Hazai agrártájak természetközeli vegetációjának monitorozása. Miért monitorozzuk az agrártájak vegetációját?

Hazai agrártájak természetközeli vegetációjának monitorozása Miért monitorozzuk az agrártájak vegetációját?

1

2

Hazai agrártájak természetközeli vegetációjának monitorozása

Miért monitorozzuk az agrártájak vegetációját?

Szerkesztette: Horváth András és Szitár Katalin

MTA Ökológiai és Botanikai Kutatóintézete, Vácrátót 2007 3

Szerzôk Bartha Sándor, Horváth András, Kertész Miklós, Margóczi Katalin, Szitár Katalin, Török Katalin, Varga Csaba, Virágh Klára

Lektorálták Bartha Sándor, Láng Edit

Borítóterv B&B Grafikai Stúdió Kft.

Fényképek Bölöni János (22.), Horváth András (címlap, 8–11., 15.), Szitár Katalin (23.) Technikai szerkesztô Molnár Edit

ISBN 978-963-8391-35-3

A kötet kiadását a MTA által „A magyar társadalom és gazdaság versenyképességét növelô, erôsítô kutatások” címen 2006-ban nyújtott támogatás tette lehetôvé.

Nyomdai elôkészítés: B&B Grafikai Stúdió Kft. Nyomdai kivitelezés: Dandera Bt., Erdôkertes © A Szerzôk, MTA Ökológiai és Botanikai Kutatóintézete, Vácrátót, 2007 Minden jog fenntartva, beleértve a sokszorosítás, az információs rendszerben való tárolás, a nyilvános elôadás, a rádió- és televízióadás, valamint a fordítás jogát, bármely fejezetre vonatkozóan.

4

Elôszó A mezôgazdasági hasznosítás alatt álló élôhelyek monitorozása nem új keletû. A jó gazda már a régmúltban is rendszeresen megfigyelte (vagyis monitorozta) legelôjének, rétjének állapotát, és beavatkozásait (pl. terelés, kaszálás, acatolás) ennek figyelembe vételével hajtotta végre. Miért van hát szükség arra, hogy most e területek monitorozásáról írjunk? Egyrészt azért, mert azok a jó gazdák, akik érdekeltek a területeik természetközeli állapotának megtartásában, ma jóval kevesebben vannak, egykori tudásuk nagyrészt eltûnt. Másrészt azért, mert maguk a természetközeli élôhelyek is igen jelentôs mértékben megfogyatkoztak, állapotuk romlott; a meglévôk sorsa így különösen fontossá vált. Végül pedig azért, mert ma már – a fenyegetô globális környezeti válság árnyékában, de egyre több ökológiai ismeret birtokában – pontosabban látjuk a természetközeli élôhelyek jelentôségét az emberiség fennmaradásában. Annak megítéléséhez pedig, hogy e területek és az azokat magába foglaló tájak kedvezô vagy kedvezôtlen irányban változnak-e, tudományos igényû monitorozásra van szükség. Tudományos igényûre, hogy az ismeretek megbízhatóak, hatékonyan továbbadhatók és széleskörûen elterjeszthetôk legyenek. Ma már talán kezd egyre ismertebbé és elfogadottabbá válni, hogy egy rét vagy legelô szerepe a rövid távú gazdasági haszonszerzésen messzemenôen túlmutat. A neoliberális piacgazdaság azonban a természet egyedi alkotásait pusztán a termékek elôállításának egyfajta nyersanyagává silányítja. Pedig a természetes és természetközeli életközösségek számos olyan ún. ökoszisztéma szolgáltatást nyújtanak a lokális közösség és az egész társadalom számára, amelyek sokkal fontosabbak a pénzben mérhetô hozamnál. Az iparszerû mezôgazdaság megjelenése elôtt a földmûvelô ugyan nem vallotta magát környezettudatosnak, de tevékenységét a természeti kényszerekhez és az azokból fakadó, évszázadokon át kicsiszolódott tudáshoz igazította. E tapasztalatokat most fel kellene tudni eleveníteni, vagy pedig az ökológiai rendszerek következetes megfigyelése (monitorozása) során ismét meg kell tanulni. Annyit viszont már biztosan tudunk: az agrártájakban elvégzett tevékenységektôl függ, hogy hazánk természetközeli életközösségeinek zöme fennmarad-e. Manapság, amikor az ember a hatását globális méretekben kiterjesztette, a legelôk és rétek sorsa immár nem csak a gazdájuktól függ; ami persze nem mentesíti a jó gazdát attól, hogy maga is mindent megtegyen a fenntarthatóság érdekében. A gazda felelôssége a természetközeli élôhely megfelelô kezelése. Hogy képes legyen a megfelelô kezelésre, az a társadalomnak is érdeke, és így – pl. a támogatási rendszerek révén – az államigazgatás felelôssége. A lokális, táji és regionális léptékben megfelelô beavatkozások kialakításában viszont az ökológusoknak van nagy felelôssége. Ebben a felelôsségben kíván osztozni ez a tanulmány azáltal, hogy a kezelések hatásának monitorozásához olyan elvi keretet vázol fel, amely lehetôvé teszi a monitorozás eredményeinek felhasználását az optimális kezelések kiválasztásában. Felmerülhet a kérdés, hogy miért van szükség egy újabb monitorozás-módszertani kötetre, hiszen már egy évtizede létrejött a Nemzeti Biodiverzitás-monitorozó Rendszer (NBmR), amelynek keretében azóta számos konkrét projekt elkezdôdött és szolgáltatja az adatokat. Különbség annyiban valóban nem tehetô, hogy az NBmR célkitûzését kötetünk is magáénak vallja: szeretné elôsegíteni az élôvilágban végbemenô nem kívánatos folyamatok felismerését. Az NBmR ehhez a hazai élôvilág egységeinek széleskörû trend-monitorozását alapozta meg: az élôvilág spontán változásainak (pl. fluktuációinak) nyomon követését tûzte ki célul. Jelen kötet az élôvilág szûkebb körére összpontosít: „csak” az agrártájaknak „csak” a növényzetére. Agrártájnak az alapvetôen mezôgazdasági mûvelés alatt álló tájat nevezzük, melyben természetes és természetközeli élôhelyfoltok is elôfordulhatnak. Hazánk területének kétharmada agrártáj. Más téren viszont többet vállalunk fel, mert bemutatjuk az ún. hipotézistesztelô monitorozás tudományos rendszerét. A hipotézistesztelô (más néven hatás-)monitorozás az élôvilágra ható, jobbító szándékú beavatko-

5

zások eredményességének felméréséhez, következményeik megértéséhez szükséges, hogy ezek ismeretében az egyes kezelések tervezhetôkké váljanak. Ebben a kötetben tények felvonultatásával elôször amellett érvelünk, hogy miért van kitüntetett jelentôsége az agrártájak természetközeli életközösségeinek a biodiverzitás földi léptékû megôrzésében, egyúttal az emberiség erôforrásainak hosszú távú biztosításában. Mivel hazánk kétharmad része mezôgazdasági hasznosítás alatt áll, ezért kimondhatjuk, hogy a biodiverzitás megôrzése hazánkban fokozott mértékben függ az agrártájakban zajló folyamatoktól, tevékenységektôl. Ezért bepásztázzuk azokat a globális, illetve hazánkban is érvényesülô trendeket, amelyek monitorozására fel kell készülnünk. Áttekintjük azokat a tevékenységeket is, amelyekkel az ökológiai rendszerek megfelelô állapota fenntartható vagy javítható, és amelyek eredményes jövôbeni tervezéséhez szintén elengedhetetlen az adekvát monitorozási protokollok kialakítása. Végül röviden bemutatjuk azokat a fôbb koncepcionális és módszerelméleti szempontokat, amelyek alkalmazása nélkülözhetetlen a hatékony és megbízható monitorozási feladatok megoldásához. Az ebben a kötetben leírtak valójában bevezetéseként szolgálnak (1. fejezetét képezik) annak a terjedelmesebb, fôcímében megegyezô könyvnek, amely a hipotézistesztelô monitorozás módszerelméleti és módszertani kereteit, valamint gyakorlati megvalósítási lehetôségeit tárgyalja. Míg jelen kötetet elsôsorban a monitorozási rendszerek megrendelôi, így az állami döntéshozók számára, és általában a vegetáció monitorozásával valamilyen kapcsolatba kerülô érdeklôdôk részére állítottuk össze, a teljes tanulmányt tartalmazó kötet a hazai ökológus-botanikus szakma és a monitorozási projektek szervezôinek szól. A következô oldalakon ezért elsôsorban az adekvát monitorozás szükségességét bizonyítjuk, és csak rövid áttekintést adunk a vegetáció hipotézistesztelô monitorozásának lényegérôl. A konkrét monitorozási programok tervezéséhez szükséges releváns ökológiai ismeretek, elvi sémák, lehetséges módszertani megoldások és menedzselési szempontok ismertetése az említett bôvebb tanulmány feladata marad. Bár ez a kötet célkitûzése szerint az agrártájakról, azok természetközeli növényzetérôl, a növényzet monitorozásáról szól, mondanivalója több szempontból túlmutat ezen a tematikán. Reményeink szerint ráirányítja a figyelmet a természetmegôrzés általános, és itt Magyarországon is egyre sürgetôbb konkrét feladataira, illetve meggyôzi az olvasót arról, hogy a természeti környezetünk élô rendszereire ható tevékenységeink lényegi (strukturális és funkcionális) következményeit csak megfelelôen megtervezett, kivitelezett és értékelt monitorozással tudjuk nyomon követni.

Vácrátót, 2006. december 1.

A szerkesztôk

6

Tartalom Elôszó . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5 Tartalom . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 7 1. Miért monitorozzuk az agrártájak vegetációját? . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 9 1.1. Miért fontosak az agrárterületek természetközeli élôhelyei? (TÖRÖK KATALIN és HORVÁTH ANDRÁS) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 9 1.2. Miért kell „mindenáron” monitoroznunk? (HORVÁTH ANDRÁS) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 12 1.3. Melyek az életközösségek változásainak általános és hazai trendjei? . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 13 1.3.1. Globális környezeti változások és lokális következményeik (KERTÉSZ MIKÓS) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 14 1.3.2. A mezôgazdaság intenzifikációja (SZITÁR KATALIN és HORVÁTH ANDRÁS) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 18 1.3.3. Az urbanizáció hatásai (VARGA CSABA) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 24 1.3.4. Vízgazdálkodás (SZITÁR KATALIN) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 27 1.3.5. Agrár-környezetgazdálkodás (SZITÁR KATALIN) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 31 1.3.6. Természetvédelem (MARGÓCZI KATALIN) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 36 1.4. Mit és hogyan kell monitoroznunk? (HORVÁTH ANDRÁS) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 43 1.5. A monitorozás: alkalmazott vagy alapkutatás? (HORVÁTH ANDRÁS, VIRÁGH KLÁRA és BARTHA SÁNDOR) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 47 2. Hivatkozások . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 54

7

8

1.

MIÉRT MONITOROZZUK AZ AGRÁRTÁJAK VEGETÁCIÓJÁT?

1.1. Miért fontosak az agrárterületek természetközeli élôhelyei? TÖRÖK KATALIN és HORVÁTH ANDRÁS Ha a globális változásokra figyelünk, megállapíthatjuk, hogy a modern mezôgazdaság intenzifikációja és terjeszkedése a Föld biodiverzitására nézve a legnagyobb jelenlegi veszélyforrások egyike. A biodiverzitás csökkenésével párhuzamosan (részben annak folyományaként, részben pedig általa indikálva) felerôsödtek azok a trendek, amelyek az ökológiai rendszerek eredeti funkcióinak elvesztésében nyilvánulnak meg. Ezeknek az esetenként már visszafordíthatatlan folyamatoknak a következményeit pedig kénytelenek vagyunk egyre inkább drámainak, sôt több szempontból katasztrofálisnak tekinteni. Az ENSZ millenniumi felmérô programjának (Millenium Ecosystem Assessment, MEA) 2005-ben nyilvánosságra hozott értékelése szerint az élet fenntartásához szükséges természeti folyamatok, az ún. ökoszisztéma szolgáltatások több mint hatvan százaléka károsodott. A MEA az ökoszisztéma szolgáltatások négy alaptípusát vizsgálta. Az elsô a fenntartó szolgáltatás, mely a földi élet alapvetô szükségleteit biztosítja, mint az elsôdleges produkció, a talajképzôdés vagy az elemek körforgása. Az ellátó szolgáltatás a közvetlenül felhasználásra kerülô javakat jelenti, ilyenek az élelmiszerek, a tiszta víz, fa- és rostanyagok stb. Az ökoszisztémák szabályozó funkciója biztosítja egyebek mellett az éghajlat viszonylagos stabilitását, az erózióvédelmet, az árvízvédelmet és a víztisztítást. Az élôvilág kulturális értékeket is szolgáltat az ember számára esztétikai, spirituális, oktató és rekreációs igényei kielégítésével. Mindezek az elemek hozzájárulnak az emberi életminôség meghatározásához. Ha ezek sérülnek, nem csak az élôvilág elemei kerülnek veszélybe, hanem a jövô generációk megfelelô életminôsége sem biztosítható. Az utóbbi 50 évben a tanulmány szerint kizárólag a piacra kerülô, ellátó típusú szolgáltatások színvonala javult, a többi jelentôsen sérült (Millenium Ecosystem Assessment, 2005).

A leromlás legfontosabb hatótényezôi: az élôhelyek átalakítása, a klímaváltozás, a biológiai invázió, a túlhasználat és a szennyezés (elsôsorban a tápanyagterhelés került elemzésre). Az agrárterületeken folyó tevékenység mindegyik hatótényezô alakításában több-kevesebb szerepet játszik. Az élôhelyátalakítás jelentôs részben mezôgazdasági területek kialakítását célozza. A klímaváltozásban az erdôk pusztítása világviszonylatban jelentôs tényezô. Az agrártájakon folyó mûvelési mód (jelenleg fôként a felhagyás és a faültetvények telepítése) az özönfajok terjedését segítheti elô, a szennyezés jelentôs része pedig mezôgazdasági eredetû (mûtrágyázás, herbicidek stb.). A MEA jelentés megállapítja, hogy az ökoszisztéma szolgáltatások jelenlegi rohamos csökkenésének lassítása, illetve megállítása csak jelentôs kormányzási, jogalkotási, szervezeti és gazdasági változtatások esetén lehetséges, amire különbözô forgatókönyveket javasol. A lehetséges hatékony változtatások között sok a mezôgazdálkodásra vonatkozik: pl. a hátrányos gazdasági, társadalmi és környezeti következményekkel járó támo-

9

gatások megszüntetése, fenntartható erdôgazdálkodási módok bevezetése és a túlzott mezôgazdasági tápanyaghasználat visszaszorítása. A MEA következtetései az Európai Unió szintjén is új megközelítést motiváltak a szabályozások terén. Az Európai Bizottság 2006 májusában egy kommunikációt adott ki a biológiai sokféleség csökkenésének megállítása érdekében (COM 216/2006). Ez a dokumentum tartalmazza azt a sokrétû akciótervet, melynek végrehajtásával kívánják a biodiverzitás megôrzését és az ökoszisztéma szolgáltatások hosszú távú fenntartását biztosítani. Az akcióterv 10 prioritás és 4 támogató beavatkozás mentén határozza meg az EU és a tagállamok rövid és hosszú távú feladatait. Számos beavatkozás érinti a mezôgazdasági tevékenységet, a legfontosabb azonban a természetvédelmi területeken (így a Natura 2000 területeken) kívül célozza meg a biodiverzitás és az ökoszisztéma szolgáltatások megôrzését és restaurációját. A természetközeli, extenzív mezô- és erdôgazdálkodásnak és az állapot-megfigyelô, monitorozó rendszereknek a jogalkotók jelentôs szerepet szánnak. Ezeknek a szabályoknak a közösségi agrárpolitikán alapuló nemzeti stratégiai tervekben, területfejlesztési programokban érvényesülni kell. Az agárterületek természetközeli élôhelyeinek állapota nem csak a korábbi és újabb szabályozások miatt alapvetô fontosságú, hanem a mezôgazdálkodás európai tájat meghatározó jelentôsége is indokolja a figyelmet. Az Európai Unió agrárterületeinek kiterjedése 137 millió ha, ami a teljes terület 43 %-a. Ebbôl a szántók közel 76 millió ha-t, a gyepek 50 millió ha-t, míg az évelô kultúrák 11 millió ha-t foglalnak el (HENLE et al. 2003). Ezeken az óriási területeken számos olyan hatás jelentkezik – akár a mezôgazdasági tevékenységek következtében, akár más tényezôk miatt – amelyek a biodiverzitás megôrzésével konfliktusba kerülnek. Ha csak az agrár tevékenységeket nézzük, a természetközeli élôvilágot károsító folyamatok közül az alábbiakat lehet kiemelni (HENLE et al. 2003): • a mezôgazdaság intenzifikációja: eutrofizáció, toxikus vegyületek felhalmozódása, genetikailag módosított szervezetek megjelenése, a korábban extenzíven mûvelt tájrészek átalakítása intenzív termelôterületté; • az agrár tevékenység felhagyása, ezt követôen tájidegen faültetvények létrehozása, beépítés stb.; • a mûvelés léptékének és szervezésének megváltoztatása: így pl. monokultúrák kialakítása, a táj heterogenitásának elvesztése, a fajok diszperzál útjainak megszûnése. Az agrártáj természetközeli élôhely-hálózatának igen jelentôs mértékû visszaszorulását jelzi az az észak-németországi adatsor, miszerint a természetközeli élôhely-hálózat átlagos sûrûsége az 1800-as évek második felében még 133 m2/ha volt, 1979-re ennek már csak kevesebb, mint negyede (KNAUER 1980). A mezôgazdaság intenzifikációjának súlyos következményei közül az 1.3.2. alfejezetben mutatunk be néhányat. Magyarországon a fô mûvelési ágak közül a mezôgazdasági területek az ország teljes területének kétharmadát teszik ki; nagy részük (a teljes terület több mint fele) szántó, kert, szôlô vagy gyümölcsös és kb. 12 % a gyep (ÁNGYÁN et al. 1999). A hazai természetközeli élôhelyek döntô hányada agrártájba ágyazott, vagy azzal érintkezik. Az alapvetôen mezôgazdasági mûvelés alatt álló földrajzi kistájak teljes területe hazánknak kb. 70 százalékát teszi ki. Ezekben a kistájakban a Magyarországi Élôhelyek Térképi Adatbázisából (MÉTA) származó adatok alapján megállapítható, hogy a területükre esô 35 ha kiterjedésû MÉTA-hatszögek közel egyharmadában vannak jelen a természetközeli lágyszárú vegetáció (vizes élôhelyek, szikesek, üde rétek és száraz gyepek) kisebb10

nagyobb állományfoltjai (1. ábra). Ha közülük csak a jó vagy igen jó állapotban fennmaradt (4-es természetességû) különféle száraz gyepeket vesszük figyelembe, ma még azok is az agrártájak összes MÉTA-hatszögeinek 8 %-ában fordulnak elô.

1. ábra. A természetközeli fátlan élôhelyek elôfordulásának aránya a döntôen mezôgazdasági mûvelésû kistájakban, a kistájakhoz tartozó 35 hektáros MÉTA-hatszögek százalékában. Még az intenzíven mûvelt agrártájak jelentôs részében is megfigyelhetô a természetközeli élôhelyek 20 %-nál nagyobb elôfordulási gyakorisága. Ezek az élôhelyek az intenzifikáció további erôsödése esetén igen nagy veszélynek vannak kitéve (szerkesztette: HORVÁTH A. és HORVÁTH F.).

2. ábra. Az agrár kistájakban a természetközeli fátlan élôhelyeket tartalmazó hatszögek közül azoknak a százalékos aránya, amelyekben ezek az élôhelyek a nem megfelelô kezelés miatt veszélyeztetettek (szerkesztette: HORVÁTH A. és HORVÁTH F.).

11

A MÉTA-program célja a hazai növényzet, a természetes növényzeti örökségünk mai állapotának felmérése, tudományos értékelése. A térképezés során az ország teljes területérôl aktuális terepi felmérés alapján készül dokumentáció. A térképezés alapegysége a 35 hektáros MÉTA-hatszög; a közel 270 000 mintavételi egység a teljes országot lefedô halóba rendezôdik. A felmérés másik egysége a közép-európai flóratérképezés egynegyed hálóegysége, a kb. 5,5 × 6,5 km kiterjedésû MÉTA-kvadrát. Minden hatszögben dokumentálva vannak az ott még megtalálható természetes és természetközeli élôhelyek, és azok számos fontos és jellemzô tulajdonsága – kiterjedés, természetesség, foltmintázat, elszigeteltség, veszélyeztetô tényezôk stb. (MOLNÁR et al. 2007). A MÉTA-adatbázis adatai alapján hazánkban a természetközeli élôhelyek kiterjedése nem haladja meg a 1,5 millió hektárt. Ezen belül pl. a gyepek borítása hozzávetôlegesen félmillió hektár, a mocsaraké kissé meghaladja, míg a mocsárréteké nem éri el a 100 000 hektárt (MÉTA 1.0, 2006).

Amellett, hogy a természetközeli gyepjeink java része agrártájba ágyazott, az is tény, hogy gyepjeink fennmaradása jelentôs mértékben a megfelelô használattól függ (KELEMEN 1997). A MÉTA-adatbázis elemzésével megállapítható, hogy az agrártájakhoz tartozó 35 ha kiterjedésû, természetközeli fátlan élôhelyeket tartalmazó hatszögeknek átlagosan kétharmadában veszélyeztetettek ezek az élôhelyek a nem megfelelô használat (pl. rossz vízgazdálkodás, helytelen kaszálás, alul- vagy túllegeltetés stb.) miatt. Életközösségeink megôrzése, fenntartása vagy éppen rekonstrukciója tehát csak a megfelelô kezelési módokkal, mezôgazdasági tevékenységekkel összhangban valósítható meg. A természet védelme ezért megkívánja a mezôgazdasággal való együttmûködést. Ugyanakkor az is igaz, hogy a mezôgazdálkodás eredményét döntô mértékben meghatározza a természeti erôforrások állapota (ÁNGYÁN et al. 1999). Hazánkban ezért a természetvédelem és a mezôgazdaság, valamint a vidék társadalma egymásra utalt. E három terület összehangolásának egyik lehetséges – jelenleg a legátfogóbb, és optimális esetben a leghatékonyabb – módját az agrár-környezetgazdálkodási rendszer jelenti (lásd 1.3.5. fejezet).

1.2. Miért kell „mindenáron” monitoroznunk? HORVÁTH ANDRÁS Környezetünk tudatos megfigyelésének igénye az ember alkalmazkodóképességének egyik legfontosabb, ám egyben magától értetôdô, ösztönös összetevôje. Ha ez így van, akkor miért kell a monitorozást – mint egyfajta célirányos megfigyelést – külön kiemelni. Leginkább azért, mert ma már nem engedhetjük meg magunknak, hogy a világban, adott esetben a természeti környezetünkben zajló folyamatokat csak ad hoc figyelemmel kísérjük – egyszerûen csak regisztráljuk – anélkül, hogy a pontos okokat és következményeket megfogalmaznánk. A globális és lokális változások ma már olyan irányúak és mértékûek, hogy a kritikus folyamatok rendszeres, célirányos, adekvát és hatékony megfigyelésére, vagyis monitorozására van szükség – ám minden jelzônek jelentôsége van! Az emberiség eddigi története során ádáz küzdelmet vívott a természet legyôzése érdekében. Ez ugyan nem sikerült – nem sikerülhet –, de az ökológiai rendszerek és a bioszféra egésze is erôsen sérült. A környezeti katasztrófákat elôrevetítô jelenségek arra utalnak, hogy a természetnek az a rendszere, amelybe az ember még képes integrálódni, alkalmazkodóképessége határán van (l. MEA 1.1. fejezet). Az ember biológiai adaptációs képessége azonban ennél sokkal korlátosabb, amit csak ideig-óráig tud kulturális12

technológiai alkalmazkodásával kompenzálni. Lehetséges, hogy a jövôben az embernek saját fennmaradásáért – saját rövidlátó haszonelvû szemlélete ellen – kell ádáz küzdelmet vívnia. Ehhez a harchoz csak a még el nem pusztított természeti rendszerekben lelhet szövetségesekre. A küzdelem (tehát fennmaradásunk) azonban csak akkor lehet eredményes, ha – ellentétben az emberiség eddigi tevékenységével – a természetnek nem csak elszánt átalakítóivá akarunk válni, hanem az is érdekel bennünket, hogy mi a következménye tetteinknek. Jövôbeni tevékenységeinket pedig ezek függvényében alakítva próbáljuk meg létünket a természet folyamatai közé integrálni. Tevékenységeink fenntarthatóvá tételének alapvetô követelménye az, hogy folyamatosan értékeljük, vajon a fennmaradás irányába haladunk-e. A kiemelendô lényeg ehelyütt a folyamatosság, a rendszeresség. Ennek az az oka, hogy sohasem leszünk képesek természeti rendszereket érintô olyan kezelési és beavatkozási receptek legyártására, amelyek egyszer s mindenkorra érvényes módon segíthetnék elô fenntartható tevékenységeinket. A természeti rendszereink nem determinisztikus, hanem nemlineáris viselkedésû, komplex nyílt rendszerek. Ez nem azt jelenti, hogy megismerhetetlenek, hanem azt – és ez a komplex, nyílt rendszerek lényegébôl fakad –, hogy a természeti rendszerek történései csak rövid távon jósolhatók meg kellô valószínûséggel, vagyis tervezhetô módon. Mindez a mechanikus szemléletre oly fogékony nyugati ember számára túlságosan lemondóan hangozhat, ám nem az. Pusztán alázatra késztet a természet komplex – de korántsem törvények nélküli –, és éppen ezért oly szép világa iránt. Túlélésünk receptje tehát egyszerûen az alábbi ciklikus folyamattal írható le: (1) átgondolt, a legjobb tudásunk szerint a fenntarthatóság irányába tett cselekvések, (2) ezek konkrét következményeinek elfogulatlan monitorozása, (3) a monitorozás eredményeinek birtokában tevékenységeink kiigazítása, megváltoztatása, a természetbe való integrálódásunk aktuális követelményei szerint.

1.3. Melyek az életközösségek változásainak általános és hazai trendjei? Az agrárterületek élôvilágát károsító folyamatok közül néhányat az elôzô fejezetben már megemlítettünk (lásd még pl. HENLE et al. 2003). Szerencsére számolnunk kell olyan hatásokkal is – fôként a különbözô természetvédelmi célú beavatkozásokkal –, amelyek segítik a természetközeli életközösségek megmaradását, vagy regenerálódását. Az alábbi a fejezetekben az élô természeti rendszerekre kedvezô és kedvezôtlen tényezôket egyaránt számba vesszük, a jelentôsek egy részét részletesebben bemutatjuk. A különbözô jelenségek és folyamatok áttekintése során több esetben utalunk arra is, hogy az érintett ökológiai rendszerek mely tulajdonságainak monitorozása segíthet a változások nyomon követésében. A monitorozandó folyamatok teljes körû számba vételére azonban itt nem törekedhettünk. Még kevésbé arra, hogy a lehetséges indikátorváltozókat vagy a konkrét módszereket megnevezzük, bár néhányat példaként megemlítünk. Célunk annak bemutatása, hogy a nagyszámú, egymástól jelentôsen eltérô, közvetlen vagy közvetett módon érvényesülô emberi tevékenység a különbözô ökológiai rendszerekre eltérô idô- és térléptékben hat, és a következmények is nagyon változatosak lehetnek. A következmények ráadásul szimultán módon és egymással összefüggésben jelentkeznek. 13

1.3.1. Globális környezeti változások és lokális következményeik KERTÉSZ MIKLÓS Természeti környezetünk állandó változásban van: elég, ha csak az idôjárásra gondolunk. Ugyanakkor hosszú távon állandónak tekintjük a környezeti feltételeket. Ez fejezôdik ki abban, hogy egy-egy terület klímáját a százéves átlagokkal jellemezzük, talajait a térképeken idôben állandó tulajdonságként ábrázoljuk. Az utóbbi évtizedek gyors, globális változásai, mint amilyen a felmelegedés, a biológiai sokféleség (diverzitás) csökkenése és egyes kórokozók terjedése, új helyzet elé állítja az emberiséget: szembe kell nézni azzal, hogy természeti környezetünk változik, ráadásul az emberiség számára sok szempontból elônytelenül. Az emberi élet minôségének biztosításához szükség van az ökoszisztéma szolgáltatások (lásd 1.1. fejezet) megfelelô szintjének fenntartására (CONSTANZA et al. 1998). Az ökológiai szolgáltatások szintjét közvetlenül befolyásolja a földhasználat-változás (3. ábra), a technológia, fajok betelepítése és kipusztítása, a környezeti terhelés (környezetszennyezés, lásd 4. ábra, mûtrágyák, peszticidek), a környezeti források emberi felhasználása (biomassza, víz stb.), a klímaváltozás, valamint természetes folyamatok és jelenségek (evolúció, ökológiai adaptáció, vulkánosság stb.). A közvetlen hatások nagy része közvetett emberi hatások alatt áll. Ilyenek a demográfiai nyomás, a gazdasági nyomás, a szociopolitikai tényezôk (pl. háborúk, népvándorlás), technológiai tényezôk, kulturális és vallási meghatározottságok (Millennium Ecosystem Assessment 2005).

3. ábra. Az emberiség létszámának (bal oldali skála), valamint a szántóföldek és a legelôk területének (jobb oldali skála) globális változása az elmúlt 300 évben. A szántóföldek és legelôk elsôsorban az erdôk területét foglalják el. Az ábrázolt idôszakban az erdôk kb. 35 %a vált lényegesen kisebb biológiai diverzitású termôterületté. A trópusi esôerdôk kitermelése esetében a biodiverzitás csökkenése különösen nagy mértékû (Forrás: GOLDEWIJK – BATTJES 1997, HYDE – Land Cover, valamint US Census Bureau).

14

4. ábra. A levegô CO2-koncentrációjának változása az elmúlt 1000 évben, mûszeres mérések adataiból (folyamatos vonal, Mauna Loa, Hawaii), és hómintákba zárt levegôbôl (szimbólumok). Régebbi hóminták szerint a jégkorszakban 180–280 ppm között volt a koncentráció, és az elmúlt 14000 évben sem haladta meg a 280 ppm-et (PETIT et al. 1999). Az ipari forradalom óta viszont a fosszilis tüzelôanyagok felhasználása és a fokozódó erdôirtás következtében geológiai idôskálán tekintve is nagymértékben, és korábban valószínûtlen gyorsasággal emelkedik a CO2 koncentrációja, amelynek következménye a globális femelegedés (forrás: IPCC 2001).

5. ábra. A magyarországi éves átlaghômérséklet változása 1975 és 2004 között. A becslések lineáris trendvizsgálati modellel történtek (SZALAY et al. 2005).

Az ember gazdasági tevékenységének egyes elemei és a légkörfizikai folyamatok együttes modellezésével az ezredfordulóra megbízhatóan igazolták a klímaváltozás létét és azt, hogy az döntôen az ember tevékenységének a következménye (IPCC 2001). 1976 és 2000 között globálisan 0,6 °C-kal emelkedett az átlagos hômérséklet. Az emelkedés földrajzilag és évszakosan egyenetlen. A sarkvidékek körzetében és az északi mérsékelt övben volt a legnagyobb mértékû, míg egyes óceáni területeken csökkenést tapasztaltak; az északi mérsékelt övben a téli hónapokban a legnagyobb az emelkedés, más évszakokban helyenként akár csökkenés is bekövetkezett. 15

Magyarországon az évi átlaghômérséklet a XX. században 0,7 °C-kal emelkedett, nyáron ennél is nagyobb mértékben, mintegy 1 °C-kal. Az emelkedés – a globális melegedéshez hasonlóan – nem volt egyenletes; 1975-tôl 2004-ig (5. ábra) nagyobb mértékû volt, mint 100 év alatt (minthogy a század közepén volt egy hûvösebb idôszak). A XX. században átlagosan 11 százalékkal csökkent a csapadék mennyisége, a legnagyobb mértékben tavasszal (25 %), míg nyáron nem volt tapasztalható csökkenés (SZALAY et al. 2005). A már bekövetkezett változások legfontosabb következménye, hogy néhány nappal meghosszabbodott a tenyészidôszak, ugyanakkor növekedett az árvizek és az aszályok gyakorisága. A tenyészidôszak hosszabbodásának és a magasabb légköri széndioxidszintnek a hatására a szénasszimiláció mértéke (primer produkció) növekedhet; ez a szénkörforgalom legfontosabb természetes szabályozó mechanizmusa. Az aszályok viszont ellentétes irányban hatnak. Valószínû, bár nincs igazolva, hogy a primer produkció kismértékben növekedett Magyarországon az elmúlt három évtizedben. A globális változás egyik részjelensége, ugyanakkor további negatív változások elôidézôje idegenhonos fajok bekerülése a természetes és az ember által kezelt élô közösségekbe (6. ábra). Hazánk alföldjei és alacsonyabb fekvésû dombvidékei növényzetének összetételében nagy szerepet játszanak az idegenhonos fajok, mint amilyen az akác (Robinia pseudo-acacia), a selyemkóró (Asclepias syriaca), a parlagfû (Ambrosia artemisiifolia), a gyalogakác (Amorpha fruticosa) és a magas aranyvesszô (Solidago gigantea). Ezen fajok jelentôs része inváziós növénnyé vált (MIHÁLY et al. 2004). Valószínûleg szerepet játszik a felmelegedés is egyes inváziós növények terjedésében, például a parlagfû és az átoktüske (Cenchrus incertus) esetében.

6. ábra. Magyarország természetes és természetközeli élôhelyeinek inváziós növények általi fertôzöttsége a MÉTA-adatbázis 35 km2-es kvadrátjainak felbontásában (forrás: MÉTA 1.0, 2006).

16

Az állatvilágban is lejátszódnak hasonló folyamatok. Jól dokumentált példa az eperfa pajzstetû (Pseudaulacaspis pentagona) terjedése Magyarországon 1923-tól napjainkig. Más, kártevôként fontos fajok is, pl. a kukoricabogár (Diabrotica virgifera) és a gyapottok-bagolylepke (Helicoverpa armigera) hasonlóképpen viselkednek. A mezôgazdaságnak és az erdôgazdaságnak nagy szerepe van a növények, az állatok és egyéb szervezetek (kórokozók) terjesztésében. Az idegenhonos fajok szándékos telepítésén túl a parlagok, illetve egyes fás ültetvények fontos vektorai az invázióknak.

A már említett rendszermodellezés lehetôséget nyújt arra, hogy elôrejelzéseket készítsenek a klímaváltozással kapcsolatban. Az elôrejelzések a jövôbeli politikai-gazdasági-szociális viselkedést leíró forgatókönyveken, úgynevezett szcenáriókon alapulnak; a szcenáriók és a modellek sokfélesége következtében az elôrejelzések is változatosak. Közös viszont az eredményekben, hogy a következô száz évre nagymértékû felmelegedést és az idôjárási szélsôségek fokozódását jósolják. A hazai elôrejelzések lényegében megegyeznek a globális elôrejelzésekbôl származó, Magyarország területére vonatkozó jóslatokkal. Ezek szerint hazánkban a klíma mediterránabb jellegû lesz, enyhébb és csapadékosabb telekkel, hosszabb tenyészidôszakkal, melegebb nyarakkal, és az elmúlt évszázadhoz képest gyakoribb árvizekkel és aszályokkal. A globális változás legfontosabb várható ökológiai következménye a biodiverzitás nagymértékû csökkenése. A klimatikus feltételek változása az élôlényközösségeket is változásra készteti, melynek során a szûkebb tûrôképességû és kisebb terjedôképességû populációkat tágabb tûrôképességû, gyorsabban terjedô, pionír és gyomjellegû, gyakran inváziós populációk váltják fel. A közösségek változatossága csökken, a kisebb elterjedésû fajok gyorsan kihalhatnak (THOMAS et al. 2004). A biológiai diverzitás csökkenése mérséklésében kulcsszerepe van a mezô- és erdôgazdaságnak. A szénmegkötés fokozásával csökkenteni lehet a széndioxid-szint növekedését. Az erdészeti kezelésben és a nem szántóföldi mezôgazdasági termelésben (legelôk, biomassza-termelés energianyerés céljából) fontos szemponttá kell tenni a biológiai diverzitás megôrzését, illetve növelését. A várható hátrányok mérséklésének és az alkalmazkodásnak az alapja a változások nyomon követése. Monitorozni kell a szénmérleg elemeit: az összes primer produkciót (beleértve a talaj szénforgalmát) és a nettó primer produkciót. A föld feletti nettó primer produkciót hatékonyan lehet monitorozni távérzékeléssel, illetve az intenzív kultúrákban hagyományos termésbecsléssel. A produkció országos szinten is megbízható mérését, illetve a szénmérleg többi elemének becslését viszont csak a rendszeres, minden nagyobb tájegységet és termelési típust átfogó terepi vizsgálat biztosítja. A kártevôk és a gyomok monitorozása mellett, a biológiai sokféleség változásának nyomon követése céljából szükség van az ideiglenesen vagy hosszabb idôre felhagyott, illetve az extenzív mûvelésû területek élôlényközösségeinek monitorozására is. A szûkebb értelemben vett mezôgazdasági és közegészségügyi szempontok mellett a jövôben fokozottan érvényesíteni kell a természet- és környezetvédelmi szempontokat a monitorozás tervezésében, valamint a monitorozott adatok kezelésében és értékelésében.

17

A globális változás a fejlôdô világot fogja érinteni a leghátrányosabban: a legtöbb területen csökken a mezôgazdasági termelés biztonsága, az egészséges ivóvízhez, illetve az öntözôvízhez való hozzájutás lehetôsége, valamint növekszik a kórokozók elterjedése. Napjainkig a nemzetközi és a hazai politikai közösség a globális változás tényének felismeréséig jutott el. Ez kifejezôdik nemzetközi egyezményekben (pl. Biodiverzitás Konvenció, Kyotói Jegyzôkönyv), nemzetközi és országos kutatási programokban (Intergovernmental Panel for Climate Change, Millennium Ecosystem Assessment, VAHAVA), nemzetközi és országos szintû jogalkotásban (pl. Natura 2000, Nemzeti Éghajlat-változási Stratégia elôkészítése). A hatékony beavatkozáshoz azonban hiányzik a politikai akarat, a gazdasági szereplôk és közvélemény támogatása.

1.3.2. A mezôgazdaság intenzifikációja SZITÁR KATALIN és HORVÁTH ANDRÁS A mezôgazdaság terjeszkedése és intenzifikációja következtében Európában az elmúlt négy évtized során az agrárterületekhez kötôdô számos fajnak csökkent – egyeseknek drámai módon – a tömegessége és elterjedtsége (vö. 7. ábra). Ezt a tényt mind a különbözô állatcsoportok, mind a növények esetén több esettanulmány dokumentálja (pl. ANDREASEN et al. 1996, DONALD 1998, DONALD et al. 2001, MAES – VAN DYCK 2001, LUNDSTROM-GILLIERON – SCHLAEPFER 2003, ZECHMEISTER et al. 2003, HOLE et al. 2005). A populációk visszaszorulása mellett a természetközeli élôhelyek nagyarányú fragmentációja és leromlása is végbement a mezôgazdaság intenzifikációja miatt. Hazánkban ma még jobb a helyzet, mint a nyugat-európai agrárterületeken, mert a természetközeli élôhelyek fragmentumai mezôgazdasági tájainkban sokfelé jelen vannak (l. 1. és 2. ábra), de fennáll a veszélye a hasonló negatív változásoknak. Magyarország területének 63 százaléka mezôgazdaság által hasznosított terület, ezzel az egyik legfontosabb átalakító és használó tényezô a környezet és a természetes élôvilág szempontjából. Az 1960-as évektôl Magyarország agrártermelését az iparszerû gazdálkodási formák jellemzik (ÁNGYÁN et al. 1997). A vegyipar és a gépipar robbanásszerû fejlôdésével az intenzív mezôgazdasági termelés kiszolgáló iparágává vált. Az intenzív gazdálkodásban a tér egyéb szerepeinek rovására (biológiai és társadalmi élettér) a figyelmet az ipari ágazatok mintájára egyedül a termelési feladatokra irányítják. A technológiai folyamatokat kizárólag azok „gazdaságossága” alapján választják ki. Az intenzív hasznosítás nem elégszik meg a természet adta lehetôségek kiaknázásával, nem a természetes adottságokhoz keres illeszkedô tevékenységeket, hanem azokat próbálja meg az elhatározott termelési céloknak megfelelôen átalakítani (ÁNGYÁN et al. 2001). Így például termelési igényeinek megfelelôen a mûvelt területek abiotikus és biotikus viszonyait alapvetôen megváltoztatja (pl. lecsapolással, öntözéssel, fizikai és kémiai talajjavítással, a talajfelszín átalakításával, mûtrágyázással és agrokémiai anyagok alkalmazásával), eközben a környezetet szennyezi és az élôvilágot – beleértve az embert is – jelentôs mértékben károsítja. A mezôgazdaság egyre intenzívebb élôhely-hasznosítása következtében a biológiai sokféleség csökkent, az ökológiai rendszerek szerkezete és mûködése károsodott. A szántóföldi mûvelés kiterjesztése a vadon élô fajok életterének beszûkülését, sok esetben megszûnését okozta. A mûvelésre kevéssé alkalmas területek nagy részét meliorálták, ezek termelési potenciáljának növelése magába foglalja a lecsapolást, az öntözést, a fizikai és kémiai talajjavítást. Az ilyen beavatkozások eredményeként azonban újabb, 18

gyakran a korábbihoz hasonló mértékû, másodlagos problémák lépnek fel, mint pl. belvizesedés, megnövekedett erózió, másodlagos szikesedés, szulfát-felhalmozódás, talajsavanyodás. Ezeket azután további korrekciós beavatkozásokkal igyekeznek megoldani, amelyek sok esetben további mellékhatásokat generálnak.

7. ábra. A populációs index alakulása Nyugat-Európában 1980–2002 között a Gyakori Madarak Monitoringja alapján, a mezôgazdasági élôhelyekhez kötôdô 12 madárfaj összesített állománynagyságának figyelembe vételével (forrás: RSPB, EBCC, BirdLife International). Az intenzív gazdálkodás káros környezeti hatásai mellett egyre jelentôsebbek a már a 70-es évektôl megmutatkozó, negatív társadalmi és gazdasági hatásai is. Az emberi létfeltételeket közvetlenül veszélyezteti az ivóvíz-bázisok szennyezôdése, az élelmiszer-biztonság csökkenése, amelyek eredménye a táplálkozási és környezeti eredetû humán egészségkárosodás. Az intenzív mezôgazdaság következménye a vidék társadalmi ellehetetlenülése: a munkanélküliség növekedése és a lakosság elvándorlása. Jelentôsek a termelési potenciált csökkentô jelenségek hatásai, pl. a termôtalaj pusztulása, a mezôgazdasági területek és termékek szennyezôdése, a gyomosodás és a vegyszer rezisztencia kialakulása. Iparszerû eljárásokkal, külsô erôforrásokkal tartja fent a termelést, a gazdálkodás túlságosan függ az energetikai piactól. Módszereibôl adódóan nem tud megfelelni az élelmiszer-biztonság iránti növekvô igényeknek sem. Az intenzíven mûvelt területeken csak a termelés szempontjából közvetlenül fontos fajok igényeit igyekeznek kielégíteni. Ennek érdekében monokultúrákat alakítanak ki, amelyekben fontos szerep jut a nagy hozamú, „intenzív” fajtáknak. Ennek során a kultúrflóra sokfélesége jelentôsen lecsökken, a hagyományos tájfajták legtöbbször háttérbe szorulnak. Számos olyan mezôgazdasági üzem van, amely csak 2–3 kultúrnövény termesztésére specializálódott, ezzel a termelés hosszú távú biztonsága elvész.

A szántóföldi mûveletek hatékonyságának érdekében táblásítanak, azaz egyre nagyobb területeket kezelnek azonos módon. A táblásítások során drasztikusan csökken a refúgiumként és terjedési centrumként szolgáló szántószegélyek kiterjedése, amely tovább szûkíti a természetes fauna és flóra életterét, és csökkenti a fennmaradt természetes élôhelyek konnektivitását. A mezsgyék pufferhatásának elvesztése sem elhanyagolható, hiszen ezek enyhítik a szántók nemkívánatos hatásait a szomszédos élôhelyek felé. A mezôgazdaság hatásai közül az egyik legkárosabb a növényvédô szerek használata. A szegetális (szántóföldekre jellemzô) gyomfajok populációit a mechanikai gyomirtás mellett herbicidek alkalmazásával igyekeznek felszámolni. Ezek azonban elsôsorban az agro-biodiverzitást csökkentik az érzékeny, ritka gyomnövények eltávolításával, ugyanakkor kedveznek a rezisztens „problémagyomok” felszaporodásának (PINKE – PÁL 19

2005). A herbicidek és peszticidek a dominanciaviszonyok megváltoztatásával akkor is károsan hatnak a természetes közösségekre, ha a célzott élôlény-csoporton kívül nincs közvetlen toxikus hatásuk. Legtöbb esetben azonban nem eléggé szelektívek, a közösségek egyes elemeit – gyakran a termelési szempontból is nélkülözhetetlen élôlénycsoportokat (pl. nitrogénkötô baktériumokat) – közvetlenül mérgezik. A herbicidek hatására a gyomflóra fajszáma lecsökken ugyan, de a rezisztenssé váló gyomok populációmérete a többi faj eltûnésével kezelhetetlenné válik. Így a probléma megmarad, viszont a vegyszerek maradványai és lebomlási termékei felhalmozódnak a talajban és a talajvízben, bekerülnek az élôlényekbe, és a tápláléklánc csúcsa felé haladva egyre nagyobb mértékben akkumulálódva mérgezéseket okoznak. Ennek jelentôségét akkor lehet igazán felmérni, ha tudjuk, hogy a káros kémiai anyagok több mint 70 százaléka a táplálékkal kerül az emberi szervezetbe. A talaj tápanyag-utánpótlását fôként mûtrágyák alkalmazásával végzik el. A mûtrágya jelentôs állami támogatása következtében korábban öntözés helyett is sok helyen szárazgazdálkodást folytattak: vízutánpótlás helyett nagy mennyiségû mûtrágya felhasználásával növelték a terméseredményeket. Magyarországon a nitrogén-hatóanyagú mûtrágya felhasználás a 80-as évek végi 120 kg/ha-ról néhány év alatt 30 kg/ha-ra csökkent (KVVM 2005), azonban a 90-es évek eleje óta újra emelkedni kezdett, és 2002-ban már elérte a 50 kg/ha (a szerves trágyát is figyelembe véve 100 kg/ha) átlagot (RAUSZ 2003). A növekedés, ha lassuló ütemben is, várhatóan tovább folytatódik a jövôben. A mûtrágyázásból származó tápanyagok a felszíni és felszín alatti vizekbe mosódva diffúz szennyezést és eutrofizációt okoznak. 1989-ben az átlagos mûtrágya-felhasználás hektáronként 28 kg foszfát volt, (ami a teljes trágya felhasználás 70 százalékát jelentette), ebbôl hektáronként mindössze 12,5 kg épült be a biomasszába, a többi felhalmozódott a talajban, illetve beszivárgott a felszíni és felszín alatti vizekbe (ISTVÁNOVICS – SOMLYÓDY 2002). Az intenzíven kezelt gyepek mûtrágyázása fajszegényedéshez vezet. A nagy tápanyagigényû fajok (többnyire füvek) tömegessége megnô, a kevésbé kompetitív, ritka fajok visszaszorulnak (KELEMEN 1997). A legelôk nem megfelelô intenzitású használata is gyakori probléma. A szükséges legelési nyomás és mód régiónként és élôhelyenként igen eltérô lehet, ráadásul az idôjárási viszonyok változásával évenként is változik a gyepek eltartóképessége. A megfelelô legeltetéshez ezért szükség lenne a folyamatos monitorozásra. Helyenként tanúi lehetünk az egykori vagy mai túllegeltetésnek, amely tönkreteszi a növényzet struktúráját, és az igényesebb fajok eltûnése, a legelést tûrôk elszaporodása mellett a domináns fajok cseréjéhez vezethet (8. és 9. ábra). Szélsôséges esetben bolygatott talajfelszínek alakulnak ki, amelyek megfelelô propagulumforrás jelenlétében inváziós gócponttá válhatnak. Az 1980-as évek vége óta azonban inkább csökkent a legelô állatok országos állománya, ezért gyakran fordul elô alullegeltetés, amely kedvez a magasabb füvek és a cserjék elszaporodásának (10. ábra), valamint az avar felhalmozódásának; az alacsonyabb növésû fajok el is tûnhetnek a területrôl. A kaszálók füvének betakarítása ma már szinte kizárólagosan géppel történik. Ezzel rövid idô alatt nagy területen lehet elvégezni a kaszálást, ami miatt a kaszálók vegetációja elveszítette korábbi mozaikosságát. A potenciálisan a kaszálás idôpontját követôen virágzó és termést hozó növényfajok visszaszorulnak, és hosszabb távon eltûnnek a növényzetbôl. A nem megfelelôen végzett, pl. a gépek taposása miatt a növényzet felnyílásához vezetô kaszálás az özöngyomok behatolását is elôidézheti. 20

8. ábra. Juhok által rövidre rágott, túllegeltetett, fajszegény, felnyíló, száraz lösz sztyepprét. A jellemzô fajok többsége már hiányzik, de a gyep szerkezete még nem esett szét teljesen. Az ilyen gyepekben a legeltetés felhagyását követôen általában néhány faj (pl. a kunkorgó árvalányhaj) nagymértékben elszaporodik és sokáig uralkodó marad.

9. ábra. Egykor intenzíven, manapság csak gyengén legeltetett homokbuckák az Illancsban. A kissé humuszos homoktalajon a fenyérfû és a kunkorgó árvalányhaj fajszegény gyepje állandósult. A gyep közel zárt, de a nyílt homoki gyepekre jellemzô néhány bennszülött faj is elôfordul benne.

21

10. ábra. Fajokban (kétszikûekben is) gazdag félszáraz lösz-sztyepprét állomány cserjések gyûrûjében. A néhány évtizede abbahagyott legeltetés óta a galagonya és más cserjék meghódították a völgyoldalon élô sztyepprét nagy részét. Ugyanakkor a cserjés szegély erdôssztyeppfajokban kiemelkedôen gazdag, önmagában is védelemre érdemes élôhellyéalakult.

Az elkövetkezô években a már kialakított agrár-környezetvédelmi programok mûködtetése és újabbak elindítása révén (vö. 1.3.5. fejezet) hazánkban a mezôgazdaság fenntarthatóbbá válhat és átlagosan csökkenhet a mûvelés intenzitása. Ugyanakkor számolni kell azzal, hogy egyes régiókban nem csökken, hanem inkább erôsödik az intenzifikáció. Bizonyos gazdasági növények iránti fokozódó igény – amelyet hosszú távon egyáltalán nem indokolható üzleti megfontolások miatt általában mesterségesen keltenek –, illetve az agrár-környezetvédelemmel ellentétes neoliberális piacgazdasági törekvések szintén a mûvelés intenzívebbé válásához vezethetnek. Vegyük sorra a közeljövô lehetséges veszélyforrásait. • Az agrár-környezetvédelmi támogatásokra gyakrabban pályáznak azokban a térségekben, ahol a környezeti adottságok az intenzív mezôgazdaság számára eleve rosszabbak (KLEIJN – SUTHERLAND 2003). A kitûnô termôképességû talajokat viszont várhatóan továbbra is nagy arányban mûvelik iparszerû módszerekkel. Emiatt hazánk eltérô adottságú tájegységei az extenzív–intenzív mûvelési gyakorlat terén tovább divergálódhatnak. Az organikus gazdálkodás (biogazdaságok) elterjedése az intenzívebben mûvelt tájakban ezt a megosztottságot mérsékelni tudná. • A rendszerváltáskor ugyan összeomlott a nagyüzemi mezôgazdaság, de mára tôkés nagybirtokok formájában részben ismét felépült. Ha ezekben az iparszerû mezôgazdaság jut érvényre, akkor fokozódni fog a környezetterhelés (táblásítás, növény22

•

•

•

•

védô szerek és mûtrágyák alkalmazása stb. miatt). Ez különösen a még fennmaradt természetközeli állapotú mezsgyékre és a nagytáblás szántók közé zárt élôhelyfoltokra jelent veszélyt. Bár nem elôzték meg elegendôen kiterjedt tudományos hatásvizsgálatok a számos súlyos veszélyt magában rejtô elsôgenerációs génmódosított (GMO) növények széleskörû termesztésbe vonását – az elvégzett ökológiai és élelmiszerbiztonsági kutatások pedig sokkal inkább ellenük, mint mellettük szólnak –, termôterületük minden kontinensen évrôl évre nô (CLIVE 2006). Hazánkban szerencsére még nem kezdôdött meg termesztésbe vonásuk, ami az elvégzett tudományos kutatások szerint itt különösen kockázatos lenne (vö. DARVAS 2006). növekedni fog a különféle energianövények (pl. energiafák, energiafüvek, vagy a bioüzemanyag-növények) termôterülete (SIMS et al. 2006). A biomassza-energia elôállítása – pl. az alkalmazott agrár technológiák miatt – környezetterhelést és természetpusztítást okozhat. A hazánkban eddig energianövényként szóba került fajok és fajták egy része (pl. az akác) özöngyomként viselkedik, vagy segítheti azok elterjedését. A hazai termesztésre nemesített Szarvas-1 energiafû az ökológiai kutatások szerint bár kevésbé esélyes arra, hogy inváziós növénnyé váljon, a parcellák menti mezsgyéken azonban képes megtelepedni (CSETE – PÁL 2006). Ez fôként azokban a tájegységekben jelent veszélyt, ahol a természetközeli vegetáció nagyrészt mezsgyeként maradt fenn (pl. Csanádi löszhát). A különféle célú fásszárú ültetvények széleskörû elterjedésével kell számolni a ma még mezôgazdasági hasznosítású területeken. A zömmel tájidegen fajokból létrehozott állományok súlyos veszélyt jelentenek a táji léptékû biodiverzitásra. ôsgyepek beszántásával sajnos még ma is számolni kell, például az idôlegesen belvízmentessé váló laposokban. Másfelôl, a szántók ismétlôdô felhagyása majd felszántása segíti az özöngyomok nagyarányú terjedését (11. ábra).

11. ábra. Tömegesen terjed a selyemkóró (Asclepias syriaca) a gyenge termôképességû felhagyott homoki szántón. A kép bal oldalán látható szántót mûvelik, a jobb oldalon a néhány éves parlag látszik. A selyemkóró számára hol a határ?

23

1.3.3. Az urbanizáció hatásai VARGA CSABA Az urbanizáció vagy városiasodás a Föld lakosságának rohamos növekedésével és az életmód átalakulásával globális jelenséggé vált. A fejlettebb régiókban a beépített területek nagysága folyamatosan és megállíthatatlanul növekszik, a városi infrastruktúra és életforma a vidéki területeken is általánosan elterjedt. Hasonló folyamat zajlik Magyarországon is, ahol az ország teljes területének már 16,9 százaléka mûvelés alól kivett terület (Környezetstatisztikai Évkönyv, 2003) úgy, hogy a természetes okból nem mûvelhetô területek nagysága folyamatosan csökken. A beépítettség mellett szinte minden területhasználati forma intenzitása is növekszik. Könnyû belátni, hogy az urbanizáció súlyos következményekkel jár a természeti környezetre nézve: – az élôhelyek megsemmisülnek; – az élôhelyek fragmentálódnak, feldarabolódnak; – az eredetileg összefüggô élôhelyek közötti ökológiai kapcsolatok megszakadnak, leromlanak, az állatok mozgása, vándorlása akadályokba ütközik, a növénytársulások természetes dinamikája szintén sérül; – a megsemmisült élôhelyekhez közeli területeken nô az emberi zavarás, az élôhely- és fajpusztítás mértéke; – az intenzíven használt területek mellett a termôhelyi viszonyok megváltoznak; – a beépített területeken új másodlagos élôhelyek és új ökológiai kapcsolatok jönnek létre. Az urbanizációval összefüggô élôhely-megsemmisülés elsôsorban a nagyobb városok agglomerációjában, népszerû üdülôterületeken, és a „zöldmezôs” gazdaságfejlesztések során vált aggasztó mértékûvé. Az élôhelyeket leginkább fenyegetô infrastrukturális fejlesztések figyelemre méltó sajátossága, hogy a „hagyományos” tájgazdálkodási szemlélet által nem vagy csak extenzíven hasznosíthatónak tartott területek teljes értékû célterületekké válnak. Gyakran ezek a nem védett, kisebb-nagyobb vízállásos területek, meredek felszíni formációk jelentik a természeti környezethez kötôdô élôvilág utolsó menedékét a térségben. Országos léptékben az élôhelyek döntô többségét természetesen nem a közvetlen megsemmisülés fenyegeti. A természeti értékek veszélyeztetése leggyakrabban az élôhelyek fragmentációján keresztül valósul meg. A fragmentáció kis tér- és idôléptékû jelenség, melynek során az élôhelyek eredeti kiterjedésüknél összességében kisebb, az eredetitôl legtöbbször eltérô formájú területrészekre darabolódnak fel. A kettéválasztott területrészek kerülete területükhöz képest megnô, a zavartalan belsô részek távolsága az élôhely szélétôl pedig csökken (STANDOVÁR – PRIMACK 2001). A 12. ábrán barnával jelölt peremterületek élôhelyi minôsége eltér az eredeti élôhelyekétôl. Ebben az ún. szegélyzónában sokszor – a két természetes élôhely határán létrejött ökotonhoz hasonlóan – magasabb fajdiverzitást lehet kimutatni. Az eredeti fajkészlet megmaradt elemei mellett itt azonban döntôen és jellemzôen széles elterjedésû, közönséges taxonok jelennek meg, melyek a megváltozott termôhelyi viszonyokhoz gyorsan alkalmazkodnak. Az ábrán az is látható, hogy a terület eredeti élôvilága számára az építést megelôzô állapothoz képest így a tényleges élôhelyvesztés sokkal nagyobb, mint a fragmentáló létesítmények alapterülete. 24

12. ábra. Tényleges élôhelyveszteség vonalas infrastruktúrák által felszabdalt területen egy 1 km2 nagyságú homogén élôhely keresztezése esetén. A szegélyhatás 100 m-es mélységben érzékelhetô. Balról az építést megelôzô állapot, jobbról két, egymást keresztezô vonalas létesítmény megépítése esetén (forrás: STANDOVÁR – PRIMACK 2001, 187. oldal).

A fragmentálódással bekövetkezô élôhelyvesztés állatok esetében még drámaibb következményekkel járhat. Ha a területrészek között megszûnik az ökológiai kapcsolat, a fragmentumok már nem képesek a túléléshez minimálisan szükséges egyedszámú részpopulációkat fenntartani. A jelenséget szemléletesen mutatja egy, az Alföld északi peremén élô ürgepopuláció, amelyet az arra haladó autópálya kettévágott. A kisebbik gyepterületen élô ürgék egy éven belül eltûntek a területrôl, a másik oldalon pedig évrôl évre folytatódó lassú egyedszámcsökkenést detektálnak (ILONCZAY ZOLTÁN szóbeli közlése). A fragmentáció szélsôséges esetben izolációhoz vezet, amely elsôsorban a korlátozott helyváltoztatási képességû állatpopulációknál ismert jelenség. Az elszigetelôdött, egymással semmilyen kapcsolatban nem álló, önmagában azonban életképes populációkat vagy részpopulációkat fenyegetô legnagyobb veszély a hosszú távú fennmaradást biztosító genetikai változatosság csökkenése. A természetes populációdinamikai folyamatok megtörése, a fragmentumok közötti ökológiai kapcsolatok sérülése számos következménnyel jár (13. ábra). A fragmentáció akadályozza a fajok szabad terjedését (STANDOVÁR – PRIMACK 2001) és kolonizációját.

13. ábra. Példa a fragmentumok közötti ökológia kapcsolatok megszakadására. A megépült út egyrészt közvetlenül érint néhány szubpopulációt, másrészt gátat képez a korábban összeköttetésben álló szubpopulációk között. Mivel a kis populációk nagyobb valószínûséggel tûnnek el, mint a nagyok, a kapcsolatok megszüntetése a környezô populációkkal, a rekolonizáció lehetôségének elvesztése végzetes lehet számukra (TROCMÉ et al. 2003).

25

A fragmentumokban megnô a zavarástûrô fajok aránya, mert ezek a fajok képesek a más fajok számára akadályt jelentô területeken áthatolni. Ezt a folyamatot erôsíti, hogy az élôhelyek a természetes szukcessziós ütemtôl eltérô gyorsasággal és mintázattal alakulnak át, a kémiai szennyezés és a vízháztartás változása miatt felerôsödik az élôhelyek leromlása. A növények szaporodása a beporzó rovarfajok mozgásának korlátozása, a rovarpopulációk fragmentálódása miatt szenvedhet hátrányt. Fragmentáció általánosságban olyan területhasználat változásnál következik be, amikor az új hasznosítás az érintett terület élôhelyi tulajdonságait rontja, diszperziós és migrációs szerepét gátolja. A fejlettebb nyugat-európai országokban a különbözô területhasználati formák közül az infrastrukturális fejlesztéseket és elsôsorban az úthálózatot jelölték meg a fragmentáció legjelentôsebb tényezôjeként (TROCMÉ et al. 2003). A Duna– Tisza közén a 90-es években a gyeppusztulások és egyúttal a megmaradt területek fragmentációja szintén leginkább az utak és a települések közelségében történtek (RÉVÉSZ et al. 2004). A több mint 31 000 km hosszúságú országos úthálózat (Magyar Közút Kht., 2005-ös adat; Magyar Autópálya Zrt., 2007) és a 76 000 km hosszú önkormányzati külterületi út (JÁSZBERÉNYI – PÁLFALVI 2006, 2000-es adat) az európai átlagnál magasabb fragmentáltságot jelez (European Environmental Agency, 2000). A közlekedés fejlesztésének hazai üteme elôre vetíti a probléma súlyának további növekedését. Nyomvonalas struktúrákkal kapcsolatban gyakran felmerül az özönnövények diszperziójának kérdése. Az inváziós fajok út menti terjedéséhez, szaporodásához az útépítési munkálatok leginkább a talaj bolygatásával járulnak hozzá (LEPART – DEBUSSCHE 1991, SPOONER et al. 2003). Az utak menti területek vízháztartásának, kémiai paramétereinek gyors átalakulása az eredeti növénytársulás összetételét, struktúráját bontja meg. A vasúthálózat sajátos termôhelyi viszonyai szintén terjedési folyosót nyitnak a nemkívánatos gyomnövények, a természetes növénytársulásokat veszélyeztetô növények számára. Maguk a pályatestek a vegyszeres gyomirtás következtében részben vagy teljesen gyommentesek, a töltést kísérô mezsgyékben és a gondozatlan pályaudvarokon viszont megtalálhatók az expanzióban lévô növényfajok (MIHÁLY et al. 2004). A modern közlekedésben az út alapvetô meghatározója és szinonimája a megközelíthetôségnek. A távoli, eddig alacsony zavarásnak kitett helyek gyors, kényelmes elérése jelentôsen megnöveli az érintett populáció pusztulásának és az élôhely leromlásának az esélyét. Különösen feltûnô a természeti környezetre idôszakosan nehezedô nyomás a népszerû kirándulóhelyeken és a nagyvárosok agglomerációs zónáiban található gyepeken, erdôterületeken. Bár az infrastrukturális fejlesztések szerepe a fragmentációs folyamatokban elméletileg tisztázott, a szerteágazó hatások feltérképezése a gyakorlatban különösen nehéz. A jelenségek többségének leírása néhány jól megfigyelhetô fajra alapozva született meg. Kevés a jól dokumentált hazai tapasztalat, a hatások mérséklésére alkalmazott eszközök, intézkedések hatékonyságát eddig alig vizsgálták. Talán a legsürgetôbb vizsgálati kérdés az inváziós fajok nyomvonalas létesítmények melletti terjedésének mintázata, üteme, valamint a terjedés jelentôségének megítélése más, az expanziónak lehetôséget adó módokhoz képest.

26

1.3.4. Vízgazdálkodás SZITÁR KATALIN A víz az ökológiai rendszerek szerkezetét és mûködését alapvetôen meghatározó környezeti tényezô. A vízi élôhelyeken – álló- és folyóvizekben – a víz az élet közege, amelyben a turbulencia mértéke, az áramlás sebessége, a víz kicserélôdési ideje és összetétele határozza meg a társulások szerkezetét. A vizes élôhelyeken – mocsarakban, lápokon, nedves réteken, vízpartokon – a vízjárás, a vízborítás gyakorisága, idôtartama, kritikus idôpontja, az elöntések átlagos mélysége a legfontosabb zavaró tényezô, amely a fás szárú növények elpusztításával a szukcessziót idôrôl idôre visszaveti. Az arid-szemiarid területek szárazföldi élôhelyein a víz korlátozó tényezô, ahol a csapadék- és talajvíz-viszonyok szabják meg a fajok elterjedését és tömegességét (ISTVÁNOVICS et al. 2000). Az alábbiakban azokat az általános vízgazdálkodási tényezôket mutatjuk be, amelyek hatással vannak az agrártájak természetközeli vegetációjára. A nagyobb nyílt vizekkel (tavakkal és folyókkal) nem foglalkozunk. Fôként a természetmegôrzéssel kapcsolatos vízgazdálkodási problémákat vetjük fel. Konkrét megoldási javaslatokról is szólunk, amelyeket még a további két alfejezet is tartalmaz. A vízgazdálkodás az emberi szükségleteknek megfelelôen igyekszik megváltoztatni, és ezzel alapjaiban befolyásolja az ökológiai rendszerek mûködését. A vízgazdálkodási beavatkozások legközvetlenebb és legsúlyosabb hatása Magyarországon a vizes élôhelyek visszaszorítása. A vízszint-ingadozások gyakoriságának és amplitúdójának csökkentése gátolja egyes vizes élôhelyek regenerációját, amely hosszú távon az eltûnésükhöz vezet. A vízgazdálkodási beavatkozásoknak vannak a száraz élôhelyeket is érintô, káros hatásai, amelyek azonban általában nagyobb késleltetéssel jelentkeznek, mint a vizes élôhelyek vagy a vízi ökoszisztémák esetében. A természetes vízjárás megváltoztatása számos élôhely-típus nagy területrôl való teljes eltûnéséhez vezetett. Magyarországon az ármentesítési és lecsapolási munkálatok egymillió hektárnyi vizes élôhelyet számoltak fel (ISTVÁNOVICS – SOMLYÓDY 2002). A folyószabályozások szinte az eredeti ártér egészét mentesítették az elöntések alól: a 2,1 millió hektárnyi árvizekkel veszélyeztetett területbôl csupán 3 százalék, 62 ezer hektár a megmaradt hullámtéri területek aránya (GERGELY – ÉRDINÉ SZEKERES 2002). Az árterek természetes élôvilága szinte csak ezeken maradt fenn, mert a folyók szabad vízjárása már csak itt érvényesülhet. A természetes élôhelyek léte azonban itt sem biztosított, mivel a különbözô területhasználatok ezek nagyfokú fragmentációját okozzák. Mindezek mellett a folyószabályozásokkal és a vizes élôhelyek eltûnésével párhuzamosan a vizek, vizes élôhelyek hálózatára épülô, hagyományos tájhasználati módok rendszere (pl. a fokra alapozott ártéri gazdálkodás, ártéri gyümölcsösök) is jórészt megszûnt. A beavatkozások széles köre mesterségesen hoz létre új élôhelyeket, így csatornák, víztározók, kubikgödrök és holtágak vizes élôhelyeit, a folyószabályozások nyomán kiterjedt szikeseket. Ezeknek jelentôs szerepük van a vizes élôhelyek fajainak fenntartásában, azonban természetességük rendszerint nem éri el az elsôdleges élôhelyek természetességét (14. ábra).

27

14. ábra. Vizes élôhelyek átalakításának következményei légifotón szemlélve. A nagybetûkkel a különbözô tevékenységeket jelöltük. A: völgyalji mocsarak és mocsárrétek fragmentációja mûút által, B: halastavak kialakítása egykori mocsarak helyén, C: holtágak kotrása és „rendezése”, D: csatorna kialakítása egykori vízfolyás helyén, E: egykori, késôbb kiszárított mocsárrétek felszántása, F: belvízelvezetés csatornázással.

A területi (településen kívüli) vízgazdálkodás alakulását a mezôgazdaság határozza meg. Magyarország negyede olyan mély fekvésû terület, amelyrôl természetes úton nem folyik le a víz, és amelyet belvízvédelmi mûvek nélkül állandóan vagy idôszakosan hosszú ideig víz borítana. E terület nagy részét a mezôgazdasági területnyerés miatt ármentesítették, azonban az ennek következtében kulcsproblémává váló belvizek a mûvelt területek két harmadát fenyegetik (ISTVÁNOVICS – SOMLYÓDY 2002). A belvízzel veszélyeztetett teljes terület nagysága 4,4 millió hektár, amelybôl intenzíven mûvelt mezôgazdasági terület 2,7 millió hektár, az összes megmûvelt terület 41 százaléka (IJJAS 2002). Háromszázezer hektárnyi területet öntenek el öt évnél gyakrabban a belvizek. A belvizeket jelenleg egy 42 400 km hosszú belvízcsatorna rendszer vezeti el (IJJAS 2002). A belvízzel leggyakrabban sújtott térségek általában a gyenge termôképességû területek közé tartoznak, amelyeken célszerû változtatni a földhasználat módját: a víz helyben tartásával a szántókat legelôvé, vizes élôhelyekké kell alakítani. A folyószabályozás és a csatornázások eredményeképpen a gyepek vízviszonyai megváltoztak (15. ábra). A természeti szempontból értékes területeken alapvetô a korábbi hidrológiai állapot visszaállítása: a csatornák visszatöltésével, a közepes méretûek szakaszolásával lassítható a víz gyors lefutása. A nagyobb csatornák vízelvezetés helyett öntözésre használhatók. A vízpótlás gyakori akadálya a szántóföldekrôl és a nagyobb folyókból származó, nem megfelelô minôségû – szennyezett és eutróf – víz. A magas tápanyag-tartalom a nagy mennyiségû mezôgazdasági mûtrágya-felhasználásból adó28

dik. 1989-ben a megtermelt biomasszában hasznosuló tápanyagon túl hektáronként 15,5 kg foszfát mûtrágya került a talajba, ebbôl 2 kg szivárgott a felszíni és felszín alatti vizekbe, a többi a talajban halmozódott fel (ISTVÁNOVICS – SOMLYÓDY 2002). Ilyen esetekben megoldás lehet a víz pihentetése valamilyen kevésbé értékes területen, vagy biológiai szûrôként mûködô nádason történô lassú átáramoltatása (KELEMEN 1997).

15. ábra. A Fejetéki-mocsár természetvédelmi terület géppel kaszált homokbuckaközi laposának egyik láprétje. A láprét a talajvízszint süllyedése miatt mára átmeneti mocsárrétté alakult, sôt, egyes foltjain (pl. a kép közepén) megkezdôdött a mocsárrét sztyeppesedése. A kiszáradással párhuzamosan helyenként a talaj gyenge szikesedése is végbement.

Jelenleg az idôjárástól függôen a szabadföldi termôhelyek 1–3 százalékát, 120–150 ezer hektárt öntöznek, és az öntözésre 70–100 millió m3 felszíni és 150–200 millió m3 felszín alatti (talaj- és réteg-)vizet használnak (SIMONFFY 2002). A legutóbbi aszályos idôk tapasztalatai a Duna–Tisza közi Hátságon azt mutatják, hogy a felszín alatti vízkivétel meghaladja a fenntarthatóság korlátját, és hozzájárul a talajvízszint csökkenéséhez (PÁLFAI 1994). Takarékos technológiákkal, illetve a talaj- és talajvízviszonyoknak megfelelô növényfajták választásával a vízigények 20–40 százalékkal csökkenthetôk (IJJAS 2002). A halastavak a vízi élôvilág megôrzése szempontjából kiemelkedô jelentôségûek lehetnek, mert a természetes vadvizek megfogyatkozásával biztosíthatják a vízhez kötôdô természetes növényközösségek és a rájuk épülô állatközösségek fennmaradását. A halastavakat sokszor természetes mocsarak vagy tavak helyén, nedves gyepek szomszédságában létesítik, amelyek megkönnyítik betelepülésüket. A haltermelésnek hazánkban különbözô gazdálkodási formái vannak: a tógazdasági haltermelés, a természetes vízterületek halászata, valamint az intenzív haltermelô rendszerek. A mesterséges halastavak területe 25–30 ezer hektár. Ezek frissvíz pótlásához, illetve a párolgási veszteség pótlásához évente 150 millió m3 vízre van szükség, amely az 29

összes mezôgazdasági vízfelhasználás 68 százalékát jelenti (RAUSZ 2003). A gyenge adottságú, belvizes mezôgazdasági területek egy részének halastóvá alakításával ötezer hektárral nôhet a halastavak területe, amely a vízigényeket kb. 200 millió m3-re növelné (SIMONFFY 2002). Ezek az igények kielégíthetôk a Dunántúli-dombság kis vízfolyásokra telepített halastavai kivételével, ahol már a jelenlegi igények mellett is elôfordul vízhiány. A modern tógazdasági és természetes vízi haltenyésztés sok szempontból veszélyezteti a természeti értékek fennmaradását. A nem ôshonos halfajok betelepítése és a túlhasználat veszélyezteti a természetes halfaunát. Trágyázással és takarmányozással növelik a tavak halhozamát, azonban a bejuttatott szerves anyag nem hasznosuló része a tavak eutrofizációját és a felszín alatti vízkészletek szennyezését okozza. A tómedrek mésszel való fertôtlenítése nagymértékben károsítja a tavak természetes élôvilágát. A nádszegélyek irtása és égetése, a tókaszálás (a hínárnövényzet eltávolítása), a tavaszi lehalászás és nyár eleji tófeltöltés a vizes élôhelyekhez kötôdô madarak fészkelôhelyeit veszélyezteti. Hazánkra – mint az Európai Unió tagállamára – érvényesek a 2000-ben életbe lépett Víz Keretirányelv követelményei, amely többek között elôírja, hogy 2015-ig minden hazai felszíni és felszín alatti víznek jó ökológiai és kémiai állapotot kell elérnie. A vízgyûjtôk és a részvízgyûjtôk területének állapotfelmérését követôen a jó ökológiai állapot eléréséhez és fenntartásához szükséges vízgyûjtô-gazdálkodási terveket dolgoznak ki és valósítanak meg. A szabályozás fontos elve, hogy a korábbi, közigazgatási határokon alapuló vízgazdálkodás helyett vízgyûjtôkön alapuló, egységes vízgazdálkodást és vízvédelmet ír elô. Mivel Magyarországon a vízrendezésnek, belvízvédelemnek, az öntözésnek és halgazdálkodásnak az elmúlt évtizedekben olyan infrastruktúrája alakult ki, amely az elmúlt évtized változásai – éghajlati, birtokszerkezeti változások, mezôgazdasági piaci viszonyok változása és fenntartható fejlôdés követelményeinek megfelelô vízgazdálkodási irányzatok elôtérbe kerülése – miatt nem felel meg a mai követelményeknek (IJJAS 2002). A belvízelvezetô rendszerek és csatornák mûködtetésében érvényesíteni kell az ökológiai szempontokat. A belvízvédelmi érdekek, és az élôvilág együttes igényeinek figyelembe vételével kell a karbantartási és vízkormányzási munkálatokat elvégezni. Az intenzív mezôgazdasági mûvelést külterjesebb módszereknek kell felváltaniuk, csökkentve a vizek mezôgazdasági eredetû tápanyag- és vegyszerterhelését. Ennek megvalósítása nagyrészt a mezôgazdasági támogatások függvénye. A folyó menti területhasznosítási és vízgazdálkodási tevékenységek alapvetôen befolyásolják ezen területek ökológiai állapotát. Hosszú távú védelmük csak akkor biztosítható, ha a természetes élôhelyek a jelenleginél nagyobb kiterjedésû, összefüggô rendszerét, ökológiai hálózatát helyreállítják. A hazai folyók hullámterének 20 százaléka (csaknem 25 ezer hektár) szántóterület. Ezek termôképessége természetföldrajzi adottságaikból következôen többnyire közepes vagy gyenge. A terméseredmények fokozása érdekében alkalmazott mûtrágya és növényvédôszer maradványok a vízfolyásokba jutva jelentôs mértékben rontják a víz minôségét. A termelés gazdaságosságát tovább csökkenti az árvízveszéllyel járó termelési bizonytalanság. Mindezek indokolják a hullámtéri szántók mûvelési ágának megváltoztatását. A szántóföldi mûvelés felhagyásával párhuzamosan a területek rehabilitációjának vagy rekonstrukciójának is meg kell történnie. A hullámtéri területek ilyen hasznosítására az agrár-környezetgazdálkodási programok egy része kiváló lehetôségeket nyújt.

30

Az agrár-környezetgazdálkodási programok kiemelt célja a növényvédô szerek használatából és a mesterséges tápanyag-utánpótlásból eredô környezetterhelés mérséklése. Ennek megvalósításával a programban résztvevô területek, a róluk elfolyó vizek, valamint a velük vízgazdálkodási szempontból összefüggô természetközeli élôhelyek vegyszermaradvány- és tápanyagtartalma csökken. A felszín alatti vizek mezôgazdasági eredetû szennyezôdésének mérséklôdése a diffúz szennyezések esetében csak hosszú távon mutatható ki. Lokális és táji léptékben a talajba bemosódó tápanyagok csökkenésének pozitív hatásai rövidebb idôtávon is megmutatkoznak: az érintett élôhelyek természetessége növekedik, a nitrofil fajok rovására a tápanyagok feldúsulására érzékeny, természetvédelmi szempontból kívánatos fajok aránya megnô. A vizes élôhelyek esetében kulcsfontosságú, megfelelô vízjárást a lecsapolás és vízelvezetés megszüntetésével, az extenzív halastavak esetében a vízszintingadozások minimalizálásával érik el. A vízháztartás helyreállítása és a mûvelésre alkalmatlan szántóföldi területek vizes élôhellyé alakítása lokálisan megnöveli a vizes élôhelyek kiterjedését és természetességét, amely táji léptékben hozzájárul az élôhely-diverzitás emelkedéséhez, és a konnektivitás növekedésével az élôhelyek fennmaradását elôsegítô élôhely-hálózat kialakításához.

1.3.5. Agrár-környezetgazdálkodás SZITÁR KATALIN A Millenium Ecosystem Assessment jelentés megállapítása szerint az élet alapjait biztosító természeti folyamatok, az ökoszisztéma szolgáltatások leromlásában jelentôs szerepet játszanak az intenzív mezôgazdálkodásból eredô problémák. Az 1.3.2. fejezetben röviden vázoltuk az iparszerû mezôgazdálkodás fô, gyakran egymást gerjesztô negatív hatásait. Mivel elhárításukhoz folyamatosan növekvô anyag- és energiabevitel szükséges, ezért hosszabb távon ezek a rendszerek nem fenntarthatók. Olyan új, multifunkcionális gazdasági rendszerre van szükség, amely a termékek elôállításán túl a környezeti szempontokat szem elôtt tartja, és szociális és társadalmi feladatokat is ellát. Az ERZ-féle földhasználati piramis által megjelenített szemlélet célja a földhasználat és a természetvédelem integrációja, a táj adottságainak megfelelô intenzitású védelem és használat (16. ábra). Az iparszerû földhasználat a piramis kategóriáinak határait drasztikusan felfelé mozdította el. Ezt a folyamatot vissza kell fordítani, a mezôgazdasági területek integrált, környezetkímélô mûvelésével, illetve a termelésre kevéssé alkalmas, viszont természetvédelmi szempontból gyakran nagyon jelentôs területek felhagyásával és külterjesítésével (ÁNGYÁN et al. 1997). A mezôgazdasági területeket mindenütt arra és olyan intenzitással kell használni, amelyre a legalkalmasabbak. Ezek alapján ÁNGYÁN és munkatársai (1997) szerint Magyarországon 1,5 millió hektár területet célszerû a jelenlegi intenzív szántóföldi mûvelésbôl kivonni. 500 ezer hektáron a továbbiakban a szántóföldi gazdálkodás külterjesítését, 6–700 ezer hektárnyi területen erdôgazdálkodás és 3–400 ezer hektáron gyepgazdálkodás folytatását javasolják.

31

16. ábra. Az ERZ-féle földhasználati piramis (ERZ 1978 alapján).

A mezôgazdaság fejlôdése során kialakultak azok a fenntartható hagyományos helyi rendszerek, amelyekben az igények és az adottságok a legközelebb állnak egymáshoz, a természetes erôforrás hányad a természeti ciklusaik során nem csökken; ezeket kell felkarolni és segíteni azok korszerû továbbfejlesztését (ÁNGYÁN et al. 1997). Modern külterjes (extenzív) rendszereket kell kialakítani, amelyeket alacsony anyag- és energia-bevitel jellemez, és a természeti erôforrások fenntartható használatán alapulnak. Az agrárökoszisztémákra jellemzô az ember folyamatos beavatkozása, amely az energia- és anyagáramlás szabályozása révén meghatározott gazdasági termés elérését célozza. Az intenzív mezôgazdaságra a közvetett és közvetlen energia- és anyagbevitel rohamos növekedése jellemzô. Az energia-bevitel egy bizonyos szintje felett ezek a rendszerek csak látszólag tudják a nyereséget növelni, de ezek valós – a termelés során okozott károkat is figyelembe vevô – költségeit a társadalom és a természeti környezet fizeti meg.

A XX. század közepétôl kezdve modernizációs agrárpolitikájának köszönhetôen Európa mezôgazdasági termelését az iparszerû, intenzív gazdálkodási formák túlsúlya jellemzi (ÁNGYÁN et al. 1997). Ezek alkalmazása a mezôgazdasági termékek túltermelését, az élelmiszerbiztonság csökkenését, birtokkoncentrációt, ezzel együtt a vidék elnéptelenedését, valamint súlyos környezeti problémákat és természetkárosodást okozott. E negatív jelenségek észlelése vezetett az 1990-es években az agrár-, környezeti- és gazdaságpolitika egymásrautaltságának felismeréséhez és újraegyesítésük igényéhez: a többfunkciós európai agrármodell kialakulásához. Ez az agrármodell a túltermelés megszüntetését, a vidéki népesség helyben tartását, a mezôgazdasági területek nem élelmiszertermelô célú, egyéb felhasználásainak támogatását és a természet- és tájvédelem támogatásával a környezeti problémák kezelését tûzte ki célul. 1998-ban az Európai Közös Agrárpolitika reformja során megalkották az új agrárpolitikát (Common Agricultural and Rural Policy for Europe, CARPE, 1998). Ebben az agrártámogatások két eltérô csoportja létezik: a régi típusú, mennyiségekhez (kvótákhoz) kötött 1. pilléres támogatások és az új típusú, gazdálkodási rendszerekhez és területekhez kötött vidékfejlesztési és agrár-környezetgazdálkodási 2. pilléres támogatások. Az új agrárpolitika a támogatások súlypontját egyre inkább a 2. pillérre, a többfunkciós mezôgazdálkodás nem termelési (környezeti, társadalmi, szociális, foglalkoztatási, kulturális stb.) funkcióinak támogatására helyezi át (Biodiversity Action Plan for Agriculture).

32

Az Európai Uniós agrár-környezetgazdálkodási támogatási rendszer magyarországi bevezetését az 1999-ben a 2253/1999. sz. kormányhatározatban meghirdetett, de csak 2002-ben induló és 2004. május 1-ig mûködô elôcsatlakozási program, a Nemzeti Agrár-környezetvédelmi Program (NAKP) készítette elô (ÁNGYÁN 2005). 2004-tôl a Nemzeti Vidékfejlesztési Terv (NVT) keretében lehet az agrár-környezetgazdálkodási támogatásokra pályázni. A támogatások igénybevételének részletes szabályait az FVM 150/2004. (X.12.) rendelete határozza meg.

Az európai agrárpolitika agrár-környezetgazdálkodási (AKG) támogatási prioritásai az alábbiak (ÁNGYÁN et al. 1999): • Külterjesítés (extenzifikáció) olyan eszközökkel, mint pl.: (a) mûtrágya- és növényvédôszer-használat racionális csökkentése; (b) hektáronkénti számosállat-létszám eltartóképességhez való igazítása; (c) biológiai (organikus) gazdálkodásra való áttérés; (d) szántóterületek visszagyepesítése. • A vidék, a természet és a táj fenntartása olyan módszerekkel, mint pl.: (a) a természethez és a tájhoz alkalmazkodó mezôgazdálkodás; (b) veszélyeztetett helyi tájfajták és ôshonos haszonállatfajták fenntartása és szaporítása; (c) az elnéptelenedett, felhagyott mezôgazdasági vagy erdészeti területek fenntartása; (d) 20 éves mûvelésbôl való természetvédelmi célú kivétel (parlagoltatás); (e) földterület biztosítása a közösségi funkciók (átjárás, üdülés, pihenés) ellátására. • Oktatási, továbbképzési és demonstrációs programok és projektek a fenti területeken. A támogatási rendszer intézkedéseiként országos (horizontális) és térségi (zonális) célprogramokat fogalmaztak meg. Az országos (horizontális) célprogramokra az ország egész területén, a térségi (zonális) célprogramokra csak az Érzékeny Természeti Területeken (ÉTT) lehet jelentkezni. A célprogramok elôírásai a különbözô programcsoportokon belül az alapprogram – integrált program – ökológiai program – zonális program sorrendben szigorodnak, a célprogramok közötti átjárhatóság csak ebben az irányban lehetséges. A célprogramok mûvelési ágak szerinti megoszlását, szigorúsági fokát, egymáshoz való viszonyát, a közöttük való váltás lehetôségeit, valamint a célprogramok és a kiegészítô célprogramok párosítási lehetôségeit a 17. ábra mutatja be. A célprogramokra jelentkezô gazdálkodók vállalják, hogy gazdaságuk teljes területén betartják a „Helyes Gazdálkodási Gyakorlat” elôírásait (4/2004. (I. 13.) FVM rendelet), valamint a programba bevitt területeken az egyes célprogramok elôírásait legalább 5 évig, a hosszú távú területpihentetési célprogram esetében 20 évig. Az elôírásokat felvállaló termelôk kompenzációban részesülnek jövedelem-kiesésük ellensúlyozására. A kifizetés terület, valamint állatlétszám alapú vissza nem térítendô támogatás, amelynek nagysága arányos az elôíráscsomag várható környezeti hatásával, összetettségével, valamint a termelés gazdasági eredményét befolyásoló hatásával. A minimális támogatható terület nagysága 1 hektár. Egy gazdaságon belül több célprogram megvalósítása is támogatható, azonban egy mezôgazdasági parcellára csak egy célprogram alapján igényelhetô támogatás. Egyes agrár-környezetgazdálkodási célprogramokhoz kiegészítô, szintén területalapú agrár-környezetgazdálkodási támogatás is igényelhetô.

33

17. ábra. Az agrár-környezetgazdálkodási programok rendszere. Célprogram-váltás csak a nyilak irányában lehetséges. Kiegészítô programok: ev – erózióvédelmi kiegészítô programok, fm – füves mezsgye telepítés, cs – cserjeirtás.

34

Az agrártámogatások eljárásainak kizárólagos földterület-azonosító rendszere a Mezôgazdasági Parcella Azonosító Rendszer (MePAR). A mezôgazdasági tábla (más néven parcella) a földterülethez kapcsolódó támogatások esetében az azonosított alapegység. A mezôgazdasági táblák nagyobb tömbökben, ún. fizikai blokkokban helyezkednek el. A fizikai blokk a mezôgazdasági mûvelés szempontjából idôben állandó, a terepen azonosítható határokkal rendelkezik, és többnyire azonos típusú mûvelés alatt lévô földterület (pl. szántó, gyep, ültetvény, erdô stb.). Az Érzékeny Természeti Területek (ÉTT) rendszerét hazánk az EU agrár-környezetvédelmi rendszere mintájára vezette be (18. ábra). Meghatározása szerint: „Az érzékeny természeti területek bevezetésének célja a természeti (ökológiai) szempontból érzékeny földrészleteken olyan természetkímélô gazdálkodási módok megôrzése, fenntartása, további földrészletek kijelölése, amelyek támogatással ösztönzött, önként vállalt korlátozások révén biztosítják az élôhelyek védelmét, a biológiai sokféleség, a tájképi és kultúrtörténeti értékek összehangolt megôrzését.” A zonális célprogramokra a kijelölt Érzékeny Természeti Területeken belül lehet jelentkezni.

18. ábra. Magyarország Érzékeny Természeti Területei (forrás: KvVM TvH és SZIE KGI). Az ÉTT egységeit tájegységenként hierarchikus rendszerben jelölték ki, amelyre a számok utalnak.

Az AKG zonális célprogramjai az ÉTT-k adottságaihoz illeszkedô gazdálkodási módszerek alkalmazását támogatják. Ilyenek például az alábbiak: – extenzív, védelmi célú termelési módok alkalmazása, – szántó-gyep konverzió, – természetvédelmi célú gazdálkodás, – ôshonos állatok külterjes tartása, – élôhely-rekonstrukció (pl. vizes élôhelyek) és fenntartás,

35

– – – – – –

biotóp-hálózat kialakítása, egyes fajok élôhelyeinek fejlesztése, tájvédelmi célú, kisparcellás (mozaikos) gazdálkodás, tájrekonstrukció, vízfolyások parti sávjának védelme, felszín alatti vízbázisok védelme, talajvédelmi módszerek alkalmazása.

A program jelentôségét mutatja, hogy 2004-ben 25 131 gazdálkodó 1,5 millió hektárnyi területét, azaz a mezôgazdaságilag hasznosított területek 25 százalékát támogatták 44 milliárd forinttal. Az Európai Unió új költségvetési idôszakában, 2007 és 2013 között agrár- és vidékfejlesztési támogatásokra 1 250 milliárd forint áll Magyarország rendelkezésére, amelynek egyharmadát fordítják a környezetkímélô gazdálkodási rendszerek támogatására (NAGY 2006). Hazánk környezeti terheltségének megítélésében a mezôgazdasági és természetvédelmi szakemberek véleménye nagyban eltér. Elôbbiek megítélése szerint Magyarország környezetterhelése kedvezô (BOLFÁN 2005), ami a nyugat-európaihoz viszonyítva valóban igaz, azonban a természetvédelmi szakemberek és a civil szervezetek szerint a jelenlegi környezetterhelés még mindig jóval meghaladja a fenntartható szintet (RÉV 2006). Abban azonban teljes az egyetértés, hogy az agrár-környezetgazdálkodási támogatásokra, az érzékeny területek környezet- és természetkímélô kezelésére egyre nagyobb hangsúlyt kell fektetni. A gazdálkodók ösztönzésére további forrásokat kell a közvetlen termelôi támogatások helyett az agrár-környezetgazdálkodási kifizetésekre fordítani, mivel a jelenlegi kifizetések összegéhez képest a követelmények túl magasak.

1.3.6. Természetvédelem MARGÓCZI KATALIN A környezeti krízis tudatosulása az 1970-es években következett be. Ekkor vált nyilvánvalóvá, hogy az emberi tevékenység a környezet állapotát jelentôsen és károsan befolyásolja, és a biológiai sokféleség rohamosan csökken. A csökkenés hasonló mértékû, mint a földtörténet során már több ízben bekövetkezett kihalási hullámok idején volt. Ez a felismerés a természetvédelmi intézkedések, így fajok és területek védetté nyilvánításának sorát indította el mind globálisan, mind hazánkban. 1973-ban megalapították a Hortobágyi Nemzeti Parkot, amit több más nemzeti park alapítása követett. A védett területek aránya 1980-ra 5 százalékra emelkedett (19. ábra). Ezt a korszakot tekinthetjük a hazai természetvédelem elsô extenzív szakaszának. A rezervátum szemlélet élesen elkülöníti a védett és a nem védett területeket. A természetvédelmi tevékenységet és a korlátozásokat kizárólag a védett területen tekinti elfogadhatónak. A természetvédelmi biológia tudományának fejlôdése során azonban világosan kimutatták, hogy nem lehetséges a biodiverzitás elegendô hányadának megôrzése a szigetszerûen kijelölt védett területeken, hanem biztosítani kell ezek összeköttetését, ökológiai hálózatok kialakítására van szükség (20. ábra), és a nem védett területeken is törekedni kell a fenntartható hasznosításra.

36

Ma már, az európai uniós szintû – a Natura 2000 hálózat tagjaiként nyilvántartott – védett területekkel együtt Magyarország területének 21 százaléka védett (19. ábra). Az Európai Uniós csatlakozás után Magyarország egyik legfontosabb természetvédelmi feladata az Élôhelyvédelmi és a Madárvédelmi Irányelvek érvényesítése. A Natura 2000 egy olyan ökológiai hálózat (20. ábra), amelyet az irányelvek listáján szereplô élôhelytípusok és fajok megôrzése érdekében jelöltek ki. Ha az irányelvben megnevezett nemzetközi jelentôségû élôhelytípusokat összevetjük a Nemzeti Élôhely-osztályozási Rendszer élôhely kategóriáival, azt tapasztaljuk, hogy csaknem valamennyi természetes élôhelytípus megfeleltethetô az irányelv listáján szereplô valamelyik kategóriának, tehát a lista alapján kijelölt területek hálózata jól reprezentálja Magyarország természetes élôhelyeit. A Natura 2000 hálózat csaknem fele már korábban is védett terület volt, másik felén azonban a gazdálkodás eddig természetvédelmi megfontolások nélkül folyhatott. Mivel a kijelöléseket a területeken elôforduló védeni kívánt élôhelyek vagy fajok alapján végezték el, biztosra vehetô, hogy az azokon régóta alkalmazott területhasználati, gazdálkodási módokat a továbbiakban is lehet folytatni. A Natura 2000 területeken a jövôben intenzifikáció, beépítés, átalakítás stb. azonban már nem lehetséges. Remélhetôleg ezek a területek mintaként fognak szolgálni arra, hogy most már tudatosan, hogyan lehet a hagyományos területhasználat mellett a természeti értékeket megôrizni. Ennek azonban elengedhetetlen feltétele a biodiverzitás monitorozása, a mûvelési módok, beavatkozások védeni kívánt életközösségekre, fajokra gyakorolt hatásának nyomon követése. Az uniós, az országos és a helyi szintû védett területeken kívül még további, a természetmegôrzés szempontjait érvényesítô területi kategóriák is vannak. Ilyenek a természeti területek, és a Nemzeti Ökológiai Hálózat egységeiként (pl. zöld folyosóként) számba vett területek is. A természetvédelmi törvény alapján – ex lege – védett hazánkban minden forrás, láp, barlang, víznyelô, szikes tó, kunhalom és földvár. A területek védetté nyilvánítása önmagában még nem befolyásolta a természetes életközösségek állapotát, de lassította átalakításukat, degradációjukat. Az 1990-es évek elején a hazai természetvédelem újra szervezése és az elsô, a biodiverzitás megôrzésével foglalkozó világkonferencia (1992, Rio de Janeiro) hatása lehetôvé tette, hogy a jogi védelem deklarálásán kívül a védett területek természetvédelmi kezelése és helyreállítása is elkezdôdjön.

19. ábra. Magyarország védett területeinek aránya az ország teljes területének százalékában. A legutóbbi nagy emelkedés a Natura 2000 területek létrehozásának köszönhetô.

37

20. ábra. Az ökológiai hálózatok általános sematikus rendszere.

A természetvédelmi kezelés minden olyan (populációkra vagy élôhelyekre irányuló) tevékenység, amit a természeti értékek fenntartása vagy állapotuk javítása érdekében végeznek. RAKONCZAY (1998) természetvédelmi kezelésen a hivatásos természetvédôk valamennyi gazdálkodási és szolgáltatási tevékenységét érti. Szükséges azonban, hogy a kezelést és a hasznosítást megkülönböztessük (21. ábra). Szerencsés esetben a kezelés megegyezik a fenntartható hasznosítással, vagyis pl. kaszálás vagy legeltetés szükséges egy gyepterület természeti értékeinek fenntartása érdekében. Ekkor elmondható, hogy a hasznosítás hozta létre a természeti értéket, de mint az alábbiakban látni fogjuk, inkább arról van szó, hogy a természetes úton nagyobb területen fennmaradó biodiverzitást mesterségesen, kisebb területen próbáljuk fenntartani.

21. ábra. A természetvédelmi kezelés (zöld kör) és a hasznosítás (fekete kör) viszonya.

A természetvédelmi kezelés formái (ARADI et al. 2004): • prezerváció: a szukcessziómenet kedvezô feltételeinek biztosítása, • konzerváció: a kedvezô állapot rögzítése, • rehabilitáció: a kívánt korábbi állapot elérése a még meglévô maradványok felhasználásával, • rekonstrukció (új élôhely teremtése): egy nyomtalanul eltûnt, de a terület ôsi elemeihez tartozó élôhely mesterséges kialakítása. 38

Miért van szükség természetvédelmi kezelésre? A biodiverzitás minél teljesebb megôrzésének igénye ma már általánosan elfogadott törekvésnek tekinthetô, de egyáltalán nem mindegy, hogy az embereknek milyen áldozatokat kell ezért hozniuk, milyen gazdasági korlátozásokat kell elfogadniuk. A különbözô gazdasági érdekcsoportok elvárása az, hogy a természetvédelem minél kisebb és gazdasági szempontból a lehetô értéktelenebb területeken valósítsa meg a biodiverzitás megôrzését. Ez az elvárás általában nem teszi lehetôvé, hogy olyan nagyságú területeket helyezzenek védelem alá (mondjanak le a hasznosításáról), ahol a spontán, természetes diszturbanciák mesterséges beavatkozások nélkül is biztosítják az életközösségek természetes dinamikáját és ezzel a teljes biodiverzitás megôrzését. Ehelyett sokkal kisebb területen, mesterséges beavatkozásokkal igyekeznek elérni ugyanazt az eredményt. Mai tudásunk (vagy inkább reményünk) szerint például megfelelô méretû és términtázatú ritkításos vágásokkal és természetes erdôfelújítással kisebb területen lehet azokat az erdôfejlôdési stádiumokat megôrizni, amit a természetes diszturbanciák (tûz, szél, hó, jég, szárazság, áradás; kártevôk, gomba, vad) spontán hoznának létre. A hegyvidéki kaszálórétek fenntartása is azért szükséges, mert a természetes erdôdinamika már nem hozza létre spontán azokat a nyílt élôhelyeket, ahol a ma már csak a kaszálókon elôforduló fajok fennmaradhatnának.

Ma már szinte azt mondhatjuk, hogy kialakult az „üzemszerû” természetvédelem. Árasztás, vízkormányzás, nádvágás, legeltetés, zsilip, töltés szerepel a tervrajzokon (vö. HAWKE – JOSÉ 2002). Képesek vagyunk arra, hogy szántó helyén vizes élôhelyet hozzunk létre nádassal, sirályszigettel, bemutató lesházzal, amint azt például a Kiskunsági Nemzeti Park Csaj-tavi élôhely-rekonstrukciójánál is láthatjuk. A példákat még hosszan sorolhatnánk – az élôhely-rekonstrukció egyre népszerûbb. Hogyan értékelhetjük a mai természetvédelem ezen eredményeit? Egyrészt mindenképpen örömteli, hogy természetvédelmi szempontból értéktelen, átalakított, degradált területeken újra madarak fészkelnek, és természetközeli vegetáció alakul ki. Másrészt viszont nem lehetünk biztosak abban, hogy ezek a „rekonstrukciók” tökéletesen pótolják az elpusztított életközösségeket. Nagyon nehéz megtalálni azt a határvonalat, ahol már a természetes folyamatok helyett mesterséges, kiagyalt és fenntartott „mûdinamika” érvényesül. Reméljük, hogy a nemzeti parkok még sokáig nem válnak a „nemzet parkjaivá”, ahol a nyírott angolpázsit, színes, egynyári virágágyások, nyírott sövények és ízlésesen elrendezett, örökzöld exoták gyönyörködtetik a látogatókat a természetközeli erdôk, gyepek és vizes élôhelyek helyett!

A természetvédelmi célú helyreállítás nem válik el élesen a természetvédelmi kezeléstôl, hiszen a kezelési formák közül a rehabilitáció félig, a rekonstrukció pedig teljesen helyreállításnak tekinthetô. Az elôbbiekben már utaltunk rá, hogy az ún. élôhely rekonstrukció egyre népszerûbb, ugyanakkor fontos leszögezni, hogy a meglévô természetes vagy természetközeli élôhelyek megôrzése mindenképpen fontosabb a rekonstrukciók végrehajtásánál. Nem szabad tehát, hogy a források a megôrzés helyett a helyreállításokra fordítódjanak. Azt is világosan meg kell határozni, hogy mit tekintünk természetvédelmi helyreállításnak, hiszen egy horgásztó létesítése még nem feltétlenül „vizes élôhely rekonstrukció”! A természetvédelmi helyreállítás az a folyamat, amikor elôsegítjük egy degradálódott, sérült vagy lerombolt életközösség (élôhely) helyreállását. A helyreállítás tervezésekor az elsô lépés egy referenciaterület vagy referenciaállapot meghatározása. Ez lehet egy konkrét terület, leírás, vagy mindkettô, ami a helyreállítás mintájaként szolgál. Lehet a helyreállítandó terület degradáció elôtti fajlistája, térképe, légi- vagy mûholdfotója. A referencia meghatározását segíthetik a természetes maradványok a területen belül, hasonló, intakt életközösség leírása, herbárium, múzeumi példányok, helybéliek elbeszélése, történelmi leírások, paleoökológiai bizonyítékok.

39

Természetközeli közösségek helyreállítását nemcsak a biodiverzitás védelme érdekében érdemes tervezni. Gazdasági szempontból is indokolható az olyan beavatkozás, amikor mezôgazdasági mûvelésre nem alkalmas területen önfenntartó, természetes életközösség létrejöttét próbálják elôsegíteni. Természetközeli gazdálkodásra alkalmas területek (extenzív legeltetés, kaszálás, fokgazdálkodás, kiegészítô szántóföldi mûvelés, extenzív halastó) is elôállíthatók a természetvédelmi helyreállítás módszerével. Környezetvédelmi haszna is van a természetközeli területeknek, mivel képesek a szennyezéseket pufferolni. Nem utolsó sorban pedig a helyreállított területek esztétikai, tájképi értéket jelenthetnek, és üdülésre, kirándulásra alkalmassá válhatnak. Mivel ezek a területek értékes fajok potenciális élôhelyei is lehetnek, ezért minden esetben természetvédelmi szempontból is értékesek.

A sikeresen helyreállított életközösségnek a következô tulajdonságokkal kell rendelkeznie, amelyek rendszeres monitorozása feltétlenül szükséges: • A referenciaközösségre jellemzô fajkombináció és közösségstruktúra megléte. • ôshonos fajok többsége (honos háziállatfajták, ruderáliák, szegetáliák lehetnek). • A funkcionális csoportok megléte, vagy betelepülési lehetôsége. • Az abiotikus feltételek alkalmasak (lesznek) az életképes populációk számára. • A helyreállított közösség normálisan mûködik. A diszfunkció jelei hiányoznak. • A helyreállított életközösség megfelelôen beépül a nagyobb ökológiai egységekbe, a tájba, az interakciók megfelelôek. • A veszélyeztetô tényezôk megszûntek vagy minimálisak. • A lokális, periodikus zavarásokkal szemben megfelelôen rezíliens a közösség. • A helyreállított közösség olyan mértékben önfenntartó, mint a referencia-közösség, stabilitási tulajdonságai is hasonlóak. Vizes élôhelyek kezelése és helyreállítása Természetes vizes élôhelyek általában aktív kezelést nem igényelnek. Legfontosabb a természetes vízviszonyok fenntartása, vagy visszaállítása. Az „ökológiai vízigény” mérnöki módszerekkel igen nehezen írható le, bonyolult összefüggések határozzák meg, amelyek feltárása hosszú kutatásokat igényel. Hazánkban a természetes vizes élôhelyek kb. 97 százalékát megszüntették, ezért a maradványok megôrzése és a lehetséges helyreállítás igen fontos feladat (22. ábra). Szikes tavak. Több éves kiszáradás esetén a kevés esôvíztôl is kilúgozódhat a talaj, ekkor eltûnnek a speciális sziki növényfajok, és közönséges fajokból álló növényzet növi be a területet. Értékes madárviláguk számára ez igen káros. A szikes tavak fennmaradása szempontjából tehát elsôdleges fontosságú a megfelelô vízviszonyok fenntartása. Erre pozitív példa a kiskunsági Kelemen-szék, amely a magas sótartalmú rétegvíz feláramlásnak köszönhetôen még jól ôrzi szikes jellegét. A mellette lévô Fehér-szék azonban sok más szikes tóhoz hasonlóan már teljesen kiszáradt, benôtte a zsióka (Bolboschoenus maritimus), ezért a madárvilág igényei szerint csatornavízzel töltötték fel. Lápok, mocsarak. Kiszáradás, tôzegbányászat és eutrofizáció veszélyezteti ezeket az élôhelyeket. A tôzeg kibányászása után újra indul a lápi szukcesszió, de az eredeti fajgazdagság csak évszázadok alatt áll helyre, ha van honnan betelepülni a fajoknak. A nádasok megfontolt aratása lehetséges, de nem biztos, hogy természetvédelmi szempontból mindig szükséges beavatkozás. A homogén nádasok felnyitását a kaszálás mellett helyenként legeltetéssel és égetéssel végzik el. Tavak és folyók. A halastavak mint madárélôhelyek igen fontosak. A halgazdálkodás és a természetvédelem kezelési szempontjainak összeegyeztetése gyakran okoz nehéz40

ségeket. A folyók természetes parti zonációjának, mederdinamikájának és az ártér természetes vízviszonyainak megôrzése, fenntartása, illetve helyreállítása lenne a cél, ahol ez megvalósítható. A holtágak megfelelô hasznosítása mellett átgondolt, táji léptékben tervezett kotrásuk szükséges, mivel ma már spontán nem keletkeznek újabbak és a különbözô fejlôdési, feltöltôdési stádiumok megôrzése csak így lehetséges.

22. ábra. A Hortobágy folyó mentén fekvô Angyalháza-pusztán 2002 és 2005 között nagyszabású tájrehabilitációs munkálatok zajlottak. A korábbi öntözôcsatorna- és gátrendszerek felszámolásával helyreállt a természetes sziki növényzet hosszú távú fennmaradását biztosító természetes felszíni vízmozgás. A szikes puszták és mocsarak hagyományos kezelését az egész évben ridegen tartható szürkemarha gulya biztosítja.

Gyepek kezelése és helyreállítása Az elsôdleges, természetes gyepeket, amelyek létrejöttében az emberi használat nem játszott szerepet, sok esetben nem kell kezelni; ilyenek például a sziklagyepek és egyes nyílt homoki gyepek. A természetvédelem feladata ezekben az esetekben a károsító hatások, például a túlszaporodott vadállomány vagy a motorosok távoltartása. Azonban természetes gyepjeink jelentôs része már nem természetes körülmények között él: állományuk fragmentálódott, az egykori növényevô állatok eltûntek, a szomszédos természetes élôhelyeket felszámolták stb. Ilyenkor a természetes viszonyokat megfelelô kezeléssel pótolni kell. Gyepjeink legnagyobb része erdôirtás, majd rendszeres kaszálás vagy legeltetés hatására alakult ki. Ezeket nemcsak gazdasági haszonszerzés céljából, hanem természeti értékeik megôrzése érdekében is kell legeltetni vagy kaszálni. Ma már sokszor nehéz vállalkozót találni a kaszálásra vagy legeltetésre, mert az állatállomány drasztikus csökkenése miatt nincs szükség a gyepek szolgáltatta takarmányra. Újabban paleontológiai bizonyítékok alapján megállapították, hogy az Alföldön már az ember megjelenése elôtt is 41

voltak olyan gyepes területek, amelyek fennmaradásában a nagytestû növényevôk legelése jelentôs hatással volt, tehát a legelôpuszták nem tekinthetôk kizárólag antropogén eredetûnek. Gyepek kezelésének tervezésénél nélkülözhetetlen a hagyományok megismerése, hiszen ha most értékes egy terület, azt a korábbi kezelés hozta létre és tartotta fenn, tehát azt kell folytatni. Itt aztán igazán fontos a kapcsolódó kulturális értékek egyidejû megôrzése. Napjainkban örvendetesen növekszik a régiek pásztortudományának, kultúrájának megbecsülése és újratanulása. Legeltetés. Legeltetéssel a rövid füvû gyepeket, nagy kiterjedésû szikes és homokpusztákat kezelik. A gyep minôsége és értékeinek fennmaradása szempontjából jelentôsége van a legeltetés módszerének (tereléses, elkerítéses, villanykarámos) intenzitásának (db állat/terület/idô) és idôzítésének (mikor és mennyi ideig). Természetvédelmi kezelésre elôszeretettel használják a védett kultúrfajtákat (szürkemarha, racka, cigálya, mangalica stb.). A legeltetés mellett szükség van a legelô ápolására, fák, cserjék szúrós, rossz ízû gyomok eltávolítására. Kaszálás. Magasfüvû láprétek, mocsárrétek, hegyi kaszálók kezelésének módja. A kaszálás idôpontját az értékes növényfajok virágzásához, madarak fészkeléséhez igazítják. Gyakori problémát jelent, hogy a sokféle érték egyidejû fenntartása egyféle kezelési móddal nem lehetséges. Ekkor csak a terület növelésével, és pl. különbözô kaszálási idôpontok alkalmazásával ôrizhetô meg valamennyi érték. A hagyományos, kézi kaszálás sokkal kedvezôbb hatású, mint a gépi, mert ekkor a gyepben élô állatok el tudnak menekülni, sokkal kisebb a taposóhatás. Sajnos ma már nincs vállalkozó erre a nehéz munkára. Sürgetô szükség lenne egy olyan kaszálógép kifejlesztésére, amely egyesíti a kézi kaszálás kíméletességét, és a gépi elônyét. Felülvetés, mûtrágyázás, locsolás jó minôségû természetközeli gyepeknél kizárt. Fontos azonban a természetes vízviszonyok fenntartása. Égetés. A felhalmozódó avar eltávolításának szokásos módja az égetés. Természetvédelmi kezelésként tisztító jellegô égetésre kerülhet sor a degradált gyepek gyomfajainak visszaszorítására. Azonban tekintettel kell lenni arra, hogy megfigyelések szerint bizonyos nemkívánatos növényfajok különösen jól terjednek a gyepek leégetését követôen (pl. siska nádtippan, Calamagrostis epigeios). Valamint a gyepben élô apró, fôleg gerinctelen állatok is jelentôsen pusztulhatnak, sérülhetnek. A tûz hatása nagyban függ annak intenzitásától, amely a gyepben található éghetô anyag (elszáradt kórók, hajtások) mennyiségének függvénye. A túl nagy intenzitású tûz elpusztítja a talaj felsô rétegének mikroorganizmusait, károsítja a magbankot és a növények gyökérzetét is. Gyakori alkalmazása egy gyeptípusnál sem javasolható, mert fajszegényedéshez vezet. Gyepesítés. Gyepek szántó helyén történô helyreállításánál a mezôgazdasági gyepesítési módszerek alkalmazhatók (23. ábra). Az alkalmazott módszerek között szerepel a parlagon hagyás és ismételt tisztító kaszálás, a lucernásítás és a gyepalkotó faj vetése. Mindháromnak megvan a hátránya. Az elsô esetben elég sok évig gyomtengerrel kell számolni, aminek kaszálása igen gazdaságtalan, a lucerna növeli a talaj tápanyagtartalmát, ami a fajgazdagságot csökkenti, és csak lassan adja át a helyét az ôshonos fajoknak. A Magyarországon honos gyeptársulások domináns fajainak vetômagját sajnos nem termesztik, a kereskedelmi forgalomban nem kaphatók, ezért gyûjtésükrôl és szaporításukról is gondoskodni kell.

42

23. ábra. A Duna–Tisza közén agresszívan terjedô selyemkóró intenzív klónképzésével gátolja a zavart élôhelyek regenerációját. A képen egy kiskunsági felhagyott homoki szántó természetvédelmi helyreállításának részeként a sûrû selyemkóró állomány eltávolítása zajlik herbicid alkalmazásával.

1.4. Mit és hogyan kell monitoroznunk? HORVÁTH ANDRÁS Az elôzô fejezetek alapján nem kétséges, hogy az agrárterületek természetközeli életközösségeinek és maguknak az agrártájaknak az állapota mind globális, mind regionális vagy helyi szinten meghatározó tényezôje a társadalmi jólétnek, hosszú távon az emberiség létének. Tudnunk kell ezért, hogy a mezôgazdasági környezetbe ágyazott ökológiai rendszerek az ôket érô hatások következtében megfelelôen mûködnek-e, és hosszú ideig fennmaradhatnak-e. Ám egyértelmû-e minden esetben, hogy pontosan mit kell monitorozni ahhoz, hogy ez a tudás rendelkezésre álljon? Hipotézistesztelô vagy trend-monitorozás? Amíg a természetvédelemben a rezervátum szemlélet uralkodott, addig a védetté nyilvánított területeken vagy a populációkban bekövetkezô spontán folyamatok nyomon követése volt a cél (trend-monitorozás). Ha voltak is referenciák, amelyekhez az adott objektum állapotát hasonlítottuk, a folyamatok megfigyelése, az abból levonható következtetések közvetlenül nem befolyásolták a folyamatok megváltozását, hiszen a folyamatokat nem célirányos kezelésekkel vagy beavatkozásokkal értük el. Mihelyt kiderült, 43

hogy a detektált változások korántsem mindig kedvezôek az életközösségekre, sôt – mint láttuk a korábbi fejezetekben –, esetenként katasztrofális következményekkel jártak, felmerült a beavatkozás igénye. Mivel azonban komplex ökológiai rendszerekrôl, és nem egyszerû mechanikai szerkezetekrôl van szó, ezért a beavatkozások következménye a legtöbb esetben nem olyan egyértelmû, mint azt egyfajta mérnöki hozzáállással esetlegesen elvárhatnánk. Az biztos, hogy esetünkben nem elegendô pusztán a hatótényezôk (kiváltó okok) esetleges bekövetkezését vagy a beavatkozás megtörténtét regisztrálni. Látnunk kell azt is, hogy mi lett a következmény, rendszerünk állapota miként változott meg. Ha projektben gondolkodunk: nem elegendô a projekt monitorozása, az egyes feladatok végrehajtásának nyomon követése, hanem a projekt eredményességét is ismernünk kell. Másrészt viszont, a monitorozás végeztével nem csak azt kell tudnunk megállapítani, hogy a vizsgált objektum állapota megváltozott (akár az elvárt irányban), hanem abban is biztosnak kell lennünk, hogy a változás az adott beavatkozás miatt lépett fel. E kívánalmaknak csak akkor tudunk megfelelni, ha hipotézistesztelô monitorozást végzünk. A trend-monitorozás ebben az esetben nem szolgáltat kielégítô adatokat. A trend-monitorozás során az élô rendszerekben bekövetkezett spontán változásokat (trendeket, fluktuációkat) követjük nyomon, azt viszont legtöbbször nem tudhatjuk teljes bizonyossággal, hogy a tapasztalt változást pontosan mi váltotta ki. Bár vannak egyértelmû esetek is, de általában csak különbözô erôsségû feltevéseket fogalmazunk meg a kiváltó okok és a következmények viszonyára. Ha azonban már vannak elképzeléseink, akkor lehetôség nyílik azok tesztelésére, mint egy jól megtervezett tudományos kísérletben. Ez pedig már a hipotézistesztelô monitorozás keretében zajlik le. Ha a feltételezés igazolódik, vagyis a végrehajtott beavatkozás beváltotta a hozzá fûzött reményeket, akkor bátran folytathatjuk az adott beavatkozást, ellenkezô esetben még hatékonyabb beavatkozások után kell néznünk. Nézzük most a kétféle monitorozás viszonyát az ún. DPSIR-modell alapján. Az agrár-környezeti programok eredményességének nyomon követésére alkalmas indikátorokra több ajánlás is készült (Biodiversity Action Plan for Agriculture, ECNC: Agri-Environmental Indicators stb.). Az indikátorok keretbe foglalására hozták létre a DPSIRmodellt (European Environment Agency 1999; European Commission 2002), amely öt, egymással kapcsolati rendszerben álló tényezô-csoportot foglal magába: • hajtóerôket (D – driving forces), amelyek a gazdálkodás gyakorlataként jelennek meg (pl. vegyszerek kijuttatása, öntözés, kaszálás stb.); • kényszereket (P – pressures), azokat a káros vagy elônyös környezeti hatásokat, amelyek a hajtóerôk következtében lépnek fel, és befolyásolják az agrárrendszerek mûködését, állapotát (pl. vízszennyezettség, talajerózió stb.); • állapotokat (S – state), amelyek az agrárrendszer lokális jellegzetességei (faj- és habitat-diverzitás, talajvízszint, tájhasználati mozaik stb.); • hatásokat (I – impact), amelyek az agrárrendszer állapotának és funkcióinak megváltozásában, ezáltal az ökoszisztéma szolgáltatások módosulásában jelentkeznek (pl. bizonyos fajok tömegessége, vagy adott élôhelyek kiterjedése csökken, tiszta víz elérhetôsége romlik stb.); • válaszokat, visszahatásokat (R – responses), amelyek az elôzô tényezôk értékelését követôen befolyásolják a gazdálkodás gyakorlatát (pl. rendelkezések, szakismeret növelése, piaci jelek). 44

A trend-monitorozás esetén az állapotok (S) megváltozását vagy a hatásokat (I) detektáljuk, míg a hipotézistesztelô monitorozás esetén pontosan ismernünk kell a konkrét hajtóerôket (D) és a kényszereket is (P). Sôt, mind az S és/vagy I, mind a D és/vagy P tényezôre releváns indikátorokat kell kijelölni. Egy példa: egy rét fajdiverzitása (S) vagy egy adott faj eltûnése (I) szempontjából nem feltétlenül elegendô tudni, hogy a rétet rendszeresen kaszálják-e (ez a P), hanem az is fontos lehet, hogy milyen módszerrel történik a kaszálás, pl. hogy magas tarlót hagytak (ez a D). Biodiverzitás monitorozás vagy biomonitoring? A válasz egyértelmûnek tûnik: mivel bennünket egy adott biológiai objektum (ökológiai rendszer) szerkezetében vagy funkciójában bekövetkezett változás érdekel, ezért biodiverzitás monitorozást végzünk. A biomonitoring esetén a kagyló nehézfém-akkumuláló képességét a vízszennyezés kimutatásához használjuk, egyes zuzmók pusztulásából a légszennyezésre következtetünk. A biológiai objektum a mi esetünkben azonban nem egy eszköz valamilyen más, nem élô rendszerben végbemenô folyamat kimutatására, hanem a beavatkozás éppen ôrá irányul. Mindez még akkor is így van, ha esetleg úgy tûnik, hogy a beavatkozás végsô célja nem egy ökológiai rendszer mûködésének biztosítása, hanem valamely, az ember számára hasznos természeti adottság megtartása vagy elérése (pl. a turizmus lehetôsége), és a kiválasztott indikátorváltozó (pl. a tájstruktúrát leképezô valamilyen index) nem biológiai sajátság. Azonban két szempontot figyelembe kell venni. A példánál maradva az egyik az, hogy a hosszú távon is fenntartható, az élô rendszereket csak kis mértékben terhelô turizmus (ökoturizmus) kialakítása feltételezi az adott táj élô rendszereinek önfenntartó struktúráit és funkcióit. Másrészt, ebben a rendszerben az ember ugyanolyan komponens, mint a többi élôlény. Bizonyos feltételekkel még akár indikátor komponensnek is tekinthetô, hiszen léte, fenntartható boldogulása egyúttal jelzôje lehet a táji rendszer egészséges mûködésének. Bár a példabeli táji index elég elvont változónak tûnik, ám élô rendszerre – táji léptékû ökológiai rendszerre – vonatkozik. A beavatkozás végsô célja pedig szintén ennek a rendszernek – benne az embernek – a hosszú távú fenntartására irányul. Tarthatatlan tehát az a szemlélet, miszerint a jobbító szándékú beavatkozások célja kizárólag az ember (anyagi) jóléte, más biológiai rendszerek pedig csak eszközök ennek elérésében. Csak akkor lesz képes az ember a globális környezeti katasztrófát elkerülni, ha az ökológiai rendszereket nem eszköznek tekinti, hanem azok megóvása és helyreállítása érdekében tevékenységeit megfelelôen tudja e rendszerek folyamataiba integrálni. Emellett az is alapfeltétele hosszú távú földi berendezkedésünknek, hogy az elérendô célt megfelelôen indikáló, az élô rendszerekre irányuló releváns változókkal képesek legyünk az ökológiai rendszerekben végbemenô kívánatos vagy éppen veszélyes folyamatokat hatékonyan monitorozni. Ez azonban csak ökológiai – és nem ökonómiai – szemlélettel és tudással lehetséges (LÁNYI 1999). A biodiverzitás monitorozás során mindig a biodiverzitást monitorozzuk? Természetesen nem. Egyáltalán, a biodiverzitás érdekel bennünket vagy valami más? A trend-monitorozások során (így az NBmR esetén is) legtöbbször valóban az élôvilág valamely szervezôdési szintjén megnyilvánuló faji vagy élôhelyi sokféleség változását követjük nyomon (FEKETE et al. 1997, TÖRÖK 1997). Az élô rendszereket érô különbözô 45

behatások következménye szintén lehet a biodiverzitás megváltozása, ám nem minden esetben. A tervezett beavatkozások közvetlen célja lehet a faj-, élôhely- vagy tájszintû biodiverzitás növelése is, legtöbbször a végsô feladat az, hogy fenntartsuk vagy helyreállítsuk az adott ökológiai rendszer struktúráját és funkcióját. Nézzünk néhány példát a beavatkozásoknak a funkciókra irányuló céljaira: – egy kaszáló növénytársulása képes legyen az inváziós fajok terjeszkedésének ellenállni, produktivitását és egyúttal természetességét megôrizni; – a szántóval szomszédos mezsgye megfelelô élôhelye legyen a szántók kártevôit fogyasztó pókoknak; – a táj szerkezete alkalmas legyen többféle ökoszisztéma szolgáltatás nyújtására, így az agrártáj ôshonos erdôsávjai madarak fészkelôhelyeként szolgálnak, mérséklik a szél deflációs hatását, turisztikai vonzerôt jelentenek stb. A kérdés ezek után az, hogy milyen viszonyban van a biodiverzitás az ökológiai rendszerek strukturális és funkcionális sajátosságaival. Az tény, hogy a biodiverzitás csökkenése a rendszerek egyes funkcióinak elvesztését okozhatja, és okozza is igen gyakran – fôként akkor, ha egy kritikus alsó értéket átlép. Így például az életközösségek esetén a fajkészlet beszûkülése mûködési zavarokkal járhat, a közösség sérülékenysége megnô (PFISTERER – SCHMID 2002, SYMSTAD – TILMAN 2001). Ugyanakkor egyre több kutatás bizonyítja, hogy a növényközösségek különféle viselkedési folyamatait elsôsorban nem a fajszám, hanem a térbeli szerkezetük, a múltjuk, vagy a szomszédos közösségek állapota határozza meg (BARTHA et al. 2004, CHASE – LEIBOLD 2000, VIRÁGH – BARTHA 1996, ZOBEL et al. 1998). Hasonlóképp, táji léptékben számos esetben a habitat-diverzitásnál nagyobb szerepe lehet az élôhelyek térbeli elrendezôdésének. Például egy felhagyott szántón végbemenô másodlagos szukcesszió szempontjából fontosabb lehet az, hogy a szomszédságában van-e olyan élôhelyfolt, amely propagulum forrásként szolgál, mint az, hogy mekkora az adott tájrészlet élôhelydiverzitása. Az ökológiai rendszerek mûködésének sajátosságait a biodiverzitásnál általában még redukáltabb módon képezi le egy adott faj populációs változója. Jóllehet az indikátorfajok bevonása a monitorozási projektekbe meglehetôsen elterjedt gyakorlat, számos probléma merül fel a megfelelô fajok kiválasztásában (HILTY – MERENLENDER 2000, KELLY – HARVELL 1990, LANDRES et al. 1988, NOSS 1990, STANDOVÁR – PRIMACK 2001). Az indikátorfajok populációinak nyomon követése a biodiverzitás trend-monitorozása során általában alkalmas módszer (TÖRÖK 1997), viszont a hipotézistesztelô monitorozás esetén legfôképp csak akkor, ha a beavatkozás az adott populáció megóvására irányul. A fentiek alapján azt mondhatjuk, hogy a fajdiverzitás megfelelô értéke szükséges, de nem elégséges feltétele egy funkció meglétének. A biodiverzitás valamely mutatója tehát sok esetben alkalmas indikátora lehet valamely funkció meglétének, általában azonban nem, vagy pedig az összefüggés nem bizonyított. Utóbbi esetekben a kompozícióra utaló diverzitási indexek vagy indikátorfajok helyett strukturális vagy funkcionális változókat kell alkalmazni. Mivel a beavatkozásaink igen gyakran az ökológiai rendszer adott funkciójára irányulnak, ilyenkor különösen körültekintôen kell kiválasztani a monitorozáshoz megfelelô indikátorváltozót.

46

Mit tudunk meg a vegetáció monitorozásából? Az elôzô bekezdések értelmében nem kétséges, hogy egy ökológiai rendszerrôl annak pusztán egyetlen részrendszere csak korlátos információt szolgáltathat. Ha tehát az életközösség valamilyen funkciójára vagyunk kíváncsiak, akkor elegendô-e önmagában csak a vegetációt (pl. növénytársulást vagy egy növényfaj populációját) monitorozni? Az általános válasz egyszerû: igen, ha a vizsgált növényzeti változó megfelelô módon jelzi az adott funkció meglétét vagy hiányát. A kérdéses funkció legyen most egy legelôként hasznosított gyep regenerációra való képessége, ami lehetôvé teszi, hogy külön beavatkozás – tehát végeredményben a legelô állatokon kívüli „anyag” és a napsugárzáson kívüli energia bevitele – nélkül fennmaradjon. A regenerációra való képesség nyilván nem független a gyepben legelô és ragadozó állatok jelenlététôl (vagyis a megfelelô táplálékhálózat meglététôl), de a regenerációs képességet ennél egyszerûbben mérhetô változók is indikálhatják. A regenerációhoz a gyepnek szüksége van az adott lokalitás földrajzi viszonyaihoz (klíma, talajvíz stb.) alkalmazkodott növényfajok megfelelô készletére. Egy-egy növényfaj jelenléte, vagy a fajszám, illetve valamely diverzitási index adott értéke önmagában lehet prediktív, de ezek a változók várhatóan már túl késôn jelzik a regenerációs képesség elvesztését. Árnyaltabb a kép, ha a gyep „összetartó erejét” vizsgáljuk, pl. a fajok kölcsönös kapcsolataira utaló kisléptékû mintázati tulajdonságokkal (VIRÁGH et al. 2006). Még megbízhatóbb az eredmény, ha ezeket a strukturális jellemzôket idôrôl-idôre megmérjük, és a lezajló állapotváltozásból következtetünk a gyep belsô dinamikai történéseire (BARTHA et al. 2006a). Bár ez a módszer elég idôigényes is lehet, vannak lehetôségek az egyszerûsítésre (BARTHA et al. 2006b) és esélyt ad arra, hogy a feltett kérdésünkre választ kapjunk. A fentieknél nagyobb léptékben, pl. táji szintû regenerációnál nincs szükség ilyen finom módszerekre. Akkor elegendô lehet a növénytársulások tipizálása, a foltok fiziognómiai tulajdonságainak becslése, vagy egy megfelelô felbontású vegetációtérkép elkészítése is. Azonban éppen táji vagy regionális léptékben már rövidebb távon is eredményt adhat, ha a hatásokat integráló élôlényeket (pl. a madarakat) monitorozzuk.

1.5. A monitorozás: alkalmazott vagy alapkutatás? HORVÁTH ANDRÁS, VIRÁGH KLÁRA és BARTHA SÁNDOR A fenti kérdéssel nem a tudományos kutatások társadalmi–gazdasági fontosságát feszegetô, manapság divatossá vált dilemmát kívánjuk feleleveníteni. Nem is lehet az a célunk, hogy érveljünk akár egyik, akár másik megközelítés nagyobb jelentôsége mellett. Ugyanis kijelenthetjük: az ökológiai rendszerekre vonatkozó hipotézistesztelô monitorozások során egyszerre kell végeznünk alap- és alkalmazott kutatást. Alábbiakban ezt a kijelentést indokoljuk. Nyilvánvaló, hogy alkalmazott kutatást végzünk, amikor kialakítjuk a monitorozási protokollt, majd ez alapján rutinszerûen elvégezzük a mintavételezést, végül a megfelelô statisztikai módszerekkel értékeljük a kezelések következményeit. Ám az értékelés már

47

közel sem lesz rutinszerû, mihelyt kiderül, hogy a monitorozás során a vizsgált objektumot elôre nem tervezett hatások érték. Márpedig ilyen hatásokra mindig számítani kell, amikor szabadban végzett megfigyelésekrôl (vagy akár kísérletekrôl) van szó. Elég egy extrém száraz vagy nedves év, vagy éppen az, hogy a szomszéd parcellán felhagyták a szántóföldi mûvelést ahhoz, hogy az általunk kezelt és megfigyelt legelôn ne a kezelés alapján elvárt következmények valósuljanak meg. Sôt, elôfordulhat, hogy nem történt semmilyen elôre nem látható fordulat, csak éppen nem jól mértük fel (becsültük meg) a kezelendô objektum aktuális állapotát, nem ismertük kellôképpen múltját, nem vettük figyelembe szomszédsági viszonyait stb., és ezért elszámítottuk magunkat a feltételezett és elvárt dinamikával kapcsolatban. Nyilvánvaló, hogy ilyen esetben nem a kezelés hibás volta okolható a sikertelenségért, de nem is a monitorozást rutinszerûen végzô szakember. A probléma ugyanis túlmutat a rutinszerûen elvégezhetô, és ezért alkalmazott kutatásnak tekinthetô monitorozáson. A probléma gyökere több ágú. Egyrészt, általában nem áll kellô idô rendelkezésre ahhoz, hogy a monitorozás a ténylegesen lezajló folyamatokat detektálja. Hasonlattal élve: mivel az ökológiai rendszerek az emberi megismeréshez képest jóval nagyobb idôléptékben mûködnek, ezért a természeti rendszerünknek a kezelés eredményeképp elvárt jobbuló általános egészségi állapota helyett csak néhány szívdobbanását detektáljuk. (Ami nem kevésbé fontos, csak éppen nem a kezelés hatását tükrözi.) Másrészt, az ökológiai rendszerek túlságosan összetettek ahhoz, hogy egy adott kezeléssel, vagy kezelések kombinációival a hatótényezôket minden szempontból kontrollálni tudjuk, és pontosan abba az irányba vigyük a folyamatot, amelybe szeretnénk. Harmadrészt, tudásunk igen korlátos mind általában a természeti folyamatok törvényszerûségeirôl, de még inkább az adott, lokális természeti objektumra vonatkozóan. Ezeket a problémákat az alábbiakban kissé részletesebben is kifejtjük. A hosszú távú ökológiai kutatások tanulságai Az alábbiakban a hosszú távú ökológiai kutatások (long-term ecological research, LTER) közül csak egyet emelünk ki egy korábbi tanulmány alapján (BARTHA 2003). A kiválasztott Konza Préri LTER mintaterületen a vizsgálatokat több mint 30 éve kezdték el, így jelenleg évtizedes tapasztalatok állnak rendelkezésre. A kezelések egysége egy-egy völgyrendszer (több száz hektár), azaz a táj egy természetes funkcionális egysége, elegendôen nagy terület ahhoz, hogy az eredmény a gyakorlat számára is közvetlenül hasznosítható legyen. A konkrét kutatások különbözô léptékben folynak (a távérzékeléssel reprezentált táji léptéktôl az egyetlen levélen végzett ökofiziológiai mérésekig), és abban különbözô tudományterületek kutatói (ökoszisztéma-, társulás- és populációökológusok, talajtanosok stb.), különbözô élôlénycsoportok szakértôi (botanikusok, zoológusok, mikrobiológusok) vesznek részt. Az egyes kutatási eredmények összekapcsolását segítik a területre kidolgozott szimulációs modellek, amelyek optimális esetben hierarchikusan szervezettek (a GIS modellektôl az egyed alapú vagy az ökofiziológiai modellekig). A kezelést a préri kora tavaszi leégetése jelenti, valamint az égetés gyakorisága. Egyes állományokat évente, másokat kettô-, négy-, tíz-, illetve húszévente égetnek. Korábbi tapasztalatok (és a józan ész) szerint égetés hiányában (mivel ebben a zónában a csapadék meghaladja az évi 800 mm-t, tehát erdô lehetne a klímazonális növényzet) a préri becserjésedik, ami a diverzitás csökkenéséhez vezet. A túl gyakori (évente való) égetés szintén csökkenti a diverzitást, mert a domináns fû (Andropogon gerardii) monodominanciájához vezet. Kérdés, hogy hány évente kell égetni a prérit, hogy a prérifajok diverzitása maximális legyen. A kísérletet több mint 30 éve kezdték, azóta folyamatosan monitorozzák.

48

A kezeléseket az adott biomra jellemzô természetes zavarási rezsim figyelembevételével alakították ki. A hosszúfüvû préri (Konza Préri LTER mintaterület, KNAPP et al. 1998) esetében a kezelések a különbözô gyakoriságú égetések, amit marhákkal vagy bölényekkel való legeltetéssel kombináltak. A kérdés az volt, hogy milyen gyakoriságú préritûz mellett lesz maximális a diverzitás. Nagyon tanulságos, hogy harminc év kezelés után az eredmények még azt mutatják, hogy az égetetlen (illetve ritkán, 20 évente égetett) prérin a legnagyobb a diverzitás (COLLINS 1992). Az optimális kezelés tehát a tûz megakadályozása lenne. Ugyanakkor a táji léptékû vizsgálatok, a helyi tájhasználati hagyományok (és a józan ész) a préri égetése mellett szólnak. A megoldás az, hogy a préri beerdôsülésének (a fákban szegény tájban) az idôléptéke nagyobb (valószínûleg 50–100 év), mint a kísérlet eddigi hossza. Miközben elmondható, hogy az idézett kísérlet a világon az egyik leghosszabb és legjobban szervezett kezelési kísérlet, azt is világossá kell tenni, hogy eredménye majd csak akkor lesz érdemben kiértékelhetô, amikor a kísérlet idôléptéke már összemérhetô lesz a biológiai jelenség saját természetes léptékével. Harminc év borzasztóan hosszúnak tûnik a kutatás és menedzsment türelmetlen emberi szempontjai számára. Ha azonban a cél a természetes vegetáció fennmaradásának elôsegítése, nincs más választásunk, mint hogy a kutatás és a védelem szervezésében is alkalmazkodjunk a természetes folyamatok saját, biológiailag releváns léptékeihez. Bár ez a kísérlet 30 év után sem adott még végleges választ az eredeti kérdésre, bizonyos más eredményeket fel tudott felmutatni. Az 5–10–20 éves léptékû kérdésekre érdekes válaszok születtek. A préri gyakori (évente való) tavaszi égetése 1–2–4 év távlatában (ameddig a hagyományos kutatási projektek általában tartanak) egyértelmûen pozitív beavatkozásnak mutatkozott. Az égetés hatására visszaszorultak a gyomok (itt pl. a Bromus tectorum), megerôsödött a domináns ôshonos fûfaj, és nôtt a produkció. Ahhoz viszont legalább 10–15 évig kellett folytatni a kísérleteket, hogy a hosszú távú káros hatások elsô jelei megmutatkozzanak. 10 év után a talaj C- és N-tartalma csökkenni kezdett, a gyep érzékennyé vált a szárazságra, felnyílt, beindult az erózió, és csökkenni kezdett a produkció is. Tehát egy kezelés, ami 1–5 év távlatában kedvezônek bizonyul, még nem biztos, hogy hosszabb idôtávon is alkalmazható, fenntartható. Mivel a természetvédelem lényegénél fogva hosszú távú feladat, az ilyen típusú összefüggésekkel nagyon óvatosan kell bánni. Ott, ahol rövid távú tapasztalatok birtokában tervezik meg egy terület hosszú távú kezelését, a kezelés hatásának léptékfüggése (a kezdetben pozitív hatás késôbbi esetleges elmaradása vagy negatívba fordulása) igen komoly probléma, potenciális veszélyforrás. Mivel hosszú távú ökológiai kutatások eredményei még csak kis számban állnak rendelkezésre világviszonylatban is, hazánkban pedig még korlátozottabban, ezért nem meglepô az a kijelentés, hogy egy körültekintôen megtervezett és kitartóan végzett monitorozási munka egyben nélkülözhetetlen alapkutatási feladatot valósít meg. A monitorozási feladat összetettsége A hipotézistesztelô (vagy más néven hatás-)monitorozás célja, hogy megvizsgálja a különbözô megelôzési, megôrzési–fenntartó és restaurációs tevékenységek eredményességét, azaz konkrétan az alkalmazott kezelések hatását és annak következményeit az „ökológiai állapot” javulása szempontjából. A monitorozási eredmények alapján pedig

49

javaslatokat kell tudni tenni az adott kezelési forma folytatására, megváltoztatására vagy szükség esetén felhagyására. Az elsô kiemelendô szempont ezért az, hogy a pusztán minôsítô és állapotokat leíró módszerek mellett szükség van az ökológia dinamikai elméleteinek és módszertanának alkalmazására, így pl. vegetációdinamikai megközelítésre. A különféle állapotfelmérésekhez képest a monitorozás nem csak állapotokat minôsít, hanem állapotváltozások idôbeli sorozatát kívánja detektálni. Mivel a monitorozási folyamat végén értékelni kell a kezelés hatását, nem mindegy, hogy valóban a kezelést értékeltük, vagy valami másnak a hatását. Az ökológiai állapot javulása vagy szinten tartása ugyanis igen sok tényezôtôl függ. A biodiverzitás megfelelô mértéke sok esetben „csak” azt a potenciált képviseli, amely lehetôséget teremt az adott ökológiai rendszer valamely normális mûködéséhez: az önfenntartáshoz, a regenerálódáshoz, a zavarásokkal szembeni ellenálláshoz. Ennek a potenciálnak a megvalósulása azonban számos más tényezôtôl szimultán módon függ: • Mi az az objektum, amelyen a kezelést elvégzik (pl. milyen típusú élôhely, mekkora a kiterjedése). Magyarország átmeneti klímájában az igen változatos természetföldrajzi adottságok következtében például a gyepek olyannyira különböznek egymástól, hogy egy adott kezelés akár ellentétes hatással is járhat. • A kezelt objektumtól eltérhet az, amelyen a tevékenység hatását monitorozni kívánjuk. Például egy füves mezsgye telepítése létrehozhat egy értékes, fajgazdag gyepsávot, aminek állapota önmagában is monitorozandó, de ennél talán fontosabb következmény az, hogy a mezsgye növeli az adott tájrészlet természetes gyepfoltjai közötti konnektivitást. Mindez lépték-választás kérdése. • Az objektum aktuális tulajdonságai: pl. összetétele, szerkezete, természetessége és degradáltsága, regenerációs képessége, dinamikai állapota. • Az objektumra ható külsô (veszélyeztetô vagy „segítô”) tényezôk. • Az objektum múltbeli változása, története, egykori használata. • Az objektum abiotikus adottságai (alapkôzet, klíma, vízháztartás stb.). • Az objektum környezete: szomszédos élôhelyek, környezô tájszerkezet, regionális fajkészlet stb. • A földrajzi régió, amely nagyrészt az elôzô tényezôkön keresztül hat. Hogy a fenti tényezôk nagy része egyidejûleg valóban lényeges szerepet játszhat, arra jó példa, hogy a sokszor egyértelmû monitorozási szituációkról is kiderül: az eredményes kiértékeléshez több tényezôt kellett volna figyelembe venni már a monitorozás megtervezésekor (KLEIJN – VAN ZUIJLEN 2004). Ezért valószínûleg nem lehet olyan univerzális indikátorváltozót találni, amely egy adott kezelés eredményességét az összes lehetséges objektum-típus esetén hatékonyan jelezné. A robusztus (az ökológiai rendszerek eredendôen nagyfokú változatosságától kevésbé függô) változók általában kevésbé érzékenyek magára a kezelésre, vagy csak hosszú idô alatt változnak meg kimutatható (vagyis a természetes variabilitást meghaladó) mértékben. A kezelésre érzékenyebb változók viszont legtöbbször speciálisak az objektumra és a fent felsorolt többi tényezôre egyaránt. A konkrét monitorozási módszerek ezért az esetek jelentôs részében mindaddig nem határozhatók meg, amíg a vizsgálandó objektumról nem állnak rendelkezésre a szüksé-

50

ges információk. Ebbôl az is következik, hogy a biodiverzitás monitorozásnak egyszerre több léptékben és több hierarchia-szinten (populáció-, állomány-, táji, regionális és országos szint), rövid és hosszú ideig kell folynia, és a módszerek kiválasztásában is a sokféleség kell, hogy jellemzô legyen. Ezt támasztja alá például az angliai agrár-környezetvédelmi rendszerek botanikai monitorozásába bevezetett nagyszámú és kiterjedten alkalmazott eljárás (CRITCHLEY et al. 2002). A hipotézistesztelô monitorozás megvalósításához minden esetben elengedhetetlen a referenciák használata, amelyek lehetôvé teszik a hatások korrekt statisztikai kiértékelhetôségét. A legegyszerûbb esetben referenciaként a monitorozott objektum alapállapotának (a végrehajtott kezelést megelôzô állapotának) a felmérése szolgál. Ez az adott objektumra nézve egyetlen idôpontból származó adat azonban az ökológiai változók eredendôen kaotikus változása miatt gyakran nem elegendô. Ezért vagy az adott objektum korábbi állapotaira vonatkozó adatokra van szükség, vagy pedig a vizsgálandó objektumokkal mintavételi párokat alkotó referencia-objektumokat is monitorozni kell (vö. CAREY et al. 2002, HOLE et al. 2005, KLEIJN – SUTHERLAND 2003, VERHULST et al. 2004). Nyilvánvaló, hogy egy adott, jól meghatározott cél elérését kitûzô kezelés esetén a monitorozáshoz rendelkezésre álló költségvetésbôl nem mindig lehet elvégezni a részletes monitorozási feladatokat. Különösen idô- és költségigényes a részletes monitorozás, ha sokféle lehetséges hatás megfigyelésére kell felkészülni, mert ekkor az indikátorváltozók, a különféle módszerek és a referencia-objektumok száma is jelentôsen megnövekedik. Ilyen esetekben segíthet egy adott kezelés következményének az egyéb változásoktól való elkülönítésében egy olyan – térben és tematikusan is megfelelô részletességgel felépített – mintaterület-hálózat, amelyben központi finanszírozással és infrastrukturálisan is biztosított a különbözô természeti objektumok változásainak sokoldalú és folyamatos monitorozása. Ezt a feladatot tölti be a nemzetközileg kidolgozott és több helyen már évtizedek óta mûködô LTER mintaterület hálózat. Hazánkban ez a hálózat még kiépítésre vár. Hogyan tökéletesíthetjük egyúttal a monitorozást és a tudásunkat is? A fenti problémák egy része megoldható, ha a monitorozási feladat „kétfrontos küzdelemmé” válik. Amennyiben már rendelkezünk olyan ismeretekkel az adott objektumra és kezelésre vonatkozóan, amelyek alapján elkészíthetô egy megbízható monitorozási protokoll, akkor az alapján rutinszerû monitorozásba kezdhetünk (24. ábra). Ez lényegesen kevesebb idô- és energiaráfordítással jár, mert csak bizonyos változók megfigyelésére kell szorítkozni. Ha azonban a kezelés hatása nem egyértelmû (mert túl összetett a rendszer), vagy eleve sokféle hatás érvényesül az adott helyen, akkor részletes monitorozási (kvázi kutatási) programot kell kidolgoznunk. Ha ennek a programnak a végén még mindig nem jutottunk azoknak az ismereteknek a birtokába, amelyek szükségesek lennének a kezelés következményének egyértelmû kimutatására, akkor az eljárás további ismétlésére van szükség. Mindez egyfajta tanulási folyamatnak tekinthetô, amelyben mind a kezelés hatásairól, mind a vizsgált életközösség mûködésérôl egyre többet tudunk meg. Elôbbi tevékenység alkalmazott kutatásnak, utóbbi alapkutatásnak tekinthetô. A kétfrontos harc tehát ebben érhetô tetten, és ettôl fogva értelmetlen feltenni a kérdést, hogy a monitorozás alkalmazott vagy alapkutatás-e.

51

24. ábra. A monitorozás különbözô módszerei, eljárásai közötti választás algoritmusa (CROFTS – JEFFERSON 1999 alapján).

A fentiekben bemutatott monitorozási séma (vö. 24. ábra) jól illeszkedik az ún. aktív adaptív menedzsment koncepciójába. Az adaptív menedzsment egy „learning by doing” jellegû eljárás, amelyben a menedzsment tervet úgy alakítjuk ki, hogy a jövôben a menedzsment tökéletesítésére alkalmas információkat hozzon létre (WALTERS 1986). Alkalmazása fôként a természeti erôforrás menedzsmentekben és rehabilitációs programokban terjedt el széles körben, mert ezek azok a szervezési tevékenységek, amelyek jóval bonyolultabb rendszerekre irányulnak annál, mint hogy egyszerû determinisztikus folyamatokkal irányíthatóak lennének (NYBERG – TAYLOR 1995, WALTERS et al. 1992). Az adaptív menedzsment egy olyan szisztematikus eljárássorozat, amely folyamatosan tökéletesíti a menedzsment intézkedéseket és beavatkozásokat azáltal, hogy az operatív program tapasztalatait figyelembe veszi. Az adaptív menedzsmentnek három változata különböztethetô meg (WALTERS – HOLLING 1990): • evolúciós (vagy „próba-szerencse”): a kezelések eleinte próbálkozás jellegûek, majd késôbb a jobb eredménnyel járó kezelések közül választunk; • passzív adaptív: a kezeléseket mindig a rendelkezésre álló ismeretek alapján, de a lehetô legegyszerûbb modell szerint tervezzük meg; • aktív adaptív: az adott idôben rendelkezésre álló ismeretek alapján, a különféle lehetséges következményeket is magába foglaló modell szerint tervezzük meg a kezelési és a monitorozási protokollt, így lehetôséget teremtünk arra, hogy a többféle kezelés következményének összehasonlító elemzése révén egyre pontosabb modell álljon rendelkezésre a hatékony kezelések kialakításához.

52

A leghatékonyabb az aktív adaptív menedzsment, amely során úgy alakítjuk ki a menedzsment programot, hogy képesek legyünk tapasztalatilag kiértékelni és összehasonlítani a kiválasztott intézkedéseket és beavatkozásokat (NYBERG – TAYLOR 1995). Az aktív adaptív menedzsmentbe ágyazódó monitorozás talán már rövidebb távon is segíthet abban, hogy az élô rendszerekre vonatkozó hiányos ismeretek folyamatos bôvítése mellett a természetmegôrzés nem egyszerû feladatát is sikeresen megoldjuk (25. ábra).

25. ábra. Az aktív adaptív menedzsment fô lépései NYBERG – TAYLOR (1995) alapján. A lépések sorozata ciklikusan ismétlôdik, a visszacsatolás iteratív folyamatot eredményez, amelytôl a menedzsment tökéletesítése várható. A narancssárga háttérszínû lépések jelentik a monitorozáshoz tartozó tevékenységeket.

53

2.

Hivatkozások

ANDREASEN, C., STRYHN, H., STREIBIG, J. C. 1996: Decline of the flora in Danish arable fields. Journal of Applied Ecology 33: 619–626. ÁNGYÁN J. 2005: Az agrár-környezetgazdálkodás és vidékfejlesztés. Agrárium 15: 18–21. ÁNGYÁN J., TARDY J., VAJNÁNÉ MADARASSY A. (szerk.) 1997: Védett és Érzékeny Természeti Területek mezôgazdálkodásának alapjai. Környezet és tájgazdálkodás I. Mezôgazda Kiadó, Budapest. ÁNGYÁN J., PODMANICZKY L., FÉSÛS I., TAR F. (szerk.) 1999: Nemzeti Agrár-környezetvédelmi Program a környezetkímélô, a természet és a táj megôrzését szolgáló mezôgazdasági termelési módszerek támogatására. I. kötet. Alapok. Kézirat, Budapest. ÁNGYÁN J., PODMANICZKY L., SZABÓ M., VAJNÁNÉ MADARASSY A. (szerk.) 2001: Az Érzékeny Természeti Területek (ÉTT) Rendszere. Tanulmányok Magyarország és az Európai Unió természetvédelmérôl 1. ELTE TTK – SZIE KGI – KöM TvH – TEMPUS, Budapest-Gödöllô. ARADI CS., GÔRI SZ., LENGYEL SZ. 2004: Természetvédelmi gyakorlat és konzervációbiológia: a kutatás szerepe a gyakorlati természetvédelemben. Természetvédelmi Közlemények 11: 21–30. BARTHA S. 2003: A természetvédelmi kezeléseket megalapozó vegetációkutatásokról. In: A természetvédelmi kezelési tervek készítéséhez szükséges vegetációdinamikai, természetességi és regenerációs kérdésekrôl (szerk.: BARTHA S., MOLNÁR ZS.). Tanulmány a Természetvédelmi Hivatal számára, Vácrátót. pp. 1–18. BARTHA, S., CAMPATELLA, G., CANULLO, R., BÓDIS, J., MUCINA, L. 2004: On the importance of fine-scale spatial complexity in vegetation restoration. International Journal of Ecology and Environmental Sciences 30: 101–116. BARTHA S., KUN A., RUPRECHT E., HÁZI J., KERTÉSZ M., VIRÁGH K., HORVÁTH A. 2006a: Társulási szabályok idôbeli változatossága gyepekben. VII. Magyar Ökológus Kongresszus, Budapest, 2006. szeptember 4–6. Elôadások és poszterek összefoglalói, p. 22. BARTHA S., HORVÁTH A., TÜRKE I., VIRÁGH K., MOLNÁR E., ILLYÉS E. 2006b: Mikrocönológiai monitorozás – módszertani vizsgálatok. Bot. Közlem. 93: 126. BARTHOLY J., PONGRÁCZ R., MATYASOVSZKY I., SCHLANGER V. 2004: A XX. században bekövetkezett és a XXI. századra várható éghajlati tendenciák Magyarország területére. „AGRO-21” Füzetek 33: 3–18. Biodiversity Action Plan for Agriculture. EU Commission, Brusseles, 2000. Biodiverzitás Konvenció. http://www.biodiv.org BOLFÁN L. 2005: Korszerû magyar agrárpolitika, mai teendôk, éves távlatok. Agrárium 15: 6–9. CAREY, P. D., BARNETT, C. L., GREENSLADE, P. D., HULMES, S., GARBUTT, R. A., WARMAN, E. A., MYHILL, D., SCOTT, R. J., SMART, S. M., MANCHESTER, S. J., ROBINSON, J., WALKER, K. J., HOWARD, D. C., FIRBANK, L. G. 2002: A comparison of the ecological quality of land between an English agri-environment scheme and the countryside as a whole. Biological Conservation 108: 183–197. CHASE, J. M., LEIBOLD, M. A. 2000: Spatial scale dictates the productivity-biodiversity relationship. Nature 416: 427–430. CLIVE, J. 2006: Global status of commercialized biotech/gm crops: 2006. ISAAA Brief No. 35. International Service for the Acquisition of Agri-biotech Applications. http://www.isaaa.org COLLINS, S. L. 1992: Fire frequency and community heterogenity in tallgrass prairie vegetation. Ecology 73: 2001–2006. COSTANZA, R., D’ARGE, R., DE GROOT, R., FARBER, S. et al. 1998: The value of the world’s ecosystem services and natural capital. Ecological Economics 25: 3–15. CRITCHLEY, C. N. R., MASKELL, L. C., MITCHLEY, J., ADAMSON, H. F., BURCH, F. M., CAREY, P. D., FIRBANK, L. G., FOWBERT, J. A., PARKIN, A. B., SMART, S. M., SPARKS, T. H. 2002: Review and Recommendations of Methodologies to be used for Botanical Monitoring of Agri-Environment Schemes in England. Report to the Department for Environment, Food and Rural Affairs. CROFTS, A., JEFFERSON, R. G. (szerk.) 1999: The Lowland Grassland Management Handbook (2nd ed.). English Nature/The Wildlife Trusts. CSETE S., PÁL R. 2006: A Szarvasi-1 energiafû (Elymus elongatus subsp. ponticus cv. Szarvasi-1) inváziós képességének kritikai értékelése. Bot. Közlem. 93: 124. DARVAS B. (szerk.) 2006: Részletek az Országgyûlés Felsôházi Termében 2006. november 22-én 10 órakor tartott „Mezôgazdasági géntechnológia – elsôgenerációs GM-növények” címû Országgyûlési Nyílt Napok programjából. Budapest, 82 pp. https://www.nakp.hu/download/GK10Dar7.pdf

54

DONALD, P. F. 1998: Changes in the abundance of invertebrates and plants on British farmland. British Wildlife 9: 279–289. DONALD, P. F., GREEN, R. E., HEATH, M. F. 2001: Agricultural intensification and the collapse of Europe’s farmland bird populations. Proceedings of the Royal Society of London Series B-Biological Sciences 268: 25–29. ECNC: Agri-Environmental Indicators. ELISA project for the European Commission’s Research DirectorateGeneral. ERZ, W. 1978: Probleme der Intergration des Naturschutzgesetzes in Landnutzungsprogramme. TUB, Zeitschrift der Technischen Universität 10: 1–19. European Commission, 2002: Integration indicators and environmental issues in agricultural policy. European Environment Agency 1999: Environmental Indicators: Typology and Overview. Technical report, Copenhagen. http://www.eea.europa.eu/ European Environment Agency 2000: Transport Indicator Groups. http://themes.eea.europa.eu/Sectors_and_activities/transport/indicators FEKETE G., MOLNÁR ZS., HORVÁTH F. (szerk.) 1997: Nemzeti Biodiverzitás-monitorozó Rendszer II. A magyarországi élôhelyek leírása, határozója és a Nemzeti Élôhely-osztályozási Rendszer. Magyar Természettudományi Múzeum, Budapest. FÜHRER E., MÁTYÁS CS. 2005: A klímaváltozás hatása a hazai erdôk szénmegkötô képességére és stabilitására. Magyar Tudomány 2005/7: 837–841. GERGELY E., ÉRDINÉ SZEKERES R. 2002: Természetvédelem és területhasználat a hullámtereken. Nemzeti Ökológiai Hálózat 5. KvVM TVH, Budapest. GOLDEWIJK, K., BATTJES, J. J. 1997: One hundred year database for integrated environmental assessments. National Institute for Public Health and the Environment (RIVM). Bilthoven, Netherlands. HAWKE, C. J., JOSÉ, P. V. 2002: A nádasok kezelése gazdasági és természetvédelmi szempontok szerint. RSPBMME, Budapest. HENLE, K., ALARD, D., CLITHEROW, J., COBBS, P., FIRBANK, L., KULL, T., MORITZ, R., MÜHLE, H., WASCHER, D., WÄTZOLD, F., YOUNG, J. 2003: Agricultural Landscapes Thematic Working Group Report. In: Conflicts between human activities and the conservation of biodiversity in agricultural landscapes, grasslands, forests, wetlands and uplands in Europe (eds.: Watt et al.). A Report of the Bioforum project. http://www.nbu.ac.uk/bioforum/Bioforum%20report%20_V_5.pdf HILTY, J., MERENLENDER, A. 2000: Faunal indicator taxa selection for monitoring ecosystem health. Biological Conservation 92: 185–197. HOLE, D. G., PERKINS, A. J., WILSON, J. D., ALEXANDER, I. H., GRICE, P. V., EVANS, A. D. 2005: Does organic farming benefit biodiversity? Biological Conservation 122: 113–130. HYDE, Land Cover. http://www.mnp.nl/hyde/land_data/cover/ IJJAS I. 2002: Területi vízgazdálkodás. In: A hazai vízgazdálkodás stratégiai kérdései (szerk.: SOMLYÓDY L.). MTA, pp. 245–277. IPCC (Intergovermental Panel for Climate Change) 2001. IPCC Third Assessment Report: Climate change 2001 (szerk.: WATSON, R. T. és a Core Writing Team). IPCC, Genf. http://www.ipcc.ch ISTVÁNOVICS V., HAHN I., SOMLYÓDY L. 2000: A jövô vízgazdálkodása: kihívás a mérnök és az ökológus számára. Magyar Tudomány 45: 1202–1211. ISTVÁNOVICS V., SOMLYÓDY L. 2002: Ökológia és természetvédelem. In: A hazai vízgazdálkodás stratégiai kérdései (szerk.: SOMLYÓDY L.). MTA, pp. 177–204. JÁSZBERÉNYI M., PÁLFALVI J. 2006: Közlekedés a gazdaságban. Aula Kiadó, Budapest. KELEMEN J. (szerk.) 1997: Irányelvek a füves területek természetvédelmi szempontú kezeléséhez. A KTM TvH tanulmánykötetei 4. TermészetBúvár Alapítvány Kiadó, Budapest. KELLY, J. R., HARVELL, M. A. 1990: Indicators of ecosystem recovery. Environmental Management 14: 527– 545. KLEIJN, D., SUTHERLAND, W. J. 2003: How effective are European agri-environment schemes in conserving and promoting biodiversity? Journal of Applied Ecology 30: 947–969. KLEIJN, D., VAN ZUIJLEN, G. J. C. 2004: The conservation effects of meadow bird agreements on farmland in Zeeland, The Netherlands, in the period 1989–1995. Biological Conservation 117: 443–451. KNAPP, A. K., BRIGGS, J. M., HARTNETT, D. C., COLLINS, S. L. (eds.) 1998: Grassland dynamics. Long-term ecological research in tallgrass prairie. Oxford Univ. Press, New York. KNAUER, N. 1980: Möglichkeiten und Schwierigkeiten bei der Schaffung funktionsfähiger Natur-schuntzgebiete in der Agrarlandschaft. Landwirtsch. Forsch., Sonderh. 37: 105–116. Idézi: ÁNGYÁN J. et al. 1999. KVVM 2005: Jelentés a Duna vízgyûjtôkerület magyarországi területének jellemzôirôl, az emberi tevékenységek környezeti hatásairól és a vízhasználatok gazdasági elemzésérôl. KvVM, Budapest, 2005.

55

Kyotói Jegyzôkönyv. http://www.unfccc.int LANDRES, P. B., VERNER, J., THOMAS, J. W. 1988: Critique of vertebrate indicator species. Conservation Biology 2: 316–328. LÁNYI A. 1999: Ökológia és ökonómia. In: Együttéléstan. A humánökológia a politikai filozófiában. Liget Mûhely kiadása, Budapest, pp. 168–176. LEPART, J., DEBUSSCHE, M. 1991: Invasion processes as related to succession and disturbance. In: Biogeography of Mediterranean Invasions (ed.: GROVES, R. H., DI CASTRI, F.). Cambridge Univ. Press, pp. 159–177. LUNDSTROM-GILLIERON, C., SCHLAEPFER, R. 2003: Hare abundance as an indicator for urbanisation and intensification of agriculture in Western Europe. Ecological Modelling 168: 283–301. MAES, D., VAN DYCK, H. 2001: Butterfly diversity loss in Flanders (north Belgium): Europe’s worst case scenario? Biological Conservation 99: 263–276. Magyarországi Élôhelyek Térképi Adatbázisa (MÉTA) 1.0 változat, 2006. MTA ÖBKI, Vácrátót. http://www.novenyzetiterkep.hu/meta MIHÁLY B., BOTTA-DUKÁT Z., HÁZI J. (szerk.) 2004: Özönnövények. Természetbúvár Alapítvány Kiadó, Budapest. Millennium Ecosystem Assesment 2005. Our human planet: summary for decision-makers. Islandpress, Washington, Covelo, London. http://www.maweb.org MOLNÁR ZS., BARTHA S., SEREGÉLYES T., ILLYÉS E., BOTTA–DUKÁT Z., TÍMÁR G., HORVÁTH F., RÉVÉSZ A., KUN A., BÖLÖNI, J., BIRÓ M., BODONCZI L., DEÁK J. Á., FOGARASI P., HORVÁTH A., ISÉPY I., KARAS L., KECSKÉS F., MOLNÁR CS., ORTMANN–AJKAI A., RÉV SZ. 2007: A Grid Based, Satellite-image Supported, Multi-attributed Vegetation Mapping Method (MÉTA). Folia Geobotanica et Phytotaxonomica, Praha: in press. NAGY Z. 2006: Soha rosszabb gazdasági évet a mezôgazdaságnak. Mezôhír 11: 24–34. Natura 2000. http://www.natura.2000 NOSS, R. F. 1990: Indicators for monitoring biodiversity: a hierarchical approach. Conservation Biology 4: 355–364. NYBERG, J. B., TAYLOR, B. 1995: Applying Adaptive Management in British Columbia’s Forests. Proceedings of the FAO/ECE/ILO International Forestry Seminar, Prince George, BC, September 9–15, 1995. Canadian Forest Service, pp. 239–245. http://www.for.gov.bc.ca/hfp/amhome/apply/applyam.htm PÁLFAI I. 1994: Összefoglaló tanulmány a Duna-Tisza közi talajvízszint süllyedés okairól és a vízhiányos helyzet javításának lehetôségeirôl. A Nagyalföld Alapítvány kötetei 3. Békéscsaba. PETIT, J. R. et al. 1999: Climate and atmospheric history of the past 420,000 years from the Vostok ice core, Antarctica. Nature 399: 429–436. PFISTERER, A. B., SCHMID, B. 2002: Diversity-dependent production can decrease the stability of ecosystem functioning. Nature 416: 84–86. PINKE GY., PÁL R. 2005: Gyomnövényeink eredete, termôhelye és védelme. Alexandra Kiadó, Budapest. RAKONCZAY Z. 1998: Természetvédelem. Mezôgazdasági Szaktudás Kiadó, Budapest. RAUSZ A. (szerk.) 2003: Környezetstatisztikai Évkönyv 2003. Központi Statisztikai Hivatal, Budapest. RÉV SZ. (szerk.) 2006: A vidék jövôje Magyarországon. MME, Budapest. RÉVÉSZ A., CZÚCZ B., HORVÁTH F. 2004: A települések és az úthálózat szerepe a Duna–Tisza közi természetközeli gyepek pusztulásában. Poszter. I. Magyar Tájökológiai Konferencia, Szirák. SIMONFFY Z. 2002: Vízigények és vízkészletek. In: A hazai vízgazdálkodás stratégiai kérdései (szerk.: SOMLYÓDY L.). MTA, pp. 107–138. SIMS, R. E. H, HASTINGS, A., SCHLAMADINGERZ, B., TAYLOR, G., SMITH, P. 2006: Energy crops: current status and future prospects. Global Change Biology 12: 2054–2076. SPOONER, P. G., LUNT, I. D., BRIGGS, S. V., FREUDENBERGER, D. 2003: Effects of soil disturbance from roadworks on roadside shrubs in a fragmented agricultural landscape. Biological Conservation 117: 393–406. STANDOVÁR T., PRIMACK, R. 2001: A természetvédelmi biológia alapjai. Nemzeti Tankönyvkiadó, Budapest. SYMSTAD, A. J., TILMAN, D. 2001: Diversity loss, recruitment limitation, and ecosystem functioning: lessons learned from a removal experiment. Oikos 82: 424–435. SZALAI S., KONKOLYNÉ BIHARI Z., LAKATOS M., SZENTIMREY T. 2005: Magyarország éghajlatának néhány jellemzôje 1901-tôl napjainkig. Országos Meteorológiai Szolgálat, Budapest. http://www.met.hu/pages/climate/Magyarorszag_eghajlatanak_nehany_jellemzoje_1901-tol.pdf THOMAS, C. D., CAMERON, A., GREEN, R. E. et al. 2004: Extinction risk from climate change. Nature 427: 145–148. TÖRÖK K. (szerk.) 1997: Nemzeti Biodiverzitás-monitorozó Rendszer IV. Növényfajok. Magyar Természettudományi Múzeum, Budapest.

56

TROCMÉ, M., CAHILL, S., DE VRIES, J. G., FARRALL, H., FOLKESON, L., FRY, G., HICKS, C., PEYMEN, J. (eds.) 2003: The European Review: Prepared by COST 341. Habitat fragmentation due to transportation Infrastructure. US Census Bureau. http://www.census.gov/ipc/www/worldpop.html és worldhis.html VAHAVA projekt. http://www.vahava.hu VIRÁGH K., BARTHA S. 1996: The effect of current dynamical state of a loess steppe community on its responses to disturbances. Tiscia 30: 3–13. VIRÁGH K., HORVÁTH A., BARTHA S., SOMODI I. 2006: Kompozíciós diverzitás és términtázati rendezettség a szálkaperjés erdôssztyepprét természetközeli és zavart állományaiban. In: Kutatás, oktatás, értékteremtés (szerk.: MOLNÁR E.). MTA ÖBKI, Vácrátót, pp. 89–110. VERHULST, J., BÁLDI, A., KLEIJN, D. 2004: Relationship between land-use intensity and species richness and abundance of birds in Hungary. Agriculture, Ecosystems and Environment 104: 465–473. WALTERS, C. J. 1986: Adaptive management of renewable resources. McMillan, New York. WALTERS, C. J., GUNDERSON, L., HOLLING, C. S. 1992: Experimental Policies for Water Management in the Everglades. Ecological Applications 2: 189–202. WALTERS, C. J., HOLLING, C. S. 1990: Large-scale management experiments and learning by doing. Ecology 71: 2060–2068. ZECHMEISTER, H.G., SCHMITZBERGER, I., STEURER, B., PETERSEIL, J., WRBKA, T. 2003: The influence of land-use practices and economics on plant species richness in meadows. Biological Conservation 114: 165– 177. ZOBEL, M., VAN DER MAAREL, E., DUPRÉ, C. 1998: The species pool: the concept, its determination and significance for community restoration. Applied Vegetation Science 1: 55–66.

57