódok másik jellegzetes jelzési módja, hogy farkukat a vízhez csapják. Ez a viselkedés általában a szülôknél figyelhetô meg, amikor valamilyen ismeretlen hangot vagy más gyanús jelet észlelnek. A vízbe csapódó farok hangjára a család többi tagja a veszély elôl a víz alá bukik. Élôhelyátalakító tevékenységek A hód építô tevékenysége során tudatosan alakítja környezetét. A legegyszerûbb folyamat a csatornák ásása, amelyben az egész család részt vesz. Erre akkor van szükség, ha a hódok a parttól távolabb bukkannak táplálékforrásra, amelyet csak biztonságos megközelítési és szállítási útvonal kialakítása után tudnak kiaknázni. A csatornákon keresztül az állatok észrevétlenül mozoghatnak a táplálkozó terület és a lakóhely között. Az eurázsiai hódok nagy része partoldalba vájt üregekben lakik, ritkán épít várat. Amennyiben a partoldal lejtése túl kicsi, vagy egy áradás folyamán a vízszint megemelkedik és magas part híján az állat a felszínre kényszerül, faágakból és gallyakból várat épít. Ôsszel a vár réseit sárral tapasztja be a jobb szigetelés és biztosabb védelem érdekében. Zord klímájú élôhelyeken egyidejûleg élelemraktárt is létesít lakóürege bejáratánál (vagy az üregrendszer egy belsô csarnokában) az összegyûjtött friss hajtásokból és nagyobb faágakból. Így a fagy beálltával — amikor már nem képes a jeget feltörni és elhagyni kotorékát — nem marad táplálék nélkül. A család együtt tölti a telet a kotorékban, táplálékukat a télire elraktározott élelemforrásból biztosítják. A hódok akkor építenek gátat, ha a rendelkezésre álló vízfolyás mélysége és szélessége nem elegendô a tartós megtelepedéshez. Ennek megfelelôen többnyire változó vízállású, sekély és keskeny folyóvizeken emelnek gátat. Fából épült torlaszaik segítségével stabilizálják a vízszintet, és megfelelô vízmélységet alakítanak ki ahhoz, hogy váruk bejárata és téli élelemraktáruk víz alá 9

Az eurázsiai hód

A hód éjjel aktív. Növényi eredetû táplálékát a vízpartot szegélyezô 10-20 méteres sávon belül szerzi be, távolabbra ritkán merészkedik. Azokon az élôhelyeken, ahol májustól szeptemberig bôséges a kedvelt lágyszárúak kínálata, ezek képezik fô táplálékát. A leggyakrabban fogyasztott vízinövények közül a vízitököt (Nuphar luteum) és a fehér tündérrózsát (Nymphaea alba) lehet kiemelni, amelyek tápanyagban gazdag gyöktörzseik révén a téli étrendben is szerepelnek. Egyébként októbertôl májusig többnyire fásszárú fajokat fogyasztanak, amelyek közül Magyarországon a fûz (Salix), nyár (Populus), szil (Ulmus), éger (Alnus), som (Cornus), kôris (Fraxinus), szilva (Prunus) és tölgy (Quercus) nemzetség fajai fordulnak elô a leggyakrabban. Mivel a kidöntött fásszárú növényzetnek csak a kérgét, fiatal hajtásait és leveleit fogyasztják el, nagy mennyiségû lekérgezett fát hagynak maguk után. Ezek egy részét késôbb vár- vagy gátépítéshez felhasználják.

Üregrendszer: Az eurázsiai hód általában partoldalba vájt odúban lakik. Az üreg hossza 0,8—11 méter között változik, a járat végén található lakóhelyiség átmérôje pedig 50—80 cm. A kotorék bejárata víz alatt található, ezért az állat láthatatlan marad szárazföldi ellenségei elôtt, s így kölykeit is nagyobb biztonságban tudja.

Rágásnyomok: A ledöntött vagy megrágcsált fa kérgén jól látszanak a nagy metszôfogak nyomai. Kisebb ágak esetén a hód jellemzôen ferdén, kihegyezve harapja el a fát.

Ha a vízszint megemelkedik, a hód a kamra mennyezetét lefaragja, az onnan származó földréteg pedig a padlót magasítja. Így a lakóüreg mind magasabbra kerül, s áradások alkalmával a teteje be is szakadhat. Ilyenkor az állat a beszakadt üreget arra ráhordott gallyakkal takarja. Ez is a várak kialakításának egy módja.

Várüreg: ha az üregrendszer nyílása tartósan vízszint fölé kerül, a hód gallyakból és sárból várszerû képzôdményt emel a kotorék bejárata fölé.

A hód jelenlétére utaló nyomok

Czabán D.

A hód vízben könnyen összetéveszthetô a vidrával, így jelenlétére leginkább egyértelmû nyomaiból következtethetünk:

10

Csatorna: a hódok által ásott csatorna egy 0,3—0,7 méter mély, 0,5—0,7 méter széles árok, amely egy tavat vagy folyót köt össze az állatok táplálkozóhelyével. Gát: a hódok gátja faágakból, sárból és lágyszárú növényekbôl áll, az esetek többségében 0,5—1,5 méter magas és 2—20 méter hosszú.

A hód fás növényzetre gyakorolt potenciális hatása jóval nagyobb, mint bármely más európai növényevô emlôsfajé (Johnston & Naiman 1990). Ez elsôsorban a földfelszín feletti biomassza csökkentésében nyilvánul meg, de a növénytársulások faji összetételét is módosíthatják.

Lábnyomok: a hátulsó talp mérete 9,5—15 cm, az elülsôé 8—9 cm. Az elülsô lábnyomokon öt külsô talppárnát (néha tompa, legömbölyített, különálló karomnyomokkal) és négy kicsi egymással összeolvadó belsô talppárnát figyelhetünk meg. A hátsó lábnyomokon öt nagy külsô talppárnát azonosíthatunk, karomnyomokat ritkán. Minden ujjközben csökevényes úszóhártyák van-

Vár: a hódvár 1—2 méter magas, gallyakból, ágakból és sárból összehordott, búboskemence alakú építmény, amely az eurázsiai hód esetében általában a vízparton áll. A hód maga is összehordhatja a kotorék alapjának anyagát. Ágakból és iszapból szigetet épít, s ennek belsejében található a fészeküreg. A kotorék padlószintje a vízszint fölött helyezkedik el, a vár pedig 2—3 méter magas is lehet.

Hódfészek: Ideiglenes szálláshelyül szolgálhat egy, a vízparton kialakított, kb. egy méter átmérôjû, tányér alakú fészek, melyet a hód friss — saját maga rágta — faforgácsból hord össze. Igen ritka jelenség.

Czabán D.

A legnagyobb kidöntött fák átmérôje elérheti a 60–80 cm-t is, ám rendszerint az 5 cm-nél kisebb átmérôjû fákat kedvelik, ezeket kb. 10–40 cm magasságban rágják el. Táplálékfogyasztásuk testsúlykilogrammra számítva napi 0,06–0,1 kg, ehhez egy 3–5 fôs hódcsalád évente kb. 3,2 m3 fát távolít el. (Stavrovsky 1997).

Téli élelemraktár: Késô ôsszel a hód kotoréka bejáratánál élelemraktárt készít. A víz alatti raktárba nagy mennyiségû, 3—15 cm átmérôjû ágat és gallyat hord össze, melyek a víznek és a hidegnek köszönhetôen tápértéküket a tél folyamán megôrzik. Amíg a jégtakaró nem válik áttörhetetlenül vastaggá, a hódok naponta megújítanak egy vagy több léket, amin keresztül éjszakánként táplálékszerzô útra indulnak.

Haarberg O.

Táplálkozás

nak. A nyomban néha az egész sarok körvonala, továbbá egy különálló talppárna is látható. A hód lábnyoma leggyakrabban sétálásból származik. Ilyenkor a nyomok a középvonal felé fordulnak, s a lábnyomok között a farokvonszolásból adódó cikkcakkos vonal is feltûnik. A lépéstávolság kb. 30 cm.

Haarberg O.

kerüljön (Nolet 1997). Zurowski (1989) Lengyelországban vizsgálta a hódgátakat: elôfordult, hogy egy territóriumon belül 24 gátat is feljegyzett. A gátak hosszúsága 1,5 és 60 m, magassága pedig 0,2 és 1,5 m között változott.

11

A hód magyarországi elôfordulásának története

A hód a természetben 12—22 évig, fogságban viszont 35—50 évig is elélhet (Pilleri 1986). Természetes ellensége a barnamedve, a hiúz, a farkas és a rozsomák (MacDonald 1995). Hazánkban közülük csak a hiúz és a farkas él, de ôk sem jelentenek veszélyt a hódra, mivel a hód elôfordulási helyei nem egyeznek meg a fent említett ragadozók elterjedési területével. Az öregséggel járó betegségek mellett a hódok pusztulása leginkább az orvvadászatnak, hálóba akadásnak és megfulladásnak, továbbá közúti- és vízibaleseteknek, tehát az emberi tevékenységnek tulajdonítható. A víz minôségére a hódok nem különösebben érzékenyek, bár elôfordulhat, hogy szennyezés esetén rövid idôre elhagyják a territóriumukat (Haarberg Orsolya, saját megfigyelés). A fajon belüli agressziónak köszönhetô pusztulás csak ritkán, nagy állománysûrûség esetén fordul elô. Ezen kívül elhullást okozhat még kóbor kutyák harapása, tularémia, tüdôgyulladás, különbözô májbetegségek, csonthártyagyulladás, jég alatti fulladás és az állatra rádôlô fa. Emellett számos országban a faj vadászata is engedélyezett, az állomány túlszaporodása ily módon könnyen szabályozható.

Állategészségügyi vonatkozások (Erdélyi Károly) A hódfajok, ezen belül az eurázsiai hód betegségeirôl igen kevés adat áll rendelkezésünkre. A rövid listán elsôsorban a természetes vizekhez kapcsolódó kórokozók szerepelnek. A hódokkal kapcsolatban leggyakrabban emlegetett emberi megbetegedés a Giardiasis, amelyet egy egysejtû bélélôsködô okoz. Mivel Észak-Amerika fertôzött vízfolyásaiban a kórokozót a hódok is terjesz-

Haarberg O.

A hódok pusztulásának fôbb okai

1. táblázat Hódokat fenyegetô veszélyek

Hiúz (Lynx lynx) Barnamedve (Ursus arctos) Puma (Felis concolor) Rozsomák (Gulo gulo) Farkas (Canis lupus) Jég alatti vízbefúlás Veszettség Tularémia (baktériumfertôzés) Természetes elhullás, Fajon belüli támadások Mesterséges veszélyforrás Halászat (halászháló, varsa használata) Illegális vadászat Kóbor kutyák támadása Nehézfém szennyezés 12

Siposs V.

Természetes veszélyforrás

tik, ezért a betegség beaver fever azaz hód-láz néven szerepel az angolszász irodalomban, annak ellenére, hogy ez a kórokozó sok más emlôsfajban is megtelepedhet. Az egyik legfontosabb, úgynevezett vízi ciklussal is rendelkezô kórokozó baktérium a Francisella tularensis, a hazánkban is ismert tularémia kórokozója. Ez a kórokozó hódra és emberre egyaránt veszélyes, és változó súlyosságú megbetegedést okoz valamennyi emlôsben. Kanadai adatok szerint egyes kisebb hódpopulációk kihalásáért egyértelmûen a tularémia volt felelôs. A baktériumok okozta fertôzések közül számolni kell még a leptospirosis és a psedotuberculosis (yersiniosis) szórványos illetve gócos elôfordulásával is. A vírusos betegségek közül elsôsorban a veszettség jelenthet veszélyt a hódokra, amit fertôzött ragadozóktól kaphatnak el. Egyéb veszélyeztetô tényezôk a különbözô traumák (pl. közúti baleset), vízbefúlás, fagyási sérülések stb. A vízminôségnél jóval nagyobb veszélyforrást jelenthetnek a táplálékukat biztosító vízparti növényzetben felhalmozódott szennyezések. A németországi Mulde folyóból származó hódok veséjében — ahol valamennyi egyed fô táplálékforrása a part menti füzes volt — kiemelkedôen magas kadmium-koncentrációt mértek. Nagyjából ötször nagyobbat annál a kritikus értéknél, amely az emlôsök és madarak veséjében már kimutatható károsodást okoz (Nolet & Rosell 1994).

A hód magyarországi elôfordulásának története Kipusztulás és az élôhelyek megváltozása A feljegyzések szerint eurázsiai hódot Magyarországon utoljára Komárom megyében, Ács közelében lôttek, 1854-ben. Ezt követôen még láttak egy-egy állatot, így 1856-ban Pozsony mellett, 1858-ban Ácsnál a Duna mellett, 1865-ben pedig Zimony közelében a Duna és Száva szigetein (Brehm 1889). Korábbi magyarországi elterjedésére településnevekbôl is következtethetünk (pl. Hodász, Nagyhódos és Kishódos Szatmárban, vagy Hódostanya a Taktaközben). A hód magyarországi kipusztulása óta eltelt másfél évszázad alatt a folyami élôhelyek jelentôsen megváltoztak. Az egykori széles Duna-ártéren lassabban vonult le az ár, és kisebb volt a vízszintingadozás. A múlt század végére a folyó kanyarulatainak átvágásával jócskán lerövidítették a hegyekbôl érkezô víz útját. Mivel a meder megváltoztatásával egy idôben a folyót árvízvédelmi gátak közé is szorították, az esetenként lezúduló víztömeg nagyobb gyorsasággal s nagyobb romboló munkával hagyja el az országot. Ma a Duna gemenci szakaszán a víz játéka a 8—10 méteres ingadozást is elérheti. A vízszint ilyen mértékû ingadozását egy partfalban lakó állat csak nagy alkalmazkodóképességgel vészelheti át. A vizes élôhelyek átalakítása ellenére a mai Magyarországon is számos terület alkalmas a hód megtelepedésére. Ezt az is segíti, hogy a hód bizonyos esetekben

nem passzívan alkalmazkodik az adott élôhelyi viszonyokhoz, hanem környezetét alakítja saját igényeihez. Például a sekély és gyors folyású patakon emelt hódgát nagyobb vízmélységet és stabil vízszintet eredményez. A hód nagyfokú alkalmazkodóképességével magyarázható, hogy a faj egyedeit Európában éppúgy megtaláljuk öntözô csatornákban, kukoricán tengôdve, mint a folyómenti ligeterdôkben. Az eurázsiai hód 1988 novembere óta Magyarországon is természetvédelmi oltalom alatt áll, természetvédelmi értéke 50.000 Ft. Spontán bevándorlások és a mesterséges visszatelepítések kezdetei Az egykori kipusztulást követôen a hód újbóli magyarországi feltûnésérôl a következô adatok állnak rendelkezésünkre (lásd 2. tablazat): Az 1980-as években a Tiszafüredi Madárrezervátumban talált hódok eredete ismeretlen. A Hortobágyi Nemzeti Park munkatársai az állomány dúsítása érdekében 1991 és 1993 között hét egyedet bocsátottak szabadon a madárrezervátum területén (Dudás M., szem. közlés). Az áttelepített állatok legalább egy része — mint utóbb kiderült — kanadai hód volt (Schwab G., szem. közlés), amelyek közül egy példány befogásra került (Bozsér 2004a). A területen azóta nem észlelték hód nyomát. 13

A hód magyarországi elôfordulásának története 1985/86-ban a Szigetközben bukkantak a hódok nyomára (Márkus F., szem. közlés). Ezek az állatok minden bizonnyal az Ausztriába visszatelepített állományból vándoroltak hazánkba. A hódok megjelenését az Ausztriával szomszédos országokból a nagyobb dunai áradások után jelezték. Ez egybecseng a hód szigetközi feltûnésével is, mivel 1985-ben különösen nagy árhullámot regisztráltak az ausztriai Duna-szakaszon (Kollar 1992). Ma a szigetközi állomány kb. 80 családot számlál (Bozsér 2003). 1997 ôszén 29 Bajorországból származó hódot bocsátottak szabadon a Dráva horvátországi szakaszán (Schwab G., szem. közlés). A horvátországi visszatelepítéseket követôen a Principális-csatornán, a Kerka- és a Cserta-patakon, a Dráva mentén (Fekete-víz) és a Mura mentén tapasztalták az állatok jelenlétét (Lelkes 2004). 2003-ban jelentek meg a hódok a Csepel-szigeten, de az állatok folyamatos jelenléte bizonytalan (Nagy I., szem. közlés). Ugyanakkor Esztergom közelében a Dunán bizonyítottan megtelepedett egy család. 2006 decemberében hódnyomokat találtak Paks közelében (Jantner Cs. szem. közlés) és Dunaalmás, Neszmély térségében (Buczkó Cs. szem. közlés) a Duna mentén. Az elmúlt években a Rába és a Marcal mentén is jelezték a hód jelenlétét, amely lehet akár a hansági telepítés (Czabán 2005), akár a szigetközi bevándorlás következménye. 2006-ban találtak hódokra utaló rágásnyomokat a Gaja-patak partján Fehérvárcsurgó közelében (Simon A. szem. közlés). Állandó jelenlétük bizonytalan, és megjelenésük több mint 100 km-es elvándorlásra utal.

országra érkezett állatok bôre alá a nyak felsô részén chip-et ültetnek, amely az egyedi jelölést szolgálja. Pusztulás vagy befogás esetén ez szolgál az egyedek azonosítására. A hódokat közúton, fémládákban szállítják hazánkba, és a megérkezést követô napon engedik szabadon. Az is a szokásos gyakorlathoz tartozik, hogy egy jó kondicióban lévô család a sajtó nyilvánossága elôtt veszi birtokba új lakhelyét.

Az évek során kialakult a hódok Magyarországra szállításának gyakorlata. Az áttelepítésre szánt, vadon élô hódokat több hétig tartó csapdázással Bajorországban fogják be. A korábbi években Ausztriából és Lengyelországból is hoztak példányokat. Ezekben az országokban az elmúlt évtizedek folyamán stabil populációk alakultak ki, így a befogások nem veszélyeztetik az állományokat. Ugyanakkor a hazai vizes élôhelyekhez hasonló ökológiai környezetben élô hódok kiválóan alkalmasak a magyarországi áttelepítésre.

A telepítést megelôzô élôhely-alkalmassági felmérés szempontjai

A WWF hód-visszatelepítési programja A magyarországi hód-visszatelepítések közvetlen elôzményéhez tartozik, hogy Bajorországban 1966-ban, Ausztriában pedig 1976-ban megkezdôdtek a hódvisszatelepítések. Az osztrák és német tapasztalatok alapján az 1990-es évek elejére nyilvánvalóvá vált, hogy az egykori elterjedési területen nincs akadálya a hód újbóli megtelepedésének, ugyanakkor a természetes bevándorlás lassú folyamat, bizonytalan, hogy mennyi idô alatt érné el Magyarország távolabbi területeit. A WWF Ausztria minden szakmai és szervezési ismerettel rendelkezett ahhoz, hogy a magyarországi programot támogassa. Így az elôzetes élôhely-értékelések (WWF Magyarország, 1996) után 1996 ôszén megérkezhettek Gemencre az elsô hódok. A hazai szabadon bocsátásnak vannak feltételei. Szükséges az illetékes természetvédelmi hatóság engedélye és a terület tulajdonosának hozzájárulása. Rendszeres egyeztetés zajlik a területen illetékes vízügyi igazgatósággal és nemzeti parkkal. A korábbi években szükség volt az FVM Állategészségügyi és Élelmiszerellenôrzési Fôosztályának engedélyére is, és a határátlépés is csak hivatalos papírok beszerzésével volt lehetséges. Ma már ezekre nincs szükség, a befogott hódokat németországi állatorvos vizsgálja meg. A Magyar14

A magyarországi vizes élôhelyekre (különösen az árterekre) még nem készült hódélôhely alkalmassági modell. Az elmúlt évek tapasztalatai azt mutatták, hogy az észak-amerikai (Allen, 1983), valamint az egyetlen — Svájcban készült — európai modell (Hintermann & Weber, 1997) csak módosítva, vagy egyáltalán nem alkalmazható hazánkban. Ugyanakkor az utóbbi modellnek a vízfolyások partoldalára vonatkozó kritériumait a hazai felméréseknél is célszerû számításba venni. Eszerint a kiválasztott partoldal ne legyen kövezett vagy betonozott, hajlásszöge helyenként haladja meg a 45%ot (kivéve szakadópartok), felsô partéle legyen — optimális esetben min. 0,5-1 méterrel — magasabb a vízfolyás magas vízszintjénél, és ne álljon fenn a veszélye annak, hogy a kotorék mennyezete beomlik a partoldalt terhelô gyalogos és autóforgalom következtében. Azt az élôhelyfelmérési modellek és a visszatelepítéseket követô monitorozási eredmények is megerôsítik, hogy egy élôhely a telepítésre csak akkor lehet alkalmas, ha tartós vízborítás és elegendô fásszárú táplálék jellemzi. Mindemellett döntô fontosságú a stabil vízszint, mert az áradások lehetetlenné teszik a kotorék használatát, ami tartósan magas vízszint esetén a territórium elhagyásához vagy az állatok pusztulásához vezethet.

A hódok a megtelepedéshez széles, mély és lassú folyású vizet igényelnek. A megfelelô vízfolyás medrének esése 0–2%, mélysége 2–3 m, szélessége legalább 5 m. A mély víz azért szükséges, hogy a hód kotorékának bejárata észrevétlen maradjon, a téli élelemraktárát borító víz ne fagyjon be mederfenékig, s hogy nagyobb legyen a menekülési és rejtôzködési lehetôség. Különösen veszélyes lehet a május-júniusi idôszakban érkezô árvíz, mert a pár hetes kölykök még képtelenek víz alá merülni és kiúszni a kotorékból. Tavak esetén a vízfelület minimális nagysága 2—3 ha, mélysége 2—3 m. Nagyobb méretû tavak felmérésekor kedvezô a tagolt partoldal, de a túl nagy vízfelület kerülendô az esetleges hullámverés károsító hatásai miatt. A telepítés szempontjából megfelelô tavak és vízfolyások partoldalának anyaga jó szerkezetû talaj, a kövessziklás, kavicsos váztalajok, valamint a homoktalajok kerülendôk. Az eltartható hódállomány nagyságát az erdôvel borított partoldal hossza határozza meg (s így ez fontosabb, mint a vízfolyás abszolút hossza). A hazai ártéri élôhelyekhez hasonló hollandiai Biesbosch Nemzeti Park területén végzett számítások szerint egy négytagú hódcsaládot kb. 3 km—6 m nagyságú erdôterület (1,8 ha) lát el elegendô táplálékkal, amennyiben a faállomány sûrûsége 0,09-0,113 fa/m2 (Nolet, 1994). Mivel a kedvelt fajok többsége a fûz (Salix), a nyár (Populus) és az éger (Alnus) nemzetségbe tartozik, az optimális partmenti erdôállományok társulás szinten a bokorfüzesek, a fûznyár ligeterdôk és az égerligetek közé sorolhatók. A megfelelô fásszárú táplálék maximális átmérôje 5-10 cm. Mivel a hód a partmenti 10-20 méteres sávban táplálkozik, élôhelyfelméréskor a fásszárú táplálék alkalmasságát ebben a sávban kell vizsgálni. A hód számára alkalmas élôhely kiválasztásakor kerüljük az intenzíven halászott vizeket, valamint azokat a helyeket, ahol mindennapos az emberi jelenlét, különö-

sen a motorcsónak-használat. Telepítéskor a közutaktól és vasúttól távolabb esô területeket részesítsük elônyben. A hód-visszatelepítések helyszínei 1996 és 1998 között 33 hódot telepítettek Gemencen. Ezek az állatok Ausztriából, Bajorországból és Lengyelországból származtak. Mivel 2004 telére mindössze hét család jelenlétét dokumentálták Gemenc közelében (Bozsér 2004b), kiegészítésként további 20 egyed érkezett a tájegység Sió-menti területeire és Béda-Karapancsára. 2000-ben a WWF hód-visszatelepítési programja új területen folytatódott, a Hanságban 14 példányt bocsátottak szabadon. Ezt 2002 tavaszán további tíz egyed telepítése követte. Az állatok Bajorországból kerültek hozzánk. Öt évvel a visszatelepítést követôen kb. 11 család él a Hanságban (Czabán 2004). Miután a Tisza magyarországi szakaszának nagyobb részére elkészültek az élôhely-alkalmassági felmérések, 2001 ôszén a Felsô-Tisza vidékén is megkezdôdhetett a hódok visszatelepítése. A Szatmár-Beregi Tájvédelmi Körzet Öreg-Túr-menti területein összesen 10 egyedet bocsátottak szabadon. Következô lépésként a Kesznyéteni Tájvédelmi Körzet (Tiszalúci Holt-Tisza) gazdagodott 15 hóddal, majd a Tisza Tiszaladány és Tiszadob közötti holtágaira érkezett 20, a Közép-Tiszai Tájvédelmi Körzetbe (Tiszarofftól Cibakházáig) pedig 38 példány (1. térkép). A WWF hód-visszatelepítési programja 2006-ban az Alsó-Tiszán, a Mártélyi Tájvédelmi Körzetben folytatódott.

A hódok jelenlegi elôfordulása 1. térkép A hódok jelenlegi elôfordulása Magyarországon (2007) Magyarországon (2007) Térkép: WWF

Szigetköz Hanság Közép-Tisza

Rába Alsószölnök

Duna

Kerka-p. Alsó-Tisza

Principális-cs Gemenc

Spontán betelepülés Visszatelepítés

15

A hód magyarországi elôfordulásának története indult, ami a rendelkezésre álló tápláléknak, de még inkább a nagyobb folyók ártereinél stabilabb vízszintnek köszönhetô (2. táblázat). Az elmúlt évtized hód-visszatelepítési eredményei alapján azt a következtetést vonhatjuk le, hogy az ártéren történô telepítés csak a legritkább esetben jár eredménnyel, ezért a jövôben csak az árvízmentesített területeken lenne célravezetô a hódok telepítése. Ugyanakkor a pontos állománynagyság felméréséhez nemcsak a telepítési helyszínek, de a környezô vizes élôhelyek monitorozására is szükség van.

A hód territóriumának nagysága és alakja igen változó. Lehet egy 2—20 hektáros tófelület, vagy folyók, holtágak és csatornák 0,5—5 kilométeres szakasza. Mozgáskörzetük nagysága függ az élôhely jellegétôl (ezen belül a rendelkezésre álló táplálék mennyiségétôl), a szomszédos hódterritóriumok számától, és az évszaktól is; nyáron nagyobb, télen — amikor a vizet jég borítja — a jelentôsebb energiaveszteség nélkül bejárható tó-, folyó- vagy holtágrészletnek megfelelôen kisebb. A magyar hódtelepítés sikerei és tanulságai Hazánkban ma már közel félezres hódállomány él. Ez részben a telepítési programnak köszönhetô, részben a természetes bevándorlásnak. Az állomány legnagyobb része a szigetközi dunai ágrendszerben fordul elô, ahová az állatok természetes bevándorlással, Ausztriából érkeztek. Ez a tény a Szigetköz optimális adottságaira 16

utal, ami az egyébként katasztrofális Duna-elterelés ritkaságszámba menô pozitív hatásai közé sorolható. A nagy vízszintingadozás ellenére mind a Duna, mind a Tisza árterén megpróbálkoztak a hód visszatelepítésével, de a kiválasztott helyszínek nem minden esetben bizonyultak alkalmasnak a hódok megtelepedésére. Elsô példaként Gemenc említhetô, hiszen errôl a területrôl több évre visszamenôleg rendelkezésünkre állnak a monitorozás eredményei. Gemencen 1996-ban kezdôdött a telepítés, mely 1998-ban folytatódott. Hat évre rá az egyedszám 80%-ára esett vissza, s ennek is 30%-a a mentett oldalon talált optimális feltételeket a fennmaradáshoz (Bozsér 2004b). Az ártéren maradt egyedek olyan partszakaszokat foglaltak el, melyek legmagasabb pontján a kotorék felett vár kialakítására is lehetôség nyílt a kisebb árhullámok átvészelésére. A hódok a kivételesen nagy árhullámok idején a part mentén álló fák vastagabb ágain találtak menedéket. Többnyire azonban az árhullámok, vagy éppen az aszály a telepítési helyszín elhagyására kényszerítette az állatokat, és számos adat utal pusztulásra is.

Bagosi Z.

A mentett oldalon található Tiszalúci Holt-Tiszát (Kesznyéteni TK) kivéve a Tiszán történt telepítéseket követô monitoring jelentések is nagyarányú elvándorlásról számolnak be, és az állatok nagy részének nyoma veszett. A Tiszaladány és Tiszadob között szabadon bocsátott 20 egyedbôl 8 (Mercsák L., szem. közlés), a Közép-Tiszai Tájvédelmi Körzetbe helyezett 38 egyedbôl pedig 15 maradt a telepítési körzetben (Puskás J., szem. közlés). A Felsô-Tisza vidékén pedig egyáltalán nem járt pozitív eredménnyel a hódtelepítés (Meszlényi L., szem. közlés). Az egyetlen igazán sikeres telepítési helyszínnek a Hanság bizonyult, ahol az állomány lassú növekedésnek

Baranyai A.

A Szigetközben a bôséges táplálék és a közel stabil vízszint paradicsomi feltételeket biztosít a hódok megtelepedéséhez, ezt bizonyítja az utóbbi másfél évtizedben megfigyelhetô populációnövekedés óriási üteme. Ám a Duna és a Tisza árterein a Szigetköz kivételével szinte mindenhol szembe kell néznünk az évente akár többször is lezúduló árhullámmal, nyáron pedig az aszály veszélyével. Ezért a Duna és a Tisza mentén jobbára csak azok a morotvák és csatornák bizonyultak alkalmasnak a telepítésre, amelyek a mentett oldalon helyezkednek el.

2. táblázat Magyarországi hód-visszatelepítések és elôfordulások (A WWF Magyarország adatai alapján, 2006).

TELEPÍTÉS

A család méretét közvetlen megfigyeléssel határozhatjuk meg, esetleg a téli élelemraktár méretébôl következtethetünk rá (Rosell & Parker 1995) (hazánkban a hód nem feltétlenül épít téli élelemraktárat, ezért ez a módszer kevésbé alkalmazható). Mivel a közvetlen megfigyelés igen idôigényes, a kutatási területek kivételével Európa nagy részén átlagértékkel helyettesítik a család méretét, és ebbôl kalkulálják a populáció nagyságát. 13 európai vizsgálat alapján az eurázsiai hód családja 3,8±1,0 egyedbôl áll (Rosell & Parker 1995). A továbbiakban Magyarországon is ezt az értéket célszerû alkalmaznunk az állománynagyság számításakor.

Helyszín

Telepítés éve

Telepített egyedek száma

Családok száma (becsült egyedszám)

Gemenc és Karapancsa

1996-1998, 2004

53

13 (kb. 41)

Hanság

2000, 2002

24

11 (kb. 42)

Felsô-Tisza

2001, 2002

10

0

Tiszaladány-Tiszadob

2003

20

2 (kb. 8)

Kesznyéteni TK

2002

15

3 (kb. 11)

Közép-Tiszai TK

2004, 2005

64

7 (kb. 24)

Mátra, Domoszló

2005

3

1 (2)

Mártélyi TK

2006

8

3 (8)

197

39 (kb. 134)

TELEPÍTÉS ÖSSZESEN VÁNDORLÁS

A visszatelepítést éveken át tartó monitorozás követi, melynek keretében adatgyûjtés folyik az állatok élôhely- és táplálékválasztásáról, valamint az esetleges territórium elhagyások és pusztulások okairól. Elpusztult példány azonosítása esetén az egyes chip-kódokhoz tartozó telepítési információkat a WWF Magyarországnál kell keresni (elérhetôségét lásd a füzet elsô oldalán). A monitorozást a késô ôszi hónapokban célszerû végezni. Ilyenkor a hód téli élelemraktára egyértelmûen jelzi az állatok jelenlétét és a territórium centrumát. Emellett rágások, lábnyomok, kotorékok, várak, esetleg gátak utalhatnak a hód jelenlétére. Az aktív kotorékok bejáratánál friss lábnyomokat és lekérgezett faágakat találhatunk, a várakon pedig a késô ôszi tatarozás nyomai árulkodnak a használatról.

Baranyai A.

Monitorozás

Szigetköz

-

-

80 (kb. 304)

Esztergom környéke

-

-

1 (kb. 4)

Rába- és Marcal-mente

-

-

2 (kb. 8)

Dráva-mente és Zala megye

-

-

6 (kb. 23)

Egyéb vízparti területek

8 (kb. 17)

TELEPÍTÉS és VISSZA-

137 (kb. 492)

TELEPÜLÉS ÖSSZESEN 17

A hód hatása a természeti környezetre

A hód hatása a természeti környezetre Ebben a fejezetben az eurázsiai és a kanadai hód jelenlétének hatásait közösen soroljuk fel. Emlékezzünk arra, hogy a kotoréképítés inkább az eurázsiai hódra, a gátépítés többnyire a kanadai hódra jellemzô! Az élôhely átalakító tevékenység következményei • Hidrológia A hódgátak vízfolyásokra gyakorolt hatása a domborzattól függôen változó. Domb- és hegyvidékek keskeny völgyeiben a gát nagyobb vízszintemelkedést eredményez, de kisebb az elárasztott terület nagysága. Síkvidéken egy hasonló magasságú gát mögött jóval nagyobb terület kerül víz alá (Johnston & Naiman 1987). A gátak stabilizálják a kisebb vízfolyások vízjárását, mivel mérsékelik a lökésszerû árhullámokat, és a száraz idôszakokban nagy mennyiségû vizet tartanak vissza (Grasse 1951; Duncan 1984). Ez a gátrendszerek által megnövelt tárolókapacitás kifejezetten elônyös lehet a késônyári alacsony vízállás alkalmával. • Geomorfológia Jones, Lawton és Shachak (1994) vezette be az ökoszisztémamérnök faj fogalmát, amely definíciója szerint olyan állatfajt takar, amely a környezet élettelen elemeit elsôsorban mechanikus úton módosítja. Ennek a csoportnak klasszikus képviselôje a hód. A hódok 18

üregeket vájnak és várakat építenek lakóhely gyanánt, csatornákat ásnak a táplálkozóhely megközelítéséhez, valamint gátakat — és egyben vízszintet — emelnek a letelepedésre kiválasztott élôhely „javítása” céljából. Építményei a folyóvölgy olyan szerkezeti elemei, amelyek nagyban befolyásolják a vízben szállított üledék mennyiségét és lerakódási mintázatát, így nagy szerepük van a folyómeder formálásában. A hódgátak felvízi oldala üledék-csapdaként mûködik — megállítja és felhalmozza a vízben szállított szerves és szervetlen üledéket. Utóbbiak mennyiségét jelentôsen növeli az üregek ásása és beomlása, a hódtó elsôdleges produkciója, és a hódok által kirágott, de fel nem használt növényzet. A felgyülemlett üledék mennyisége pedig a tó korától, a folyómeder lejtésétôl, a vízhozamtól, az alapkôzet minôségétôl és a vízgyûjtô erózió veszélyeztette területeinek kiterjedésétôl függ. Az üledékmennyiség növekedése maga után vonja a víz tápanyagszintjének emelkedését, így a hódgátak jelentôs hatással vannak a vízfolyások produktivitására is (Gurnell 1998). • Növénytársulások A hódgát építése és pusztulása is drasztikus változást okoz az élôhely növényzetében. A gát hatására megemelkedik a vízszint, ami elpusztítja a kialakuló tó területének korábbi növényzetét, s helyette vízi növénytársulások jelennek meg. Egyidejûleg a talajvízszint is megnô, amely a parti vegetáció összetételét módosítja.

• Állatközösségek A hódgátak útját állják a vízfolyásnak, ezért a gátak felvízi oldalán állóvízi ökoszisztéma jön létre. Ennek megfelelôen módosulnak az élôhely állatközösségei, amit itt — a kiadvány terjedelméhez igazodva — csak egy-egy példával illusztrálunk. Nagyobb részletességgel Rosell, Bozsér, Collen és Parker (2005) foglalkozott a hódok állatokra — sôt az egész ökoszisztémára — gyakorolt hatásával. A tó és környéke megfelelô életfeltételeket biztosít többek között a gémfélék (Ardeidae), a kormoránok (Phalacrocoracidae), a jégmadár (Alcedo atthis) és általában a récefajok számára (Gibbs, Longcore, McAuley & Ringelman 1991; Brown, Hubert & Anderson 1996). Az elárasztott területek pusztuló fái táplálkozó- és fészkelôhelyül szolgálhatnak a harkályféléknek (Picidae). Az elhagyott üregeket egyéb odúlakó madárfajok, valamint egér- (Muridae), mókus- (Sciuridae) és menyétfélék (Mustelidae) vehetik birtokukba (Hamilton 1991). A hódok megjelenésével javulnak a vidra (Lutra lutra), a kószapocok (Arvicola terrestris), az amerikai nyérc (Mustela vison) és a pézsmapocok (Ondatra zibethicus) életfeltételei (Balciauskas 2000) (az utóbbi két idegenhonos faj esetében ez negatív hatás, hiszen megtelepedésük nálunk nem kívánatos). Ezek a fajok egyúttal a hódok elhagyott kotorékát is hasznosíthatják pihenôhely vagy lakóhely gyanánt (Grasse 1951; MüllerSchwarze 1992; Rosell & Parker 1996). • Táj A gátépítés hatása óriási területeken érzékelhetô. Az észak-amerikai Quebecben az 1—15 méter szélességû folyók hosszának akár 30—50%-át is befolyásolhatja a hódok tevékenysége (Naiman & Melillo 1984). Míg DélNorvégia boreális tûlevelû erdeiben a hódgátak hatása csupán a táj 0,2%-án érzékelhetô (Parker et al. 2001), addig az észak-amerikai Kabetogama-félszigeten ez az érték 1—13% (Naiman, Pinnay, Johnston & Pastor 1994). Észak-Amerikában a gátépítés eredményeként az egyébként keskeny

folyóvölgyek a táj szélesebb, geomorfológiailag komplexebb és produktívabb zónáivá válnak (Correll, Jordan & Weller 2000). Ezen felül a hódok által létrehozott vagy módosított vizes élôhelyek akár 25%-kal is növelhetik a növényfajok diverzitását a folyóvölgyben, mert optimális életfeltételeket teremtenek a területen korábban hiányzó fajok számára (Wright, Jones & Flecker 2002). A szelektív táplálékfogyasztás hatásai A hódok a víz közelében szerzik be táplálékuk javát, ezért a táplálékfogyasztás hatása csak egy keskeny partmenti sávban érzékelhetô. Az észak-amerikai tûlevelû erdôk zónájában megállapították, hogy a vízpart azonális társulásaiban élô pionír fajok (Salix sp., Populus sp., Alnus sp.) folyamatos eltávolítása hátráltatta a szukcesszió folyamatát, amely így a hódok által nem vagy kevésbé kedvelt fajok javára módosult. Ugyanakkor a víztôl távolabb a hódok tevékenysége a már egyébként is uralkodó tûlevelûek dominanciáját erôsítette, mert a hódok csak az elegyfajként megjelenô lombhullatókat fogyasztották el (Johnston & Naiman 1990). A dél-norvégiai Telemarkban végzett vizsgálatok is megerôsítették ezeket az eredményeket (Bozsér 2002). Hollandiában — ahol a hódot fûzligetekbe és bokorfüzesekbe telepítették — az állatok szelektív táplálékválasztása a pionír növényfajok (Salix sp.) még nyilvánvalóbb dominanciáját eredményezte, mert az „étrendi kiegészítôként” fogyasztott ritkább fajok (Ulmus sp., Betula sp., Prunus sp., Cornus sp., Corylus sp.) aránya a hódok megjelenését követôen csökkent (Nolet, Hoekstra & Ottenheim 1994).

G. Safarek

Haarberg O.

Akkor is jelentôs átalakulás következik be, ha a táplálékforrások megfogyatkozásával a hód elhagyja territóriumát (esetleg vadászat, predáció vagy betegség okán elpusztul), így a gát öregedésével (vagy összeomlásával) elfolyik a tó vize, és a felhalmozott üledéken egy tápanyagban gazdag lapály, úgynevezett hódmezô marad vissza (Nummi 1989; Gurmell 1998). A víz elszivárgását követôen a hódmezô talaja és növényzete évtizedekig tartó szukcesszión megy keresztül, melynek eredményeként újra erdôtársulás veszi birtokba a hosszú ideig fátlan területet (McMaster & McMaster 2001).

19

A hód jelenlétének ökonómiai hatásai

KÖVETENDÔ EREDMÉNY

MEGOLDÁSRA VÁRÓ HATÁS

az óriási költségeket jelentene (Balodis 1994). Az orosA hódokról sokakban az a kép él, amint a vízpartok zországi Volga-Káma Nemzeti Parkban pedig a hódmentén óriási fákat döntenek. A valóságban az ebbôl tavak üledékvisszatartó és tároló kapacitásának elônyeit adódó erdôgazdasági károk rendszerint nem jelentôsek, próbálják kamatoztatni — erre a területre kimondottan és a vízpartok 15—20 méteres sávjára korlátozódnak. élôhelyrekonstrukció céljából telepítették vissza a Nagyobb a visszhangja annak a károkozásnak, amelyet hódokat (Gorshkov, Easter-Pilcher, Pilcher & Gorshkov az állatok gyümölcsöskertekben (fôként almásban) és 1999). szántóföldeken (jobbára kukoricásban) okoznak. LenA hód pozitív gazdasági hatása figyelemre méltó a gyelországban például elôfordult, hogy a hódok cukorturizmus területén is. Számos európai országban répával töltötték fel téli élelemraktárukat (Zurowski & (Norvégia, Svédország, Lengyelország, Franciaország) Kasparcezyk 1988). A káresetek javát a vízfolyás partszerveznek hódszafarikat. Magyarországon elôször a jától mért 15 méteren belül lehet észlelni, ennél távoDuna-Dráva Nemzeti Park Gemenci Tájegységében labbra ritkán merészkednek. jelöltek ki a hódokat és tevékenységüket is bemutató A hódok beomlott üregrendszerei helyenként a partanösvényt (Gemenc-Bárányfoki tanösvény). toldalt erodálhatják. Ám a legnagyobb kárt kétségkívül azzal okozzák, amikor gátjaikkal erdôket, mezôgaz- 3. táblázat A hódok jelenléte miatt megfigyelhetô, gazdaságot is érintô hatások dasági területeket, utakat Hatások Példa az elôfordulásra Védekezés lehetôsége árasztanak el. A gátnak van Németország Gyümölcsfák törzsének bekerítése Rágás vízparti pozitív hatása is, hiszen a gyümölcsösökben Lengyelország Gabonaföld elkerítése; gabonatermeszRágás vízparti vizet alaposan megszûri, ami tés felhagyása a vízpart közelében gabonaföldeken gazdasági szempontból sem Lettország, Litvánia Állatok áttelepítése; Hódgátak miatt elhanyagolható. A Lettoraz érintett terület lehatárolása; elárasztott erdô, szágban élô 70 ezres hódpoátereszek beépítése az érintett vagy mezôgazdasági puláció gátjai például évente területen terület 32 billió köbméter vizet tiszTöbb európai ország Tudományos konferencia szervezése títanak meg. Ha ugyanezt az Norvégia, Svédország Hódszafari eredményt mûszaki létesítMagyarország Tanösvényépítés ményekkel akarnák elérni, 20

Baranyai A.

A. Mohl

Állományszabályozás

Állományszabályozás Az elmúlt évszázadban visszatelepített hódok — az optimális, átalakítást alig igénylô természetes élôhelyek elfoglalása után — ma már intenzív emberi használat alatt álló területeken terjeszkednek. A telepítés legkorábbi helyszínein a hód nem kuriózum többé, a táj részévé vált, ahol a terület gazdája tisztában van jelenlétének mind negatív, mind pozitív hatásaival, és az állomány szabályozását jól bevált módszerek segítik. Az utóbbi években szabadon bocsátott állatok azonban csak a közeljövôben érik el azokat a marginális élôhelyeket, ahol a megtelepedésük és fennmaradásuk nagyobb élôhelymódosításokat igényel. Várhatóan ebbôl fakadnak majd azok a konfliktusok, amelyek orvoslása — hazánkban is — csak emberi beavatkozással lehetséges. A hódkárok mérséklése A hód okozta rágáskárok nagy része az ültetvényekhez kötôdik. A felmérések szerint a veszteségek 75%-a a víztôl mért 15 méteren belül tapasztalható (Heidecke & Klenner-Fringes 1992), ezért célszerû a szántóföldi növénytermesztés és kertmûvelés megszüntetése a partoldalt szegélyezô 15—20 méteres sávban. Ebben a zónában a hód táplálkozásából adódó károk elkerülésére a legjobb tartós megoldás a természetes vegetáció helyreállítása. (Nolet & Rosell 1998). Ahol ez nem lehetséges, ott a rágást a mûvelt területek vagy a magányos fák bekerítésével lehet megelôzni. Az

észak-amerikai faj esetében a hódpézsma kritikus helyeken történô elhelyezése meggátolja a betelepülést. Kimutatták azt is, hogy a prérifarkas (Canis latrans), az ezüsthiúz (Lynx canadensis) és az amerikai vidra (Lutra canadensis) szaganyagai, valamint az oltott és oltatlan mész, továbbá a lenolaj elriasztja a hódot táplálkozóhelyérôl (Nolet & Rosell 1998). Helyenként elôfordul, hogy a hódüregek töltéseket és partoldalakat rongálnak meg. Ezt a kártételt a veszélyeztetett partfelületre terített erôs dróthálóval, vagy mesterséges üregek kialakításával lehet elhárítani. A legnagyobb fejtörést alighanem mindig is a hódok gátépítése okozta. Észak-Amerikában a gátak lerombolásával vagy átfolyó csövek beépítésével szüntetik meg a területek elárasztását — mindkét módszer egyszerû és hatékony (MacDonald et al. 1995). Ha a hód szûk keresztmetszetû átereszek útját zárja el gátjaival, akkor az építmény eltávolítása után érdemes az átfolyó csô felvízi végét félkör alakban körbekeríteni. A kerítés akkor megfelelô, ha a hossza és az ívelése lehetetlenné teszi a körbegátolást (D'Eon 1995).

21

Egyedszám szabályozás Áthelyezés és a termékenység szabályozása A hód—ember konfliktusok legjobb átmeneti megoldása az állatok áthelyezése. Ez a természet háborítatlanságának szempontjából is a legbiztonságosabb módszer. Hatékonysága pedig függ a befogó ismereteitôl, amely kiterjed a hód mozgáskörzetére, a hódnyomok olvasására, valamint a hódcsapda célszerû alkalmazására. Egy tapasztaltabb csapdaállító egy hét leforgása alatt, egy tucat csapda használatával a hódcsalád minden tagját befoghatja. Ezt a módszert alkalmazzák Lengyelországban (Czech 1999) és Németországban (Schwab G., szem. közlés). Bonyolultabb módja a konfliktusok megszüntetésének a termékenység szabályozása. Mivel a hódok stabil, territoriális családokban élnek (melyekben csak a felnôtt pár szaporodik), ez a megoldás kivételesen jól alkalmazható. A szülôpár egyik tagjának sterilizálásával a szaporodás a territóriumon belül megszûnhet (Brooks, Fleming & Kenelly 1980).

növekedésével párhuzamosan megnô a pusztulási arány, csökken a vemhességi ráta, az ivaréretté válás pedig idôben kitolódik (Hartman 1994a). Miután a visszatelepített állomány elkezd szaporodni, kezdetben évi 40%-kal is növekedhet az állomány létszáma, de a nö-

történô állományszabályozásnak, amellyel elkerülhetôk a nagy állománysûrûségbôl adódó konfliktusok (Hartman 1994b). A balti országok valamint Oroszország, Finnország és Norvégia gyors növekedésnek indult hódállományát is vadászattal szabályozzák. Norvégiában a kommunális vadásztestületek határozzák meg az éves kilövési kvótát (az ôszi állománynagyság kb. 20%-a), amelyet a helyi földtulajdonosok között osztanak fel attól függôen, hogy ki-ki mekkora kiterjedésû hódélôhellyel rendelkezik. A földbirtokos azonban ritkán vadászik, ezt a jogot többnyire bizonyos térítés ellenében vadászokra ruházza (Rosell & Parker 1995). Ez az eljárás arra ösztönzi a föld tulajdonosát (aki a földterületen kívül annak élôvilágával is bír), hogy a hódot, mint a birtok „önfinanszírozó” részét vegye számításba. Napjainkban a vadászat már nem veszélyezteti a hódállományt, mert a hajdan oly értékes castoreum és hódprém elvesztette jelentôségét. Ennek ellenére a vadászatot minden esetben alapos egyedszámlálás és vadászati terv készítése elôzi meg (Hartman 1994b). S bár a hód húsát ma is megeszik, a vadászokat többnyire nem a hús- és prémszerzés motiválja az állatok elejtésében, hanem a hódkárok mérséklése és a vadászélmény (Lavsund 1983; Hartman 1999).

G. Schwab

Czabán D.

A szabályozás pillanatnyi lehetôségei Magyarországon

Vadászat Az állatok áthelyezése (vagy a károk megtérítése) egy idô után megfizethetetlenné válik, és ahhoz a nemkívánatos eredményhez vezet, hogy a hód kártevôként rögzül az emberek tudatában. Ezért a hosszú távú állományszabályozáshoz olyan módszerekre van szükség, amely megkönnyíti a hód jelenlétének elfogadtatását. A svéd és finn hódpopuláció körülbelül 40 év alatt erôsödött meg annyira, hogy szükségessé vált a további növekedés korlátozása. Ezekben az országokban nagy területre viszonylag kevés állatot telepítettek. Oroszországban, ahol egy-egy területre 50—100 példányt helyeztek ki, ez az idôszak 20 évre csökkent (Zurowsky & Kasperczyk 1988). Ha természetes ellenség nem szabályozza a hód állományát, leginkább a téli táplálék az a tényezô, amely meghatározza a populáció növekedésének mértékét és az élôhely eltartóképességét. A populáció sûrûségének 22

vekedési arány az évek múlásával fokozatosan csökkenni fog (Nolet 1994). Ez egyrészt a denzitás-függô születési és halálozási ráta következménye, másrészt annak tulajdonítható, hogy a családok fokozatosan a kevésbé optimális élôhelyeket is elfoglalják, ahol a vemhességi arány még az átlagosnál alacsonyabb. A környezet forrásainak kiaknázása következtében ezt a szakaszt körülbelül 35 év elteltével a populáció összeomlása követi (Hartman 1994b). Ilyenkor megnövekszik a territóriumokért vívott összetûzések száma, és az állatok fogékonyabbá válnak a betegségekre, ezért az állomány egy része közvetve vagy közvetlenül az éhezés következtében pusztul el (Halley & Rosell 2002). Mivel a populáció dinamikája egy új betelepítésnél még nincs közvetlen kapcsolatban a kritikus erôforrásokkal, fontos, hogy a visszatelepítési program magában foglalja a populáció szabályozását, figyelembe véve a környezet eltartóképességét. Európában és Ázsiában — számottevô természetes ellenség hiányában — egy hódpopuláció addig növekszik, amíg azt a környezet forrásai lehetôvé teszik. Így a populáció összeomlásának és a források csökkenésének elkerülése érdekében az állományt már a kezdeti gyors növekedési stádiumban célszerû apasztani. Ez növeli a demográfiai stabilitást, és biztosítja egy életképes, önellátó populáció létrejöttét. Svédországban ez a tudományos alapja a vadászattal

Magyarországon jelenleg a megelôzés a legjobb módszer a károk elkerülésére. Az éves monitorozási eredmények alapján ismerjük a hódok elôfordulását, így rövidtávon elôrejelezhetô az állatok terjeszkedésének iránya és a hódkárok várható helye is. Ha szükséges, elkerítéssel vagy riasztó hatású szaganyagokkal lehet elejét venni a hódok megtelepedésének (lásd „A hódkárok mérséklése” címû fejezetet). A megelôzésért a terület tulajdonosa vagy használója felelôs, de indokolt esetben kérheti az illetékes nemzeti park igazgatóság segítségét is (lásd 1996. évi LIII. törvény a természet védelmérôl).

Bera M.

Állományszabályozás

Ha a hód már megtelepedett, akkor a rágáskárok a megóvandó faegyedek vagy ültetvények bekerítésével (0,5 méter magas, 2,5 cm-nél kisebb lyukátmérôjû drótháló vagy elektromos kerítés) háríthatók el (D'Eon 1995). Védett faj lévén a hód élôhelyének (pl. várak, hódgátak) károsítása törvénybe ütközô tevékenység, ezért gátépítés esetén a probléma csak a gátba épített átfolyó csôvel orvosolható. Azokon a területeken, ahol hosszú távon nem fogadható el a hód jelenlétével együtt járó károkozás (pl. ha üregrendszerei gátak stabilitását veszélyeztetik, vagy gátjai értékes területeket árasztanak el), a legjobb megoldás az állatok áthelyezése. A hódok befogásához Európában többnyire Hancock-csapdákat használnak, melyek használata igazán castoreum-csalival hatékony, és célszerû a csapdák sárral-iszappal történô álcázása. A problémás egyedek befogása csak az illetékes természetvédelmi hatóság engedélyével és felügyeletével végezhetô (lásd 1996. évi LIII. törvény a természet védelmérôl).

Utószó A természetvédelem ritkán ér el látványos eredményeket, ám az eurázsiai hód visszatelepítése kétségkívül a sikertörténetek közé tartozik. Elmondható, hogy a visszatelepítések hatására mind az öt tiszta európai hódpopuláció elérte a hosszú távú fennmaradáshoz szükségesnek tartott 2000 példányt (Nolet & Rosell 1998). A három ázsiai populáció (a nyugat-szibériai, a középszibériai és a mongóliai) kis egyedszáma miatt még ma is veszélyben van, ezért ezek védelmét szükséges lenne kiterjeszteni a jelenlegi rezervátumokon kívül a hódok által benépesített folyók vízgyûjtô területére is.

Magyarországon a gemenci, hansági és tiszai hódvisszatelepítéseket követôen az állatok egy része megtelepedett a szabadon bocsátás helyszínein vagy azok közelében. Bízhatunk benne, hogy a visszatelepítések folytatása, a hazai állományok terjedése, valamint az Ausztriából és Horvátországból Magyarországra bevándorló egyedek és családok térhódítása idôvel meghozza a várt eredményt és hazánkban hosszútávon is életképes hódállomány jön létre.

23

Irodalom ALEKSIUK M. (1970) The function of the tail as a fat storage depot in the beaver (Castor canadensis). Journal of Mammalogy 51: 145-148. ALLEN A. W. (1983) Habitat suitability index modelsbeaver. Fish and Wildlife Service, Washington, DC. BALCIAUSKAS L. (2000) Beaver influence on amphibian breeding in the agrolandscape. In Abstracts of the 2nd European Beaver Symposium. Bialowieza, Poland. BALODIS M. (1994) Beaver population of Latvia: history, development and management. In Proceedings of the Latvian Academy of Sciences 7(8): 122-127. BALODIS M. (1997) Recovery of the beaver in the inconstant Latvian landscape. In Abstracts of the 1. European Beaver Symposium. Slovakia, Bratislava. BARCSAY L. (1997) Hódok az üzleti életben. Élet és Tudomány 3: 83-85. BERTHELSEN J. P., MADSEN A. B., SVENDESN T. B., ASBIRK S. & BAU L. M. (2006) The beaver Castor fiber in Denmark. Population development and effects on flora and fauna. Poster abstract, Proc. 4th European Beaver Symposium/3rd Euro-American Beaver Congress, Freising, Germany, 11-14 September 2006, 13. BOZSÉR O. (2001) Beavers in Hungary - habitat preference on the floodplain of the Danube in Gemenc area. In The European beaver in a New Millennium. Proceedings of the 2nd European Beaver Symposium. (Ed. by Schwab G. & Czech A.), 27-30 September 2000, Bialowieza, Poland, pp. 44-46. BOZSÉR O. (2002) Az eurázsiai hód (Castor fiber) táplálékválasztása, valamint annak az erdôtársulásokra gyakorolt hatása Dél-Norvégiában. VIII. Országos Felsôoktatási Környezettudományi Diákkonferencia, Elôadások összefoglalói: 228. BOZSÉR O. (2003) Az eurázsiai hód monitorozásának eredményei a Szigetközben. WWF-kézirat. BOZSÉR O. (2004a) Az eurázsiai hód (Castor fiber) visszatelepítése Magyarországon. Természetvédelmi Közlemények 11. BOZSÉR O. (2004b) Alsó-Duna-völgyi hódelôfordulások 2003-2004 telén. WWF-kézirat. BREHM A. (1989) Az állatok világa. ÁKV-Maecenas, Budapest. BROOKS R. P. & FLEMING M. W. & KENELLYY J. J. (1980) Beaver colony responses to fertility control: evaluating a concept. Journal of Wildlife Management 44: 568-575. BROWN D. J., HUBERT W. A. & ANDERSON S. H. (1996) beaver ponds create wetland habitat for birds in mountains of southeastern Wyoming. Wetlands 16: 127-133. CIROVÍC D. (2006) Distribution of the beaver in 24

Serbia. Poster abstract, Proc. 4th European Beaver Symposium/3rd Euro-American Beaver Congress, Freising, Germany, 11-14 September 2006, 20. CZABÁN D. (2004) Az eurázsiai hód monitorozásának eredményei a Hanságban. WWF-kézirat. CZABÁN D. (2005) Az eurázsiai hód monitorozásának eredményei a Hanságban. WWF-kézirat. CZECH A. (1999) The status of the European beaver in Poland. In Proceedings of the III. International Symposium on Semiaquatic Mammals and their Habitats. (Ed. by H. Hollmann), 25-27 May 1999, Universität Osnabrück, Osnabrück, Germany, abstract, pp. 13-14. COLES B. (2006) Beavers in Britain's Past. Oxbow Books, Oxford. CORRELL D. L., JORDAN T. E. & WELLER D. E. (2000) Beaver pond biogeochemical effects in the Maryland Costal Plain. Biogeochemistry 49: 217-239. DANILOV P. I. & KAN'SHIEV V. YA. (1983) The state of populations and ecological characteristics of European (Castor fiber L.) and Canadian (Castor canadensis Kuhl.) beavers in the north-western USSR. Acta Zoologica Fennica 174: 95-97. D'EON R. G. (1995) The Beaver Handbook. Northeast Science and Technology, Ontario. DJOSHKIN W. W. & SAFONOV W. G. (1972) Die Biber der alten und neuen Welt. A. Ziemsen Verlag, Wittenberg. DÚHA J. & MAJZLAN O. (1997) The first reintroduction of beaver in Horná Orava in Slovakia. In Abstracts of the 1. European Beaver Symposium. Slovakia, Bratislava. DUNCAN S. L. (1984) Leaving it to beaver. Environment 26: 41-45. ERMALA A. (2000) Finnish beaver status at present and its controlling. In Abstracts of the 2nd European Beaver Symposium. Bialowieza, Poland. ERMALA A., HELMINEN M. & LAHTI S. (1989) Some aspects of the occurence, abundance and future of the Finnish beaver population. Suomen Riista 35: 108-118. FRAHNERT S. & HEIDECKE D. (1992) Kraniomet rische Analyse eurasicher biber, Castor fiber L. (Rodentia, Castoridae) — Erste Ergebnisse. In Materialen des 2. Internationalen Symposiums Semiaquatische Säugetiere, Martin-Luther-Universität, Halle, Saale, pp. 175-189. GIBBS J. P., LONGCORE J. R., MCAULEY D. G. & RINGELMAN J. K. (1991) Use of wetland habitats by selected nongame waterbirds in Maine. U.S. Fish and Wildlife Service, Fish and Wildlife Research 9. GORSHKOV Y. A., EASTER-PILCHER A. L.,

PILCHER B. K. & GORSHKOV D. (1999) Ecological restoration by harnessing the work of beavers. In Beaver protection, Management and Utilisation in Europe and North-America. (Ed. by Busher P. E. & Dzieciolowski R.), Kluwer Academic / Plenum Publisher, New York, pp. 67-76. GRASSE J. E. (1951) Beaver ecology and management in the Rockies. Journal of Forestry 49: 3-6. GRUBESIC M., GLAVAS M., MARGALETIC J., PERNAR R., ANCIC M. & KRAPINEC K. (2006) A decade of the beaver in Croatia. Poster abstract, Proc. 4th European Beaver Symposium/3rd Euro-American Beaver Congress, Freising, Germany, 11-14 September 2006, 27. GURNELL A. M. (1998) The hydrogeomorphological effects of beaver dam-building activity. Progress in Physical Geography 22: 167-189. HALLEY D. J. & ROSELL F. (2002) The beaver's reconquest of Eurasia: status, population development and management of a conservation success. Mammal Review 32: 153-178. HALLEY D. J. & ROSELL F. (2003) Population and distribution of European beavers (Castor fiber). Lutra (Beaver special) 46 (2): 91-101. HAMILTON D. (1991) Beaver benefits. Missouri conservationist 52: 17-21. HARTMAN G. (1992) Age determination of live beaver by dental X-ray. Wildlife Society Bulletin 20: 216-220. HARTMAN G. (1994a) Ecological studies of a reintroduced beaver (Castor fiber) population. PhD thesis, Swedish University of Agricultural Sciences, Uppsala. HARTMAN G. (1994b) Long-term population development of a reintroduced beaver (Castor fiber) population in Sweden. Conservation Biology 8: 713-717. HARTMAN G. (1999) Beaver management and utilization in Scandinavia. In Beaver protection, Management and Utilisation in Europe and NorthAmerica. (Ed. by Busher P. E. & Dzieciolowski R.), Kluwer Academic / Plenum Publisher, New York, pp. 1-6. HEIDECKE D. (1984) Untersuchungen zur ökologie und populationsentwicklung des Elbebibers, Castor fiber albicus Matschie, 1907. Teil 1. Biologische und populationsökologische Ergebnisse. Zoologische Jahrbücher Abteilung Systematik 111: 1-41. HEIDECKE D. (1992) Adaptation des Bibers an aquatischen Lebensräume in der Holarktis. In Materialen des 2. Internationalen Symposiums Semiaquatische Säugetiere, Martin-Luther-Universität, Halle, Saale, pp. 103-120. HEIDECKE D. & KLENNER-FRINGES B. (1992) Studie über die Habitatnutzung des Bibers in der Kulturlandschaft. In Materialen des 2. Internationalen Symposiums Semiaquatische Säugetiere, MartinLuther-Universität, Halle, Saale, pp. 215-265. HINTERMANN & WEBER AG (1997) Das bewertungsmodell für die aktuelle Bibertauglichkeit

Gewässernetzes. Pro Natura Baselland, Rodersdorf. IONESCU G., IONESCU O., RAMON J., PASCA C., POPA M., SARBU G., SCURTU M. & VISAN D. (2006) 8 years after beaver reintroduction in Romania. Poster abstract, Proc. 4th European Beaver Symposium/3rd Euro-American Beaver Congress, Freising, Germany, 11-14 September 2006, 30. JENKINS S. H. & BUSHER P. E. (1979) Castor canadensis. Mammalian species 120: 1-8. JOHNSTON C. A. & NAIMAN R. J. (1987) Boundary dynamics of the aquatic-terrestrial interface: the influence of beaver and geomorphology. Landscape Ecology 1: 47-57. JOHNSTON C. A. & NAIMAN R. J. (1990) Browse selection by beaver: effects on riparian forest composition. Canadian Journal of Forest Restoration 20: 1036-1043. JONES C. G., LAWTON J. H. & SHACHAK M. (1994) Organisms as ecosystem engineers. Oikos 69: 373-386. KLEIN T. (1999) Hvad er det med den bæver? Weekendavisen, 29/1/99. KOLLAR H. P. & SEITER M. (1990) Biber in den Donau-Auen östlich von Wien. Eine erfolgreiche Wiederansiedlung. Verein für Ökologie und Umweltforschung, Wien. KOLLAR H. P. (1992) The beaver in Austria. In Proceedings of the Meeting Reintroduction and Reintegration of the European Beaver on the conditions of the Landscape of Central Europe. Olomouc Czechoslovakia. KORTH W. W. (2001) Comments on the Systematics and Classification of the Beavers (Rodentia, Castoridae). Journal of Mammalian Evolution 8: 279-296. KOSTKAN V. (1999) The European beaver, (Castor fiber L.) population growth in the Czech Republic. Global Ecology and Biogeography Letters 6: 307310. LAANETU N. (1995) The status of European beaver (Castor fiber L.) population in Estonia and its influence on habitats. In Proceedings of the 3. Nordic Beaver Symposium. Finnish Game and Fisheries Research Institute, Helsinki. LAHTI S. & HELMINEN M. (1974) The beaver Castor fiber (L.) and Castor canadensis (Kuhl) in Finland. Acta Theriologica 19: 177-189. LAHTI S. (1997) Development of populations, distribution problems and prospects of Finnish beaverpopulations. In Abstracts of the 1. European Beaver Symposium. Slovakia, Bratislava. LANCIA R. A., DODGE W. E. & LARSON J. S. (1982) Winter activity patterns of two radio-marked beaver colonies. Journal of Mammalogy 63: 598-606. LAVROV L. S. & ORLOV V. N. (1973) Kariotity I taksonomija sovremennich bobrov (Castor, Castoridae, Mammalia), Zoologische Zhurnal 52: 734-742. LAVROV L. S. (1983) Evolutionary development of the genus Castor and taxonomy of the contemporary 25

beavers of Eurasia. Acta Zoologica Fennica 174: 8790. LAVSUND S. (1983) Beaver management and economics - Europe except the USSR. Acta Zoologica Fennica 174: 133-135. LELKES A. (2004) Az eurázsiai hód monitorozásának eredményei Zala-megyében. WWF-kézirat. MACARTHUR R. A. (1989) Energy metabolism and thermoregulation of beaver (Castor canadensis). Canadian Journal of Zoology 67: 651-657. MacDonald D. W. (1995) Beaver comes home. BBC Wildlife November: 72-76. MACDONALD D. W., TATTERSALL F. H., BROWN E. D. & BALHARRY D. (1995) Reintroducing the European beaver to Britain: nostalgic meddling or restoring biodiversity? Mammal Review 25 (4): 161-200. MACMASTER R. T. & MACMASTER N. D. (2001) Composition, structure and dynamics of vegetation in fifteen beaver-impacted wetlands in western Massachusetts. Rhodora 103: 293-320. MICKUS A. (1995) The European beaver (Castor fiber L.) in Lithuania. In Proceedings of the 3. Nordic Beaver Symposium. Finnish Game and Fisheries Research Institute, Helsinki: 44-45. MÜLLER-SCHWARZE D. & HECKMAN S. (1980) The social role of scent marking in beaver (Castor canadensis). Journal of Chemical Ecology 6: 81-95. MÜLLER-SCHWARZE D. (1992) Beaver Waterworks. Natural History 5: 52-53. MYRBERGET S. (1967) The Norwegian population of beaver, Castor fiber. Meddelelser fra Statens viltundersøkelser 2: 26. NAIMAN R. J. & MELILLO J. M. (1984) Nitrogen budget of a subarctic stream altered by beaver (Castor canadensis). Oecologia 62: 150-155. NAIMAN R. J., MELILLO J. M. & HOBBIE J. E. (1986) Ecosystem alteration of boreal forest streams by beaver (Castor canadensis). Ecology 67: 12541269. NAIMAN R. J., PINNAY G., JOHNSTON C. A. & PASTOR J. (1994) Beaver influences on the long-term biogeochemical characteristics of boreal forest drainage networks. Ecology 75: 905-921. NOLET B. A. (1994) Return of the beaver to the Netherlands: viability and prospects of a reintroduced population. PhD thesis, Rijksuniversitet Groningen, Groningen. NOLET B. A., HOEKSTRA A. & OTTENHEIM M. M. (1994). Selective firaging on woody species by the beaver Castor fiber, and ist impact on a riparian willow forest. Biological Conservation 70: 117-128. NOLET B. A. & ROSELL F. (1994) Territoriality and time budgets in beavers during sequential settlement. Canadian Journal of Zoology 72: 1227-1237. NOLET B A. (1997) Management of the beaver (Castor fiber): towards restoration of its former distribution and ecological function in Europe. Nature and 26

environment 86, Council of Europe, Strasbourg. NOLET B. A. & ROSELL F. (1998) Comeback of the beaver (Castor fiber): an overview of old and new conservation problems. Biological Conservation 83 (2): 165-171. NUMMI P. (1989) Simulated effects of the beaver on vegetation, invertebrates and ducks. Annales Zoologici Fennici 26: 43-52. OFFICE NATIONALE DE LA CHASSE (1999) Statut qualtatif du Castor en France: situation 1999. Office Nationale de la Chasse, Paris. OZOLINS J. & BAUMANIS J. (2000) The current beaver status in Latvia. In Abstracts of the 2nd European Beaver Symposium. Bialowieza, Poland. PACHINGER K. & HULIK T. (1999) Origin, present conditions, and future prospects of the Slovakian beaver population. In Beaver protection, Management and Utilisation in Europe and North-America. (Ed. by Busher P. E. & Dzieciolowski R.), Kluwer Academic / Plenum Publisher, New York, pp. 43-52. PARKER H., HAUGEN A., KRISTENSEN Ø., MYRUM E., KOLSING R. & ROSELL F. (2001) Landscape use and economic value of Eurasian beaver (Castor fiber) on a large forest in southeast Norway. In Proceedings of the First Euro-American Beaver Congress (Ed. by Busher P. & Gorshkov Y.). First Euro-American Beaver Congress, Transactions of the Volga-Kama National Nature Zepovednik, 24-28 August 1999, Kazan, Russia, pp. 77-95. PARZ-GOLLNER R. & VOGL W. (2006) Numbers, distribution and recent beaver conflicts in Austria. Poster abstract, Proc. 4th European Beaver Symposium/3rd Euro-American Beaver Congress, Freising, Germany, 11-14 September 2006. PILLERI G. (1985) Investigations on beavers IV., Brain Anatomy Institute, Berne. PILLERI G. (1986). Investigations on beavers V., Brain Anatomy Institute, Berne. RAFF GYÖRGY (1846) Raff György Természet Históriája gyerekek számára. Állami Könyvterjesztô Vállalat. Harmadik kiadás, 1986. RICHARD P. B. (1985) Pecularities on the ecology and management of the Rhodanian Beaver (Castor fiber L.). Zeitschrift für Angewandte Zoologie 72: 143-152. RICHARD P. B. (1986) The status of the beaver in France. Zoologische Abhandlungen (Dresden) 41: 121-130. ROSELL F. & PARKER H. (1995) Beaver management: present practice and Norway's future needs. Manuscripe, Telemark College, Bø, Norway. [in Norwegian with English summary] ROSELL F. & PARKER H. (1996) The beaver's (Castor spp.) role in forest ecology: a key species returns. Fauna 49: 192-211. [in Norwegian with English summary] ROSELL F. & PEDERSEN K. V. (1999) The Beaver. Landbruksforlaget, Oslo. [in Norwegian]

ROSELL F. & SUN L. (1999) Use of anal gland secretion to distinguish the two beaer species Castor canadensis and Castor fiber. Wildlife Biology 5(2): 119-123. ROSELL F., BOZSÉR O., COLLEN P. & PARKER H. (2005) The ecological impact of a riparian species: the beaver's (Castor spp.) ability to modify ecosystems. Mammal Review, in press. RUBBERS O. & VAN DEN BOGAERT J. (2006) Tourism in Beaverland (Belgium). Poster abstract, Proc. 4th European Beaver Symposium/3rd EuroAmerican Beaver Congress, Freising, Germany, 11-14 September 2006, 45. SAFONOV V. G. & SAVELIEV A. P. (1999) Beavers in CIS: resources, translocation and trapping. In Proceedings of the First Euro-American Beaver Congress (Ed. by Busher P. & Gorshkov Y.). First Euro-American Beaver Congress, Transactions of the Volga-Kama National Nature Zepovednik, 24-28 August 1999, Kazan, Russia. SAVELIEV A. P. & SAFONOV V. G. (1999) The beaver in Russia and adjoining countries. Recent trends in resource changes and management problems. In Beaver protection, Management and Utilisation in Europe and North-America. (Ed. by Busher P. E. & Dzieciolowski R.), Kluwer Academic / Plenum Publisher, New York, pp. 17-24. SCHWAB G., DIETZEN W. & VON LOSSOW G. (1994) Biber in Bayern: Entwicklung eines Gesamtkonzeptes zum Schutz des Bibers. Schriftenreihe Bayerische Ladesamt für Umweltschutz 128: 9-31. SIEBER, J. (1989) Biber in Oberösterreich: eine aktuelle Bestandsaufnahme an Inn und Salzach. Jahrbücher Oberösterreichischer Museum-Verein 134: 277-285. SKOV-OG NATURSTYRELSEN (DENMARK) (1999) Bæveren er tilbake. Website, http://www.sns.dk/natur/baever/index.htm SPIELMAN E. (1995) Untersuchungen zu den Möglichkeiten einer Wiedereinbürgerung des Bibers (Castor fiber) in Schleswig-Holstein. Forschungsstelle Wildbiologie, Christian-Albrechts Universität Kiel. STAVROVSKY D. D. (1997) Beaver's activities influence on the environment conditions. In Abstracts of the 1. European Beaver Symposium. Slovakia, Bratislava. STEEN I. & STEEN J. B. (1965) Thermoregulatory importance of the beaver's tail. Comparative Biochemistry and Physiology 15: 267-270. STOCKER G. (1985) The beaver (Castor fiber L.) in Switzerland: biological and ecological problems of reestablishment. Swiss Federal Institute of Forestry Research Reports 242: 1-149. [in German with English summary] STUBBE M. & DAWAA N. (1986) Die Autocthone Zentralasiatische Biberpopulation. Zoologische Abhendelungen (Dresden) 41: 93-103. SVENDSEN G. E. (1978) Castor and anal glands of

the beaver. Journal of Mammalogy 59: 618-620. THOMSEN L. R. & ROSELL F. & CAMPBELL R. D. & BOZSÉR O. (2003) Territorial display involving tool use in the Eurasian beaver. In: Proceedings of the 3. International Beaver Symposium, Arnheim, The Netherlands, 13-15 Oct. 2003. TROIDL C. & IONESCU G. (1997). Beaver project Romania - a reintroduction with special focus on anthropic factors. In Abstracts of the 1. European Beaver Symposium. Slovakia, Bratislava. ULEVICIUS A (2000) Temporal changes in an abundant beaver (Castor fiber) population. In Abstracts of the 2nd European Beaver Symposium. Bialowieza, Poland. ULEVICIUS A. & MICKUS A. & MASEIKYTE R. (1999) History and present status of semiaquatic mammals in Lithuania. In Proceedings of the III. International Symposium on Semiaquatic Mammals and their Habitats. (Ed. by H. Hollmann), 25-27 May 1999, Universität Osnabrück, Osnabrück, Germany. VALACHOVIC D. (1997) Distribution of the beaver in Záhorie region (West-Slovakia). In Abstracts of the 1. European Beaver Symposium. Slovakia, Bratislava. WINTER C. (1997) Reintroduction of the beaver in Switzerland - a temporary or lasting success? In Abstracts of the 1. European Beaver Symposium. Slovakia, Bratislava. WRIGHT J. P., JONES C. G. & FLECKER A. S. (2002) An ecosystem engineer, the beaver, increases species richness at the landscape scale. Oecologia 132: 96-101. WWF MAGYARORSZÁGI KÉPVISELET (1996) Hódélôhely alkalmassági felmérés a Duna-Dráva Nemzeti Park Gemenci Tájegységében. WWF kézirat. ZUROWSKI W. & KASPERCZYK B. (1988) Effects of reintroduction of European beaver in the lowlands of the Vistula basin. Acta Theriologica 33 (24): 325338. ZUROWSKI, W. (1989) Dam building activity of beavers on the mountainous streams. In Proceedings of the Fifth International Theriological Congress, Rome.

27

28 29

2001, 2005 ** (bekerített területre) 1936-40, 1966-89, 1999-2000

? ? 17. század 11. sz. (?)

1841

1868 _

Kipusztulás idôpontja 1826 1857? ? 1844

1830-as évek 1938

? 1865

12. sz.

Belorusszia

Bulgária BoszniaHercegovina Csehország Dánia

Észtország

Finnország Franciaország

Ország Hollandia Horvátország Kazahsztán Lengyelország

Lettország Litvánia

Luxemburg Magyarország

Mongólia és Kína Nagy-Britannia

Norvégia

Németország

2000 1991; 1996-tól rendszeresen 1959-1985

_

Belgium

1925-32, 1952-65

1927-52, 1975-84 1947-59

1943-49, 1975-86

1996-98 -

1988-2000

Visszatelepítés idôpontja

1848

Ausztria

Kb. 140 350-400 1000 18-23.000

32.000-50.000

4 Kb. 492 kipusztult 800 ?

8-10.000

<50.000

C. f. ssp. albicus C. f. ssp. albicus (bevándorlás Oroszországból) C. f. ssp. fiber C. f. ssp. osteuropaeus és C. f. ssp. belarusicus C. canadensis (néhány példány betelepítése) _ C. f. ssp. fiber, C. f. ssp. osteuropaeus és C. f. ssp. belarusicus C. f. ssp. osteuropaeus és C. f. ssp. belarusicus

C. f. ssp.? (bevándorlás Belgiumból) C. f. ssp.?, C.f. ssp. albicus C. canadensis (néhány egyed betelepítése) C. f. ssp. birulai C. f. ssp. fiber

C. f. ssp. albicus, C. f. ssp. fiber, C. f. ssp. galliae, C. f. ssp. belarusicus és C. f. ssp. osteuropaeus

C. f. ssp. fiber

>100.000

kipusztult

Jelenlegi állomány mérete Faj / Alfaj

Faj / Alfaj

Nolet (1994) Halley D. (szem. közlés) Grubesic et al. (2006) Safonov & Saveliev (1999) Saveliev & Safonov (1999) Djoshkin & Safonov (1972) Balodis (1994) Czech (1999) Czech A. (szem. közlés) Balodis (1997) Ozolins & Baumanis (2000) Mickus (1995) Ulevicius, Mickus & Masekyte (1999) Ulevicius (2000) Ulevicius (szem. közlés) Schwab G. (szem. közlés) Brehm (1889) Gruber T. (szem. közlés) Schwab G. (szem közlés) Lavrov (1983) Stubbe & Dawaa (1986) MacDonald et al. (1995) Rosell F. (szem. közlés) Coles (2006) Schwab et al. (1994) Schwab G. (szem. közlés) Spielman (1995) Macdonald et al. (1995) Myrberget (1967) Rosell & Pedersen (1999) Parker H. (szem. közlés)

Forrás

Jelenlegi állomány Forrás mérete C. f. ssp. fiber, C. f. ssp. belarusicus és C. f. ssp. Sieber (1989) 2800-3000 osteuropaeus Kollar & Seiter (1990) C. f. ssp. albicus (bevándorlás Bajorországból) Sieber J. (szem közlés) C. ssp. canadensis (15 példány betelepítése) Parz-Gollner & Vogl (2006) kipusztult C. f. ssp.? Schwab G. (szem közlés) 400-500 1998-2000 Rubbers & Van den Bergh (2006) C. f. ssp. belarusicus (fennmaradt eredeti populáció) Djoshkin & Safonov (1972) 24.000 C. f. ssp. osteuropaeus Safonov & Saveliev (1999) (bevándorlás Oroszországból) ? Schwab G. (szem közlés) ? 2001-2002 Schwab G. (szem közlés) >40 2006 Halley D. (szem. közlés) C. f. ssp. belarusicus Kostkan (1999) Kb. 300 1991-92, 1996 C. f. ssp. albicus (bevándorlás Németországból) C. f. ssp. albicus Skov- og Naturstyrelsen 80-90 1999 (1999) Klein (1999) Berthelsen et al. (2006) C. f. ssp. belarusicus Laanetu (1995) 17.500 1957 Ulevicius A. (szem. közlés) Halley D. (szem. közlés) C. f. ssp. fiber Lahti (1997) 1.500 1935-37 C. canadensis (7 példány betelepítése) Ermala (2000) >10.500 C. f. ssp.galliae Richard (1985, 1986) 7-10.000 1959-95 C. canadensis (3 példány betelepítése) Office Nationale de la kipusztult Chasse (1999)

Visszatelepítés idôpontja 1976-1988

Kipusztulás idôpontja 1869

Ország

Az eurázsiai hód visszatelepítése, és a fennmaradt populációk megerôsítése következtében kialakult hódállományok és populációk mérete Európában. Halley és Rossel (2000) után kiegészítve.

Melléklet

Safonov & Saveliev (1999)

Djoshkin & Safonov (1972) 6000

2. NAGY SZABOLCS: Füves élôhelyek természeti értékei és védelme az Alföldön, 1992. 3. DOBROSI DÉNES-HARASZTHY LÁSZLÓ-SZABÓ GÁBOR: Magyarországi árterek természetvédelmi problémái, 1993.

15. MOLNÁR ZSOLT-KUN ANDRÁS (szerk.): Alföldi erdôssztyepp-maradványok Magyarországon, 2000.

4. FARAGÓ SÁNDOR: Vadon élô állatfajok fennmaradásának lehetôségei mezôgazdasági környezetben Magyarországon, 1993.

16. FARAGÓ TIBOR-KOCSIS KUPPER ZSUZSANNA: Accidental transboundary water pollution: Principles and provisions of the multilateral legal instruments, 2000.

6. MÁRKUS FERENC: Extenzív mezôgazdaság és természetvédelmi jelentôsége Magyarországon, 1993. 7. FIDLÓCZKY JÓZSEF: Erdôgazdálkodás helyzete és annak természetvédelmi vonatkozásai, 1995.

* visszatelepített egyedszám ** a telepítés elkerített területen történt, az állomány terjeszkedése korlátozott

Ukrajna

? Szlovénia

13. FRED PEARCE: A világ éghajlata: Megérett az idô a cselekvésre, 1998. 14. HARASZTHY LÁSZLÓ: Természeti értékeink megôrzésének lehetôségei az Európai Unióban, 1999.

5. MÁRKUS FERENC (szerk.): Növényvédô szerek környezeti hatásai Magyarországon – Vegyszeres növényvédelem csökkentésére irányuló programok Dániában, Hollandiában és Svédországban, 1993.

C. f. ssp. belarusicus

Halley D. (szem közlés) C. f. ssp. albicus (bevándorlás Horvátországból)

(bevándorlás Ausztriából és Lengyelországból)

6

Pachinger & Hulik (1999)

Valachovic (1997)

Dúha & Majzlan (1997) >500 C. f. ssp. osteuropaeus, C. f. ssp.?

1. MÁRKUS FERENC: Az intenzív mezôgazdaság és földhasználat hatása a természeti értékekre Magyarországon, 1992.

8. HARASZTHY LÁSZLÓ: Biológiai sokféleség megôrzésének lehetôségei Magyarországon, 1995.

1995 1851 Szlovákia

Cirovíc (2006)

Schwab G. (szem közlés) 110-120 C. f. ssp.? 2004 ? Szerbia

Hartman (1994a)

Djoshkin & Safonov (1972) 1922-39 1871 Svédország

osteuropaeus, C. f. ssp. belarusicus

C. f. ssp. fiber

>100.000

Winter (1997)

Macdonald et al. (1995)

Stocker (1985) >350 C. f. ssp. galliae, C. f. ssp. fiber, C. f. ssp. 1956-77 1820 Svájc

Ionescu et al. (2006)

Schwab G. (szem közlés) >18* C. f. ssp.? 2003 ? Spanyolország

C. f. ssp.? 1998-2003 Románia

Oroszország

1824?

1969-71

transzlokációja, bevándorlás Finnországból)

271

Troidl & Ionescu (1997)

Saveliev & Safonov (1999) több ezer 1964,

41, 1946-64

C. f. ssp. pohlei, C. f. ssp. tuvinicus

C. canadensis (16 példány betelepítése, 54 példány

Safonov & Saveliev (1999)

Djoshkin & Safonov (1972) 232-300.000 C. f. ssp. osteuropaeus, C. f. ssp. belarusicus 1927-33, 1934-

Forrás Jelenlegi állomány mérete Faj / Alfaj Visszatelepítés idôpontja Kipusztulás idôpontja Ország 30

EDDIG MEGJELENT WWF-FÜZETEK

9. NAGY SZABOLCS-MÁRKUS FERENC: A mezôgazdasági és természetvédelmi politika összehangolásának lehetôségei az Európai Unióban, 1995. 10. MÁRKUS FERENC-NAGY SZABOLCS: A mezôgazdasági és természetvédelmi politika összehangolásának lehetôségei Magyarországon (Különös tekintettel a Környezetileg Érzékeny Területek rendszerének hazai bevezetésére), 1995. 11. NAGY SZABOLCS-MÁRKUS FERENC: Az agrártámogatások természetvédelmi hatásai, 1996. 12. HARASZTHY LÁSZLÓ-MÁRKUS FERENCBANK LÁSZLÓ: A fás legelôk természetvédelme, 1997.

17. HARASZTHY LÁSZLÓ: A Tisza-völgy természeti értékeinek megôrzése, 2001. 18. BARTHA DÉNES: Veszélyeztetett erdôtársulások Magyarországon, 2001. 19. BOZSÉR ORSOLYA: Hódok az Óvilágban, 2001. 20. DOBROSI DÉNES-SZABÓ GÁBOR: A Tisza ártéri erdeinek változása 1990 és 2000 között, 2002. 21. EXNER TAMÁS-JÁVOR BENEDEK: Erdôfigyelô jelentés, 2003. A védett területek kezelésérôl a WWF Magyarország felmérésének tükrében, 2003. 22. DR. KERT ÁGOTA: A természetvédelem nemzetközi és Európai Unió-beli jogi rendszere, 2002. 23. EXNER TAMÁS-MÁTHÉ LÁSZLÓ: A természetközeli erdôtelepítés lehetôségei Magyarországon, 2004. 24. FIGECZKY GÁBOR: A legeltetéses állattartás szerepe és helyzete napjainkban, 2004. 25. BERA MÁRTA: A nyílt eljárás tapasztalatai a Rába folyógazdálkodási programban, 2005.