Fenntartható életmód, 2012, 1
TÁMOP-4.2.1.B-09/1/KMR-2010-0005
Biodiverzitás-indikátorok a döntéshozatalban: a jelenleg népszerű indexek kritikai áttekintése és megoldási javaslatok Benedek Zsófia1 1
: Budapesti Corvinus Egyetem, Környezetgazdaságtani és Technológiai Tanszék Fővám tér 8, 1093, Budapest
[email protected]
Összefoglaló: A biodiverzitás pusztulása nagy kihívás az emberi jólét szempontjából. Hogy a biodiverzitás-védelem szempontjai megjelenhessenek a politikai arénában is, elengedhetetlen olyan biodiverzitás-indikátorok kidolgozása, amelyek alkalmasak a (környezet)politikai hasznosításra. Az ökológus szakirodalom számos biodiverzitás-indikátort tart számon, de ezeket eredetileg más célokra alakítottak ki, így kérdés, hogy jelen formájukban mennyire lehetnek alkalmasak a döntéshozatalban történő felhasználásra. A tanulmányban áttekintem a legismertebb, legáltalánosabban használt indexeket, amelyek politikai relevanciáját értékelem is Magyarország példáján keresztül. A tapasztalat azt mutatja, hogy (1) a mutatók csak egy részénél (elsősorban az ökoszisztéma-indexeknél) valósult meg a hazai adaptáció, (2) az adatok elérhetősége döntő az indikátorok kialakításakor, valamint (3) a jelenlegi indexek között jelentős az átfedés. E problémák orvoslására érdemes lenne egyrészt a mutatók konkrét tartalma helyett a tartalom kialakításának módját szabványosítani, hogy nemzetközi összehasonlításban is használható mutatókat kapjunk eredményül, másrészt fontos lenne az indexekben referenciaállapotokat megjeleníteni. Célszerű lenne továbbá átalakítani az indexek körét úgy, hogy leíró, statikus mutatók helyett funkcionális, az ökoszisztémák működését jellemző indexeket is figyelembe tudjunk venni. Ez utóbbi azért lenne különösen fontos, mert a döntéshozók számára feltehetően az ökoszisztémák épségének biztosítása a fő szempont, a különböző ökoszisztéma szolgáltatások hosszú távú fennmaradása érdekében.
1 / 18
Kulcsszavak: biodiverzitás-indikátor, fenntarthatósági mutatók, környezetpolitika, Biológiai Sokféleség Egyezmény, ökoszisztéma szolgáltatások, természeti tőke
Bevezetés Bár az ökoszisztéma szolgáltatások fogalma nem új keletű (Ehrlich és Ehrlich, 1979; Costanza et al., 1997), a figyelem középpontjába igazán a Kofi Annan, akkori ENSZ-főtitkár által életre hívott Millennium Ecosystem Assessment nyomán került. Eszerint ökoszisztéma szolgáltatásnak tekinthető minden, a természetes és ember által módosított ökoszisztémák által a társadalom számára biztosított kézzel fogható és nem kézzel fogható haszon (MEA 2003). A MEA a következőképpen csoportosítja ezeket a szolgáltatásokat: ellátó (pl. élelmiszerek és nyersanyagok), szabályozó (pl. beporzás, klímaszabályozás), kulturális (pl. rekreáció, oktatás), valamint fenntartó (a többi három típusba tartozó szolgáltatások létrejöttét segítő, pl. fotoszintézis, talajképződés) (MEA, 2005). Látható, hogy az ökoszisztéma szolgáltatások alapvetőek nem csupán az emberi jólét, de a szubjektív jól-lét szempontjából is. A magyar nyelvű szakirodalom is ismer különféle módszereket a szolgáltatások monetáris (Marjainé Szerényi, 2001) és nem pénzbeli (Kelemen et al., 2010) értékelésére egyaránt. Az elmúlt 10-15 évben számtalan tanulmány igazolta a biodiverzitás szerepét az ökoszisztéma szolgáltatások biztosításában és fenntartásában (Costanza et al., 1997; Balvanera et al., 2001; Haines-Young és Potschin, 2010). Rockström és munkatársai (2009) szerint a sokféleség pusztulása éppen ezért az egyik legnagyobb kihívás a jólét szempontjából. Hosszú távú érdekről lévén szó, a környezet jó állapotban való megőrzéséhez erős állam szükségeltetik (Kerekes, 2010), ugyanakkor feltételezhető, hogy még egy erős állam döntéshozói sem tudnak addig tekintettel lenni a biodiverzitás pusztulására, amíg annak indikátorait nem építjük be a gazdasági teljesítmény mutatói közé. Stiglitz és munkatársai (2009) hasonlatával élve, megfelelő indikátorok nélkül a politikusok olyanok, akár egy pilóta, aki iránytű nélkül próbálja helyes irányba vezetni a repülőgépet. A GDP leváltására vagy kiegészítésére született mutatók, mint amilyen az ISEW-GPI (Redefining Progress, 1995), a HDI (Desai, 1991) vagy akár az ökológiai lábnyom (Wackernagel & Rees, 1996, magyarul lásd Csutora, 2011), bár a hiányosságok bizonyos hányadát orvosolják, a biodiverzitás változásaira szintén nem érzékenyek. Tekintettel arra, hogy a jólétet számos, egymástól független környezeti-társadalmi-gazdasági tényező, de a környezeti tényezőkön belül is a biodiverzitás számos komponense befolyásolja, jobb lenne több mutatószám alkalmazása, de a realitásoktól távol áll, már csak azért is, mert mutatók körének bővítésével egyre bonyolultabb lesz a kiértékelés is, ami értelemszerűen kerülendő (Görbe és Nemcsicsné Zsóka, 1998). Ezek után már az is nagy eredmény lenne, ha legalább egy olyan biodiverzitás-indikátort sikerülne bevezetni, amely hatással lehet a társadalom- vagy gazdaságpolitikai döntésekre. E tanulmányban célom a jelenleg is használt, gyakoribb biodiverzitás-indikátorok áttekintése, illetve az indexek használhatóságának értékelése, Magyarország példáján keresztül. A tapasztalatok alapján javaslatot teszek az indikátorok átalakítására is. A tanulmány a következőképpen épül fel: a következő fejezet a biodiverzitás különböző 2 / 18
értelmezéseivel foglalkozik, bemutatva az ökológusok által használt, mára klasszikussá vált biodiverzitás-indikátorokat. Ezt követi az újabb, a nemzetközi környezetpolitikában egyre inkább használt indexek bemutatása, amelyekkel a biodiverzitást helyettesíteni, közelíteni lehet, majd ezen indexek kritikai vizsgálata és értékelése következik. Végül pedig javaslatokat fogalmazok meg, amelyek révén növelni lehet a leggyakrabban használt indexek nemzeti relevanciáját, majd említést teszek egyéb megoldási lehetőségekről: olyan, jelenleg kevésbé elterjedt mutatókról, amelyek a korábban bemutatott indexekhez képest másfajta, átfogóbb szemlélettel rendelkeznek, és érvelek ezek középpontba állítása mellett.
A biodiverzitás értelmezései és a klasszikus biodiverzitás-indikátorok A napjainkban olyan gyakran hangoztatott „biodiverzitás” (biológiai változatosság) önmagában is egy nagyon összetett, sokrétű fogalom, ezért első lépésben elengedhetetlen a fogalmi tisztázás. A Biológiai Sokféleség Egyezmény definíciója szerint: „bármilyen eredetű élőlények közötti változatosság, beleértve többek között a szárazföldi, tengeri és más vízi-ökológiai rendszereket, valamint az e rendszereket magukban foglaló ökológiai komplexumokat; ez magában foglalja a fajokon belüli, a fajok közötti sokféleséget és maguknak az ökológiai rendszereknek a sokféleségét” (1995. évi LXXXI. törvény a Biológiai Sokféleség Egyezmény kihirdetéséről). Látható, hogy a fenti definícióban a változatosság, illetve a sokféleség kifejezése további meghatározás nélkül fordul elő. E fogalmak tisztázása a vizsgált objektum bizonyos szempontok szerint történő leírásán keresztül lehetséges. Az egyezményben alkalmazott definíció annyiban jó, hogy a fogalom egyszerre jelenti a szerveződés különböző szintjein (gének, fajok, ökoszisztémák szintjén) jelen levő változatosságot. A teljes leíráshoz azonban meg kell adni a féleségek számát, eloszlását (relatív gyakoriságát) is, sőt, a különbözőség fokát, valamint a megfigyelhető térbeli és időbeli mintázatokat (Bajomi, 2004). Érdekes különbség figyelhető meg az ökológus és közgazdász szakemberek biodiverzitás-értelmezései között (Baumgärtner, 2006). Az ökológusok ugyanis jellemzően a féleségek száma mellett a relatív gyakoriságokra (eloszlásra) koncentrálnak elsősorban (konzervatív megközelítés). Adott fajszám esetén az a közösség diverzebb, ahol a fajok egyedszáma hasonló, azaz amelyre kevésbé jellemző egy vagy kevés számú faj dominanciája (ami egyébként a monokultúrák esetében tipikus). E megközelítés hátterében az áll, hogy az ökoszisztémák működése szempontjából a legfontosabb az, hogy bizonyos „szerepekből” meglegyenek a megfelelő arányok. Például egy ökoszisztéma stabil lehet, ha sok termelő szervezetet összességében kevesebb (kisebb biomasszájú) fogyasztó fogyaszt, ellenkező esetben a rendszer összeomlik. A közgazdász gondolkodásmódhoz ellenben egyfajta liberális szemléletmód áll közelebb. Ez azt jelenti, hogy a féleségek száma után azok különbözősége a legfontosabb szempont, mert a választás szabadsága így teljesebb lehet. Egy példán keresztül bemutatva azt mondhatjuk, hogy diverzebb egy olyan háromfajos rendszer, amelyben 100 növény-, 25 rovar- és 25 emlősegyed van, mint egy olyan, amelyben három növényfaj szerepel 100, 25, 25 egyeddel. A rendszer hosszú távú stabilitása, mint kritérium, csak ezt követően jelenik meg. E különbségek 3 / 18
miatt minden esetben meg kell határozni, hogy mi a biodiverzitás értékelésének célja. Mivel társadalmi szempontból az tűnik a legfontosabbnak, hogy az ökoszisztémák stabilitása fennmaradjon, működésük folyamatos legyen így biztosítva az ökoszisztéma szolgáltatásokat, ezért a továbbiakban a konzervatív értelmezési kereten belül vizsgálom a biodiverzitást. Elsőként az ökológusok által leggyakrabban használt, ma már klasszikusnak tekinthető biodiverzitás-mutatókat ismertetem. Ezekre jellemző, hogy a gének szintjén meglévő diverzitásra nem érzékenyek, elsősorban a fajokra, illetve ökoszisztéma koncentrálnak.
Fajgazdagság (Species richness, S) A mintában/területen található fajszám. A médiában gyakran a biodiverzitásnak csupán ezen aspektusával találkozhatunk. A fő probléma ezzel a megközelítéssel, hogy extrém módon érzékeny a ritka fajokra, illetve megkérdőjelezhető a fajlista robusztussága: több minta (nagyobb mintaterület) ugyanis több fajt eredményez. Korrigálni például a vizsgált élőhelytípusokra jellemző fajtelítődési görbékkel lehet. Ökológiai vizsgálatokban a fajszám mellett fontos az egyenletesség (relatív gyakoriságok) vizsgálata is, vagyis annak mérése, hogy milyen módon oszlanak el az egyedek a fajok között. Az alábbi indexek az egyenletességet ragadják meg különféle szempontból.
Simpson-index (D) Azt a valószínűséget számszerűsíti, hogy két véletlenszerűen kiválasztott egyed két különböző fajba tartozik (Simpson, 1949). Formailag hasonlít a piaci koncentrációt leíró Herfindahl–Hirschman-indexhez. S
∑n (n i
D = 1−
i
−1)
i =1
N( N − 1)
,
ahol S a fajszám, ni az i faj tömegességét (abundanciáját) meghatározó érték (pl. egyedszám, borítás), N az egyedek száma. Az index értéke 0 és 1 közé esik, ez utóbbi érték jelenti a maximális diverzitást.
Shannon- (vagy Shannon-Wiener, Shannon-Weaver index, H) Shannon-féle entrópia-függvénynek is nevezik, mert a rendszer rendezettségét számszerűsíti (Shannon, 1948). S
H =−
∑ p ln p , i
i =1
4 / 18
i
ahol S a fajszám, pi az i faj előfordulási valószínűsége, amit például a relatív gyakorisággal közelíthetünk. Értéke akkor maximális, ha minden faj egyforma egyedszámmal van jelen, természetes rendszerekben általában 1,5 és 4,5 közé esik (McDonald, 2003). Az index érzékeny a domináns fajok jelenlétére. Talán a leggyakrabban használt diverzitás-index.
Egyenletesség (Evenness, E) Kifejezi, hogy egy közösség összes egyedszáma (vagy biomasszája) mennyire egyenletesen oszlik meg a fajok között (Pielou, 1966). E=
H H = , H max ln S
ahol H a jelenlegi diverzitás (Shannon-index), Hmax az adott fajszám mellett elképzelhető maximális diverzitás. 0 és 1 közé eshet, 0-hoz közeli érték egy vagy kevés faj dominanciájára utal (pl. monokultúra), minél nagyobb a mutató értéke, annál hasonlóbbak az egyedszámok.
A Whittaker-féle diverzitások Az eddig bemutatott indexek esetében a fajszám-relatív gyakoriság megragadása volt a fókuszban. Ezt meghaladva Whittaker (1960) a térbeliség (lépték) szerepét hangsúlyozza. Az alfa diverzitás az adott élőhelyen (vagy közösségen) belüli sokszínűséget jelöli (például egy homogén élettéren belüli fajok, féleségek számával és egyenletességével kifejezve). Ilyen a korábban bemutatott Simpson- vagy a Shannon-index. A béta diverzitás az élet formáinak gazdagságát veti össze különböző élőhelyek között (például egy vonal - transzekt - mentén a kicserélődő fajok számán, vagy a különféle növényzeti típusokon, növekedési formákon keresztül). Egy példa a béta-diverzitásra a Whittaker-index (1960):
βw =
S
α
,
ahol S a vizsgált élőhelyfoltok teljes fajszáma, α foltok átlagos fajszáma. A béta diverzitás érzékeny mutatója lehet a klímaváltozás, vagy akár a tájhasználati változások növényzetre gyakorolt hatásainak (Bestelmeyer et al., 2006). A gamma diverzitás már a tájak sokféleségét hivatott jelezni (például ugyanaz a közösségtípus összetételében mennyire pontosan ismétlődik heterogén táj gamma-diverzitása nagy). A fent ismertetett mutatók közpolitikai felhasználása nem jellemző, mert ha meg is lehetne adni például egy ország fajlistáját, még becslés szintjén is rendkívül körülményes (tehát szakértelem-, idő- és költségigényes) lenne a relatív gyakoriságok, vagy a hasonló élőhelyfoltok teljes körű összeírása. Ráadásul ezek az indexek jellemzően egy terület biodiverzitását más területekkel történő összehasonlításban írják le, vagyis az általuk nyert eredmény csak országok közti összehasonlításban lenne értelmezhető (egymástól nagyon eltérő földrajzi és klimatikus adottságú országok esetében még úgy sem), de még inkább csak egy ország esetében, eltérő időpontok között. 5 / 18
Az eddigiek alapján sejthető, hogy egyetlen indikátor képtelen arra, hogy a biodiverzitás összes aspektusát figyelembe vegye. Egy megoldás lehet, hogy helyettesítőket alkalmazunk: kiválasztunk bizonyos szempontokat, és az ezek állapotában beállt változásokat monitorozva információt tudunk szolgáltatni a döntéshozatal számára.
A biodiverzitás helyettesítői Mivel a Biológiai Sokféleség Egyezményt (Convention on Biological Diversity, CBD) a világ legtöbb országa aláírta és ratifikálta (olyan jellemző kivételekkel, mint amilyen az Amerikai Egyesült Államok), ezért az e tanulmányban vizsgált kérdés kapcsán a leginkább meghatározó dokumentumnak tekinthető nemzetközi környezetpolitikai szempontból. Éppen ezért különösen érdekes, hogy az Egyezmény hogyan kezeli a biodiverzitás komplexitását, milyen helyettesítőket alkalmaz, és az általa elismert mutatók hogyan „teljesítenek” az országok szintjén. A Részes Felek hetedik, 2004-ben Kuala Lumpurban tartott konferenciáján döntés született a javasolt szempontokról, amelyek mentén a 2010-re kitűzött, a biodiverzitás-csökkenés megállítására vonatkozó célt mérni lehet (CBD COP 7 Decisions VII/30). A figyelembe vett szempontoknak megfelelő indikátorok között azonnal használható, illetve további fejlesztésre-tesztelésre javasolt mutatók is voltak. Az egyezmény keretei között létrejött a Biodiversity Indicators Partnership, hogy elősegítse és koordinálja az indikátorok kifejlesztését, amelyeket a szempontok szerint 7 főcsoportba soroltak. Az első főcsoport ezek közül ’A biodiverzitás komponenseinek állapota és trendjei’ (2010 Biodiversity Indicators Partnership, 2010). A többi főcsoport az ökoszisztémák integritására, fenntartható használatára, a biodiverzitást veszélyeztető tényezőkre, tradicionális ökológiai tudásra, stb. vonatkozik. A szempontok és a vonatkozó indikátorok választását elsősorban az magyarázza, hogy általában milyen (egyébként más célból gyűjtött) adatok, adatbázisok léteznek (Balmford et al, 2005), az indikátorok körét azonban mindenképpen át kellene alakítani ahhoz, hogy azok valóban relevánsak, könnyen mérhetőek, költséghatékonyak, stb. legyenek (Mace és Baillie, 2007). Az 1. táblázat bemutatja az Egyezmény által elfogadott indikátorokat, amelyekkel megragadhatóak, mérhetők a szűk értelemben vett biodiverzitás bizonyos komponensei (2010 Biodiversity Indicators Partnership, 2010 alapján), továbbá feltünteti a globális és a hazai alkalmazás jelen állapotát. Szürke szín jelöli azokat az indikátorokat, amelyek esetében még nemzetközi szinten sem kiforrott a módszertan, így egyelőre nem megítélhető a hazai alkalmazás sorsa. A következőkben ismertetem azokat az indexeket, amelyek módszertana tisztázott, így jelenleg is rendszeresen használják őket.
6 / 18
Kulcsindikátorok (Headline
Komponens
Állapot
Hazai alkalmazás
indicators) A genetikai diverzitás trendjei
Ex-situ gyűjtemények Szárazföldi háziállatok
Fejlesztés alatt
genetikai diverzitása
Bizonyos fajok
Living Planet Index
elterjedésének és tömegességének trendjei
Rendszeresen használt Rendszeresen használt
Global Wild Bird Index
(BirdLife International, EUROSTAT)
A veszélyeztetett fajok státuszának
Vörös Lista Index
változásai
-
(WWF)
Rendszeresen használt (MME)
Rendszeresen használt
-
(IUCN)
Rendszeresen Bizonyos biomok, ökoszisztémák és
Erdők és erdőtípusok
Rendszeresen használt
használt
kiterjedése
(FAO)
(MgSzH, Erdészeti Igazgatóság)
élőhelyek kiterjedésének trendjei
Rendszeresen használt Jellemző tengeri
(FAO, ENSZ
élőhelyek kiterjedése
Környezetvédelmi
Nem releváns
Program) Rendszeresen A védett területek aránya A védett területek aránya
A területek védettségi
Rendszeresen használt
használt
(IUCN, ENSZ
(Vidékfejlesztési
Környezetvédelmi
Minisztérium)
Program)
foka
-
A védett terület menedzsment
Fejlesztés alatt
hatékonysága
1. táblázat. A CBD 1. főcsoport indikátorai és használatuk nemzetközi szinten és Magyarországon. A következőkben ismertetem azokat az indexeket, amelyek módszertana tisztázott, így (legalábbis nemzetközi szinten) jelenleg is rendszeresen használják őket. Az első csoportba azok mutatók tartoznak, amelyek a populációk és fajok szintjén próbálják 7 / 18
megragadni a biodiverzitást. A WWF által 1997-ben létrehozott, majd a következő években folyamatosan továbbfejlesztett Living Planet Index gerinces fajok tömegességére vonatkozó idősorok alapján vázolja fel a populációs trendeket globálisan, illetve regionálisan (Loh et al., 1998). A bázisév 1970, az élőlénycsoportok választását az adatok elérhetősége határozta meg (Loh et al., 2005). A legutóbbi jelentés 2688 faj 9014 populációjának adataira épül (WWF, 2012). A Global Wild Bird Index egy összetett mutató, amely meghatározott madárfajok populációs trendjeiben bekövetkezett változásokat rögzít. Magyarországon az adatokat a Magyar Madártani és Természetvédelmi Egyesület monitorozó programjai szolgáltatják. (Hasonló alapokon nyugszik az EUROSTAT felé történő éves jelentésben használt Common Bird Index, amellyel a Madárvédelmi Irányelvben foglaltak teljesülését kívánják monitorozni. Az EU-ban a természetvédelem másik sarokpontját az Élőhelyvédelmi Irányelv képviseli.) A veszélyeztetett fajok állapotában bekövetkezett változásokat a 2004-ben a Természetvédelmi Világszövetség (IUCN) és partnerintézményei által eredetileg madárfajokra kifejlesztett Vörös Lista Indexe számszerűsíti (Butchart et al., 2004). Kiindulási alapként az IUCN Vörös Listája szolgál, és a kihalási valószínűségek változását veszi figyelembe a következő csoportokban: madarak, kétéltűek, emlősök, korallok és bizonyos nyitvatermők. Egy csoport a maga teljességében akkor kerülhet az indexbe, ha legalább kétszer szerepelt a Vörös Listán (ez indokolja a felsorolt csoportok viszonylag szűk körét). Az utolsó átfogó értékelés 2008-ban készült, a következő 2012-ben várható. Az ökoszisztémák szintjén az indikátorok két kiemelt élőhelytípust különböztetnek meg, az erdőket, illetve a tengereket. Hazai relevanciája miatt az előbbi mutatót, vagyis Az erdők kiterjedésének indexét mutatom be. Kiindulási adatként a FAO által végzett ’Global Forest Resources Assessment’ szolgál. A felmérést ötévenként megismétlik, az első jelentés 1990-ben, a legutóbbi 2010-ben készült (FAO FRA, 2010). Az adatok szabadon hozzáférhetőek. A védett területek arányára vonatkozó mutatócsalád azt hivatott számszerűsíteni, hogy a döntéshozók mennyire reagáltak a biodiverzitás elvesztésével kapcsolatos aggodalmakra. Az adatokat az ENSZ Környezetvédelmi Programja (UNEP), illetve a Természetvédelmi Világszövetség (IUCN) által létrehozott, a természetvédelmi területeket globális szinten nyilvántartó adatbázisa (World Database on Protected Areas) szolgáltatja.
Az indexek értékelése és kritikája Ebben a fejezetben a CBD indexeit értékelem egyrészt a hazai felhasználás szempontjából, másrészt megvizsgálom, hogy mennyire lehetnek a biodiverzitás alkalmas helyettesítői.
A hazai alkalmazás jelen állapota A Living Planet Indexet 2006-ban vették fel az Egyezmény indikátorai közé, ezért (2008-ban) elkészült egy útmutató a nemzeti szintű adaptáció elősegítése érdekében (McRae et al., 2008). Hazai alkalmazása idáig nem történt meg (4th National Report to CBD – Hungary, 2009). Mivel 8 / 18
viszonylag friss index, ezért várhatóan más országokban sem jobb a helyzet, ugyanakkor alkalmazhatósága egyelőre kérdéses (lásd az általános szempontokat). Hasonló a helyzet a másik két faj alapú indexszel kapcsolatban: az útmutató a Global Wild Bird Index, valamint a Vörös Lista Index esetében is frissnek tekinthető (Sheehan et al., 2010; illetve Bubb et al., 2009). Ez utóbbival kapcsolatban meg kell említeni, hogy a nemzeti szintű alkalmazást elősegítése érdekében a központi Biodiverzitás Indikátor honlapról szabadon letölthetők a gyakrabban használt operációs rendszerekre a makrókkal ellátott Excel-fájlok, amelyekkel kiszámolhatók a nemzeti indikátor-értékek [1]. A kiindulási alapként szolgáló nemzeti Vörös Listák azonban kevés esetben készültek el legalább két alkalommal (ami az index használatának alapja), ezért a közeljövőben (az előbbi két indextől eltérően) nem várható a Vörös Lista Indexek szélesebb körű használata. Ami az erdők kiterjedésének indexét illeti, a legfrissebb FAO-jelentés szerint Magyarország 23%-át borítja erdő (FAO FRA, 2010). A Magyarország természetes növénytakarójára vonatkozó becslések alapján az eredeti erdőborítás 85-87% körül volt (Zólyomi, 1989). Ez az információ hiányzik a FAO adatbázisából, ugyanakkor kétségtelenül fontos ahhoz, hogy értékelni tudjuk a természeti környezet jelenlegi állapotát. Az „erdő” kifejezés azonban önmagában is megtévesztő: az erdőrezervátumoktól a telepített ültetvényekig minden típus ebbe a besorolásba esik. A FAO-adatok alapján hazánkban nincs elsődleges, vagyis teljesen természetes erdő, őserdő. A természetes (vagy természetközeli) módon újuló erdők aránya mindössze 4,8% (a fenti 23% 21%-a). Ráadásul ezen állományok mindegyike természetvédelmi területen található, ami felveti az indexek átfedésének problematikáját. Az idegenhonos erdőalkotó fafajok borítási aránya magas, 32% felett van. A telepített erdők, vagyis a hazai állományok túlnyomó többsége szigorú erdészeti tervezés és kezelés alatt áll. Ez nagyrészt tarvágásos erdőgazdálkodást jelent, ami a biodiverzitás csökkenését eredményezi egyéb módon kezelt állományokkal összehasonlítva (Paillet et al, 2010). Egy kutatás vizsgálta a hazai erdők természetességét 2001 és 2004 között, számos kritérium figyelembe vételével. Az eredmények alapján a természetesség mértéke (a természetvédelmi területeken található állományokat is beleértve) átlagosan 48,6% (Bartha et al., 2005). E megfontolások miatt az erdők kiterjedésének mutatója a biodiverzitás vitatható indikátora. A védett területek arányára vonatkozó mutató alapjául az UNEP-IUCN World Database on Protected Areas szolgál, amely szerint 2010-ben hazánk területének 5,14%-a védett [2]. (Az EU-jogszabályok által védetté nyilvánított Natura 2000 területek kiterjedése ennél jóval nagyobb, 20% feletti, de a CBD szempontjából a szigorúbb, IUCN-alapú besorolás mérvadó) A korábbiakból tudjuk, hogy ebből az erdők 93,4%-ot tesznek ki (ez az ország területének 4,8%-a). Ahogy korábban szó volt róla, hazánk potenciális vegetációjában az erdőborítás 85-87% volt, vagyis a védett területeken az erdők felülreprezentáltak. Mindez arra utal, hogy további finomítások nélkül ez a mutató sem használható a biológiai sokféleség indikátoraként.
9 / 18
Általános szempontok az indexek alkalmazhatóságával kapcsolatban A Living Planet Index mögött az a gondolat húzódik meg, hogy az egy helyen élő (gerinces) populációk egyedszám-változásai tükrözik a kérdéses élőhely állapotát. Az index előnye (azon túl, hogy egyszerű, ezáltal jól kommunikálható), hogy párhuzamosan sok faj sok populációs trendjét veszi figyelembe. Reprezentativitása ugyanakkor kérdéses: a különböző gerinces csoportok kutatottsága nem egyenletes, szembetűnő a szárazföldi madarak és emlősök túl-, valamint a halak alulreprezentáltsága (arról nem is beszélve, hogy gerinctelen csoportokat - vagy akár növényeket az index egyáltalán nem vesz figyelembe. Hogy ez miért lehet probléma, arról a későbbiekben még lesz szó). Az adatbázis fejlesztése során folyamatosan törekednek arra, hogy védett, illetve nem védett fajokat egyaránt figyelembe vegyenek. Ezt nehezíti, hogy adatok elsősorban a veszélyeztetett populációk esetében vannak, hiszen ezek találhatók a konzervációs törekvések középpontjában (ennek a problematikus voltára rögtön visszatérek). Ez alól talán csak a madarak kivételek, ahol sor kerül a gyakori madarak populációinak felmérésére is (hazánkban ezt a törekvést képviseli a A Magyar Madártani és Természetvédelmi Egyesület Mindennapi Madaraink Monitoringja elnevezésű programja). A Global Wild Bird Index kitüntetett használatának oka, hogy természetvédelmi szempontból a madarak kiemelt helyzetű csoport, a legrégebbi, legpontosabb adatsorokkal. Talán ez az oka annak, hogy a madarak az összes faj alapú listán szerepelnek, vagyis igen szembetűnő átfedés van az indexek között, ami nem kívánatos. Az IUCN Vörös Lista Index, mivel csak a faj veszélyeztetettségi státuszában beállt változásokat figyeli, jóval kevésbé érzékeny az egyedszámokban bekövetkezett kisebb változásokra, mint a Living Planet Index. Átfedés az indexek között nem csak a madarak, hanem a védett fajok révén is bekövetkezik. Ez utóbbiakkal kapcsolatban a fő gond leginkább az, hogy e legtöbbször kis populációméretű fajok egyedszám-változása sokkal érzékenyebb lehet sztochasztikus folyamatokra (demográfiai véletlenszerűségek, helyi katasztrófák – pl. erdőtüzek –, stb.), így csak nagy vonalakban lehetnek jelzői az ökoszisztémák állapotában bekövetkező változásoknak (Colleen et al., 2009). A faj alapú indikátorok alapján összefoglalásként elmondható, hogy az indikátorfajok kiválasztása legtöbbször önkényes, a természetvédelmi hagyományok alapján, illetve abból a megfontolásból történik, hogy mely esetben vannak hozzáférhető, hosszabb ideje szisztematikusan gyűjtött adatok. Ami az ökoszisztéma-szint indikátorait illeti, a Részes Felek Konferenciája hét tematikus programot hozott létre, amelyek a következő biomokra és ökoszisztéma-típusokra koncentrálnak: agrár-ökoszisztémák, száraz és félszáraz területek, erdők, szárazföldi vizek, szigetek, tengeri és partközeli ökoszisztémák, valamint hegyek. A hétből mindössze kettő monitorozására fejlesztettek ki standardizált mutatókat, ezek az erdei élőhelyek és tengerek. Azonban könnyen előfordulhat, hogy legalább az egyik ökoszisztéma (vagy egyik sem) nem releváns egy adott ország szempontjából (gondoljunk például hazánkra és a tengerekre). Ebből következően az önkényesen kijelölt indikátor-ökoszisztémák nem feltétlenül tükrözik egy ország természeti tőkéjének állapotát.
10 / 18
A CBD-indexek korrigálásának lehetőségei A fentiek összefoglalásaként megállapítható, hogy nagyon sok még a teendő a megfelelő indexek kiválasztása terén. A köznapi értelmezés, amely a biodiverzitást a fajgazdagsággal teszi egyenlővé nem csak téves, de a problémamegoldás szempontjából félrevezető is lehet, mert a monitorozott fajok és fajcsoportok kiválasztása nem objektív szempontok szerint történik. A jelenleg előtérbe helyezett mutatók (bár nemzeti szintű felhasználásuk egyelőre kevéssé jellemző) előreláthatólag önmagukban, jelenlegi formájukban kevéssé alkalmas jelzői a biodiverzitás változásának részben a meglévő redundancia (átfedések), részben az itt kifejtett elméleti megfontolások alapján. A faj alapú indexek korrigálásában előrelépést jelenthet, ha olyan módszert választunk, amellyel objektív módon jelölhetjük ki az indikátorfajokat. Ilyen módszert jelenthet például az ökoszisztémák hálózatokkal történő modellezése, és az így nyert hálózatok vizsgálata az egyre nagyobb számban kifejlesztett hálózatelemző eszközök segítségével (Benedek, 2011). A fajválasztást ugyanis ideális esetben az élőlényközösség szerkezete és működése ismeretében kéne megtennünk, vagyis miután megállapítottuk, hogy melyek azok a fontos fajok (kulcsfajok), amelyek kitüntetett szerepet játszanak az anyag- és energiaáramok fenntartásában, így az ökoszisztéma szolgáltatások biztosításában (Jordán and Scheuring, 2002). Ezek a fajok azonban legtöbbször gerinctelenek (Wilson, 1987), amelyek általában kevésbé népszerű célcsoportjai a természetvédelemnek, így a populációdinamikájukról és a populációméretben bekövetkezett változásokról egyelőre keveset tudunk. A jelenleg használt ökoszisztéma-szintű indikátorok alkalmazási lehetőségeit jelentősen javíthatná, ha az önkényes választás helyett a (például klimatikus viszonyok alapján becsült) potenciális borítás alapján leggyakoribb két ökoszisztémát monitoroznák. Más szóval, nemzetközi szinten csupán az indexek kiválasztásának módját kéne szabványosítani, nem magukat az indexeket. (Egyfajta „mutatóválasztási föderalizmusra” lenne tehát szükség: a választás szempontjainak, módszereinek szabványosítása után a konkrét döntést arra a szintre kellene bízni, amely szinten ez releváns.) Magyarország esetében az eredeti vegetációban az erdők után a löszgyepek voltak a legkiterjedtebbek (7,5%, Zólyomi, 1989). E területek nagy része ma mezőgazdasági művelés alatt áll, a megmaradt (többnyire erősen leromlott) állományok nagy része szikes puszták löszkiemelkedésein, valamint mezsgyéken, vagyis nehezen megközelíthető vagy megmunkálható területen fekszik (Molnár et al., 2008). Az indexek további hibája, hogy nem jelenítik meg a referenciaállapotot. Az erdők jelen kiterjedésének számszerűsítése mellett például célszerű lenne figyelembe venni az eredeti borítást is, amelyhez képest a jelenlegi helyzetet minősíteni tudjuk:
Ei =
11 / 18
c1 , c0
ahol Ei az i. ökoszisztéma jelenlegi kiterjedése (ha i az eredeti növénytakaró leggyakoribb vagy a második leggyakoribb élőhelytípusa), c1 a jelenlegi borítás, c0 az eredeti borítás. A 2. táblázat a hazánkkal kapcsolatos számításokat mutatja be. Élőhelytípus
c0
c1 1
E 2
i1: erdő
86%
23%
26.7%
i2: löszgyep
7.5%1
0.27%3
3.6%
Források: 1: Zólyomi, 1989; 2: FAO, 2010; 3: Molnár et al., 2008.
2. táblázat. Magyarország eredeti növénytakarójának leggyakoribb élőhely-típusai. A kiterjedés az ország területének %-ában van kifejezve, egykor és ma, továbbá a jelenlegi és az egykori borítás aránya. Látható, hogy az eredeti borítás figyelembe vételével kis mértékben javulnak a mutatók (ez természetesen nem jelenti azt, hogy a jelen állapot környezeti szempontból megfelelő lenne). Felmerülhet kritikaként, hogy bizonyos kultúrtájak esetében az emberi hatás következtében megnövekedett a biodiverzitás (ilyenek a számos védett faj otthonául szolgáló kaszálórétek, vagy például az Őrségben létrejött, nagy biodiverzitású mozaikos táj), így az eredeti növénytakaró nem feltétlenül jogos kiindulási alap. Figyelembe kell azonban venni, hogy az átalakított tájban újonnan megjelenő fajok más területről kerültek oda, míg az adott terület eredeti biológiai sokfélesége csökkent, így ha kis léptékben, vagy akár nemzeti szinten látszólag nőtt is a biodiverzitás, ez a globális viszonyokat és evolúciós időskálát tekintve mindenképpen csökkenést jelent (Bengtsson et al., 2000). Levonhatjuk a tanulságot, hogy egyetlen index nem képes megragadni a biodiverzitás valamennyi aspektusát. A CBD indikátorait is alapvetően arra szánták, hogy együttesen írják le a biodiverzitás globális állapotát (Vačkář et al. 2012). Ez azonban (több mutatóról lévén szó) nem segíti a gazdasági mutatók közé integrálást, ráadásul hiába elismertek a mutatók nemzetközi környezetpolitikai szempontból, a fentiek alapján nemzeti felhasználásuk jelen formájukban nem javasolható.
A funkcionális természeti tőke számszerűsítésének szükségessége és lehetősége Ahogy arra e tanulmány bevezetőjében utaltam, a végső cél (gazdasági-társadalmi szempontból legalábbis) annak mérése, hogy az ökoszisztéma szolgáltatások jelen vannak-e, fennmaradásuk a későbbiekben biztosított-e, a biodiverzitás maga „csak” mint e szolgáltatások biztosítója fontos. Célszerű lenne kiválasztani olyan mutatókat a statikus, leíró jellegű indikátorok helyett (vagy még inkább azok kiegészítésére), amely magukra a funkciókra, az anyag-és energiaáramok működésére koncentrálnak (Haslett, et al., 2010), vagyis közvetlenül az ökoszisztémák „egészségi állapotát” 12 / 18
monitorozzák (így az ökoszisztéma egészségessége mint egy „esernyő-koncepció” szolgálhatna a biodiverzitás-védelem számára). A szakirodalomban meglepően régi kezdeményezések is vannak az ökoszisztémák integritásának leírására, például a Finn-féle ciklikussági index (Finn, 1976), illetve ennek továbbfejlesztése (Allesina és Ulanowicz, 2004), amely logikájában közgazdaságtani alapokra (input-output elemzés) épül. Azt méri, hogy az anyag milyen gyorsan áramlik át a rendszeren, vagyis hányszor kerül „újrafelhasználásra”, mielőtt végleg távozik. Előnye, hogy viszonylag egyszerűen számítható, valamint százalékos formában van kifejezve, ami lehetővé teszi az egy ökoszisztémán belül megfigyelhető trendek elemzését, de akár egymástól teljesen eltérő ökoszisztémák összehasonlítását is. Kétségtelen azonban, hogy adatigénye nagy (ez általában jellemző az ökológiai integritás indexeire), ezért érdemes lenne minél hamarabb egy célzott, hosszú távú monitoring program elindítása, amely összhangban van a környezetpolitika objektív szempontok alapján felállított céljaival. A nemzeti felhasználás szempontjából fontos kritérium, hogy a választott index érzékeny legyen a térbeliségre is annak ellenére, hogy ökológiai szempontból nem lehet vonalzóval meghúzni az ökoszisztémák határait. Ezért a választott funkcionális mutatót érdemes lehet kombinálni egy erre alkalmas mutatóval, ilyen lehet például az eredetileg Hollandiában kidolgozott Természeti Tőke Index (ten Brink, 2000), amely az ökoszisztémák minősége és mennyisége alapján számszerűsíti a természeti tőke állapotát. A két tényező közül az ökoszisztémák minőségét nehéz igazán számszerűsíteni, az eredeti tanulmányban ezt bizonyos indikátorok (általában bizonyos kitüntetett, gyakran védett fajok populációmérete) alapján közelítették. A mutató hazai adaptálására történt erőfeszítés (Cúcz et al., 2008), a kutatók az ökoszisztémák minőségét a növénytakaró állapotára vonatkozó becslés felhasználásával közelítették, ily módon küszöbölve ki a faji szintű reprezentativitás problematikáját. A funkcionalitás irányába történő elmozdulásként értékelhető a Norvég Természeti Index (Norwegian Nature Index, NI; Certain et al., 2011), amelyet több mint 300 olyan indikátor kombinálásával hoztak létre, amelyek a biodiverzitás különböző aspektusaira reflektálnak. Bár az NI az eredeti Természeti Tőke Indexhez hasonlóan túlnyomórészt bizonyos indikátorfajok populációméretén alapul, de a fajok körét úgy határozták meg, hogy a védettek mellett a gyakoribb fajok is kellő súlyt kapjanak. (Tény, hogy a magasabb rendű csoportok, például emlősök vagy madarak így is felülreprezentáltak, de megfogalmazódott a törekvés az egyéb élőlénycsoportok jövőbeli bevonására.) Ami talán ennél is fontosabb, hogy a leíró mutatók helyett néhány esetben egyéb változókat alkalmaztak, mint amilyen pl. a szaporodási ráta, különböző érzékenységi indexek. A fajok felsorakoztatásán túl megjelenik a közösségi szemlélet is, például néhány aggregált csoport (pl. tavi plankton közösség) esetében az ún. trofikus index, amely a közösségszerkezet leírásán alapul. A jövőben ezen szemlélet erősödése jelentheti az index továbbfejlesztésének ökológiai szempontból leginkább kívánatos irányát. Összességében megállapítható, hogy a nemzetközileg elismert globális indikátorok jelen formájukban kevéssé alkalmasak nemzeti szintű felhasználásra, bár bizonyos korrekciókkal növelni lehet a nemzeti relevanciát. Ígéretesnek tűnnek egyes nemzeti törekvések a természeti tőke 13 / 18
állapotának feltárására, de a módszertan még nem teljesen kiforrott. Hosszabb távon érdemes olyan indikátort kidolgozni (vagy adaptálni), amely széles körben elismert nemzetközileg is, ugyanakkor a módszertan van csak szabványosítva, így a konkrét tartalmat az adott országnak megfelelően lehet alakítani. A továbblépést tekintve fontosnak tűnik a reprezentativitás kérdése mind a védett-nem védett, mind a magasabb rendű-nem magasabb rendű fajok vagy élőlénycsoportok tekintetében. Ökológiai szempontból pedig alapvető, hogy a választott fajok vagy területek statikus leírása mellett tekintettel legyünk bizonyos funkciók meglétére és az ökoszisztémák egészségességére, integritására is. Jó hír, hogy mindehhez szilárd ökológiai-biológiai alapok állnak rendelkezésére már hazánkban is, ugyanakkor elengedhetetlen a mutatók számára megfelelő (hosszú távú, szisztematikus) monitoring-programok kidolgozása és elindítása. Minél hamarabb következik ez be, annál előbb kezdhetünk el reménykedni abban, hogy a döntéshozók érdemi intézkedéseket tudnak tenni a biodiverzitás-csökkenés megállítása érdekében. Köszönetnyilvánítás Köszönet illeti Jordán Ferencet, Pataki Györgyöt, valamint David Vačkářt a témával kapcsolatos javaslataiért. Hálás vagyok anonim bírálómnak a kézirat első verzióját illető konstruktív kritikájáért. A kutatás a TÁMOP 4.2.1/B-09/1/KMR/-2010-0005 sz. projekt keretében történt.
Irodalomjegyzék [1] http://www.bipindicators.net/rli (2012.01.24.) [2] http://www.wdpa.org/resources/statistics/2011MDG_National_Stats.xls (2012.01.24.) 4th National Report to the Convention on Biological Diversity - Hungary (2009): 1995. évi LXXXI. törvény a Biológiai Sokféleség Egyezmény kihirdetéséről. 2. cikkely: Fogalmak használata. 2010 Biodiversity Indicators Partnership (2010): Biodiversity indicators and the 2010 Target: Experiences and lessons learnt from the 2010 Biodiversity Indicators Partnership. – Secretariat of the Convention on Biological Diversity, Montréal, Canada. Technical Series No. 53, 196 p. Allesina, S., Ulanowicz, R.E. (2004): Cycling in ecological networks: Finn’s index revisited. – Computational Biology and Chemistry 28, 227–233. Bajomi, B. (2004): A biológiai sokféleség és jelentősége. – Kovász 8(1-4): 7-14. Balmford, A., Crane, P., Dobson, A., Green, R.E.; Mace, G.M. (2005): The 2010 challenge: data availability, information needs and extraterrestrial insights. – Phil. Trans. R. Soc. B., 360: 221-228. 14 / 18
Balvanera, P. et al. (2001): Conserving Biodiversity and Ecosystem Services. – Science, 291(5511): 2047. Bartha, D., et al. (2005): Az erdők természetességének elemzése tájak és erdőtársulások szerint – Erdészeti Lapok 140: 198-201. Baumgärtner, S. (2006): Measuring the diversity of what? And for what purpose? A conceptual comparison of ecological and economic biodiversity indices. – Mimeo, University of Heidelberg. http://dx.doi.org/10.2139/ssrn.894782 (2012.06.25.) Benedek, Zs. (2011): A hálózatelmélet természetvédelmi alkalmazási lehetőségei. PhD disszertáció, Eötvös Loránd Tudományegyetem, Növényrendszertani és Ökológiai Tanszék, Budapest. Bengtsson, J., et al. (2000): Biodiversity, disturbances, ecosystem function and management of European forests. – Forest Ecol. Manag. 132: 39-50. Bestelmeyer, B.T; Brown, J.R; Havstad, K.M; Fredrickson, E.L. (2006): A holistic view of an arid ecosystem: a synthesis of research and its applications. In: Havstad, KM; Huenneke, L; Schlesinger, WH. Structure and Function of a Chihuahuan Desert Ecosystem: The Jornada Basin Long-Term Ecological Research Site. – Oxford University Press, Oxford, p. 236-245. Bubb, P.J., et al. (2009): IUCN Red List Index - Guidance for National and Regional Use. Gland, Switzerland: IUCN. Butchart, S.H.M., et al. (2004): Measuring global trends in the status of biodiversity: Red List Indices for birds. – Public Library of Science - Biology 2: 2294-2304. CBD COP 7 Decision VII/30 Annex I: Provisional indicators for assessing progress towards the 2010 biodiversity target. Certain, G. et al. (2011): The Nature Index: A General Framework for Synthesizing Knowledge on the State of Biodiversity. PLoS ONE 6(4): e18930. doi: 10.1371/journal.pone.0018930 Collen, B., Loh, J., Whitmee, S., McRae, L., Amin, R., Baillie, J.E. (2009): Monitoring change in vertebrate abundance: the living planet index. – Cons. Biol. 23: 317-327. Costanza, R. et al. (1997): The value of the world’s ecosystem services and natural capital. – Nature 387: 253-260. Czúcz, B., Molnár, Zs., Horváth F., Botta-Dukát, Z. (2008): The Natural Capital Index of Hungary. – Acta Botanica Hungarica 50: Suppl. 161-177.
15 / 18
Csutora, M. (2011): Az ökológiai lábnyom számításának módszertani alapjai. In: Csutora, M. (szerk.): Az ökológiai lábnyom ökonómiája. – AULA Kiadó Kft, Budapest. p. 6-16. Desai, M. (1991): Human development: concepts and measurement. – European Economic Review 35: 350-357. Ehrlich, A., Ehrlich, P. (1979): Ecoscience: The snail darter and us. Mother Earth News: 128-129. FAO (2010): Global Forest Resources Assessment (2010): Main report. . – FAO, Rome, Italy. Finn, J.T. (1976): Measures of ecosystem structure and function derived from analysis of flows. – J. Theor. Biol. 56 (2), 363–380. Görbe, A., Nemcsicsné Zsóka, Á. (1998): A jólét mérése, avagy merre halad Magyarország? – Kovász 2(1): 61-75. Haines-Young, R., Potschin, M. (2010): The links between biodiversity, ecosystem services and human well-being. In: Raffaelli, D.G., Frid, C.L.J. (szerk.): Ecosystem Ecology: A New Synthesis. – Cambridge University Press, British Ecological Society, pp. 110-139. Haslett, J.R., Berry, P.M., Bela, Gy., Jongman, R.H.G., Pataki, Gy., Samways, M.J. (2010): Martin ZobelChanging conservation strategies in Europe: a framework integrating ecosystem services and dynamics. – Biodivers. Conserv. 19: 2963–2977. Jordán, F., Scheuring, I. (2002): Searching for keystones in ecological networks. – Oikos, 99: 607-612. Kelemen, E., Bela, Gy., Pataki, Gy. (2010): Módszertani útmutató a természet adta javak és szolgáltatások nem pénzbeli értékeléséhez. – ESSRG Füzetek, 2. SZIE KTI Környezetgazdaságtani Tanszék Környezeti Társadalomkutatók Csoport, Gödöllő. Kerekes, S. (2010): A bioszférát veszélyeztető fejlődési trendek. In: Bodzási, B. (szerk.): Ünnepi tanulmányok Balásházy Mária tiszteletére. AULA Kiadó Kft, Budapest. p. 188-197. Loh, J., et al. (1998): Living Planet Report 1998 – WWF, Gland, Switzerland. Loh, J., et al. (2005): The Living Planet Index: using species population time series to track trends in biodiversity. – Phil. Trans. R. Soc. B., 360: 289–295. Mace, G.M., Baillie, J.E.M. (2007): The 2010 biodiversity indicators: challenges for science and policy. – Cons. Biol. 21: 1406-1413. 16 / 18
Marjainé Szerényi, Zs. (2001): A természeti erőforrások pénzbeli értékelése. – Közgazdasági Szemle. XLVIII, 114–129. McDonald, G. (2003): Biogeography: Space, Time and Life. – John Wiley & Sons, New York. p 409 McRae, L., et al (2008): The Living Planet Index - Guidance for National and Regional Use. – UNEP-WCMC, Cambridge, UK. Millennium ecosystem Assessment (2003): Ecosystems and human well-being. A framework for assessment. – island Press, Washington, D.C. Millennium ecosystem Assessment (2005): Ecosystems and human well-being: Biodiversity synthesis. – World resource institute, Washington D.C. Molnár, Zs., Biró, M., Bölöni, J., Horváth, F., 2008. Distribution of the (semi-)natural habitats in Hungary I. Marshes and grasslands. Acta Botanica Hungarica 50(Suppl.): 59–105. Paillet, Y. et al., (2010): Biodiversity differences between managed and unmanaged forests: meta-analysis of species richness in Europe. – Cons. Biol. 24: 101-112. Pielou, E.C. (1966): The measurement of diversity in different types of biological collections. – J. Theor. Biol., 13: 131-144. Redefining Progress (1995): Gross production vs genuine progress. Excerpt from the Genuine Progress Indicator: Summary of Data and Methodology. – Redefining Progress, San Francisco. Rockström, J., et al. (2009): A safe operating space for humanity. – Nature 461: 472-475. Scholes, R.J., Biggs, R. (2005): A biodiversity intactness index. – Nature 434: 45-49. Shannon, C.E. (1948): A mathematical theory of communication. – Bell System Technical Journal 27: 379–423 és 623–656. Sheehan, D.K., et al. (2010): The Wild Bird Index – Guidance for National and Regional Use. – UNEP-WCMC, Cambridge, UK. Simpson, E.H. (1949): Measurement of diversity. – Nature 163: 68. Stiglitz, J. E., Sen, A., Fitoussi, J.-P. (2009): Report by the Commission on the Measurement of Economic Performance and Social Progress. – CMEPSP, September 14, 2009. ten Brink, Ben (2000): Biodiversity Indicators for the OECD Environmental Outlook and Strategy - A Feasibility Study. RIVM Report 402001014. – Globio Report Series No 25, 52.
17 / 18
Vačkář, D., ten Brink, B., Loh, J., Baillie, J.E.M., Reyers, B., (2012): Review of multispecies indices for monitoring human impacts on biodiversity. – Ecol. Ind. 17, 58-67. Wackernagel, M., Rees, W.E., (1996): Our ecological footprint: reducing human impact on the earth. – New Society, Gabriola Island, BC, Canada. Whittaker, R.H. (1960): Vegetation of the Siskiyou Mountains, Oregon and California. – Ecol. Mono. 30: 279-338 Wilson, E.O. (1987): The little things that run the world (the importance and conservation of invertebrates). – Cons. Biol. 1: 344-346. WWF (2012): Living Planet Report 2012. – WWF International, Gland, Switzerland. Zólyomi, B. (1989): Magyarország természetes növénytakarója In: Pécsi, M. (szerk.) Nemzeti Atlasz. – Kartográfia Vállalat, Budapest, p. 89.
18 / 18
