Egy készülő e-tankönyv egy fejezete:
Elméleti bevezető (Hahn István) Minden olyan esetben, amikor a vizsgálati objektum teljes egészében nem vizsgálható, mintavételt kell alkalmazni. Kevés kivételtől eltekintve a botanikai és zoológiai vizsgálatok során is nagy szerepe van a gondosan megtervezett mintavételi tervnek. A növények és a különböző állatcsoportok eltérő sajátságai miatt a mintavétel módszerei jelentős mértékben eltérnek, ezeket az egyes élőlénycsoportoknál ismertetjük. Ebben a fejezetben a mintavétellel kapcsolatos néhány elméleti alapot ismertetünk. A minta valamilyen nagyobb egységből annak jellemzésére kiválasztott kisebb rész. Statisztikai értelemben az ugyanarra vonatkozó mérési eredményeket, megfigyelési adatokat nevezik mintának, melyekből annak a teljes alapsokaságnak a tulajdonságaira lehet következtetni, melyből a minta adatai származnak A folyamatot becslésnek nevezik. Ha az alapsokaság csupa egyforma elemből állna, egyetlen elemű mintából megállapíthatnánk az alapsokaság tulajdonságait. A biológia vizsgálatok esetében ilyenek nem fordulnak elő, ezért minden esetben több párhuzamos minta megvizsgálása szükséges. Terepi kutatásokban alapsokaság lehet egy erdő növényeinek vagy állatainak összessége, vagy ezek egy jól körülhatárolható része, pl. talajlakó állatai vagy madarai. Minél nagyobb a minta elemszáma (az egymástól függetlenül végzett mérések, megfigyelések száma), a minta adataiból annál pontosabb következtetést lehet levonni a teljes alapsokaság tulajdonságaira. Ha a mintaelemszám függvényében ábrázoljuk a mintából számolható adatok eltérését az alapsokaság tényleges értékétől, akkor egy telítődési görbét kapunk, azaz a pontosság eleinte gyorsan növekszik, de a görbe fokozatosan ellaposodik és egyre lassabban közelít a tényleges értékhez. Az átlag azt mutatja meg, hogy az egy adatsor elemei milyen érték körül szóródnak, a szórás pedig a szóródás mértékének egy egyszerű mérőszáma. Ha az eredmények számértékek, azokból mintaátlag és mintaszórás számítható, ezek az alapsokaság tényleges átlagának és szórásának a becslései. Minél kisebb az alapsokaság szórása (azaz minél kisebb különbség van a kiválasztható mintaelemek között) annál gyorsabban elérhető egy elvárt pontosságú átlagbecslés. Két tényező van, ami azt eredményezheti hogy egy becsült paraméter nem egyezik meg az alapsokaság tényleges paraméterével. Az egyik az hogy a mintaelemszám nagyságának növelését gyakorlati tényezők behatárolják – a mintavételi folyamatra fordítható idő, a rendelkezésre álló csapdák száma, a minták feldolgozásának költségigénye mind korlátozzák a választható mintaelemszámot. Ezért a becsült paraméternek mindig lesz valamekkora olyan hibája, ami abból adódik hogy a minta elemszáma nem végtelen. Ezt a hibát statisztikai hibának nevezik. Nagysága általában ismeretlen, de mértéke a mintaelemszám növelésével csökkenthető. A másik hibaforrás az adatok megszerzésekor használt valamilyen eszköz pontatlanságából adódik. Ha egy mérleg rosszul van beállítva, minden egyes általa mért súlyérték téves lesz, de a valóságtól való eltérések tendenciózusak, minden egyes mért adatnál hasonlóképpen jelentkeznek. Ezt a hibát torzításnak nevezik. Nagysága a minta elemszámának növelésével sem csökken, de legalábbis elvileg – a hibaforrás feltárásával – megszüntethető vagy mértéke csökkenthető. Minden mintavétel esetében arra kell törekedni, hogy a minta átlaga, szórása, eloszlása torzítatlan becslése legyen az alapsokaság megfelelő paramétereinek. Ebben az esetben beszélhetünk reprezentatív mintáról. A reprezentatív mintavétel megvalósításának legegyszerűbb módja a véletlen mintavétel. Ekkor a mintaelemek kiválasztása véletlen módszerrel (például véletlenszám generátorral vagy véletlenszám táblázatból származó számokkal vagy koordinátapárokkat) történik. Ez biztosítja azt, hogy az egyes minták
egymástól függetlenek legyenek, és kizárja a kutató akaratlan szubjektivitásának lehetőségét is. A gyakorlatban gyakran ehhez sok szempontból hasonló, egyszerűbben megvalósítható mintavételt végeznek. Ennek során a mintavételi helyeket össze-vissza, rendszer nélkül helyezik ki a vizsgálati területen. Mivel ebben az esetben nem biztosítható tökéletesen hogy a mintavételi helyek egymástól tökéletesen függetlenek legyenek (az ember nem képes teljesen véletlen számsorokat vagy pontmintázatokat létrehozni), ezt a mintavételi eljárást megkülönböztető névvel, találomra történő mintavételnek nevezik. A helyesen végrehajtott mintavételnek alapfeltétele a szakmai korrektség. A kutató által várt eredmény kimutatása semmilyen szinten nem befolyásolhatja a mintavétel folyamatát. Nem kell szakmai csalásra gondolni, ilyet eredményezhet az is, ha teljesen önkéntelenül nagyobb gyakorisággal helyez mintavételi egységeket olyan helyre ahonnan az elképzelésének megfelelőbb adatok származnának. Ha a kijelölésnél bármennyire látszik hogy onnan milyen adatok kerülnének a mintába, mindenképpen véletlen kihelyezést kell választani.
Növényzeti mintavétel (Hahn István) A gyűjtendő adatok A terepi munka célja hogy a növényzet aktuális állapotáról a későbbiekben összehasonlításra, statisztikai elemzésre alkalmas adatokat rögzítsünk. A kutatás céljától függ hogy milyen típusú adatok feljegyzésére van szükség. Legegyszerűbb egy olyan eset, amikor – például egy természetvédelmi felmérés során – a vizsgálat célja mindössze annyi hogy kiderüljön hogy egy területen előfordulnak-e valamilyen szempontból fontos (védett vagy éppen inváziós) fajok. Ekkor elegendő ezek nevét és előfordulási helyét feljegyezni. A botanikai terepmunka során az esetek nagy részében szükséges a teljes fajlista feljegyzése, az egyes fajokhoz tartozó előfordulási mennyiségekkel együtt. Ha a növényzet mintázatára vonatkozik a kérdésfeltevés, ezen adatok mellett a vizsgálati területen belül az előfordulások helyének dokumentálására is szükség lehet, de jelen tárgy keretein belül ezekkel a módszerekkel nem foglalkozunk. A fajlista összeállítása Megfelelő növény- és terepi ismerettel egy körülhatárolt területen élő növényfajok listájának összeállítása nem tűnik nehéznek, de van néhány körülmény, ami nehezíti a dolgot. A gyakoribb fajok jól felismerhető példányai könnyen észrevehetőek és faji szinten azonosíthatóak, de a ritkább fajok nehezebben vehetők észre. Minél ritkább egy faj, annál alaposabb keresés szükséges az előkerüléséhez. Kísérletesen bizonyították, hogy ismert fajszámú, néhányszor tíz négyzetméteres mintaterületen az átvizsgálásra szánt idő növelésével az előkerült fajok száma is növekedett, egy telítődési függvénnyel leírható összefüggés szerint. Azaz eleinte gyorsan nőtt az észrevett fajok száma, majd a folyamat lelassult, végül pedig már egyre több idő kellett egy-egy ritkább vagy kisebb termetű faj előkerüléshez. Egyes növények sajátos fejlődési ritmusa is nehezíti a teljes lista összeállítását. Vannak fajok, melyek egyelőre nem tisztázott okok miatt egyes években több, más években kevesebb földfeletti hajtást, virágot fejlesztenek, egyes években nem is jelennek meg látható módon ilyenek például a hazai kosborfélék. Mindezek azt eredményezik hogy egy terület teljes fajlistájának összeállítása legalább két-három évet igényel, és ekkor is csak reménykedhet a kutató, hogy ténylegesen az összes ott élő faj előkerült-e már. A tömegviszonyok megállapítása A fajok listájának megadásánál többet árul el egy terület növényzetéről ha tudjuk, hogy az egyes fajok milyen mennyiségben képviseltetik magukat a mintaterületen. A növényfajok
jelentős részénél a mennyiségi viszonyok megadásakor egy sajátos problémával szembesülünk. Az állatoknál kézenfekvő az egyedek minél pontosabban történő megszámolása (v.ö. hivatkozás oda), mivel az esetek többségében az állatfajok egyedei egymástól elkülöníthetőek, ezért megszámolhatóak. A növényfajok között is vannak olyanok, melyek csak magokkal szaporodnak, nem alkotnak sarjtelepeket, ezért esetükben is el lehet egyedeket különíteni, ilyen például a bükkfa, a lucfenyő, a pásztortáska vagy a pongyola pitypang. Viszont a gyökér- vagy hajtássarjakkal terjedő fajok esetében zárt állományokban terepen lehetetlen az egyes egyedek lehatárolása. Egy ártéri nyáras ligeterdőben sem a fákról, sem a talajt zártan borító csalánról nem lehet megállapítani, hogy hány egyedhez tartoznak, mert a föld alatt összevissza futó gyökérből és gyöktörzsből fejlődnek a különálló földfeletti hajtások. Ezért a növények többsége esetében az egyedszám nem használható a tömegesség jellemzésére. Sőt, az egyed fogalmának kiváltására kijelölhető egységek – mint fűcsomó, zsombék, földfeletti hajtás – sűrű, zárt állományban hasonlóképpen nagyon nehezen vagy egyáltalán nem számolhatóak. A tömegesség mértékkének más jellegű mértékeként kézenfekvő megoldásként adódhat a biomassza.. Vannak olyan produkcióbiológiai vizsgálatok, ahol a biomassza mérése sokszor megkerülhetetlen, két tényező is e módszer alkalmazása ellen szól. Mivel destruktív beavatkozásról van szó, olyan, önkontrollosnak nevezett kísérletek esetében nem alkalmazható, ahol egy beavatkozás előtt és után megmérjük ugyanazon növények tömegességét, hiszen a biomasszamérés önmagában is befolyásolja a növényzet biomassza viszonyait. Legalább ennyire fontos, hogy a destruktív beavatkozás védett területeken vagy védett fajok esetében természetvédelmi aggályokat vet fel. A huszadik század első felében terjedt el a terepbotanikusok között néhány olyan skálatípus használata, melyekkel egy vizsgálati területen a fajok tömegességét lehetett viszonylag egyszerűen jellemezni. A skálázás alapja a fajok borítása volt, ami alatt az értendő hogy egy körbehatárolt terület mekkora hányadát fedné le hajtásaival az adott faj, ha felülről szemlélnénk. Geometriai kifejezéssel: mekkora lenne az adott faj talajra eső merőleges vetülete, köznapi kifejezéssel: mekkora árnyékot vetne, ha a nap a zenitről sütne. Egy nagyon egyszerű skálán egy faj „+” jelet kapott akkor, ha jelen volt, de borítása nem érte el az egy százalékot (a ritka vagy kistermetű fajok kaptak ilyen értéket, de a felismerhető csíranövények is ebbe a kategóriába szoktak esni). „1”-es skálaértéket kapott ha borítása egy és öt százalék között volt, „2”-es értéket ha a borítása öt és huszonöt százalék közé esett, majd a „3” a huszonöt-ötven, a „4” az ötven-hetvenöt végül az „5” a hetvenöt-száz százalék közötti borítástartományt jelentette. Lényeges, hogy a kisebb borítástértékeknél a skála tartományai keskenyebbek, ez lehetővé teszi hogy egy társulás fajainak jelentős részénél, melyek tömegessége kicsi, a borítás pontosabban kerüljön feljegyzésre. Az itt ismertetett skála mellett kidolgoztak részletesebb, 10-15 lehetséges értéket tartalmazókat is. Belátható, hogy minél több lehetséges skálaérték van, annál pontosabban lehet visszakövetkeztetni a borítás tényleges mértékére, de ezzel párhuzamosan növekszik annak az esélye is, hogy tévesen adjuk meg. A borítás mértékének terepi megállapítása becsléssel történik, mely nem mentes a becslő szubjektív hibájától. Ha valaki egy növényi mintázatot vizsgálva egy valós 10%-os borítás helyett 20%-ot becsül, akkor a fentebb ismertetett egyszerű skálán ugyanúgy „2”-es értéket jegyez fel mintha helyesen találta volna el a borítás értékét. Egy finomabb beosztású, több lehetséges borítástartományt felajánló skálán viszont jó eséllyel a valóságtól eltérő érték kerül feljegyzésre. Jelenleg általában a fajok borításértékeit százalékos (azaz száz lehetséges értéket tartalmazó) skálán adják meg a botanikusok. Ettől az várható el, hogy a kicsi (1 és 10% közötti) borítással rendelkező fajok esetében a százalék viszonylag kis hibával eltalálható, de fölötte már csak 10%-os lépésközökkel célszerű a borítást megadni, mert reálisan nem elvárható hogy bárki is 47%-os és az 53%-os tényleges borításértékeket meg tudja különböztetni.
A becslési hiba mellett a borítás alkalmazásának van egy fontos elméleti nehézsége is. A társulástanban a növények tömegességét a dominancia mértékeként értelmezik, ez pedig nem vág össze pontosan a geometriai értelmű talajra eső merőleges vetülettel. Egy talajra simuló tőlevélrózsa geometriai borítása ugyanakkora lehet, mint egy méteres magasságú, elágazó száron sok apró levelet fejlesztő növényé. Utóbbi viszont jóval nagyobb területet ural a föld felett és vélhetően gyökérzete is nagyobb régióból vesz fel vizet és tápanyagokat és választ ki a többi faj számára gátló hatású vegyületeket. Ezért a terepbotanikusok egy növény cönológiai borításának a geometriai borításnál nagyobb értéket vesznek figyelembe, a tő köré egy burkoló görbét képzelnek és ezt a síkidomot tekintik a növény által elfoglalt területnek. Egy szálaslevelű fűcsomó esetében a különbség nagy lehet. Ha nem százalékban hanem tényleges kiterjedésben gondolkozunk, egy két-három négyzetdeciméteres fűcsomó levélzetének talajra eső merőleges vetülete gyakran nem haladja meg a 10-20 négyzetcentimétert. Összességében a borítás – mint a tömegesség terepen becsülhető mértéke – destruktív beavatkozást nem igénylő, viszonylag gyorsan becsülhető számérték, ami viszont (gyakorlással csökkenthető mértékű) szubjektív hibával terhelt. A mintavétel módszerei A növénytársulások méretük és összetettségük miatt teljes egészükben nem vizsgálhatóak. Teljes átvizsgálásra egy terület fajlistájának összeállításakor lehet törekedni, ekkor viszont kell is, hogy a ritkább fajok is a listába kerüljenek. A tömegesség megállapítása csak megtervezett mintavétellel lehetséges. Ez alól csak az az eset kivétel, amikor kisszámú egyedileg azonosítható, könnyen felismerhető növényt közvetlenül meg lehet számolni. Ilyen lehet például annak megadása hogy egy erdő helyén kialakult néhány hektáros hegyi réten hány darab hagyásfa található. Minden más esetben kisebb, áttekinthető méretű mintavételi egységek belsejében történik a darabszámolás vagy borításbecslés, és ezekből az adatokból következtetnek a teljes vizsgálati területre. Ha darabszámolás történik akkor a mintavételi egységekben szereplő darabokat átlagolva és elosztva egy mintavételi egység területével, egyedsűsűséget kapunk. Ennek és a vizsgálati terület kiterjedésének szorzata adja a vizsgálati területen előforduló példányok becsült értékét. Borítások esetében – lévén az alapadatok maguk is területegységre vonatkoznak – egyszerű átlagszámítással kapjuk meg a mintaterület fajainak becsült borításértékeit. A mintavétel megtervezésekor a következő lehetőségeket kell átgondolni: mekkora legyen a mintavételi egység mérete, milyen legyen az alakja, mekkora legyen a mintaelemszám, és milyen legyen a mintavételi egységek kihelyezési módja. A mintavételi egység mérete A méret megválasztásánál technikai és társulástani megfontolások egyaránt szerepet játszanak. Előbbiek közé tartozik az, hogy mekkora előre elkészített keretet lehet egyszerűen előállítani, a mintavétel helyére szállítani, ott többször gyorsan kihelyezni úgy, hogy közben ne sérüljön meg. Ha a kijelölés karókkal és zsinórokkal a vizsgálat helyszínén történik, ezek szállíthatósága és kezelhetősége szintén jelent egyfajta technikai korlátot. A társulástani szempontok azzal kapcsolatosak, hogy a különböző növényzeti típusokban milyenek a fajtelítődési görbék, azaz mekkora a várható fajszám egy-egy területnagyságnál. Sok terepfelvételezésnél célszerű, ha a vizsgálat szempontjából fontos fajok nagy része vagy mindegyike megtalálható minden kijelölt mintavételi egységben. A botanikai munka során ezen szempontok és a múltbeli tradíciók figyelembevételével gyepekben 2*2 méteres, erdőkben 10*10 méteres, nagyon homogén növényzetű erdőkben 20*20 m-es négyzeteket jelölnek ki. Bár semmilyen kötelezettség sincs arra vonatkozóan hogy ezeket a méreteket kell
minden esetben alkalmazni, az adatsorok összehasonlíthatósága érdekében – ha nem szól semmi ellene – ezeket a méreteket célszerű választani. A mintavételi egység alakja A legtöbb terepvizsgálatnál négyzet vagy kör alakú mintavételi egységeket használnak. Ezeket könnyű kijelölni, és ha olyan vizsgálatsorozatról van szó, ahol több éven keresztül kell ugyanazokat a mintavételi egységeket kijelölni, a kör helyét a középpontjával elegendő megjelölni, a négyzetet is elegendő két szemközti sarokpontjával. A mintaelemszám A minta elemszáma az egymástól függetlenül átvizsgált mintavételi egységek számát jelenti. A mintaelemszám növelésével a mintavétel pontossága növekszik, de túlságosan nagyra növelni nem érdemes, mert az elemszámmal a mintavételre fordított idő lineárisan nő, a mintavétel pontossága viszont csak telítődési görbével jellemezhető módon. Ha egy vizsgálandó dologról (természetesen nem csak botanikai témakörben) rendelkezésre állnak elővizsgálati vagy múltbeli adatsorok, azokból különböző képletekkel meg lehet határozni, hogy egy adott elvárt pontossághoz mekkora minimális mintaelemszám szükséges. A természetes növényzet kutatásakor nagyon ritka hogy ilyen számítást el lehessen végezni (általában mező- és erdőgazdasági kutatásokhoz állnak rendelkezésre megfelelő adatsorok), ezért a mintaelemszámok megállapításakor a múltbeli irodalmi adatok, a rendelkezésre álló idő adta lehetőségek és a kerek számokhoz való ragaszkodás egyaránt befolyásolják a kutatókat. A mintavételi egységek kihelyezési módja A mintavételi egységek kihelyezésének legkézenfekvőbb módja az, amikor a vizsgálandó területen véletlenszerűen szórják szét őket. Sok statisztikai eljárás alkalmazásának előfeltétele, hogy az adatok függetlenek legyenek egymástól. Ennek a véletlen – szakszóval random – mintavételi elrendezés eleget tesz. Azonban éppen a véletlen elrendezésből fakadóan a vizsgálandó terület egyes részein sűrűbben, más részein ritkábban helyezkednek el, aminek következtében nem egyformán reprezentálódnak az egyes területrészek. Ennek hátránya kiküszöbölhető a mintavételi egységek rácsháló mentén történő egyenletes elhelyezésével. Ennek viszont az a hátránya hogy valamilyen periodikus környezeti tényező (talajmélység, talajnedvesség, párhuzamos vízmosások, vadcsapások) eltorzíthatják az eredményt. A két módszer előnyös tulajdonságait megtartva hátrányaikat csökkenti a szemiszisztematikusnak nevezett elrendezés. Ekkor egy szabályos, a területet teljesen lefedő rácsháló celláiba helyeznek el egy-egy mintavételi egységet, de a cellán belül véletlenszerű kijelöléssel. Egy könyvfejezet: Hahn I. 2006: A hosszú távú biológiai monitoring módszertani problémái. In: Kalapos T. (szerk.) Jelez a flóra és a vegetáció. p. 117-128. Scientia Kiadó, Budapest
A hosszú távú biológiai monitoring módszertani problémái Hahn István ELTE Növényrendszertani és Ökológiai Tanszék, 1117 Budapest, Pázmány sétány 1/C. Email:
[email protected] Összefoglaló: A terepmunkák során számos módszertani problémával kell a kutatóknak megküzdeni. Ezek között sajátos helyet foglalnak el azok, amelyek abból adódnak, hogy a
munkát hosszú ideig, változó feltételek mellett kell végezni. A munka során biztosítani kell, hogy a kijelölt mintaterületek hosszú távon is biztosan megtalálhatók és azonosíthatók legyenek. Az alkalmazott terepi felvételezési módszerek sem változhatnak olyan mértékben, hogy az adatsorok folyamatossága ne legyen tartható. Biztosítani kell a kutatási célok folytonosságát és a folyamatosan keletkező alap- és származtatott adatok megmaradását. Három hosszú távú programban való részvétel alapján a felvetett problémák elkerüléséhez szükséges tapasztalatokat és ajánlásokat tartalmaz a közlemény. Kulcsszavak: autópálya, monitoring, módszertan, Szigetköz. Bevezetés Az elmúlt két évtizedben meglehetősen gyakran használt kifejezés lett a monitoring. Sok helyen, és nem is egységes értelemben használják. A meghatározások mindegyike kitér arra, hogy valaminek hosszantartó megfigyeléséről van szó. Abban azonban nem egységesek a meghatározások, hogy az adatok felhasználásának célja kritériuma-e annak, hogy egy megfigyelés-sorozatot monitoringnak tekinthetünk-e. Az eredeti értelmezés szerint a monitoring lényegéhez tartozott, hogy a mérési vagy megfigyelési adatokból levont következtetések alapján ha szükséges, a megfigyelt folyamatba beavatkozzanak. Ez összhangban volt a szó eredeti jelentésével. A latin monitor szó jelentése: emlékeztető, sugalmazó, intő, figyelmeztető, a moneō: emlékeztet, figyelmeztet, előre jelez jelentésű igéből származik (Györkösy 1994). Hellawell egy objektum vizsgálatát három típusba sorolja (Hellawell 1991, cit. in: Standovár & Primack 2001): „Vizsgálat (survey). Olyan adatgyűjtés, melynek során a vizsgált változók állapotát egy standard eljárás szerint kvalitatív vagy kvantitatív adatokkal leírjuk, általában egy nem túl hosszú időtartamú vizsgálatsorozat keretében. A várható eredményekkel kapcsolatban nincs előzetes elvárásunk. Hosszú távú vizsgálatsorozat (surveillance). Időben kiterjesztett vizsgálat, aminek az a célja, hogy hosszú távú adatsorokkal dokumentálja a kérdéses állapotváltozók időbeli változását. Az eredményekre vonatkozóan szintén nincs előzetes elvárásunk. Monitorozás (monitoring). Időben rendszertelenül vagy rendszeresen megismételt megfigyelés. A vizsgálat célja az, hogy a standarddal való egyezést igazolja, vagy éppen bemutassa az eltérést és annak mértékét.” Európai Uniós joganyagokban a fogalmak más értelmezésben fordulnak elő, megkülönböztetnek feltáró (surveillance, ennek megfelelően helyesebben: felügyeleti), működési (operational) és kivizsgálási (investigative) monitoringot, attól függően, hogy a vizsgálat milyen széles körű. A monitoring céljával, a terepmunka és a kiértékelés során használatos módszerekkel több könyv is foglalkozik (Buckland et al. 2004, Forman 2002, Goldsmith 1991, Kent & Coker 1992, Krebs 1999, Spellenberg 1991, Sutherland 1996), és az interneten is rövid keresgélés után jó néhány long-term kutatás és monitoring-program honlapját lehet megtalálni. A közutak ökológiai hatásával foglalkozik Forman és munkatársainak könyve (Forman 2002). A közleményben a monitoring fogalmát tágabb értelemben fogom használni: monitoring egy objektum kiválasztott sajátosságainak hosszú időn keresztül, rendszeres megfigyelésekkel, mérésekkel vagy mintavételekkel történő nyomon követése. A szerző ilyen irányú tapasztalatai az 1987 óta folyó szigetközi botanikai monitoring, az 1994-ben Bugacon elkezdett üreginyúl legelési vizsgálatok és az M6-os és M7-es autópálya építésével kapcsolatos botanikai monitoring során keletkeztek. A közlemény a hosszú távú terepi
kutatások során felmerült néhány módszertani problémára hívja fel a figyelmet, melyek éppen a munka időléptékével kapcsolatban állnak elő, és megpróbál megoldásokat, vagy legalábbis elkerülési lehetőségeket ajánlani. A mintaterületek fennmaradása és visszakereshetősége A hosszú távú megfigyelések helyszínének kiválasztása nagy körültekintést igényel, de sok esetben a legnagyobb gondosság sem biztosítja, hogy egy kiválasztott területen nem következnek be olyan változások, melyeknek a monitorozás céljához semmi köze sincsen. A szigetközi mintaterületek egy részén az erdőt letermelték, vagy az erdőrészlet letermelésekor a mintanégyzetben növő fákat meghagyják, de a környezete annyira megváltozott, hogy a továbbiakban a növényzet változása nem a Duna elterelésére adott választ, hanem a letermelés hatását mutatta. Erdőkben az erdészeti beavatkozások zavarják a monitoringot, és egyre gyakoribbá válik az illegális favételezés, amely jellegéből fakadóan teljesen tervezhetetlen. Gyepeken a területhasználat megváltozása (pl. gyepek feltörése, legeltetés, kaszálás, vagy ezek elmaradása, lecsapolás, vagy annak abbahagyása), – azaz minden olyan változás, ami nem az eredetileg vizsgált hatással kapcsolatos – okoz értelmezési nehézséget. Speciális probléma merül fel akkor, ha egy beruházás (pl. épülő autópálya) hatásának kimutatására kell monitoringot tervezni. A feltételezett hatások kimutatására annál nagyobb az esély, minél közelebb helyezkedik el a mérő- vagy megfigyelőhely a vizsgálandó objektumhoz. A helyek kijelölése a beruházás előtt megtörténik, mégpedig úgy, hogy a kijelölést végző biológus szakember nincs pontosan tisztában azzal, hogy a végleges nyomvonal, a közelítőutak, depóniák, anyagnyerő- vagy lerakóhelyek hol lesznek. Emiatt a helyszín kijelölésekor az „elegendően közel”, de „biztonságosan távol” egymásnak ellentmondó szempontokat kell figyelembe venni úgy, hogy adott esetben igen kevés támpont áll a kijelölő rendelkezésére. Elvileg nem kizárható, hogy egy biológus megismerje a beruházás minden olyan részletét, mely a mintaterületek kijelöléséhez szükséges. Ez sem jelent azonban teljes biztonságot, mert előfordulhat, hogy a beruházás során egyes, az adott felszínt átalakító tevékenységek nem a tervekben szereplő helyen, időben és módon valósulnak meg. Ennek következtében a beruházás megkezdése előtt végzett alapállapotrögzítés mintaterületeinek egy része a szó szoros értelmében a földdel válhat egyenlővé. A monitoring-tevékenységnél állandó mintaterületek kijelölése célszerű, hogy csökkenjen a figyelembe veendő változók száma. Legjobb lenne állandó kvadrátok kihelyezése, ha ez nem biztosítható, akkor legalább a kihelyezett mikrokvadrátok egy jól körülhatárolt, állandó területen belül helyezkedjenek el. A mintaterületek határainak, sarkainak kijelölése egyszerű, hosszú távú megtalálhatóságuk viszont nem. A kerítések, cölöpök, karók (különböző okok miatt) egy idő után eltűnnek, a jelölőgödör betemetődik. A „bal sarok a villanyoszlopnál” típusú megjelölés sem jó, mert ha nem is olyan gyorsan, mint egy karó, de egy villanyoszlop, hidroglóbusz, istálló is eltűnhet. Ha néhány év eltelte után új emberek próbálják pontosan azonosítani egy-egy kvadrát helyét, ez gyakorta lehetetlennek látszó feladat. Még ha a terület hozzávetőleges beazonosítása sikeres is, de egy kvadrát nem pontosan ugyanarra a helyre kerül a az egymást követő felvételi időpontokban, ennek eredménye olyan, mintha a mintavételi egység területe valós méreténél nagyobb lenne. Ez önmagában még nem lenne nagy baj, de mivel ez a térbeli lötyögés véletlenszerű, ezért kiszámíthatatlanul hol erre, hol arra növekszik meg, ami még az aktuális fajlistát is megváltoztathatja. Megoldási vagy elkerülési lehetőségek
Olyan területet érdemes választani, ahol a területhasználat folytonossága biztosított, üzemtervezett erdők esetében pl. az érintett erdőrészletek üzemterveinek megismerése elengedhetetlen. Ha van választási lehetőség, célszerű a mintaterületet állami vagyonkezelésben levő, országos jelentőségű védett területen elhelyezni, egy nemzeti park működési területén. Ekkor az igazgatóság központjától vagy a őrszolgálattól kaphatunk a terület kezelésére vonatkozó olyan információkat, melyeket csak igen hosszú utánajárással lehetne összeszedni. Beruházások monitorozásának elkezdésekor a beruházótól meg kell szerezni a monitorozás céljával kapcsolatos összes megelőző szakvéleményt és a legfrissebb elérhető tervdokumentációt. A legfontosabb helyek esetében legyenek biztonsági ismétlések, hogy ha az egyik terület ilyen vagy olyan okból kiesik, a másik még releváns információt nyújtson. A mintaterületek helyének megjelöléséhez az adott időszak minden elérhető technikai eszközét (légifotó, terepi fotó, fémdetektor, GPS) igénybe kell venni. A biztonság kedvéért a legfontosabb sarokpontokat olyan tereptárgyakhoz kell viszonyítani, melyekről feltételezhető, hogy hosszú ideig a helyükön maradnak. Ezeket az információkat gondosan le kell jegyezni. Senki ne gondolja, hogy 10 vagy 20 év elteltével minden helyszínre biztonsággal visszatalál. És ami talán a legfontosabb: ha a monitorozók személye megváltozik, gondoskodni kell a színhelyek megtalálásához szükséges összes információ átadásáról. A mintavételi egységek térbeli lötyögése által okozott hiba minimalizálása érdekében ezeket minél homogénebb állományban kell kijelölni. Ide kívánkozik, hogy egy kvadrát nem csak térben, hanem időben is lötyöghet, ha az eltérő időjárású években a felvételek időpontját a naptárhoz, és nem a növényzet fenológiai állapotához viszonyítjuk. Ennek kivédéséhez egy hűvös tavasz-nyárelő után célszerű az átlagos évekhez képest a mintavételek időpontját is későbbre tolni. A fajlista változása a terület élővilágának változása nélkül Sok életközösségben a fajszám megállapítása nem tűnik nehéz feladatnak, a terep alapos átvizsgálásával a fajlista nagy része összeállítható. Ha egy terület átvizsgálására mintavételi egységekkel kerül sor, a mintavételi egység méretének és a mintaelemszámnak a növelésével a mintába kerülő fajok száma is növekszik. A folyamatot leíró görbe telítődési jellegű, lefutása a vizsgált objektum fajszámától, heterogenitásától, és a mintavétel módszerétől is függ. Egy terület fajszáma a terepen regisztrált adatok alapján többféle jacknife módszerrel is becsülhető (Brose & al. 2003). Hasonlóképpen növekszik a fajszám, ha ugyanazt a területet vizsgáljuk évente. A második vizsgálati évben szinte bizonyosan találhatók olyan fajok, melyek az első évi vizsgálatkor nem voltak megfigyelhetőek, és a következő években is bukkannak fel újabbak. Ennek több oka is lehet. Vannak növények, melyeknek nem jelenik meg minden évben föld feletti hajtása (közismert egyes kosborfélék ilyen viselkedése). Az sem ritka, hogy a faj megfigyelhető egyedei nincsenek olyan fenológiai állapotban, hogy akár nemzetség szinten is azonosítani lehessen. Ha egy faj egyedszáma és termete kicsi, előfordulhat, hogy alapos munka ellenére is elkerüli a felvételezők figyelmét. Több felvételező együttes munkája során megeshet, hogy egy jól azonosítható, nem is ritka faj előfordulása nem kerül feljegyzésre, mert mindenki azt hiszi, valaki más már feljegyezte vagy bediktálta.
1. ábra. Tíz, szigetközi monitoringban szereplő, 25 x 25 méteres mintaterület első hat évi átlagos fajszáma növekedést mutatott egy olyan időszakban, amikor a Duna 1992 őszén bekövetkezett elterelése még nem éreztethette hatását. A görbe hasonló jellegű, mintha egy időpontban az átvizsgált területet növekedne. Annyi különbség azonban biztosan van a két jelenség között, hogy az egyes évek adatsorai nem függetlenek egymástól. Egyrészt, mert ugyanarra a helyre vonatkoznak, másrést azért, mert az éves felvételezéskor általában rendelkezésre áll az előző felvételek adatlapja. Ha egy faj a megelőző évben jelen volt, de a tárgyévben a felvételezéskor még nem került elő, nagyobb intenzitással lehet célzottan keresni. Emiatt annak esélye, hogy egy már a listában levő faj észrevétlen maradjon kisebb, mintha előzetes ismeretek nélkül történne a vizsgálat. A hosszú távú megfigyelési programok során megszokott jelenség, hogy időlegesen vagy véglegesen egyes fajok eltűnnek, és újak jelennek meg. Ha a mintában egy új faj jelenik meg (feltételezve, hogy a faji azonosítás korrekt), ez robosztus tény. Viszont ha egy faj egyszer csak eltűnik a mintából, ez még nem jelenti azt, hogy a vizsgált területről is kiveszett, mindössze azt, hogy az adott mintavételi módszerrel az adott időszakban nem került elő. Tíz, mások szerint legalább húsz évnek kell eltelnie ahhoz, hogy nagy bizonyossággal ki lehessen jelenteni, hogy egy faj eltűnt a megfigyelt területről. Véleményem szerint ehhez még az is szükséges, hogy maga az élőhely annyira megváltozzon, hogy a kérdéses faj környezeti igényeinek már ne feleljen meg. Magyarország léptékű kipusztulás kritériumaként ötven évet jelöltek meg (Rakonczay 1989). Az időtartam térskála függő, minél nagyobb és élőhelyekben változatosabb egy vizsgált terület, annál hosszabb időnek kell eltelnie ahhoz, hogy egy faj kipusztulását bizonyosra vehessük. Egy botanikusnak együtt kell élni azzal, hogy időnként egyes fajnevek megváltoznak. Az is előfordul, hogy (már néhány éves felvételezés után) kiderül, hogy egy faj azonosítása téves volt, és valójában egy hozzá hasonló rokon faj él a területen. Ennek leggyakoribb oka az szokott lenni, hogy egy addig csak vegetatív állapotban látott faj egyszer csak kivirágzik. Ha az új fajneveket csak a „felfedezés” évétől szerepeltetjük a régi helyett, az adatfeldolgozás során ez fajcserének tűnhet. Megoldási vagy elkerülési lehetőségek
Mivel a cél az, hogy már a monitorozás kezdetén minél hamarabb összeálljon egy alapállapotot jellemző fajlista, a felvételezésekkor használni kell minden, a területre vonatkozó előzetes információt (előző évi felvételeket, irodalmi adatokat, mások által készített jelentéseket, stb.) A nem azonosítható taxonok egyedeit meg kell jelölni és ideiglenes kóddal kell őket nyilvántartani, annak reményében, hogy előbb-utóbb lesz belőle meghatározható példány, és akkor utólag valós nevén lehet az adatbázisban szerepeltetni. Ennek ellenére, ha a monitoring folyamatos – azaz rendszeresen készülnek terepi felvétetek – alapállapotnak az első néhány felvétel egyesített eredményét lehet tekinteni. A fajlistából eltünedező fajok esetében mielőtt határozottan kijelentenénk, hogy egy faj a területről eltűnt, gondosan mérlegelni kell, hogy elegendően hosszú ideje hiányzik-e, és az élőhely jellege is megváltozott-e. Csíkos szöcskeegeret (Sicista subtilis) a közelmúltban, 80 éves szünet után sikerült fogni Magyarországon (miközben bagolyköpetek elemzése alapján tudható volt, hogy él az országban). Neuralgikus pont a csíranövények esete. Nehéz őket észrevenni, nehéz őket azonosítani, ráadásul szinte egyikükből sem válik felnőtt növény. Ezért a monitoring vizsgálatoknál a csíranövényeket figyelmen kívül hagytuk, hacsak nem borították szőnyegszerűen a talajt. Egyrészt nagy valószínűséggel amúgy is elpusztulnak, továbbá nagy valószínűséggel egy amúgy is a felvételben már szereplő fajhoz tartoznak, harmadrészt pedig aránytalanul nagy mértékben lelassítaná a felvételezési folyamatot a meghatározásuk. Ha túlélnek, a következő felvételezés alkalmával a mintába kerülnek. Fajnevek megváltozása, vagy egy addig tévesen azonosított fajnév helyett a helyes szerepeltetése esetében nem elegendő az adott évtől kezdve feltüntetni az új nevet, hanem gondoskodni kell arról, hogy a nevek visszamenőlegesen is kijavításra kerüljenek. Ez kézenfekvő, de nem mindig egyszerű. Ha az éves jelentések elkerülnek a megbízóhoz, azok további sorsa gyakran nem követhető a felvételező szemszögéből. Egy éves jelentés valamelyik részén néhány sorban utalni arra, hogy ettől az évtől kezdve „A” fajnév helyett „B” fajnév fog szerepelni, nem elegendő, mert nagy valószínűséggel nem fogják figyelembe venni. Ezért vagy évente le kell adni visszamenőlegesen aktualizált adatbázist, vagy időnként fel kell vállalni, hogy a megbízóhoz került (esetleg onnan az ő megbízójukhoz eljutott) adatbázisokban is megtörténjen a korrigálás. A fajok mennyiségi viszonyainak becslése Az a probléma, hogy az egyes növényfajok tömegességét milyen módszerrel becsüljük, időtartamától függetlenül a legtöbb botanikai vizsgálatnál felmerül, és a fentebb említett szakkönyvek részletesen foglalkoznak is a választás szempontjaival és a módszerek leírásával. Az évtizedes léptékűre tervezett hosszú távú vizsgálatoknál néhány speciális szempontra is tekintettel kell lenni. Nem biztos, hogy a terepi felvételezést ugyanazok a személyek végzik az évek során. A mennyiségi viszonyok megadásának terepi módszerei többnyire szubjektív hibával terheltek. Ha nincs folytonosság a felvételezők között, melynek során az újonnan belépőknek alakalmuk lenne „megtanulni” az elődök becslési szokásait (annak torzításával együtt!), ez az adatsorokban törést eredményez, mivel pl. a borításértékeket a különböző iskolákban nevelkedett botanikusok különbözőképpen becsülik. Egy előre kiválasztott skálán borítás (vagy A-D) értéket feljegyezni mindenképpen kell, mivel a fajlistákban hosszú idő alatt sem feltétlenül következik be változás. A skála kiválasztását több tényező befolyásolja, kevés választható borításkategória esetében a felvételezők nagyobb eséllyel találják el a helyes kategóriát, de ha az évek során egy faj borítása változik, ez nem feltétlenül derül ki az adatokból. Ez hamarabb bekövetkezik egy sűrűbb beosztású, finomabb
skálán, ekkor viszont a helyes kategória kiválasztásának esélye csökken (Hahn & Scheuring 2003). Megoldási vagy elkerülési lehetőségek Cönológiai felvételek esetében javasolható egy olyan százalékos skála, ahol kis borításoknál és kis hiányoknál 1 százalékos a lépésköz, 10 és 90 százalék között pedig 10 százalékos: 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7, 8, 9, 10, 20, 30, 40, 50, 60, 70, 80, 90, 91, 92, 93, 94, 95, 96, 97, 98, 99, 100%. Ez kiegészülhet az 1% alatti borításértékek tized százalékos pontosságú feljegyzésével. 0,1% egy 1 négyzetméteres kvadrátban 10 cm2, ami lehet egy kis tőlevélrózsás növény, egy 100 négyzetméteres kvadrátban már 10 dm2, már egy 35 cm átmérőjű kerek növény területének felel meg. Egy százaléknál magasabb borításértékek esetében a tizedszázalékok megadása már bizalmatlanságot kelthet, ugyanúgy, mint ha valaki úgy véli, hogy egy faj borítása 41%. Mindenképpen törekedni kell arra, hogy az idő múlásával a felvételezők között a becslési stílus folyamatossága biztosítva legyen. Az adatlap kitöltésekor készüljön a területről verbális leírás (pl. vadcsapás, munkagépnyom, a növényzet magassága, szintezettsége, stb.) és fotódokumentáció. Koncepcióváltás menet közben és a megbízó felelőssége Egy hosszú távú monitoring program talán legproblematikusabb része a külső feltételek megváltozása miatt bekövetkező koncepcióváltozás. Tanszékünk a szigetközi monitorozás megtervezésére a megbízást 1986-ban kapta. Az eredeti feladat az volt, hogy dolgozzunk ki és a rendszer 1990-re tervezett indulásáig próbáljunk ki olyan cönológiai módszereket, melyet majd az üzemeltető által főállásban alkalmazott szakember (nem feltétlenül biológus) meg tud tanulni, és más monitoring-tevékenységekkel együtt ő fogja terepen alkalmazni. Erre 25 x 25 méteres állandó négyzetekben Braun-Blanquet módszerrel végzett felvételezést javasoltunk (még egyszer: 1986-ban). A helyzet azonban megváltozott, 1992-ben a C-variánst helyezte üzembe a szlovák fél, magyar üzemeltetőközpont, ami a magyarországi monitoringot végezte volna, nem jött létre, helyette az eredeti kutatócsoportok dolgoznak továbbra is. A megbízó a háttérkörülmények változásai (az eredeti helyett a Cvariáns megépülése, a nagymarosi duzzasztó nem épült meg, a hullámtérben szivattyús vízpótlás indult majd szűnt meg, fenékküszöb létesült, felmerült, majd újra elenyészett az az elképzelés, hogy mégis épül a Dunakanyarban duzzasztó) miatt időnként új mintaterületeket és módszereket kért. Ez érthető is, hiszen az eredeti monitoring célja a Duna elterelésének betudható környezeti károk kimutatása volt, a Hágai Nemzetközi Bíróság döntése után ez kiegészült a kárenyhítési célú beavatkozások hatásosságának vizsgálatával. Ezen változások, és a fentebb már említett mintavételi hely értékelhetetlenné válása következtében az adatstruktúra nem egységes. Voltak mintaterületek, melyeket egy ideig vizsgáltunk, majd felhagytuk őket. Részben helyettük, részben az új megbízási szempontok alapján új mintaterületek monitorozását kezdtük meg. Emiatt a mintaterületek adattáblája (mikor és hol mit vizsgáltunk) nem szép, de nem ez a fő probléma, hanem az, hogy az újonnan választott helyszínek esetében nem történt alapállapot rögzítés. Emiatt szakmailag is nehéz bizonyítani (vagy legalábbis alátámasztani) egy olyan véleményt, hogy az adott helyen a Duna elterelését követő talajvízszint-csökkenés okozott valamilyen kedvezőtlen változást. Jogilag attól tartok, még rosszabb a helyzet: tudomásom szerint Magyarországon még nem született elmarasztaló ítélet természeti értékek (egyébként nyilvánvaló) megsemmisülése esetén, ha nem készült előzetes felmérés és értékleltár. Egyes beruházások esetében jogszabályi kötelezettség a környezeti monitoring, beleértve ennek az élővilágra vonatkozó részét is. A beruházás értékének, vagy működési
hasznának egy kis részét (százalékát, de többnyire ezrelékét) kell környezeti kutatásra és kárelhárításra fordítani. Ebbe a körbe tartozik a beruházás előtt végzett környezeti hatástanulmányok elkészíttetése és a monitorozás is. A jogszabályok arra viszont nem tesznek konkrét előírásokat, hogy a kutatómunkát hogyan kell végezni. A monitorozásra kötelezettek – mivel nem rendelkeznek ilyen képzettségű alkalmazottakkal – szakértői cégeknek adják ki az ilyen kényszermonitoring üzemeltetését. Ezek az elsősorban környezetvédelemmel foglalkozó cégek az élővilág-védelemmel kapcsolatos résztémát szintén továbbadják. A folyamat a valóságban bonyolultabb, a tapasztalatok szerint gyakori, hogy egy beruházás során nem ugyanazok a cégek nyerik el a szakértői munka elvégzésének egymást követő szakaszait. Egy autópálya-szakasz megépülése kapcsán tehát egy biológus(csoport) kiválasztja, hogy hol legyenek az élővilág monitorozásának mintavételi helyei. Egy másik biológus(csoport) az általa választott módszerekkel felveszi az alapállapotot, majd egy harmadik biológus(csoport) folytatja esetleg megváltozott helyszíneken, megváltoztatott módszerekkel a monitoring-tevékenységet. Ezen folyamat kapcsán a fő probléma az, hogy fellép egyfajta információ-erózió, melynek során nem jutnak el a megelőző fázis(ok) információi teljes egészükben a következő stádium szakembereihez. A Magyarországon készült szakértői anyagok nagy része szakértői jelentés, mely a megbízónál található, publikálásra nem kerül, mindössze egyes taxonok – elsősorban kétéltűek, hüllők és madarak – elütési adatai jelennek meg szakmai kiadványokban. Összefoglaló magyar tanulmány a 2000-ben készült IENE COST 341-es témájú nemzeti jelentés (Pallag 2000). A nehezen hozzáférhető tapasztalatok és az információ-erózió miatt nagy annak az esélye, hogy az egymást követő stádiumok kutatói újabb és újabb módszerekkel dolgozzanak. Ennek kapcsán könnyen eszébe jut az embernek a gyermekmondóka: ez elment vadászni, ez meglőtte, ez hazavitte, de ki és hogyan fogja elkészíteni, és végül ki fogja megenni? Egy hosszú távúra tervezett kutatás esetében a legmarkánsabb koncepcióváltás az, amikor a program pénzügyi támogatása megszűnik. Jelenleg a pályázati rendszer nem kedvez semmilyen hosszú távú program elindításának. A meglevő eredmények, publikációk felhasználásával szerencsésen kell folyamatosan pályázni ahhoz, hogy egy tízéves programot folyamatosan finanszírozni lehessen, és általában arra is szükség van, hogy egyes időszakokat más forrásból elcsípett pénzekkel kelljen támogatni. Megoldási vagy elkerülési lehetőségek Ebben a szakaszban jórészt kivédhetetlen vagy olyan problémákat említettem, melynek jelenleg reális megoldási lehetőségét nem látom. Ez alól kivételt képez az autópályákkal kapcsolatos munka, mivel a megbízók részéről minden esetben azt tapasztaltam, hogy nekik is céljuk, hogy a monitorozás meghatározott rend szerint és hatékonyan működjön. Ehhez biztosítani kell, hogy a mintaterületek kiválasztásának indokaitól kezdve minden, a monitorozás során keletkezett és jelentésben leadott alapadat, élőhelytérkép, fotó, levont következtetés egyben hozzáférhető legyen, a legutolsó fázisban dolgozók elérhetőségével együtt. Ez elengedhetetlen feltétele a hatékony és korrekt munkának, ezért akkor biztosítani kell a hozzáférés lehetőségét, ha adott esetben konkurrens cégeknek kell hozzá együttműködni, vagy legalábbis kapcsolatot tartani egymással. Emellett ki kell dolgozni egy olyan, speciálisan a magyar autópályák monitorozására kidolgozott módszertant, mely legalább minimális tartalmi követelményrendszert tartalmaz. Ilyen lehet a botanikai rész esetében a mintaterületekre vonatkozó szakirányú irodalomjegyzék összeállítása, élőhelytérképének elkészítése, a hajtásos növények fajlistájának összeállítása, védett, az adott területen értékes, illetve az inváziós fajok mennyiségi viszonyainak megállapítása. A zoológiai rész esetében meg kell határozni a
vizsgálandó rendszertani egységek minimális körét (az reálisan nem várható el, hogy a monitoring-tevékenység minden rendszertani egységre kiterjedjen) mind az általános területjellemzés, mind az átjárók használata, mind az útpályán történő elütések esetében. Emellett a követelményrendszernek rugalmasnak kell lenni annyira, hogy a vizsgált szakasz élővilágának sajátságai alapján a munkában részt vevő szakemberek bővebb vizsgálatot végezzenek, vagy szakmailag indokolt esetben a minimális előírástól eltérjenek. Az adatvesztéstől a digitális káoszig Bármennyire meglepő, a hosszú távú vizsgálatoknál megtörténhet, hogy egyes adatok, adatsorok elkallódnak. Előfordul ez papíralapú és digitális adathordozó esetében is. Ezen (durva és bosszantó) hiba bekövetkezési esélyét növeli, ha nincs egy felelős adatgazda vagy gyakran változik a személye. Jelenleg adatvesztésnek talán leggyakoribb esete az, amikor egy adatbázist részben vagy teljesen felülírnak egy régebbi verzióval. A hosszú távú vizsgálatok során általában évenként vannak jelentési határidők, amikor az alapadattáblák, ábrák, táblázatok több verzióban, esetenként több személy által készülnek, a fájlnevek majdnem megegyeznek, a fájlok dátumai (a nem feltétlenül pontos óra-beállítású különböző számítógépek) utolsó mentési időpontját mutatják. A jelentéskészítési neurózisban senki sem töröl fájlt, inkább átnevezi vagy tartalékmappába helyezi. Ezek eredményeképpen egy 25 oldalas leadott jelentés után is gigabyte-nyi digitális hordalék maradhat. Ennek rendezését nem célszerű halogatni, mert könnyen úgy maradhat, hiszen közelednek más munkák új határidői. Amíg a számítógépes adatok tárolására mágnesszalagokat vagy hajlékonylemezeket használtunk, a mágneses információ sérülése okozott adatvesztést. Jelenleg a leggyakoribb a hardverhiba, amikor egy számítógép vagy meghajtó fizikailag meghibásodik. Ekkor adatok vagy legalábbis egy részük visszavonhatatlanul elveszik, vagy visszanyerésük akkora anyagi ráfordítást igényelne, amit az adott program nem tud kigazdálkodni. Fennáll annak a lehetősége is, hogy az adatok ténylegesen nem vesznek el, csak tárolási módjuk avul el. Ha 20 évvel ezelőtt Commodore-64-es géppel mágneslemezre írt adatokat akarunk leolvasni, és egy jelenlegi PC-s adatbázisba konvertálni, a feladat sem elvileg, sem gyakorlatilag nem megoldhatatlan, de adott esetben jelentős utánajárást igényelhet. Egyszerűbb a feladat, de szintén utánajárást igényelhet, ha egy tízéves adatsor PC-s 5 ¼-es mágneslemezen van. Stewart Brand ír le néhány ezzel kapcsolatos konkrét esetet, hogy felhívja a figyelmet a számítástechnikai adattárolás gyors fejlődésének árnyoldalaira (Brand 2001). Adatvesztéssel egyenértékű az is, ha az adatok megvannak, de senki sem tudja, mit jelentenek. Ha valaki saját régebbi adatait rendezi, találhat olyan táblázatot, melynek sem a sorai, sem az oszlopai nincsenek feliratozva, a cellákban szereplő számok jelentése sem ismert. Növeli a zavar előfordulási esélyét, ha az adatokat nem egy személy kezeli. Egy monitoring program során egy taxonómus az általa vizsgált állatcsoportok közül azok esetében, amiket az adott évben nem vizsgáltak, a mennyiségi adatokat tartalmazó rovatba „1”-et írt, ezzel jelezve, hogy nem „nulla” volt a megfigyelt egyedszám, hanem nem volt vizsgálat. Ez minden évben az adatlapokat kísérő leírásban fel is volt tüntetve. Egy idő után a monitoring adatai más szervezethez kerültek, ahol ezt a jelölési módot nem ismerték, vagy nem vették figyelembe, és egy jelentés összeállításához az állatcsoportok egyedszámait több évre visszamenőleg területenként összegezték. Szerencsére a táblázatban néhány negatív egyedszám feltűnt, és ezt a táblázatot a jelentésben nem használták fel. Viszont nem tudván, hogy miként adódhattak nullánál kisebb értékek, az egész érintett adatbázis megbízhatóságába vetett bizalom megrendült.
Megoldási vagy elkerülési lehetőségek: Minden hosszú távú vizsgálatnál kell lennie egy felelős személynek, aki az adatokat kezeli. Ha a személy megváltozik, gondoskodni kell arról, hogy az adatok, a hozzájuk tartozó háttérismeretekkel együtt kerüljenek át az új felelőshöz. A számítógépes adatbázist minden felhasználás után rendezni, a felesleget törölni, vagy legalábbis máshova átmásolni kell. A fontos adatokról biztonsági másolatok készítendők, és időközönként gondoskodni kell az adott időszakban használt formátumra történő konvertálásról (pl. txt → wks → wq1 → xls). A képi adatok estében célszerű a diát vagy negatívot a rendelkezésre álló eszköz legnagyobb felbontásával digitális képállománnyá alakítani. Fontos, hogy a képekre vonatkozó rendelkezésre álló ismeretek (pl. hol és mikor készült, mit vagy kit ábrázol) is archiválásra kerüljenek, a digitális információk tárolására vonatkozó óvatossággal (egy CD vagy DVD sem örökéletű…). Irodalom Brand, S. 2001: Amíg világ a világ: idő és felelősség – a hosszú most órája. Vince Kiadó, Budapest, 190 pp. Brose, U., Martinez, D. & Williams R. 2003: Estimating species richness: sensitivity to sample coverage and insensitivity to spatial patterns. Ecology 84: 2364–2377. Buckland, S. T., Anderson, D. R., Burnham, K. P., Laake, J. L., Borchers, D. L. & Thomas, L. 2004: Advanced distance sampling. Oxford University Press, Oxford, 416 pp. Forman, R. T. 2002: Road Ecology: Science and Solutions. Island Press, Washington DC, 424 pp. Goldsmith, F. B. (ed.) 1991: Monitoring for conservation and ecology. Chapman & Hall, London, 274 pp. Györkösy A. 1994: Latin-magyar szótár. Akadémiai Kiadó, Budapest, 614 pp. Hahn, I., & Scheuring I. 2003: The effect of measurement scales on estimating vegetation cover: a computer experiment. Community Ecology 4: 29-33. Hellawell, J. M. 1991: Development of a rationale for monitoring. In: Monitoring for conservation and ecology (ed. Goldsmith, B.), pp. 1-14., Chapman & Hall, London Kent, M. & Coker, P. 1992: Vegetation description and analysis. John Wiley & Sons, Chichester, 363 pp. Krebs, C. J. 1999: Ecological methodology. 2. ed. Addison Wesley Longman, New York. Pallag O. (szerk.) 2000: Nyomvonalas létesítmények élőhely-fragmentáló hatása. Környezetgazdálkodási Intézet, Budapest, 107 pp. Rakonczay Z. (szerk.) 1989: Vörös Könyv: A Magyarországon kipusztult és veszélyeztetett növény- és állatfajok. Akadémiai Kiadó, Budapest. Spellenberg, I. F. 1991: Monitoring ecological change. Cambridge University Press, Cambridge, 334 pp. Standovár, T. & Primack, R. 2001: A természetvédelmi biológia alapjai. Nemzeti Tankönyvkiadó, Budapest, 542 pp. Sutherland, W. J. 1996: Ecological census techniques: a handbook. Cambridge University Press, Cambridge, 336 pp.
