Megbízó: Környezetvédelmi és Vízügyi Minisztérium. Készítette: Dr. Kiss Keve Tihamér és Dr. Borics Gábor

Zárójelentés AZ ÖKOLÓGIAI MINŐSÍTÉSI RENDSZER FEJLESZTÉSE 1: A FITOPLANKTON MINŐSÍTÉSI RENDSZER STRESSZOR-SPECIFIKUS TOVÁBBFEJLESZTÉSE, MÓDSZERTANI ÚTMUTATÓ ÉS VKI MONITORINGTERV FELÜLVIZSGÁLATA c. témában

Megbízó: Környezetvédelmi és Vízügyi Minisztérium

Készítette:

Dr. Kiss Keve Tihamér és Dr. Borics Gábor

Budapest, 2009

Tartalomjegyzék 1. A fitoplankton minősítési rendszer stresszor-specifikus továbbfejlesztésének irodalmi háttere 5 1.1. CIS Guidance Document No. 13, és az EU-s tapasztalatok, kutatási eredmények áttekintése 5 1.2. A stresszorok és a biológiai jellemzők kapcsolatára vonatkozó nemzetközi szakirodalom áttekintése 6 1.2.1. Hőmérséklet 7 1.2.1.1. A tavak fitoplanktonja 7 1.2.1.2. Folyóvizek fitoplanktonja 8 1.2.2. Fény 9 1.2.2.1. A tavak fitoplanktonja 10 1.2.2.2. Folyóvizek fitoplanktonja 11 1.2.3. Tápanyagok 12 1.2.3.1. Tavak 12 1.2.3.2. Folyóvizek 13 1.2.4. Tartózkodási idő 13 1.2.5. Áramlási sebesség 14 1.2.6. Betöményedés-higulás 15 1.2.7. Vízinövény állomány hatása 16 1.2.8. Belső terhelés (vízvirágzások, toxikus hatások) 16 1.2.9. Kifalás 18 1.3. A fitoplankton minősítési rendszer hazai vizsgálati eredményeinek rövid összefoglalása 19 1.3.1. A hazai minősítési módszerek áttekintése 19 1.3.2. Stresszor specifikus minősítési rendszer kidolgozása 19 1.3.3. A fitoplankton alapú hazai minősítési rendszerek jelenlegi állapota a VKI kritérium rendszerének ismeretében 20 1.3.3.1. Fajszintű rendszer kritériumainak való megfelelés 20 1.3.3.2. Stresszorspecifikus jelleg 20 1.3.3.3. Határértékek megadása 25 2. A stresszor-specifikus fitoplankton minősítő rendszer kidolgozását megalapozó elemzések, valamint kiegészítő vizsgálatok megtervezése, a főbb stresszorok és a fitoplankton indikatív paramétereinek korrelációja 25 2.1. Terhelés-hatás elemzések 25 2.2. A monitoring-adatok áttekintése, a meglévő adatbázis alapján elvégezhető vizsgálatok 25 2.2.1. A növényi tápanyag tartalom és a fitoplankton közötti kapcsolat 26 2.2.2. A vizek szerves anyag tartalma és a fitoplankton közötti kapcsolat 27 2.2.3. A fitoplankton elemszintű értékelése 28 2.2.4. A lebegőanyag tartalom és a klorofill-a tartalom közötti összefüggés vizsgálata folyók esetén. 28 2.3. Célvizsgálatok probléma típusokra 29 2.3.1. Termálvizek 29 2.3.2. Holtágak terhelése 29 2.3.3. Vízfolyások hossz- szelvény vizsgálata 29 2.3.4. A vizek tározása és duzzasztása. 30 2.3.5. Fürdővizek 30 2.4. Víztípusokra jellemző problémák 30

2

2.4.1. Sekély tavaink 31 2.4.2. Vízfolyások 31 2.4.3. Nagy folyók 31 2.4.4. Kis vízfolyások 32 3. A fitoplankton minősítési rendszer továbbfejlesztése 32 3.1. Az emberi tevékenység és a természetes variabilitás hatásának elkülönítése 32 3.2. A jelenlegi minőségbiztosítási rendszer (Qualco-Duna interkalibráció) felülvizsgálata, javaslatok a továbbfejlesztésre- akkreditáció, nemzetközi interkalibráció 33 3.2.1. Klorofill vizsgálatok 34 3.2.2. Fitoplankton vizsgálatok (összes algaszám meghatározás) 35 3.3. A KEOP pályázatban megvalósult minősítési rendszer fejlesztés felülvizsgálata, szükség esetén további fejlesztés az 5 osztályos, típus-specifikus rendszer kialakítása érdekében (főként az új állóvíz-típusokra, de folyóvíz-típusoknál is) 37 3.3.1. Javaslat a tavi kolrofill-a metrika határértékének VKI kompatibilis megadását célzó vizsgálatokra 37 3.3.2. Javaslat a sekélytavi refernciális trofitási szint paleoökológiai alapon történő megadására. 37 3.3.3. Javaslat a folyóvízi fitoplankton monitorozására 38 3.4. Módszertani útmutató áttekintése 40 3.4.1. A fitoplankton alapú minősítési módszer megbízhatóságának becslése 40 3.4.1.1. Mintavételi gyakoriság problémája 40 3.4.1.2. A minősítés és az indikatív paraméterek kapcsolata 42 3.4.1.3. A biomassza becslés bizonytalanságának vizsgálata 42 3.4.1.4. A funkcionális csoportok adatbázis alapján történő értékelése 43 3.4.1.5. Azon víztestek kijelölése melyeken a fitoplankton vizsgálatok indokoltak. 43 3.4.1.6. A horizontális különbségek állóvizek esetén 44 3.5. A fitoplankton mintavétel és elemzés módszerei; Módszertani útmutató a 2007-től induló biológiai monitoring-vizsgálatokhoz 44 3.5.1. Fitoplankton mintavétel 44 3.5.2. Fitoplankton mennyiségi jellemzése 46 3.5.2.1. Egyedszám meghatározása 46 3.5.2.2. A fitoplankton biomasszájának becslése 47 3.5.2.3. Az a-klorofill tartalom meghatározása 48 3.6. Minősítés 48 3.6.1. Tavak 49 3.6.1.1. Minősítés Q indexszel: 49 3.6.1.2. Minősítés a-klorofill alapján: 49 3.6.1.3. A két metrika egyesítése: 50 3.6.2. Folyók 50 3.6.2.1. Minősítés Q index alapján 50 3.6.2.2. Minősítés a-klorofill alapján 52 3.6.2.3. A metrikák egyesítése 52 4. A VKI monitoring-terv felülvizsgálata 53 4.1. A feltáró monitorozó programok fitoplanktonra vonatkozó értékelése 53 4.1.1. Tavak (HUSWPS_1LW alprogram) 53 4.1.2. Folyók (HUSWPSW_1RW alprogram) 53 4.2. Operatív monitoring programok fitoplanktonra vonatkozó értékelése 53 4.2.1. Tápanyagtartalom miatt kockázatos tavak (HUSWPO_1LWNO alprogram) 53 4.2.2. Hidromorfológiai beavatkozások miatt kockázatos tavak (HUSWPO_1LWHM alprogram) 54

3

4.2.3. Veszélyes anyag miatt kockázatos folyók (HUSWPO_1RWPS alprogram) 54 4.2.4. Tápanyag és szervesanyag miatt kockázatos folyók (HUSWPO_1RWNO alprogram) 54 4.2.5. Hidromorfológiai ok miatt kockázatos folyók (A hidromorfológiai kockázat oka a hosszanti átjárhatóság akadályozottsága) 54 4.2.6. Hidromorfológiai ok miatt kockázatos folyók (A hidromorfológiai kockázat oka völgyzárógátas átfolyó tározó, duzzasztás, vízkivétel, vízmegosztás hatásai) 54 4.2.6.1. Völgyzárógátas átfolyó tározó hatásai a fitoplanktonra 54 4.2.6.2. Duzzasztás hatásai a fitoplanktonra 55 4.2.6.3. Vízkivétel hatásai a fitoplanktonra 56 4.2.6.4. Vízmegosztás hatásai hatásai a fitoplanktonra 57 4.2.7. Hidromorfológiai ok miatt kockázatos folyók (A hidromorfológiai kockázat oka a keresztszelvény menti elváltozások, szabályozással kapcsolatos elváltozások hatásai) 57 4.2.8. Hidromorfológiai ok miatt kockázatos folyók (A hidromorfológiai kockázat oka kotrás, burkolat hatásai) 57 5. Irodalom 58 6. Mellékletek

65

4

1. A fitoplankton minősítési továbbfejlesztésének irodalmi háttere

rendszer

stresszor-specifikus

1.1. CIS Guidance Document No. 13, és az EU-s tapasztalatok, kutatási eredmények áttekintése Az EU VKI-hoz (200/60/EC) kapcsolódik a CIS (Common Implementation Strategy) Guidance Document No. 13 (CISGD13), ami a vizekre vonatkozó ökológiai állapot és potenciál meghatározásának stratégiai irányelveket részletezi. A CISGD13-ban meghatározott stratégiai irányelvek a fitoplankton minősítési rendszer stresszor-specifikus továbbfejlesztésére vonatkozóan (is) fontos kiindulópontot jelentenek. Segítenek abban, hogy a stresszorokat kiválasszuk, megismerjük, s a biológiai, hidromorfológiai, fiziko-kémiai elemek kapcsolatrendszerében, hatásainak összefüggésében elemezzük a fitoplankton válaszreakcióit, jellemvonásait. Hazánkban a tavakban és nagyon sok folyóvízben a kiváló -> rossz ökológiai állapot meghatározása során a fitoplanktont, mint fontos, vizsgálandó biológiai elemet tartjuk számon. Ez a tavak esetében már-már magától értendő, de a folyók esetében nem teljesen. Tavak esetében azt kell megjegyeznünk, hogy a nagy lebegőanyag tartalmú szikes tavak „klasszikus értelemben vett fitoplanktonja” gyakran nagyon szegényes. Az utóbbi évek kutatási eredményei alapján tudjuk, hogy ezekben a tavakban a fitoplankton szerepét a 0,5 – 2 µm mérettartományba tartozó pikoplankton fajok töltik be (VÖRÖS ÉS MTS.AI 2005). A CISGD 13 1. táblázata veszi számba a jelen munkában szereplő és kölcsönhatásban lévő biológiai, hidromorfológiai, kémiai elemeket, folyók és tavak vonatkozásában (WFD CIS GD 13; Table 1, Annex V 1.1.1; Annex 1.1.2.). Ennek ismeretében tekintjük át a tavak, folyók fitoplanktonjára ható stresszorokat, ill. fogalmazzuk meg, hogy egy-egy víztípus esetén a tervezett fitoplankton vizsgálatok mennyiben relevánsak, szükséges-e szűkíteni, vagy bővíteni a tervezett vizsgálati kört, gyakoriságot. Az EU D-G JRC (Joint Research Centre)Institute for Environment and Sustainability gondozásában jelent meg a REBECCA projekt kapcsán SOLIMINI, A.G., CARDOSO, A.C. & HEISKANEN, A-S. eds. (2006) munkája, melyben a tavak és folyóvizek növényi tápanyagkínálata és az eutrofizáció, ill. a folyók szerves szennyezése témakörök fontosak a fitoplankton szempontjából(CARVALHO ET AL. 2006, DEFLANDRE & JARVIE 2006, PETTINE ET AL. 2006). Itt sok olyan jól ismert összefüggéseket ismertetnek, ill. új kutatási eredményeket foglalnak össze, ami pl. a növényi tápanyagok-, a fitoplankton mennyisége és hatása a vízalatti fényklímára-, a vízvirágzások frekvenciáját és intenzitását, a vízhozam és áradások szerepét mint stresszor hatásokat elemzi, s bemutatja, hogy mindezek figyelembe vételével milyen osztályozás és azt kiegészítő, megalapozó modellek fogalmazhatók meg. A VKI elvárásai szempontjából a tápanyag ellátottság feltételeinek kvantitatív meghatározása a kategória határok szempontjából kiemelt jelentőségű, különösen a kiváló és jó ökológiai állapot esetében. Ez a különböző tó típusok (ökotípus) biológiai minősége vonatkozásában más-más tápanyag kínálat határokat jelent(het). A mély tavakhoz képest a sekélytavak sérülékenyebbek. Ugyanaz a tápanyagterhelés egy mély tó esetében, melynek a térfogata 101000-szerese lehet egy sekély tóénak, jóval kisebb és jóval lassúbb eutrofizálódási sebességet jelent, és természetesen számos más tényező is szerepet kap az aktuális trofitás kialakulásában. A tápanyagkínálat - eutrofizáció, ill. a folyók szerves szennyezése kérdéskörre részleteiben, hazai vizeink minősítési módszereinek áttekintése során fogunk részletesen kitérni. Tesszük ezt azért is mert a JRC anyagban pl. a fitoplankton

5

fajösszetételével kapcsolatban jónéhány olyan fajt (nemzetséget) is említenek, melyek Magyarországon nem relevánsak. Egy adott faj (taxon) indikátor értéke a tápanyagterhelés szempontjából lehet pozitív-, negatív-, vagy indifferens. A JRC anyagban példaként, mint negatív indikátor említik a zöldalgák közül a Scenedesmus fajokat, a kovaalgák közül a Stephanodiscus fajokat és számos cianobaktérium taxont, mint a nagy kolóniás vagy fonalas Microcystis, Aphanizomenon és Anabaena fajok. Pozitív indikátornak tartják a Dinobryon (Chrysophyceae), Cosmarium (Chlorophyta – Desmidiales) és néhány kovaalga fajt, mint a Cyclotella comensis. Hazai kutatási eredmények alapján érdemes megjegyeznünk, hogy a fenti nemzetségek nálunk is előfordulnak, de megfigyelték pl. a Balatonban a Dinobryion sociale egy kotrást követő foszfor felszabadulás eredményeképp szaporodott el lokálisan nagy tömegben (REYNOLDS, PADISÁK, & KÓBOR 1993), vagy számos Cosmarium faj nem csupán az oligotrófikus vizek jellezetes faja (FEHÉR 2007), a Cyclotella comensis pedig nálunk nem fordul elő, de pl. a Cyclotella ocellata inkább mezotrófikus, meszes tavaink jellegzetes faja (KISS & PADISÁK 1990, ÁCS & PADISÁK 2001). A fitoplankton esetében egyéb stresszor-specifitásról ill. indikációról a JRC tanulmányokban leírtak kevésbé jelentősek. A savasodás kérdéséről szóló hosszabb tanulmány megállapításai (BÆKKEN ET AL. 2006) elsősorban az Skandináv államokra érvényesek. Magyarország jó pufferkapacitású vizeire (hazai vizeink jelentős része kalcium-, magnézium-hidrokarbonát túlsúlyú) az esetleges savasodás elhanyagolható hatású. Jelentősen kellene növekedjék a savas esők mennyisége ahhoz, hogy hatásuk a vizek ökológiai állapotára kimutatható legyen. A hidromorfológiai tényezők tavakra gyakorolt hatása esetében a fitoplanktonnal nem számol (HELLSTEN & DUDLEY 2006) tanulmánya. Szinte kizárólag a makrofiton állományokra gyakorolt hatást elemzik, itt is kiemelve a vízszint ingadozások hatását, legyen az akár a téli, jéggel fedett-, akár a nyári felmelegedő időszak. Különösen jelentős vízszintingadozások léphetnek fel az áramtermelést (is) biztosító tározó-tavakban, ill. az ivóvízellátás, vagy más tavak vízszint-stabilitása céljából épített tavakban. A hidromorfológiai tényezők hatása a folyókban jelentősebb (CLAUSEN ET AL. 2006). Legjelentősebb hatású hidromorfológiai tényezőnek tekintik: a gát – duzzasztó építéstt; öntözés, vagy hajózás érdekében végzett csatornázást – kotrást; öntözési feltételek javítása érdekében végzett növényirtást, kotrást; vízellátás, öntözés, áramtermelés céljából történő közvetlen vízkivételt (a fitoplanonra gyakorolt hatást csak egyetlen mondatban említik). Tanulmányunk további részében mi a fitoplanktonnal kapcsolatos vonatkozásokat részletesen tárgyaljuk, gazdag hazai tapasztalatok alapján. A JRC tanulmányokban fontos helyen szerepel a toxikus hatások kérdésköre (BLOM & BRORSTRÖM-LUNDÉN 2006). Számos a VKI szempontjából kockázatos és kiemelt hatású anyag a fitoplanktonra is toxikus hatást fejt(het) ki. Táblázatban foglalják össze azt a közel ötven vegyi anyagot (pl. antracén, antrazin, hexaklorobutadién stb.), melyek toxikus hatásúak a fitoplanktonra (is). A kérdéskörre tanulmányunk későbbi részében bővebben kitérünk. 1.2. A stresszorok és a biológiai jellemzők kapcsolatára vonatkozó nemzetközi szakirodalom áttekintése (A fitoplankton élőlénycsoport milyen terhelés/beavatkozás típusra indikatívak, és milyen mutatóik alapján (indikatív paraméterek kiválasztása) és a hazai vizsgálatok rövid összefoglalása Ha Selye János stresszre vonatkozó meghatározását nem csupán az emberre, hanem általánosabban értelmezzük, a következőt mondhatjuk: a stressz egy nem specifikus reakció, mellyel (szervezetünk) egy élőlény vagy élőlény együttes reagál minden kihívásra, minden erőteljes ingerre. A stresszor pedig maga a stresszt kiváltó ok, tényező. Ennek értelmében a

6

VKI szempontjából stresszornak tekinthetünk minden olyan tényezőt, hatást (terhelést/beavatkozást), ami az ökológia állapot megállapításához felhasznált élőlény (faj) vagy élőlény együttes létezését, alakulását befolyásolja. A fitoplankton fajösszetételét, mennyiségi viszonyait befolyásoló hatótényezők között természetesek és mesterségesek egyaránt vannak. Az alábbiakban, ismétlések elkerülése végett nem tárgyaljuk külön alfejezetben a természetes és mesterséges hatótényezőket. Pl. a terhelés lehet természetes: egy erdei tóban az ősszel lehulló lomb jelentős szerves terhelést (természetes hatótényező) jelent, egy másik tóban a befolyó patak által hozott kommunális szennyvíz pedig mesterséges terhelést (mesterséges hatótényez) jelent. Milyen terhelés/beavatkozás típusra indikatív a fitoplankton (indikatív paraméterek kiválasztása)? A terhelés – beavatkozás kérdése természetes és mesterséges hatótényezőkön keresztül, azokat módosítva hat a fitoplanktonra, ezáltal a fitoplankton indikatív ezekre a hatásokra. KRISTIĆ ET AL (2007) számos biotikus és abiotikus stressz faktort sorol föl, mint az időjárás (klíma) változása, a változó sugárzás, tápanyagellátás valamint a predátor-préda kapcsolat, paraziták, fertőzések, fajokon belüli és fajok közti kompetíció. A fitoplanktonra vonatkozó legfontosabb hatótényezők a hőmérséklet, fény, tápanyagok, tartózkodási idő, áramlási sebesség, betöményedés/hígulás, vízinövény állomány hatása, belső terhelés (vízvirágzások, toxikus hatások), kifalás. A következőkben ezeket vesszük sorra és mutatjuk be a fitoplankton indikációját, majd ezt követően szedjük pontokba azt, hogy a fitoplankton milyen terhelés/beavatkozás típusra indikatív. 1.2.1. Hőmérséklet A hőmérséklet egyike a legfontosabb hatótényezőknek, hiszen minden kémiai, biokémiai, biológiai reakció hőmérséklet függő. Ez természetesen azt jelenti, hogy a fitoplankton fajok léte, szaporodása, mennyiségi viszonyaik a fajra jellemző hőmérsékleti optimumban várható, ill. mindezt hőmérséklet toleranciájuk határozza meg. Ez utóbbi azért fontos, mert a természetben alig képzelhető el, hogy egy változatos fajösszetételű fitoplankton fajai egytől egyig az adott fajra jellemző optimumnak megfelelő értéknél jelennek meg, és érik el lehetséges legnagyobb egyedszámukat. A fajok közti kompetíció miatt, túlnyomó részük inkább a tűréshatárukhoz közelebbi tartományba szorul, s ennek megfelelően szinte sosem érik el lehetséges optimális populáció méretüket. 1.2.1.1. A tavak fitoplanktonja Magyarország tavainak túlnyomó többsége sekély tó, melyek jelentős része bőséges tápanyag ellátottságú, az oligotrófikus tavak száma csekély. Oligotrófikus tavakban a fitoplankton tömege legtöbbször tavasszal a legnagyobb és itt a kovaalgák dominanciája határozott. Hazai sekélytavainkban is megfigyelhető, hogy az áprilisban május első felében a Centrales fajok (elsősorban Cyclotella fajok – ÁCS & PADISÁK 2001) dominánsak, s a tó trofitási szintjétől függően maradnak még nyár elejéig, vagy váltják föl őket más együttesek (legtöbbször Chlorococcales fajok). Jelentős tavankénti különbségek is megfigyelhetők. A Velencei-tó keleti területein pl. május elején gyakran jelentős a Chaetoceros mülleri (Centrales) mennyisége, és már számottevő a Microcystis aeruginosa cianobaktérium sokszáz- vagy sokezer sejtes kolóniáinak tömege is (ÁCS ET AL. 1994). A Balatonban pedig a meleg nyári meleg időszakban július végétől szeptember elejéig lehet jelentős mennyiségben fonalas nitrogénkötő cianobaktériumokat találni (VÖRÖS and PADISÁK 1991). A fitoplankton gyakran jellegzetes éves változása a hőmérséklet függvénye is. A tavaszi Centrales csúcs kialakulásában a kovaalgák alacsony hőmérséklet tűrése fontos tényező. Hasonlóképp fontos 7

a hőmérséklet szerepe pl. a nyári cianobaktérium vízvirágzások kialakulásában, ezek a fajok 20-25 fokos vízben tudnak gyorsan szaporodni (PADISÁK 2008). Ősz elején általában a tavakban is csökken a fitoplankton biomasszája és tél elejére szegényessé válik. Ennek ellenére a tavakat sem szabad télen fitoplankton mentesnek gondolnunk. Számos eutrófikus holtágban télen, jég alatt is jelentős lehet a fitoplankton tömege. Esetenként pl. Dinophyta fajok szaporodnak el bennük nagy számban, de találtunk Synura-, Chroomonas-, Chlamydomonas dominanciájúakat is (KISS & GENKAL 1993). Balatoni kutatások is rámutattak arra, hogy a jéggel fedett Balaton nem fitoplankton-mentes víz, benne pl. a pikoplankton is fontos szerephez jut (VÖRÖS ÉS MTS.AI 2005). 1.2.1.2. Folyóvizek fitoplanktonja A kisebb sebességű (vízsebesség 1 m s-1 körüli, vagy kisebb), kis lebegőanyag tartalmú nagyobb folyóvizek fitoplanktonja tavasztól őszig változatos fajösszetételű, jelentősebb egyedszámú. A Dunában pl., kisvizes időszakban már február közepén nagyobb egyedszámú fitoplankton jelenhet meg, s ilyenkor az 1-3 Co-os vízben 10-15 µg L-1-es az a-klorofill koncentráció. Ilyenkor nagy egyedszámot ér el néhány kisméretű Stephanodiscus faj (Bacillariophyceae, Centrales), melyek közül a S. minutulus a leginkább abundáns (KISS & GENKAL 1993). A kovaalgákra általánosan jellemző a nagyon jó fényhasznosítás (KOHL & GEISDORF 1991), vagyis a télvégi fényhiányos időszak sem gátolja szaporodásukat, a S. minutulus-t pedig hidegtűrő fajnak kell tekintenünk (KISS 2000). A tavasz előre haladtával más Centrales fajok is nagyobb abundanciájúak, mellettük megjelennek és nagyobb egyedszámot érnek el a kistestű Cryptophyta fajok (pl. Chroomonas acuta), majd május elejétől az előbbiek mellett a Chlorococcales fajok is dominánssá válnak (SCHMIDT ET AL. 1994). A nagy egyedszámú időszakokban az a-klorofiil koncentráció 60-80 µg L-1-es, vagy ennél nagyobb is lehet. A Centrales fajegyüttes nyáron fajgazdaggá válik, közel 20 fajból áll, s közöttük a meleg időszakra jellemző Skeletonema potamos az egyik meghatározó (KISS ET AL. 1994). Ősz elején a Chlorococcales fajok aránya csökken, majd október végén a Centrales fajok is megközelítik a téli időszakra jellemző kis faj és egyedszámú állapotukat. Ez alapján az mondható el, hogy a Dunához hasonló bő tápanyag ellátottságú, közepes sebességű folyókban, kisvizes időszakokban nagy a fitoplankton abundanciája, s téli nagyon rossz fényellátottságú hónapok kivételével a hőmérséklet csak kis mértékben korlátozza a fitoplankton elszaporodását. Természetesen télen a fajok osztódási sebessége kisebb mint nyáron, de a kisvizes időszakok kis áramlási sebessége elegendő időt biztosít nagyobb fitoplankton tömegek kialakulásához. Áradások alkalmával a fitoplankton egyedszáma jelentősen csökken. Az áradások levonulását követően a hideg időszakban legalább két hét, nyáron egy hét szükséges ahhoz, hogy az áradást megelőző abundancia viszonyok újra kialakuljanak. A folyóvizek mellékágai jellegzetes, a folyóhoz gyakran hasonlító, és attól gyakran jelentősen eltérő élőhelyet jelentenek. Ha a folyó vízállása olyan (nagy), hogy a mellékágban is áramlik a víz, a mellékág fitoplanktonja a főágéhoz hasonlít sok tekintetben. Ha a vízállás csökken és a mellékág vízutánpótlása megszűnik, a mellékág állóvizében a fitoplankton átalakul (KISS 2005, SCHMIDT 1989, 1994)). Ember okozta hőszennyezés miatt (és most nem a globális klímaváltozás hatására gondolunk) folyóvizeink hőklímája az utóbbi néhány évtizedben észrevehetően változott. A csatornázás előrehaladtával a szennyvíztisztítókba jutó szennyvíz-, ill. a közvetlenül a befolyókba engedett szennyvíz mennyisége jelentősen növekedett. Télen a tisztítatlan szennyvíz bevezetéssel, de a szennyvíztisztítókból bejutó szennyvízzel is nagyobb hőfokú víz jut a folyókba, mint azok saját, pillanatnyi hőmérséklete. Ha a bejutó szennyvíz a folyó 8

vízhozamának néhány %-át eléri, a hőmérséklet növekedés már észlelhető. a Duna „utolsó majdnem teljes” befagyására 1962-63 telén került sor (SZEMES, BOZZAY 1964). Az 1960-as évek közepe óta mind kisebb, kisebb mértékű a Duna magyarországi szakaszának jegesedése, s a folyó éves átlagos hőmérséklete közel 1 oC-al emelkedett 7. ábra (TÓTH 2007). Ember okozta hőszennyezés közül a hőerőművek fejtik ki a legnagyobb hatást. A Paksi Atomerőmű hűtőrendszerének külső köre a Dunából kiemelt vizet használja hűtővízként. Ez szélsőségesen kicsi dunai vízhozam mellett a folyó vízhozamának 10 %-át jelenti. Ez a hűtővíz visszavezetése körzetében több fokos hőmérsékletnövekedést eredményez a folyóban, ami hideg időszakban a fitoplankton lokális gyorsabb növekedését eredményezi, nyáron pedig akár a szaporodás gátlását is okozhatja. A dunai télvégi fitoplankton együttesek hidegtűrése olyan mértékű, hogy kedvező fényklíma viszonyok mellett már februárban is jelentős lehet a tömegük. 2008 február utolsó dekádjában Gödnél a fitoplankton a-klorofillal jellemzett mennyisége 100-150 μg L-1-én volt (publikálatlan adat). 1.2.2. Fény A fitoplankton szempontjából a fény az egyik legfontosabb hatótényező. Az adott fitoplankton együttes számára a pillanatnyi víz alatti fényklíma legritkább esetben optimális, mivel a vízoszlop felső rétegében gyakran túl sok a fény ami számos faj számára fénygátlást okoz, az alsóbb rétegekben pedig gyakori a fényhiány, ami a fotoszintézist lassítja, s az akár teljesen le is állhat. A vizek felszínére jutó teljes sugárzás 300-3000 nm hullámhosszú. Derült időben ennek közel 80 %-a a közvetlen napsugárzás, 20 %-a pedig az égbolt közvetett, szórt sugárzása. A napsugárzást három hullámtartományra osztjuk: ibolyántúli (ultraviola)

300-380 nm

fény (látható sugarak)

380-750 nm

vörösen inneni (infravörös)

750-3000 nm

Az infravörös sugárzás a vizek hőháztartása szempontjából jelentős, azzal részleteiben itt nem foglalkozunk. Az ultraibolya sugárzásra röviden majd rátérünk. A látható fénytartomány nem teljes egészében hasznosul a fotoszintézis során. Az összes sugárzásnak 46-48 %-a hatékony a fotoszintézisnél (390-710 nm). Az algáknak nagyon jó fényadaptációjuk miatt (kromatikus adaptáció), a klorofill mellett fontos szerepet játszó kiegészítő pigmentjeik segítségével „törekszenek” a lehető legszélesebb fénytartományt hasznosítani (pl. a tengeri Rhodophyta fajok a mélységi lehatolását ez teszi lehetővé; néhány cianobaktérium képes arra, hogy fikobiliprotein összetételét a víz alatti fényviszonyok függvényében megváltoztassa, VÖRÖS Természetesen egy-egy algafaj ennél szűkebb hullámhossz tartományt ET AL. 1998). hasznosít, de az algaegyüttes, ha „teheti”, minden fényt igyekszik hasznosítani. Felszínre érkező fény a vízben mind mennyiségileg, mind minőségileg változik. A felszínt érő sugárzásnak egy része visszaverődik, ez optimális esetben is min. 7-10 %. Minél ferdébben éri a fény a vizet, annál nagyobb hányada verődik vissza, s egy határon túl a teljes visszaverődés is bekövetkezik (emiatt a vízben a nappalok rövidebbek mint a szárazföldön). A vízbe behatoló fénysugár erőssége csökken. A fényvesztést (a behatoló fény folyamatos gyengülése) a fényelnyelés (abszorpció) és fényszóródás (diffúzió) együttesen okozza. A részecskékről visszaverődő fény egy része visszatér a levegőbe (vízfény – akár 25 % is lehet). A vízbe jutó fény a vízben, vízfenéken elnyelődik, elsősorban hővé alakul. A vízi növényvilág a beeső fény kb. 1 %-át hasznosítja fotoszintézise által (FELFÖLDY 1981).

9

A fényelnyelés, fényszóródás függ a fény hullámhosszától (színétől), a vízbe jutó fénysugarak hullámhosszuk szerint különböző mélységbe jutnak. Tiszta vízben a kék sugarak jutnak a legmélyebbre, ezért kék a tenger. A lebegő részecskék, a víz oldott anyagok okozta színe miatt más-más mélységbe jut a fény. A fotoszintézis legalsó mélysége, ahová a beeső fény 1 %-a lejut (kompenzáció síkja). A fitoplankton fajösszetétele, mennyiségének alakulása az év során nem csupán a hőmérséklettől, hanem a víz fényklímájától is függ. Talán nem alaptalan azt mondanunk, hogy a fényklíma hatása jelentősebb a fitoplanktonra, mint a hőmérsékleté. 1.2.2.1. A tavak fitoplanktonja Hazánkban nagyon kevés a relatíve mély (~ 10 méternél mélyebb) oligotrófikus tó, ahol sem a lebegtetett ásványi szemcsék, sem a nagyobb tömegű fitoplankton nem gátolja a fény vízben történő mélyebbre, akár fenékig való lehatolását. Néhány fiatal korú (5-20 éves) bányatavunk ilyen. Ezek a tavak a fényklíma szempontjából is a mély szubalpin tavakra emlékeztetnek, jellegzetes tavaszi kovaalga csúccsal (pl. Cyclotella ocellata nagyobb arányú jelenléte) és nyáron is kis tömegű fitplanktonnal (10 μgL-1, vagy annál is kisebb a-klorofill tartalom). Tavaink túlnyomó része sekély, gyakran felkeveredő és jelentős lebegőanyag tartalmuk miatt „fényhiányosak”. Ha a lebegőanyag kiülepszik, jelentősen javul a fényklíma. A lebegő részecskék egy része finomabb-durvább ásványi szemcsékből áll, melyeknek egy része a befolyó vizekkel kerül a tóba, egy része a tó fenéküledékéből keveredik föl egy része viszont, s néha ez jelentős hányad, tavasztól őszig folyamatosan keletkezik a vízben. Ez utóbbi a biogén mészkiválás során keletkező finom, néhány mikrométeres mész-szemcse. Mérete miatt csak nehezen ülepszik, a fenékre kiülepedve nehezen tömörödik, emiatt könnyen újra visszakeveredik a nyílt vízbe. A Balaton szép opálos türkizes színe jórészt a finom kalcit szemcséknek köszönhető. A Velencei-tóra is jellemző a biogén mészkiválás, ezért bármennyire is sekély ez a tó, a fenék közeli vízrétegek már gyakran fényhiányosak. Ezekben a biogén mészben gazdag tavakban a kis fényigényű fajok adaptív előnyben vannak. A Balatonban a Cylindrospermopsis raciborski nyáron nagyobb tömegben tud elszaporodni, mivel a tó mélyebb rétegeinek kedvezőtlenebb fényviszonyai mellet is jól tud szaporodni (PADISÁK 2008). A fényszegény körülményekhez számos algafaj jól adaptálódott. Jól ismert, hogy a kovaalgák általában kevésbé kedvező fényviszonyok mellett is jól fotoszintetizálnak, szaporodnak. Ez a bevonatban élő fajok esetében „természetes”, hiszen ezek jórésze a mélyebb rétegekben, vagy a vízfenéken is megél. A planktonikus kovaalgák egy része nagy fényigényű. Nem véletlen, hogy a mély (kristálytiszta) tavak tavaszi kovaalga csúcsa a mérsékelt övi területeken általánosan megfigyelhető. Más fajok viszont kisebb fényintenzitás mellett is jól szaporodik. Eutróf tavainkban a lebegtetett ásványi szemcsék mellett a fitoplankton is hozzájárul a gyorsabb fényelnyeléshez. Tavasz végétől nyár végéig a nagy tömegben elszaporodó fitoplankton számottevő árnyékoló hatást fejt ki. Emiatt néhány méteres mélységben jelentős lehet a fényvesztés, vagy akár teljes fényhiány is kialakulhat. Szigetközi vagy gemenci mellékágakban nyáron gyakran jelentős a fitoplankton tömege (KISS 1987, 2005), a vízfelszín közelében az intenzív fotoszintézis eredményeképp akár 150-200 %-os oxigén telítettség is kialakul. A fitoplankton önárnyékolása miatt már 1,5 – 2 m-es mélységben 1 % alá csökken a felszínre jutó fény, kialakul az afotikus réteg. A nagy algatömeg itt már nem termel, csak fogyaszt. Rohamosan csökken az oxigén és már 2,5 -3 m-en teles oxigén hiány alakulhat ki (DINKA, BERCZIK 2005). Gyakran jellegzetes, egyedi élőhelyet képviselnek a több méter mélységet elérő, galéria erdővel körülvett holtágak, melyekben rétegzettség is kialakulhat, akárcsak a mély tavakban 10

(GRIGORSZKY ET AL. 2003). Meg kell azonban jegyeznünk, hogy ezek szinte kivétel nélkül eutrófikus vizek, s itt a szélcsend ugyan nem keveri fel a meder üledéket, de az intenzív fotoszintézis miatt biogén mészkiválás gyakori, s a mikroszkópikus méretű mész-szemcsék a víz átlátszóságát rontják, akár csak maga a fitoplankton. Különleges helyet foglalnak el tavaink esetében a nagy lebegőanyag tartalmú szikes tavak (elsősorban a fehér szikesekről van szó). Ezekben a Sechi-átlátszóság csak néhány cm, s a „klasszikus értelemben vett fitoplankton” gyakran nagyon szegényes, még olyan esetekben is, amikor a tó növényi tápanyagokkal bőségesen ellátott (vonuláskor madarak százezrei járják ezeket a tavakat, ami miatt az összes P koncentráció kiugróan nagy lehet). Az utóbbi évek kutatási eredményei alapján tudjuk, hogy ezekben a tavakban is jelentős lehet a fotoszintézis, de itt a 0,5 – 2 µm mérettartományba tartozó pikoplankton fajok, amik nagy egyedszámot érhetnek el, s felelősek a jelentős mértékű elsődleges termelésért (VÖRÖS ÉS MTS.AI 2005, 2006). Az ilyen, VKI monitorozásra kijelölt tavakban a hagyományos fitoplankton vizsgálatok helyett a pikoplankton vizsgálata indokolt. Általános megállapításként azt olvashatjuk az irodalomban, hogy a pikoplankton a tápanyagban szegény vizekben domináns (pl. a Balatonban, VÖRÖS 1987-88). Ezt a véleményt éppen a szikeseken végzett kutatások eredményei alapján fölül kell vizsgálni. 1.2.2.2. Folyóvizek fitoplanktonja Folyóvizeink fényklímája általában kedvezőtlenebb mint tavainké, noha sekély, gyakran felkeveredő tavainkban szeles időszakban jelentős a lebegőanyag tartalom, vetekedhet a folyókéval. A hazai folyóvizek fényklímája függ a folyó rendűségétől, az áramlási sebességtől és a vízgyűjtő geológiai tulajdonságaitól (ez utóbbi jelentősen befolyásolja a folyó által szállított finom, lebegtetett hordalék mennyiségét). Jó példa erre a Duna és Tisza lebegtetett hordalékának (lebegőanyag tartalmának) mennyiségi és összetételbeli különbsége. A folyók forrás közeli szakasza általában jó fényellátottságú (kicsi a lebegőanyag tartalom). Itt viszont általában még nincs fitoplankton, amit vizsgálni lehetne (kellene). Ez alól is lehetnek kivételek, amikor a forrás közelében, azzal összeköttetésben apró tavak, kicsi tározók vannak. Ilyen esetben a forrás közelében is találunk euplanktonikus fajokat nagyobbb számban tartalmazó fitoplanktont. A Duna esetében pl. a Breg forrása alatt 5 km-rel Furtwangennél a fitoplanktonban megtalált fajok közel fele euplanktonikus faj volt, mivel a forrás vize kis tavacskákon folyt keresztül, ahol számos euplanktonikus faj szaporodott el és jutott így a Bregbe (KISS & ÁCS 2004). Hasonló lehet a helyzet már 2-3 rendű folyóvizek esetében is. Magyarországon gyakran előfordul, hogy már kis vízhozamú folyóvizek vizét is hasznosítják, pl. oldaltározós horgászvíznek. Ilyen esetekben a folyó rendűsége ellenére számottevő lehet az euplanktonikus fajok aránya, egyedszáma a folyóban, ha éppen olyan időszakban gyűjtünk, amikor az oldaltározó, horgásztó intenzív vízcsere kapcsolatban van a folyóval (jó példa erre az Isaszeg-Pécel környéki tavakból a Rákos-patakba jutó fitoplankton módosító hatása – SZABÓ ET AL. 2004.). Általában azokon a folyószakaszokon lehet számítani gazdag fitoplankton jelenlétére, ahol a forrástól kiindulva már 8-10 napot tett meg a folyó. Ennyi idő szükséges ahhoz, hogy túlnyomórészt euplanktonikus fajokból álló fitoplankton fejlődjön ki. Ehhez még néhány föltételre szükség van. Egyrészt ne legyen áradásos időszak, mert akkor túl nagy a lebegtetett hordalék mennyisége, ami az árnyékolás miatt teszi lehetetlenné a fitoplankton gyors szaporodását. Másrészt a folyó alap jellemvonásai ne legyenek olyanok, hogy csak alacsony vízhozam mellett olyan kicsi a sebessége, hogy a finom hordalék (nehezen ülepedő lebegőanyag) tud ülepedni, vagyis csak ilyenkor kedvező a fényklíma. Harmadrészt ez ne a november-február közötti időszakra essen, amikor a nappalok túl rövidek. Ez annyit jelent, hogy eutrófikus folyóinkban, kisvizes időszakban tavasz közepétől ősz közepéig fajgazdag és 11

nagy egyedszámú fitoplankton jelenlétére számíthatunk. A fentebb említett 8-10 nap olyan szempontból is fontos, hogy ha a folyó vízjárása nagyon változékony, kisebb nagyobb árhullámok ennél gyakrabban követik egymást, akkor gazdag fitoplankton kialakulására kicsi az esély (KISS ET AL. 1996). Legtöbbet vizsgált, s legtöbb publikációval folyóvizünk a Duna és a Tisza. Az egyszerűség kedvéért, az előbbiről adunk rövid jellemzést, a fényklíma függvényében. A Dunán és nagyobb mellékfolyóin az 1960-as évektől kezdődően több mint 100 nagyobb duzzasztó épült. A tározók hordalék-visszatartó hatása miatt az 50-es évekhez mérten a Duna átlagos lebegő-anyag koncentrációja a nyolcvanas évekre, felére, harmadára csökkent (RÁKÓCZI 1989, HORVÁTH ÉS TEVANNÉ BARTALIS 1999). Ennek eredményeképp a víz átlátszósága a kisvizes időszakban jelentős, a fitoplankton intenzív szaporodásának nem szab határt. A gödi szakaszon (1669 fkm) például, kisvizes időszakban a teljes vízréteg 80-90 %-a az eufotikus zónához tartozik, ami az áradások idején 20-30 %-ra csökken – 4. ábra (Kiss 1994, Vörös et al. 2000). A kisvizes időszakok kedvező fényklímája miatt már kora tavasszal jelentős lehet a fitoplankton tömege. A tavaszi Centrales együtteseinek domináns faja a Stephanodiscus minutulus, vagy nyáron a S. invisitatus, S. hantzschii (KISS 1986). Nyáron a Centralesek mellett a Chlorococcales fajok egyedszáma szintén meghatározó, s néhány Cryptophyta faj is (KISS & SCHMIDT 1998). A fényklíma ismerete, a víz alatti fénymérés a fitoplankton vizsgálatánál fontos (lehet). Itt már az UV sugárzás mérése is szóba kell kerüljön. Számos nehezen értelmezhető jelenségre adhat magyarázatot az aktuális fényklíma elemzése. A fentebbi, Duna fitoplanktonjával kapcsolatos jellemzést azzal egészítjük ki, hogy az utóbbi néhány évben nyár végén, ősz elején rendkívül alacsony dunai vízállás esetén olyan anomáliát figyeltünk meg, aminek pontos okát még nem sikerült tisztázni. A 2003-as év fitoplanktonjának alakulása is úgy indult, mint egy átlagos kisvizes évé, vagyis február közepén a vízhozam csökkenésével párhuzamosan az algaszám gyorsan emelkedni kezdett . Augusztus közepén azonban váratlanul csökkenni kezdett az algaszám és sosem tapasztalt alacsony értéken volt még az elmúlt héten is. Az algaszám csökkenéssel egy időben mind nagyobb lett a víz átlátszósága és a színe is szokatlanul szép vízszínűvé (zöldeskék) vált. A lebegőanyag koncentráció 10 mg/l alatti. A „víz letisztulásának” okait keresve megállapítottuk, hogy a szokatlanul kis vízhozam (július-augusztusi átlag 1250 m3/s) miatti kis vízsebesség és megnövekedett tartózkodási idő miatt a Budapest fölötti tározókban még nagyobb mértékű volt a kiülepedés, mint általában. Emiatt a víz átlátszósága olyan naggyá vált, ami már fénygátlást idézhetett elő. Emellett számottevő volt a zooplankton kifalása is. Pl. a planktonikus protozoa egyedszám jelentős volt, emiatt a protozoák algafogyasztása is. A perifiton vizsgálata azt mutatta, hogy nem volt számottevő a kiülepedés, a bevonatlakó algák mennyisége viszont kétszerese volt a korábbi időszakokénak. A Duna potenciális trofitása változatlanul hipertrófikus, amit a bevonat egész évben jelzett. Ugyanezt mutatta a fitoplankton is, kivéve a nyár végi fénygátlás időszakát. Ez is felhívja a figyelmet arra, hogy a vízminősítést több csoportra kiterjedően célszerű végezni (KISS ET AL. 2006). 1.2.3. Tápanyagok 1.2.3.1. Tavak Hazai vizeink jelentős része növényi tápanyagokkal bőségesen ellátott, közöttük csak elvétve található oligotrófikus víz, és a mezotrófikusokból sem sok. Jelentős részben a tavakra vonatkozóan írt részletes tanulmányt Padisák Judit, így az ott megfogalmazottakat megismételni, vagy más módon megfogalmazni nem kívánjuk (Padisák 2008).

12

Tavak esetében teszünk annyi kiegészítést, hogy a pikoplanktonra vonatkozóan emlékeztetünk néhány fehér szikes tavunkra, ahol pl. a madárvonuléások eredményeképp hipertrófikus állapotok jellemzőek, s ott a piko-méretű algák a fitoplankton „egyetlen”, jelentős képviselői (VÖRÖS ÉS MTS. AI 2005). 1.2.3.2. Folyóvizek Azok a magyarországi folyók, ahol a fitoplankton jelentős lehet, növényi tápanyagokban szinte kivétel nélkül bőségesen ellátott eutrófikus, vagy hipertrófikus vizek. Itt a tápanyagkínálat (potenciális trofitási szint) olyan mértékű, hogy tápanyag limitációról aligha beszélhetünk. A folyó aktuális trofitását elsősorban az évszakosság (ősz közepétől tavasz közepéig az aktuális trofitás kisvizes időszakokban is csak oligo-, oligo-mezotrófikus), a pillanatnyi vízjárás (áradások alkalmával általában oligotrófikus) és a vele szoros összefüggésben álló fényklíma (áradás esetén a fotikus réteg aránya jóval kisebb mint kisvizes időszakokban) határozza meg (KISS 1994). Természetesen minden monitorozás során elengedhetetlen a hozzáférhető N és P formák vizsgálata, mert az aktuális fitoplankton tömeg „megszokott” vagy „szokatlan” jellemvonásainak megértéséhez ez is föltétlenül szükséges. 1.2.4. Tartózkodási idő A fitoplankton együttesek kialakulása, éves változása szempontjából a tartózkodási időnek hazai természetes tavainkban, kisebb patakokra épült tározóinkban (ott ahol a tartózkodási idő sok hónapban, vagy akár év(ek)ben mérhető) nincs nagy jelentősége. Annál jelentősebb nagyobb folyóinkon épült tározók esetében (Duna, Tisza, Dráva, Körösök). Nagytömegű fitoplankton kialakulásához nagy folyóink esetében is szükség van 8-10 napra, ezért a tározókban a víz tartózkodási ideje legalább néhány napos kell legyen ahhoz, hogy magában a tározóban, ill. az alatta lévő folyószakaszon nagy abundanciájú fitoplankton jöjjön létre (KISS 1996). A tartózkodási időt elsősorban a folyó pillanatnyi vízhozama és a tározótér térfogata határozza meg. A Dunán, Tiszán áradások alkalmával a kisvízi vízhozamnak többszöröse vonul le, ennek megfelelően a kisvizes tartózkodási időhöz képest nagyvíz idején felére, harmadára, negyedére vagy ennél is rövidebb időre csökkenhet. A jelentős áradások alkalmával lecsökkent tartózkodási idő nem teszi lehetővé nagyobb fitoplankton tömeg kialakulását (ennél jelentősebb gátló tényező a megnövekedett áramlási sebesség, az árvíz okozta hígulás és elsősorban a megnövekedett lebegőanyag mennyiség miatt kedvezőtlenné váló fényklíma). Dunai, tiszai tapasztalatok alapján elmondható, hogy a vegetáció periódusban, nagyobb árhullámok levonulása után legkésőbb két héttel, ha helyreáll a korábbi hidrológiai helyzet (a korábbihoz hasonló lesz a vízhozam), a korábbi fitoplankton mind fajösszetételét, mind mennyiségi viszonyait tekintve újra kialakul. Teljes azonosság a korábbival természetesen legritkább esetben figyelhető meg, de a fő jellemvonások megegyeznek. Kisvizes időszakokban a duzzasztó fölötti tározótérben már néhány napos tartózkodási idő elegendő ahhoz, hogy a fitoplankton egyedszáma számottevően növekedjék. A Bősi-erőmű Dunacsúnyi-tározójában középvíznél általában 2 nap a tartózkodási idő, kisvizes időszakban 3-6 nap. A Dunacsúnyi-tározóban bekövetkezett trofitási szint növekedést részben saját vizsgálataink, részben szlovák kollegák eredményei alapján bizonyítani lehet (MAKOVINSKÁ 1998, MAKOVINSKÁ & HINDÁK 1999). Ez utóbbi dolgozat adataiból (is) egyértelműen látszik,

13

hogy a tározóban Pozsonytól Somorlyáig, pl. 1994-98-ban az átlagos a-klorofill tartalom 150160 %-ra emelkedett (KISS 1999). A tartózkodási idő növekedtével tovább csökken a vízsebesség. Ez lehetővé teszi a lebegőanyagok kiülepedése mellett a fitoplankton kiülepedését is. Esetenként a kiülepedés jelentős lehet, ami a vízminőség és a monitorozás szempontjából is fontos lehet. Erre a Tiszalöki-duzzasztó fölött tározóban megfigyelt változásokat mutatjuk be példaként. Az év döntő részében a fitoplankton biomassza nem túl magas, és a Tisza és Szamos találkozását követően jelentős változást Tiszalökig nem is tapasztalunk. A kilencvenes évek eleje óta azonban megfigyelhető, hogy májustól kezdődően a Szamos már jelentős biomasszájú fitoplanktonnal lép be Magyarországra (a klorofill-a tartalom meghaladja a 100μgl-1 értéket), s a magas klorofill-a tartalom még az ősz első felére is jellemző lehet. A két folyó találkozásakor a Tisza fitoplanktonjának mennyisége elenyésző, a Tisza így némiképp hígítja a Szamost. Kedvező időjárási feltételek esetén a fitoplankton mennyisége általában még Záhonyig nő, azt követően azonban a tiszalöki duzzasztómű irányában, a felszíni rétegben csökken, minimumát pedig éppen a duzzasztómű előtti szakaszon éri el. Ez különösen a nyár második felében figyelhető meg, amikor a Szamos fitoplanktonját döntően Cyclotella meneghiniana alkotja, ami egy nagyméretű, Centrales rendbe tartozó kovaalga faj. Ez a faj hordó alakú, ezért az alaki rezisztenciája csekély, mért ülepedési rátája jelentős (26μm s-1) (REYNOLDS 2006), ami egy napra vetítve több mint 2m, és amennyiben a vízáramlás sebessége csökken, leülepszik a mederfenékre. Ahhoz, hogy a tározás során fellépő ülepedés mértékéről pontos képet kaphassunk, a duzzasztó fölötti legmélyebb tározórészt kell vizsgálnunk. Itt mélységi mintákat kell gyűjteni, méterenként elkülönítve azokat. Nagyon fontos a közvetlen fenék közeli rétegből is gyűjteni. Összehasonlításképp a duzzasztó fölötti, már nem duzzasztott folyószakasz legalsó pontjáról oszlop mintavevővel gyűjtött mintát használjuk. Így lehet meghatározni az ülepedés mértékét, hisz ha csak felszín közeli mintát dolgozunk föl közvetlenül a duzzasztó fölött, ott a teljes vízoszlophoz képest jóval kisebb lehet a fitoplankton mennyisége. 1.2.5. Áramlási sebesség Tavak esetében meglepőnek tűnhet, hogy áramlási sebességről, mint a fitoplanktonra ható tényezőről beszélünk. Nem is arra gondolunk, hogy pl. a Balatonban ha a seiche jelentős, a Tihanyi-kútban az áramlási sebesség az 1 m s-1-ot is megközelíti. Az áramlás során fellépő turbulencia az, ami a fitoplanktonra jelentős hatású lehet. Sekély tavainkon kialakuló hullázásban a turbulens áramlások szintén számottevőek, ilyen értelemben említjük itt az áramlást. Köztudott, hogy a hullámzás turbulens áramlásai (mechanikai hatása) különösen viharos időben számottevő és a fitoplankton törékeny tagjait roncsolja. Vihar során a károsodása jól mérhető értéket érhet el. Ilyenkor a fonala fajok fonalai széttöredeznek, a kolóniás alakok kisebb kolóniákra, vagy akár egyes sejtekre eshetnek szét, de pl. a kovaalgák kolóniái (Asterionella formosa, Tabellaria fenestrata), vagy a törékeny vázú (Chaetoceros mülleri, Enthomoneis paludosa), vagy hosszú tű alakú fajai (Fragilaria ulna var. acus) összetörhetnek. A Balatonban pl. vihar után a cianobaktérium fonalak jelentős mértékben törtek darabokra. Vihar után a korábbi fitoplankton újjáalakulásához 2-4 napra szükség van vegetációi időszakban. Gyakori viharok pedig, az évszakhoz mérten jóval fajszegényebbé és kis egyedszámúvá változtatják az adott időszakra különben jellemző fitoplanktont. Folyóvizek esetébe az áramlási sebesség szelektív hatása nyilvánvaló. Természetes körülmények között a rohanó hegyi patakok, gyorsfolyású hegyvidéki folyók fitoplankton nélküliek, az itt, nyíltvízben található algák kivétel nélkül a bevonatból besodródott tichoplanktonikus fajokból állnak. Ha az áramlási sebesség 1,5-1 m s-1-ot eléri, elkezdődhet valódi, euplanktonikus fajokból álló fitoplankton kialakulása. Az itt megjelenő és szaporodó 14

algák jól alkalmazkodtak ehhez a vízsebességhez és a vele járó turbulenciához. Ebben a planktonban nagyobb faj és egyedszámot érhetnek el egyes Chrysophyceae fajok (elsősorban ostoros alakjaik), Centrales kovaalgák és néhány Pennales faj is, Cryptophyta fajok, s a Chlorophyta fajok közül főleg nyáron a Volvocales és Chlorococcales rend fajai (KISS & ÁCS 2004). Amennyiben a folyón több duzzasztót is építettek, a tározók kisebb áramlási sebessége kedvez a fitoplankton kialakulásának. A duzzasztott szakasz fölött, ahol a duzzasztás hatása már nem érvényesül a kérdés nem releváns, kivéve egy sokduzzasztós folyón. A Duna németországi szakaszán sok helyen úgy követik egymást a tározók, hogy az alsó duzzasztó vízszint növelő hatása gyakorlatilag eléri a fölötte lévő duzzasztót. Ilyen „sorozat” duzzasztás esetén, a fitoplankton szempontjából nem beszélhetünk duzzasztott szakasz alatti/feletti részről, azt egy hosszú, pulzáló áramlási sebességű tározó (tó) sornak tekinthetjük. A fitoplankton ilyen tarozó-sor esetén folyamatosan változik. Megőrzi a kicsit tavi-, kicsit eupotamofitoplankton jellemvonásait. Az egyedszám általában folyamatosan növekszik folyásirányban, a fajösszetétel lassan változik. A változások forrása legtöbbször a beömlő mellékfolyók, melyek nem csupán vízhozamukkal növelik a főfolyót, hanem az általuk szállított eu- és tichoplanktonikus fajokkal is. A beömlő folyók mind vízhozamukat, mind fajkészletüket tekintve nagyon változatosak. Ez az együttes hatás alakítja, formálja a főfolyó fitoplanktonját. (KISS & GENKAL 1996) 1.2.6. Betöményedés-higulás A VKI monitorozó program több olyan tavunkat is a vizsgálandók közé sorol, ahol a fitoplanktonra ható tényezők között a növekvő ásványi oldott anyag tartalom szerepet játszik. Olyan mértékű betöményedés, amivel már számolni kell és a fitoplnktonra is hatással lehet, a Fertőn, a Velencei-tavon és néhány nagyobb szikes tavunkon fordulhat elő. Ez utóbbiaknál gyakrabban. Szikes tavainkban, különösen az asztatikus tavakban tavasztó őszig jelentős a betöményedés, amit legegyszerűbben a vezetőképesség mérésével lehet nyomon követni. A tavaszi hóolvadás után viszonylag kis vezetőképességű a víz. Az ilyenkor kialakuló fitoplankton gyakran egyéb tavaink „édesvizi” algaegyütteseire hasonlítanak. A nyár előrehaladtával, ha nincs megfelelő vízutánpótlás, a sókoncentráció növekszik, a korábbi fitoplanktonból kiszorulnak a kis vezetőképességű vizekre jellemző fajok. A fajszám csökkenés mellett, előtérbe kerülnek a nagyobb sókoncentrációt tűrő szervezetek, melyek között szikeseinkben számos natronofil faj is megtalálható. A betöményedés ellentéteként az esetleges higulásról sem szabad elfelejtkeznünk. Most nem elsősorban arra a természetes jelenségre gondolunk, amikor a beszáradáshoz közel álló tóban pl. egy jelentősebb nyári esős időszakban a csapadék utánpótlás miatt számottevő mértékben csökkenhet a vezetőképesség, ami magával vonhatja a natronofil fajok visszaszorulását. Jó tanulmányozott példaként említjük a Szelidi-tavat, ami az 1960-as évekig egyik jellegzetes és jelentős szikes tavunk volt, gazdag, igen jól tanulmányozott algaflórával (HORTOBÁGYI 1960, SZEMES 1959). Ebben az időben a tó oldott sótartalma megközelítette a 3000 mg L-1 értéket és még 1974-ben is közel 2500 mg L-1 volt. Az 1970-es évek közepén a stabil vízellátás érdekében közvetve Duna-vizet vezettek a tóba és az jelentősen kiédesült (1976-ban az éves átlagos sókoncentráció 1000 mg L-1 értékű volt). A 2000-es évekre a dunai vízutánpótlás megszüntetése után a sókoncentráció ismét növekedett 2000 mg L-1 átlagértéket ért el. Az 1950-es évek második felére jellemző algaflóra a kiédesülés eredményeképp jelentősen megváltozott és napjainkra hiába közelítette meg az oldott sókoncentráció a korábbi értékeket, a hajdan volt algaflóra már nem alakult ismét ki (SCHMIDT és mts.ai 2007).

15

1.2.7. Vízinövény állomány hatása A vízinövény állomány hatása a fitoplanktonra egyrészt a tápanyagokért, másrészt a fényért folyó versengés formájában jelentkezik. Vízinövény állományon ebből a szempontból az alámerült és a víz felszínén élő növényeket értjük, mivel a partközeli régió zárt nádas, gyékényes állományában nem él fitoplankton. A vízinövények és a fitoplankton közti versengés a tavakban és azokban a lassan áramló vizekben jelentkezik, ahol az áramlási sebesség kisebb annál, mint ami a rögzült vízinövények megtelepedését lehetetlenné teszi. Ez 0,5 m s-1 vagy annál kisebb sebességre vonatkozik. Le kell azt is szögeznünk, hogy a vízinövény állomány a parti régióra korlátozódik, 2-2,5 m-nél mélyebb vizek, vízterületek már mentesek tőlük, így itt a fitoplanktonnal a versengés már megszűnik. Amennyiben tavasszal az alámerült növényállomány azt megelőzően ki tud fejlődni, hogy a fitoplankton jelentős tömeget alkosson és a tápanyagok kivonása, ill. árnyékoló hatása is elmarad, sekély vizeinkben a hínárállomány akár a teljes vízteret elfoglalhatja. Ilyen esetekben a fitoplankton mindig háttérbe szorul és jellegzetes fajösszetételű. Az utóbbi évek kutatásai mutatták ki pl. azt, hogy Myriophyllum és Utricularia állományok között fajgazdag Desmidiales flóra képes kifejlődni, amit a vízminősítésben is jól lehet használni (FEHÉR 2003, 2007). Amennyiben tavasszal a fitoplankton jelentősebb mennyiségben szaporodik el és a vízből fölhasználja a könnyen fölvehető növényi tápanyagokat, állománya pedig május közepéig megmarad, mind a tápanyagok kivonásával, mind jelentős árnyékoló hatásával megakadályozza, hogy a vízfenéken kicsírázó és fejlődésnek induló hínarak elérjék azt a vízréteget ahol már elegendő fény áll rendelkezésükre az intenzív fejlődéshez. Ilyen esetekben abban az évben hínármentes lesz a terület. Az alámerült hínárállományokhoz hasonló hatásúak a fitoplanktonra a tömegesen elszaporodó fonalas algák. 1-1,5 méternél nem mélyebb eutrófikus vizekben (tavak zártabb öbleiben) időről időre nagy tömegben szaporodhatnak el Cladophora, Spirogyra fajok, más fonalas algák (Chlorophyceae, Xanthophyceae fajok) társaságában. Számos esetben akár a teljes vízoszlopot be tudják nőni és ilyenkor kiszorítanak minden más növényt (Kiss & Szabó 198081). Ezekben a vizekben a fitoplankton nagyon alárendelt szerep játszik. Az úszó levelű vízinövények (vízitök, sulyom, rucaöröm, békalencse) a víz felszínén kiterülő leveleikkel, ha zárt állományt alkotnak, olyan mértékű árnyékolást jelentenek az alsóbb vízrétegekre, hogy ott a fitoplankton nehezen találja meg életfeltételeit. Ilyen vizekben fajszegény és kis egyedszámú planktonikus alga él. 1.2.8. Belső terhelés (vízvirágzások, toxikus hatások) A fitoplankton együttesek fajösszetételét, mennyiségi viszonyait jellegzetesen módosítják a vízvirágzások, amit akár egyfajta belső terhelésnek, erőteljes kompetíciós hatásnak tekinthetünk. A vízvirágzás fogalma a magyar szakirodalomban nem egységes értelmezésű. Figyelemre méltó, hogy Felföldy (1984) a vízvirágzás fogalmát a víz színe címszó alatt tárgyalja: „Ha planktonlények elszaporodása miatt van vízszineződés, az planktonszineződés. Ha a vízszineződést okozó algatömeg a víz felszínén, vagy a felszíni rétegekben tömörül, akkor és csak akkor vízvirágzás (neusztonszineződés) a neve. (a külföldi irodalom a vízvirágzást gyakran tágabb értelemben használja és minden szabadszemmel észlelhető palnktonszineződésre érti.).” Bár a klasszikus megközelítés etimológiailag nagyon kifejező, ma mind inkább tért hódít az általános megközelítés. Ennek alapján vízvirágzásról beszélhetünk akkor, ha a víztömegben szuszpendáltan nagyobb tömegben szaporodnak el

16

algák (egy, vagy több faj egyidejű tömegesebb jelenléte) és vízvirágzásról beszélhetünk akkor is, ha az algatömeg a vízfelszín közelében összetömörödve jelenik meg. Ez utóbbi esetben nem szükséges, hogy a teljes víztömegre vetítve nagy össz-algabiomassza legyen jelen, hiszen a vízfelszíni vízvirágzást azért is vesszük észre, mert egy helyre koncentrálódik az algatömeg (pl. a szél sodorja együvé azokat). A Velencei-tó déli partján több kevesebb rendszerességgel figyelhetünk meg Microcystis aeruginosa vízvirágzást, néhány 10 -100 m2-es foltokban. Itt az algatömeg 50-100 mg L-1-es biomassza értékek is elér, noha a teljes víztömegre vetítve csak néhány mg L-1-es a biomasszája. Vízvirágzás kialakulása vízminőségi szempontból gyakran kritikus helyzetet teremt, mint erről a fénnyel kapcsolatos fejezetben írtunk (a fitoplankton tömeg okozta fényklíma romlás jelentősen csökkenti a fotikus réteg vastagságát és az afotikus rétegben, ill. éjszaka anoxia is kialakulhat, minden velejáró kedvezőtlen következményeivel együtt). Vízvirágzások alkalmával gyakran szaporodnak el toxikus, vagy potenciálisan toxikus algák. Ezek a vízminőség szempontjából kritikus helyzetet teremthetnek. Emiatt bármikor vízvirágzást észlelnek egy vízben, azonnali vizsgálat indokolt, hogy kizárhassák a mérgezés lehetőségét. Az az általános vélemény, hogy egy (potenciálisan) toxikus faj elszaporodása elsősorban valamilyen fiziológiai többletnek köszönhető (táplálkozási stratégia, az adott körülményekhez jobban alkalmazkodott pigmentek, gázvakuólum stb.), amivel az adott populáció rendelkezik. Jelen ismereteink szerint magában az elszaporodásban csekély szerepe van a toxikus anyagcseretermékeknek. Azonban az is általános tapasztalat, hogy a kialakult vízvirágzás gyakran egy-fajos pl. „monocianobakteriális”, azaz eltűnnek, vagy legalább visszaszorulnak az egyéb alga- és cianobaktérium fajok. Ebben is szerepe lehet a fiziológiának (ki hogyan bírja a fokozódó árnyékolást, kevesebb tápanyagot stb.), de itt már fontos szerepe van a toxikus anyagcseretermékeknek. Itt tovább bonyolódik a kérdés. Azok a hagyományos alga és cianobakteriális toxinok, amelyeket ismerünk (toxikusak egérre, emberre, magasabb szerveződésű élő rendszerekre: mikrocisztinek, cilindrospermopszinok stb.), nem általánosan hatnak az algákra, egyes taxonok fajai számára teljesen indiferensek, míg másokra erősen hatnak (pl. a mikrocisztinek a Dinoflagellata, Cryptophyta fajokra, egyes zöldalgákra). Tehát a tényleges algatoxinok nem általánosan hatnak, azonban a vízvirágzást előidéző szervezetből (illetve annak tömegéből) szűkebb és szélesebb spektrumú algicid hatású anyagokat elég gyakran izolálnak (ezek ugyan nem toxinok számunkra de hasonlóan változatos anyagcseretermékek). Elfogadott vélemény, hogy ezek az anyagcseretermékek (toxinok és algicidek) csak akkor kritikusak más algákra ha az adott (termelő) szervezet elér egy kritikus egyedszámot (kritikus tömeget). Ez néhány fajnál pl. Prymnesium parvum néhány ezer milliliterenként, de más algáknál ennél több. Csak nagytömegű jelenlétük esetén várható, hogy ezen anyagoknak hatásuk van a víztér algamintázatára. Eutrófikus tavak, holtágak esetében okozhat komoly belső terhelést az, ha bármilyen ok miatt a fenék közeli rétegekben az oldott oxigén koncentráció néhány % alá csökken, vagy teljes anoxia alakul ki. Anoxikus körülmények között a fenéküledékben olyan bomlási folyamatok erősödnek, vagy válnak dominánssá, melyek méreganyagok, nehézfémek (szabad ammónia, kénhidrogén – pl. a halakra közvetlen veszélyforrás), s egyben növényi tápanyagok (N, P) felszabadulását eredményezhetik. Ez utóbbi a fitoplankton számára további tápanyag forrást jelent, növelheti a trofitást, ill. lassíthatja az oligotrofizálódást. Ez utóbbi pl. a Balatonban a korábbi oligo-, mezotrófikus vízminőség visszaállítását még hosszú évekre elodázhatja, mivel ott az üledék mélyebb, oxigén-szegény rétegeiben foszfor visszaoldódást eredményez.

17

1.2.9. Kifalás A fitoplankton fajösszetételére, mennyiségi viszonyaira kisebb, nagyobb hatást gyakorolnak a fogyasztó szervezetek. A fogyasztó szervezetek skálája nagyon széles. Más-más fogyasztók gyérítik a fitoplanktont a nyílt vízben és mások a partközeli régióban. A nyílt vízben fitoplanktonnal táplálkozó szervezetek nagyobbik része maga is planktonikus életmódú, de vannak közöttük a bentonhoz tartozók, ill. az algaevő fehér busa (Hypophthalmichthys molitrix) esetében a nekton tagja is. A nyílt vízben fitoplanktonnal táplálkozó szervezetek legkisebb tagjai a színtelen ostorosok, csillósok, melyek maguk is planktonikus fajok. Fitoplanktonnal is táplákozik számos amőba, de a napállatkák is fogyasztanak belőlük. Az egysejtű zooplankton algafogyasztása esetenként jelentős, bár erre vonatkozóan meglehetősen szűkösek az ismereteink. A Dunában pl. aggregátumokon táplálkozik az összes ostoros faj 48%-a, melynek jelentős része algafogyasztó (Kiss, Á.K. 2008). A Rotatoria, Cladocera, Copepoda fajok közül nagyon sok „köztudottan” fitoplanktonnal táplálkozik. Mint az egysejtű zooplanktonnal kapcsolatban rámutattunk, hogy vannak köztük olyan fajok, melyek életmódjukat tekintve nem euplanktonikusak, mégis fogyasztanak fitoplankton fajokat, a Rotatoria-k között is vannak olyan szesszilis fajok, melyek pl. fitoplankton kolóniák felületén legelve táplálkoznak (pl. Microcystis aeruginosa telepből egyenként csipegeti ki a sejteket). A zooplankton fogyasztása gyakran nagyon jelentős. Sok vízből leírták már, hogy a fitoplankton csúcsokat egy-két héttel Rotatoria csúcs, 2-4 héttel Cladocera, Copepoda csúcs követi. A zooplankton kifalása esetenként azt eredményezheti, hogy egy nagy abundanciájú fitoplankton együttessel jellemezhető tavat, melynek fajai túlnyomó részben fogyasztható és emészthető a zooplankton számára, szinte „algamentessé” szűri a zooplankton. Ilyen jelenségről számolt be Kiss & Szabó (1980-81), ahol egy szennyvíz-utótisztító tórendszer algás tavában a májusi fitoplanktonban gazdag vizet egy már-már a-klorofill mentes, Cladocera fajokban gazdag víz követte. Nagyon sok zooplankton faj szelektív táplálkozású, és csak neki tetsző algafajokat fogyaszt (egysejtű zooplankton fajoknál kimutatták, hogy kémiai receptoraik segítségével szelektálnak). Számos Cladocera, Copepoda faj méret alapján szelektál, hogy csak olyan partikulumok (a táplálékul szolgáló algák is annak számítanak) kerüljenek az emésztőrendszerükbe, amilyeneket minden valószínűség szerint meg is tudnak emészteni, vagy az emészthetetlenek akadálytalanul keresztül jutnak a béltarktusukon. Ismert az a jelenség is, hogy számos bekebelezett algafaj (pl. a nagyon vastag cellulóz – hemicellulóz sejtfalú Scenedesmus fajok, Chlorococcales) sértetlenül (emésztetlenül) jut keresztül a fogyasztó szervezet emésztőrendszerén. Ezek az algák a fogyasztó szervezet béltraktusában még külön táplálékot is föl tudnak venni. Így, ha kijutnak a fogyasztó szervezetből, akár azonnal osztódni képesek. Ez a jelenség nagyon erős szelekciós hatást fejthet ki a fitoplanktonra, mivel a fogyasztható és emészthető fajok száma ezzel csökken, az emészthetetleneké pedig növekszik. Számottevő lehet a rögzült szűrő szervezetek fitoplankton fogyasztása is. Itt elsősorban néhány tömegesen elszaporodó kagylófaj érdemel említést. Mind tavakban, mind azokban a folyóvizekben, ahol ezek a kagylók nagyobb állományt alkotnak, az általuk kiszűrt partikulumoknak számottevő része állhat algasejtekből. Például a vándorkagyló (Dreissena polymorpha) számos folyóvizünkben és tavunkban nagy tömegben található a litorális régióban, ahol jelentős mennyiségű vizet szűrnek át. A Balatonban pl. egy nap alatt akár 1,7

18

millió m3 vizet (ez a Balaton vizének 0,1 %-a) is átszűrnek, amit ezzel algamentessé is tesznek (BALOGH ÉS MTS.AI 2008). 1.3. A fitoplankton minősítési rendszer hazai vizsgálati eredményeinek rövid összefoglalása 1.3.1. A hazai minősítési módszerek áttekintése A hazai biológiai vízminősítés évtizedeken keresztül a merített planktonminta (gyakorlatilag fitoplankton) szaprobiológiai szempontú vizsgálatát (Pantle és Buck 1955) jelentette. A rendszer a hatvanas évek végétől szinte változatlanul működött, kisebb változtatások (Gulyás 1998) csupán az egyes fajok szaprobiológiai index értékét érintették. E változtatások szakértői becslésen alapultak, és hatásuk a rendszerre elhanyagolható volt. Felföldy (1974, 1987) a biológiai vízminősítés elméleti alapjainak bemutatásakor kitért a trofobionta rendszerekre, és egyértelműen jelezte, hogy hazai vizekre alkalmazva az irodalmakban ismert fitoplankton indexek nem működnek, a terhelésekkel szemben érzéketlenek. A rendszer gyengéire mutattak rá Borics és mtsai. (2002). Ezt követően már a VKI „szellemiségét” szem előtt tartva került kidolgozásra a hazai fitoplankton-alapú minősítés rendszer tavakra (Padisák és mtsai. 2006), majd folyókra is (Borics és mtsai. 2008). Mindkét módszer a fitoplankton összetétele alapján értékeli az adott vizet, alkalmazásuk a VKI terminológiáját használva csak metrika szintű értékelést jelent. 1.3.2. Stresszor specifikus minősítési rendszer kidolgozása A VKI egyértelműen meghatározza, hogy mely élőlénycsoportok figyelembevételével kell a felszíni vizek ökológiai állapotát értékelni, ugyanakkor nem tér ki arra részletesen, hogy konkrétan milyen minősítési rendszereket kell alkalmazni. Ez azonban csak részben jelent szabadságot a tagországok számára. Az Európai Unió a tagországokat oly módon segíti a megfelelő biológiai módszerek kidolgozásában és/vagy kiválasztásában, hogy támogatja a módszerek interkalibrációját. Ez az Interkalíbráció már több éve folyik, és számos olyan eredménnyel járt melyek konkrét segítséget nyújtanak ahhoz, hogy a megfelelő módszer kerüljön kidolgozásra. A témával foglalkozó legutóbbi hivatalos dokumentum (WG ECOSTAT 2009) részletesen kitér arra, hogy mely kritériumoknak kell a biológiai minősítő módszereknek megfelelniük, azaz mik a feltételei a „VKI kompatibilis” biológiai módszereknek. Ezek valamennyi élőlénycsoportra nézve az alábbiak: • • •

fajokon kell, hogy alapuljon, stresszor specifikus kell legyen, olyan határértékeket kell használjon, melyek biológiai relevanciája igazolt.

1 fajokon kell, hogy alapuljon Ez a kitétel azt jelenti, hogy a felmérés során törekedni kell a faji szintű határozásra. Az alapadatoknak tehát a fajokra kell vonatkozniuk. Ez nem jelenti ugyanakkor azt, hogy a fajok ökológiai háttérmintázatának ismeretében nem végezhető el bizonyos csoportosítás. Sőt ez gyakorlatilag elkerülhetetlen, hiszen ez pl. a szaprobitási vizsgálatok során is megtörténik oly módon, hogy bizonyos szervezetek azonos szaprobitási értékkel ill. súlyfaktorral látják el. A csoport képzés legismertebb példái a taxonómiai alapú fitoplankton indexek (Jarnefelt 1952, Nygaard 1955) de ilyenek a hazai fejlesztésű fitoplankton indexek is (Padisák et al. 2006, Borics et al. 2008). A biológiai módszerekkel szemben tehát elvárás, hogy konkrét számot adjanak. Ez a szám (metrika) a fajok relatív abundanciáján, ill. abszolút mennyiségén kell alapuljon. 19

2 stresszor specifikus kell legyen Elvárás, hogy a biológiai módszerek által adott értékek ne valamiféle szubjektív benyomást jelenítsenek meg az adott vízzel kapcsolatosan, hanem matematikai formulákkal egyértelműen leírható, számszerűsíthető kapcsolatban kell álljanak bizonyos terhelési mutatókkal. A fitoplankton alapján első megközelítésben az oldott növényi tápanyagok jöhetnek szóba, de hazai tapasztalatok alapján a szerves terheléssel, vagy bizonyos hidromorfológiai beavatkozásokkal kapcsolatos összefüggések is elképzelhetők. 3 olyan határértékeket kell használjon, melyek biológiai relevanciája igazolt. A biológiai módszerek által adott index értékeit 5 osztályba kell sorolni. Ez a kategorizálás nem történhet pl. egyenlő osztályok mechanikus képzésével. A VKI normatív definíciója szerint a jó és közepes ökológiai állapot határán olyan jelenségnek kell történnie, mely határozottan jelzi, hogy az adott víztérben kedvezőtlen folyamatok zajlanak, melyek miatt jó ökológiai állapotról már nem beszélhetünk. 1.3.3. A fitoplankton alapú hazai minősítési rendszerek jelenlegi állapota a VKI kritérium rendszerének ismeretében 1.3.3.1. Fajszintű rendszer kritériumainak való megfelelés A VKI azzal a megkötéssel, hogy a minősítési rendszereknek fajszintűeknek kell lenniük azt kívánja elkerülni, hogy a minősítési rendszerek csupán durva taxonómiai felbontáson alapuljanak, elzárva a későbbi finomítások lehetőségét. A másik indok az, hogy már most is kellő ismereteink vannak afelől, hogy a magasabb taxonómiai kategóriák ökológiai szempontból nem homogének. A faji szintű értékelés azonban nem jelenti feltétlenül azt, hogy a faji szintű feldolgozást követően az azonos, ill. hasonló ökológiai igényű szervezeteket ne lehetne csoportokba rendezni. Erre példa a Skandináv országok által használt vízvirágzást okozó cianobaktériumokon alapuló metrika. A hazai módszerek (Padisák és mtsai. 2006; Borics és mtsai. 2008) kialakítása során figyelembe kellett venni, hogy víztípusaink sajátosak és minősítésükkor nem lehet egy egyszerű trofitási skálára alapozni. A fitoplankton asszociációkon (funkcionális csoportokon - Reynolds 2002) alapuló módszer lehetővé teszi, hogy a trofitás mellett egyéb az adott víztípus szempontjából fontos sajátságok (magas sótartalom), ill. egyéb terhelések (szerves terhelés) kerüljenek előtérbe. A hazai módszer faji szintű határozást igényel, s így megfelel az 1 sz. pont követelményének. 1.3.3.2. Stresszorspecifikus jelleg A VKI –ben és a végrehajtását segítő útmutatókban is hangsúlyozottan megjelenik az az igény, hogy a használt metrika és a terhelés értéke között legyen összefüggés. Ennél többet azonban az útmutatók nem mondanak. Ez több tekintetben is vitathatatlanul szabadságot jelent a módszerek fejlesztőinek. Nincs megadva, hogy a milyen R2 érték az elvárt, ill. az sem, hogy mi értendő a terhelés alatt. A fitoplankton esetén a terhelésként elsősorban a növényi tápanyagok jöhetnek szóba, de eutróf rendszereknél, ahol a tápanyagok koncentrációja meghaladja a limitáció mértékét gyakran semmiféle összefüggés nem mutatható ki. Jóllehet a fitoplanktont alkotó szervezetek jelentős része autotróf szervezet, de akadnak közöttük mixotrófok is, ami egyben azt is jelenti, hogy a szerves terhelés indikációjára képesek. (Ez természetesen nem újdonság, hiszen csaknem valamennyi algafaj részét képezte a szaprobiológiai rendszereknek.) Azoknál a víztípusoknál melyeket szerves terhelés érhet, a fitoplankton metrikák összevetése a szerves terhelés valamely mérőszámával szükségszerű. Elképzelhető bizonyos összetett stresszor kialakítása is, melyben több terhelés egyetlen 20

mérőszámmá van gyúrva, de erre még igen kevés próbálkozás történt. (Németországban az összfoszfor és a klorofill együtt szerepelnek stresszorként, ennek használhatósága azonban még vitatott.) A 2008-évi hazai munkák eredményeként a fitoplankton összetételének metrikája mellett, kialakításra került egy a vizek a-klorofill tartalmán alapuló metrika is. Lehetőség van arra, hogy vizsgáljuk, miként változik ezeknek a metrikáknak az értéke a különböző stresszorokkal szemben. Első lépésben vizsgáltuk a vizek összes foszfor tartalma és a a-klorofill tartalom közötti összefüggést állóvizek esetén (1. ábra) . A klorofill-a és az ös sz fosz for t art alom k apc solata haz ai állóviz ek ben (Balaton nélkül)

10000

1000

100

10 y = 3,4721x 2

R = 0,1534

1 1

10

100

1000

1. ábra. Az összes foszfor és a a-klorofill aktuális értékei közötti kapcsolat hazai állóvizeink esetén.

21

Az összes foszfor és a klorofill-a tartalom éves átlagai közötti összefüggés a hazai állóvizekben (Balaton nélkül) 1000

100

10

y = 0,1431x R2 = 0,1721

1 1

10

100

1000

10000

2. ábra Az összes foszfor és a a-klorofill éves átlag értékei közötti kapcsolat hazai állóvizeink esetén. (A Balaton nélkül) Mind az aktuális, mind pedig az éves átlag értékekre igaz (2. ábra) , hogy az összefüggés gyenge, jóllehet szignifikáns. Egy újabb technikát alkalmazva (LOWESS) a vegetációperiódus a-klorofill értékeinek átlaga az összes foszfor tartalom függvényében érdekes változást mutatott (3. ábra). Nem besorolt klorof ill = Low ess 450 400 350 300

klorofill

250 200 150 100 50 0

2000

600 700 800 900 1000

500

400

300

200

60 70 80 90 100

50

40

30

20

-50

összf oszf or

3. ábra Az összes foszfor és a a-klorofill éves átlag értékei közötti kapcsolat elemzése hazai állóvizeink esetén LOWESS (Locally weighted scatterplot smoothing) technikát alkalmazva

22

Az ábrán, a ráillesztett görbe alapján egy enyhe növekedés látható 100μg/l értékig, míg 100 és 300μg/l értékek között összefüggés nem volt megfigyelhető. Ugyanakkor 300μg/l érték fölött egy látványos emelkedés indult. Ez azért érdekes, mert ez alapján arra következtethetünk, hogy a foszfor szerepe a limitáló értékeket meghaladó tartományban sem hanyagolható el. Vízfolyások esetén hasonló összefüggések vizsgálatára nincs lehetőség, részben azért mert összes foszfor mérés folyók esetén nem történt. Másrészt a vízfolyások esetén a lebegőanyag tartalom és a tartózkodási idő olyan változók, melyek nagymértékben befolyásolják az elsődleges termelés és a tápanyagok kapcsolatát. A fitoplankton összetétel alapján képzett Q metrika stresszorfüggése szintén vizsgálható. Erre legjobb lehetőség a sekély tavaink esetén van (13-as tótípus), ahol kellő számú adat áll rendelkezésre, s a kiváló és a rossz állapot is egyaránt reprezentálva van (4. ábra). NormEQR KOIp

NormEQR Chl-a

y = -18,525Ln(x) - 1,1812 R2 = 0,3605

y = -99,394Ln(x) - 53,508 R2 = 0,3241

250

1600 1400

200

1200 1000

150

800 100

600 400

50

200 0 -2000,00

0,20

0,40

0,60

0,80

NormEQR KOIcr y = -34,793Ln(x) + 12,48 450 R2 = 0,324 400 350 300 250 200 150 100 50 0 0,00

0 0,00

1,00

0,20

0,40

0,60

0,80

1,00

NormEQR NH4n y = -0,3259Ln(x) - 0,0359 R2 = 0,1689 7 8 6 5 4 3 2 1

0,20

0,40

0,60

0,80

1,00

0 0,00

0,20

0,40

0,60

0,80

1,00

4. ábra Kémiai háttérváltozók és a Q metrika közötti összefüggés sekély tavak esetén. A fitoplankton összetételén alapuló Q index szignifikáns összefüggést mutat a szerves terhelés paramétereivel. (az adatbázis összes foszfor értékeket nem tartalmazott). Tekintettel arra, hogy a Q értéke pusztán taxonómiai alapú, autokorrelációról nincs szó. Lehetőség van arra is, hogy a a-klorofill metrika és a fitoplankton metrika normalizált értékeinek átlagaként képezett index hazai fitoplankton index (HLPI) stresszorfüggését vizsgáljuk (5. ábra).

23

y = -53,305Ln(x) + 13,548 R2 = 0,661

HLPI - KOIcr 450

y = -27,618Ln(x) - 2,0118 R2 = 0,7155

HLPI - KOIp 250

400 200

350 300

150

250 200

100

150 100

50

50 0 0,00

0,10

0,20

0,30

0,40

HLPI - BOI

0,50

0,60

0,70

0,80

0 0,00

0,90

y = -3,6114Ln(x) + 2,2397 2 R = 0,3691

0,10

0,20

0,30

0,40

8

25

7

0,60

0,70

0,80

0,90

y = -0,2928Ln(x) - 0,0159 R2 = 0,2833

HLPI - NH4N

30

0,50

6 20

5

15

4 3

10

2 5

1

0 0

0,1

0,2

0,3

0,4

0,5

0,6

0,7

0,8

0,9

0 0,00

0,10

0,20

0,30

0,40

0,50

0,60

0,70

0,80

0,90

y = -0,2047Ln(x) + 0,2917 R2 = 0,1218

HLPI - Ásv. N 8 7 6 5 4 3 2 1 0 0,00

0,10

0,20

0,30

0,40

0,50

0,60

0,70

0,80

0,90

5. ábra Kémiai háttérváltozók és a Tavi fitoplankton index közötti összefüggés sekély tavak esetén. A fenti ábrák tanúsága szerint a fitoplankton index és számos, főként a szerves terhelés mérőszámaként használt kémiai mutató értéke között szoros összefüggés mutatható ki. Ebben van bizonyos autokorreláció is, hiszen a magasabb a-klorofill tartalom egyben nagyobb biomasszát, azaz nagyobb szerves anyag tartalmat is jelent, ami megjelenik a klorofill metrika értékében. Jelentősnek mondható ugyanakkor regresszió értéke az ammóniumion tartalommal is mely esetén azonban autokorrelációról nem beszélhetünk. A fenti összefüggések a tekintetben is érdekesek, hogy a fitoplankton a növényi tápanyag terhelés indikációjára hivatott élőlény csoport, s nem a szerves terhelésé. Ez azonban nem jelenti azt, hogy erre nem is használható. (A bentikus kovaalgák esetén szintén találunk szaprobitás indexeket) A fitoplankton reakciója ugyanakkor nem meglepő, hiszen mind álló, mind folyóvizeink esetén mái napig a legkomolyabb terhelést a szerves anyagok okozzák. A folyók esetén a tisztítatlan szennyvizek, a tavak esetén pedig a horgászat során vízbe kerülő etető anyagok. Az, hogy a fitoplankton nemcsak a trofitás de a szaprobitás indikációjára is

24

képes azért is fontos, mert a tavak ökológiai állapotának értékelésére jelenleg még az egyéb élőlénycsoportok alapján meglehetősen korlátozottak a lehetőségeink. 1.3.3.3. Határértékek megadása A fitoplankton indexet alkotó metrikák határértékeinek megadása statisztikai alapon történt. Ez csak akkor tekinthető „VKI kompatibilis” eljárásnak, ha a leíró statisztikák nem a teljes tó vagy „folyópopulációra” vonatkoznak, hanem a referenciális (esetleg kiváló) vizekre. Ez a folyók esetén több típuscsoportban így történt, de a tavak esetén nem. A a-klorofill metrika határértékének megadása történhet úgy, hogy próbálunk egy olyan változót találni, amely kapcsolatban van a tavak a-klorofill tartalmának változásával, s értékének valamely markáns változása a a-klorofill tatalom adott értékéhez. (vagy akár a fitoplankton összetételének változásához köthető). Ez hasonlóan a LCB GIG-ben alkalmazott módszerekhez, történhet a makrofitonok valamely jellemzőjének (kolonizációs mélység, fajösszetétel? diverzitás) változása alapján.

2. A stresszor-specifikus fitoplankton minősítő rendszer kidolgozását megalapozó elemzések, valamint kiegészítő vizsgálatok megtervezése, a főbb stresszorok és a fitoplankton indikatív paramétereinek korrelációja 2.1. Terhelés-hatás elemzések A felszíni vizeket érő terhelések különböző formáira (tápanyag, szerves terhelés, hőterhelés, toxikus anyagok, stb.) a fitoplankton – hasonlóan az egyéb élőlény együttesekhez – más és más választ ad. A terhelések és válaszok valamennyi típusának elemzésére nincs mód, mivel pl. sem a hőterhelés, sem pedig a toxikus anyagok hatásának vizsgálatához nem áll rendelkezésre kellő adat. Lehetőségünk van ugyanakkor arra, hogy a legproblematikusabbakat, így a tápanyagok és a szerves anyagok hatását vizsgáljuk. Az élőlény együtteseknek a környezetükben bekövetkező változásokra adott válasza a populációk méretének és összetételének – mint indikatív paramétereknek – a megváltozásában jelenik meg. Nincs ez másképp a fitoplanktonnál sem, ahol az összetételben bekövetkező változások mikroszkópos vizsgálatokkal, a mennyiségi változások pedig a klorofill-a tartalom mérésével rutinszerűen követhetők. Az elemzések és a kutatások tervezése során is e két mutatóval lehet számolnunk, mint lehetséges mérőszámokkal. (A fitoplankton mennyiségének extrém növekedése olykor vízvirágzásokhoz is vezet. Ez a jelenség látványos és gyakran vízhasználati szempontból kifejezetten káros jelenség, ezért a Víz Keretirányelv ajánlásaiban is megfogalmazást nyert, miszerint olyan minősítési rendszert kell kidolgozni, amiben a vízvirágzások gyakorisága is szerepet kap. Ugyanakkor a vízvirágzások definíciója jelenleg hiányzik, és így ennek vizsgálatától jelen munkánk során eltekintünk.) Egyes kérdések megválaszolása a jelenleg létező adatbázisok alapján is elvégezhető, többnyire azonban célzott vizsgálatokra van szükség. 2.2. A monitoring-adatok áttekintése, a meglévő adatbázis alapján elvégezhető vizsgálatok A jelenleg létező felszíni vizes adatbázisban hozzávetőleg másfél évtizedre visszamenőleg találunk klorofill-a adatokat, ill. olyan háttérváltozókat, mint az ortofoszát ionok, az ásványi

25

nitrogénformák, vagy a folyók esetén fontos lebegőanyag tartalom. Az összes foszfor koncentráció sajnos csak néhány állóvíz esetén elérhető. A fitoplankton taxonómiai összetételére vonatkozó adatoknak töredéke van elektronikus formában. Számuk így sem kevés, de az adatbázis e tekintetben inhomogén, és ebből adódóan bizonyos vízfolyás és tótípusok ill. szennyezés típusok esetén nem kellően robosztus. 2.2.1. A növényi tápanyag tartalom és a fitoplankton közötti kapcsolat A legfontosabb elemzések a növényi tápanyag tartalom és a fitoplankton mennyiségi viszonyait jellemző klorofill-a tartalom közötti kapcsolat feltárására kell irányuljanak. Ezek célja, hogy határértékek ill. a mérnöki gyakorlat számára célkoncentrációk kerüljenek megállapításra. Kiemelt fontosságú az összes foszfor tartalom és a klorofill-a tartalom közötti összefüggés vizsgálata a „tavas adatbázis” adatai alapján. Ennek során a nemzetközi irodalomban leggyakrabban alkalmazott, logaritmikus skálán megadott adatok közötti lineáris regresszió vizsgálata ajánlható (Dillon & Rigler 1974, OECD 1982, Rast & Lee 1978, Vollenweider 1976), megadva az R2 értékét és természetesen azt, hogy szignifikáns-e a kapcsolat. Az összes foszfor tartalom és a fitoplankton összetételének vizsgálata szintén fontos lehet, mert elképzelhető, hogy a magas összes foszfor koncentráció tartományban a klorofill-a tartalommal történő összevetés nem mond semmit a rendszerek működéséről. E vizsgálatok konkrétan arra kell irányuljanak, hogy van-e összefüggés az össz. foszfortartalom és az egyes funkcionális csoportok előfordulása között. Itt kell megjegyeznünk, hogy a minősítési rendszerekben használt Reynolds-féle funkcionális csoportok (Reynolds et al. 2002) nem arra lettek kifejlesztve, hogy általuk ökológiai minősítést végezzünk. Ez természetesen nem jelenti azt, hogy erre nem is használhatók, hiszen ez mind tavak mind pedig folyók esetén igazolt. Tudni kell azonban azt, hogy ezek a funkcionális csoportok kisebb adatbázisok alapján kerültek definiálásra s vélhetően a hazai vizekhez hasonlóak ebben az adatbázisban nem voltak fölülreprezentálva. A szerzők (Reynolds et al. 2002) maguk is felhívják a figyelmet arra, hogy számos funkcionális csoport esetén szükségesek a finomítások. Minősítés az egyes taxonok relatív arányától függ. Egy ilyen rendszer tartalmaz az adott változók szempontjából szenzitív és toleráns taxonokat is. A minősítő rendszerben a szenzitív taxonok (ill. funkcionális csoportok) „hangsúlyosabbá” tétele a megfelelő víztípusok és kiemelt változók vonatkozásában kulcskérdés, és minden valószínűség szerint a gyarapodó eredmények birtokában megoldható (erre a folyóvizek esetén már voltak törekvések (Borics és mtsi. 2007, Várbíró és mtsi. 2007), de a továbbiakban is folyamatos feladatot jelent. Ugyancsak választ adhat az adatbázis elemzése arra is, hogy hol húzódhatnak a minősítés szempontjából fontos taxonok tolerancia határai. Ezek megadása a kémiai határértékek megállapításához nyújthat segítséget. Az összes foszforhoz hasonlóan a fent említett elemzéseket az ásványi nitrogén tartalom tekintetében is el lehet végezni, jóllehet ennek relevanciája a légköri nitrogén fixációjára képes cianobaktériumok jelenléte miatt többnyire csekély. Az alábbi két ábra a hazai fitoplankton index értékének alakulását mutatja be az ásványi nitrogén tartalom és az ammónium ion koncentráció függvényében sekély tavak esetén.

26

y = -0,2047Ln(x) + 0,2917 R2 = 0,1218

HLPI - Ásv. N 8

8

7

7

6

6

5

5

4

4

3

3

2

2

1

1

0 0,00

0,10

0,20

0,30

0,40

0,50

0,60

0,70

0,80

0,90

y = -0,2928Ln(x) - 0,0159 R2 = 0,2833

HLPI - NH4N

0 0,00

0,10

0,20

0,30

0,40

0,50

0,60

0,70

0,80

0,90

6. ábra Kémiai háttérváltozók és a Tavi fitoplankton index közötti összefüggés sekély tavak esetén. Az ásványi nitrogén tartalom mindössze 12%-ban, míg az ammónium ion koncentráció 28%ban magyarázza az index varianciáját (6. ábra). Az ammónium ion koncentrációval történő összevetés magasabb R2 értéke azzal magyarázható, hogy a magas ammónium ion koncentráció a vízvirágzások idején mérhető, s ezt az állapotot az index is jól jellemzi. Az ásványi nitrogéntartalom magasabb értékei azonban többnyire akkor magasak, amikor a fitoplankton biomasszája alacsony, s ennek megfelelően az index értéke is. Az összes nitrogén és az index kapcsolatának elemzéséhez az adatbázis nem tartalmazott adatot. 2.2.2. A vizek szerves anyag tartalma és a fitoplankton közötti kapcsolat A szerves anyag tartalom és a klorofill-a tartalom vizsgálata több ok miatt is abszurdnak tűnhet. Egyrészt a szerves anyag nem közvetlenül növényi tápanyag, másrészt ebben az összevetésben egyértelmű autokorrelációról is szó van. Az algák alapvetően autotróf élőlények, de számos csoportjukra a mixotrófia jellemző, így ezek szerepeltetése a szaprobiológiai indikátorok között evidens. A pusztán autotróf szervezetek pedig a miatt vehetők számításba, mert különbözőképpen reagálnak a szerves terhelés következtében jelentkező anaerobiára, toxikus anyagokra (H2S, NH3), vagy a heterotróf szervezetek jelenlétére (FELFÖLDY 1987). Mindezek miatt a szerves anyag tartalom és a fitoplankton összetételének vizsgálata különös jelentőséggel bír. Arra kell keresni a választ, hogy van-e összefüggés a BOI, KOI, vagy az ammóniumion koncentrációja és az egyes funkcionális csoportok előfordulása között. Ezt mind a tavak, mind pedig a vízfolyások adatbázisán el kell végezni. (A legnagyobb klorofill-a koncentrációval általában az túlhalasított és túletetetett, szerves anyagban rendkívül gazdag sekély tavak rendelkeznek. (BORICS ÉS MTSI. 2000)) Ezek a vizsgálatok segítséget nyújtanak ahhoz is, hogy a funkcionális csoportokat finomítsuk, és amennyiben szükséges a hazai viszonyoknak megfelelően módosítsuk. Az alábbiakban a szerves terhelés fontosabb jellemzői (KOIp, KOICr, BOI) és fitoplankton összetételét jellemző Q metrika normalizált értéke közti összefüggést mutatjuk be sekélytavi példán (7. ábra).

27

NormEQR KOIp

NormEQR KOIcr y = -34,793Ln(x) + 12,48 450 R2 = 0,324

250 y = -18,525Ln(x) - 1,1812 200

R2 = 0,3605

150 100 50 0 0,00

0,20

0,40

0,60

0,80

1,00

400 350 300 250 200 150 100 50 0 0,00

0,20

0,40

0,60

0,80

1,00

NormEQR BOI y = -0,5554Ln(x) + 3,8305 R2 = 0,021

30 25 20 15 10 5

0 0,00

0,20

0,40

0,60

0,80

1,00

7. ábra A KOIp, KOICr, BOI és fitoplankton összetételét jellemző Q metrika normalizált értéke közti összefüggés Az ábrák tanúsága szerint a fitoplankton összetételét jellemző Q metrika értéke csak a kémiai oxigén igény értékeivel mutat szoros kapcsolatot. A BOI esetén tapasztalható alacsony R2 érték annak köszönhető, hogy a kedvezőnek ítélt kodonok jelentős aránya (magas Q érték), olykor jelentős biomasszával (s egyben jelentős oxigén elvonással) is társul. 2.2.3. A fitoplankton elemszintű értékelése Mind a klorofill-a mind pedig a fitoplankton összetétele alapján képezett Q érték (PADISÁK ÉS MTSI. 2006, BORICS ÉS MTSI. 2007) egy-egy metrika. Az elemszintű értékelés csak ezek valamiféle egyesítése során valósulhat meg. A metrikák egyesítésével nyert értéket szintén össze kell vetni a fent említett háttérváltozókkal. 2.2.4. A lebegőanyag tartalom és a klorofill-a tartalom közötti összefüggés vizsgálata folyók esetén. A vízfolyások aktuális trofitását elsősorban a tartózkodási idő és a fényklíma befolyásolják (KISS 1985, 1994, KISS ÉS MTSI. 1998). Ez utóbbi a meteorológiai helyzettől és a lebegőanyagok koncentrációjától függ. E vizsgálat során arra keressük a választ, hogy a lebegőanyagok adott koncentrációi esetén milyen klorofill-a értékek várhatók, ill. melyek a lebegőanyag tartalom azon jellemző értékei, amelyek esetén nagyobb fitoplankton biomassza kialakulására nincs lehetőség. Ez utóbbi ismeretében akár a klorofill-a méréseket, vagy a még munka és költségigényesebb mikroszkópos vizsgálatokat el sem kell végezni.

28

2.3. Célvizsgálatok probléma típusokra A felszíni vizek monitoringja során, fix pontokon, adott gyakorisággal végeznek mintavételeket a hatóságok laboratóriumai. Ezek a vízfolyások egészét tekintve nem összehangolt módon történnek. Kellően nagyszámú minta esetén az így nyert adatok is alkalmasak lehetnek arra, hogy a teljes folyót értékeljük, de pl. a konkrét, pontszerű terhelések hatása, azok eliminálódása nem megfogható, holott a beruházások esetén ezek elsődleges fontosságúak. A jelenleg is meglévő, de kellően föl nem tárt pontszerű terhelések lefolyásának, ill. eliminálódásának megismerése nagymértékben segítheti a jövőbeni beruházások lehetséges hatásainak, kockázatainak modellezését. Ehhez azonban a jelenlegi adatbázis nem nyújt lehetőséget, ezért a problémára irányuló célvizsgálatokra van szükség. Az alábbiakban néhány fontos területet mutatunk be. 2.3.1. Termálvizek Magyarország sajátos geológiai adottsága a termálvizek bősége. E vizek használatuk során veszítenek hőmérsékletükből, és amikor valamelyik vízfolyásba bocsátják őket, s a befogadók hőmérséklete többnyire már csekély mértékben emelkedik. Nem valószínű tehát az, hogy a bevezetések a fitoplankton mennyiségét ill. minőségi összetételét nagymértékben befolyásolnák. A termálvizek azonban rendkívül magas sótartalmúak, ami már jóval komolyabb problémát jelenthet. Nagy vízhozamú befogadó esetén a probléma mérsékelten jelentkezik, azonban kisebb befogadó esetén, vagy akkor, ha a használt vizet sósvíztározókban tárolják a hatás nem ismert. Mivel arra vonatkozóan, hogy a vizek sótartalma miként hat a fitoplankton összetételére és esetleg mennyiségi viszonyaira adataink nincsenek, e téren konkrét vizsgálatok szükségesek. Sósvíztározók mikroflórájának rendszeres vizsgálatára lenne szükség, összpontosítva arra, hogy a magasabb sótartalom miatt nem áll-e fönn annak veszélye, hogy bizonyos cianobaktérium fajok relatív gyakorisága veszélyes mértékben megnő. 2.3.2. Holtágak terhelése Az állóvizek sajátos hazai típusát (a hazai tótipológia több típusába is tartoznak) képezik a holtágak. Ezek elongált volta, szelektől többnyire védett medre lehetővé teszi azt, hogy a hossztengelye mentén akár lényeges vízminőségi/ökológia különbségek is kialakuljanak. Gyakran figyelhetők meg pontszerű terhelések, vagy olyan diffúz terhelések, melyek a tavak egy adott szakaszát érintik. Fontos lenne megvizsgálni azt, hogy ezek a terhelések miként éreztetik hatásukat a holtágak távolabbi pontjain. Ez elengedhetetlen azokban az esetekben, amikor a holtágak több célú hasznosítását tervezik. Ezek a vizsgálatok szorosan kapcsolódhatnak azokhoz, melyeket a holtágakon végzendő reprezentatív mintavételek esetén tervezünk. E vizsgálatok a területi szervek operatív monitoringjának keretein belül elvégezhetők, évi egy alkalommal. A vizsgálatra valamennyi jelentősebb kiterjedésű holtágunk alkalmas, így pl a Tiszaluci Holt- Tisza, Tiszadobi Holt- Tisza, Szarvasi Holt Körös. (A tiszadobi Holt Tisza esetén ilyen jellegű vizsgálatok már folytak, az eredményeket még nem publikálták) 2.3.3. Vízfolyások hossz- szelvény vizsgálata A legnagyobb vízfolyások esetén még a hetvenes években is rendszeresen történtek vízszál követő mintavételek. Ilyen típusú vizsgálatoknak különösen a Tisza esetén lenne jelentősége, mert a folyó sok, jelentősnek mondható nagyobb (Túr, Szamos, Kraszna, Bodrog, Sajó, Hármas-Körös, Maros), és több kisebb, ám gyakran erőteljesen terhelt vízfolyást is fogad. Ezeket a vizsgálatokat a fitoplankton szempontjából nyári, kisvizes időszakban kell

29

elvégezni, amikor nagyobb biomasszájú plankton jellemzi mind a Tiszát, mind pedig a befolyókat. A nagy, vagy közepes vizek jelentősége a fitoplankton szempontjából kisebb, (árvizek esetén gyakorlatilag nulla), de az egyéb terhelések szempontjából egyértelműen fontos. E vizsgálatok eredményeként választ kapunk arra, hogy az adott terhelés miként eliminálódik, s eközben mi történik a plankton elemeivel. Ezek a vizsgálatok kivitelezhetők hajóról, úgy ahogyan azt a hetvenes években is végezték, ill. ahogy az a Duna expedíciók során is történik. Megoldható azonban a vízszál követése úgy is, hogy a vízsebesség ismeretében a megfelelő időpontokban vizsgáljuk az adott szelvényeket. Ez a jelenlegi monitoringot üzemeltető apparátussal is kivitelezhető, és költsége is jóval alacsonyabb. 2.3.4. A vizek tározása és duzzasztása. A századforduló táján vízhasznosítási igények is jelentkeztek és megkezdődött a különböző vízfolyások duzzasztása, csatornázása, melynek célja az öntözési vízigények gravitációs biztosítása, valamint a hajózáshoz szükséges mélység kialakítása. Ennek eredményeként vízfolyásainkon olyan állapotok alakultak ki, melyek a nyári ún. kisvizes időszakban állóvízi jelleget alakítanak ki a fitoplankton szervezetek vonatkozásában (UHERKOVICH 1971). A tározásnak azonban nem feltétlenül jelentkezik a káros (eutrofizációt növelő) hatása. (A Tiszalöki Vízlépcső ülepítő hatása pl. egyértelműen csökkenti a trofitást.) Duzzasztott vízfolyások vizsgálatával kellene megállapítani azt, hogy az adott típusú vízfolyás esetén milyen mértékű tározás az, ami még nem eredményez jelentős minőségromlást. Ilyen jellegű vizsgálatokat ott célszerű végezni, ahol csupán meder tározás történik. Ilyenek a Körösök (Békésszentandrás), Tisza (Tiszalök) Rába (Nick) Hernád (Bőcs) továbbá valamennyi hegy és dombvidéki tározónk. Azon vizek esetén a hol a tározás eredményeként bonyolult tórendszerek sokasága keletkezett (Kisköre) az ilyen jellegű vizsgálatok hozadéka a kezelhetetlenül nagy mozaikosság miatt csekély. A vizsgálatok ott kecsegtetnek jelentős eredménnyel ahol mind az alvízi, mind a felvízi szakaszra nézve kellő adatsorok állnak rendelkezésre. 2.3.5. Fürdővizek A mesterséges fürdők kiemelt szerepet töltenek be vízhasználat szempontjából. A medencék, lábmosók elfolyó vizének műszaki ismérve a fertőtlenítés hatékonysága az előírt közegészségügyi követelmények betartása mellett. Ez a fertőtlenítés azonban jelentős stressszor, ha az elfolyó víz felszíni vízbe kerül. Programként kell szerepeltetni, különösen a kistérségi jelentőségű termál- és gyógyfürdők, termálstrandok üzemeléstől függő a befogadó fitoplankton közösségére kifejtett hatásának monitorozását, hiszen ezek jó része – „még működik” és – csekély vízhozamú időszakos vízfolyásba vezeti be elfolyó vizét. Sok esetben a szennyvíztelep nem fogadja az elfolyó vizet (tönkretenné az eleveniszapot) ha nincs előkezelés. Ezért lokálisan előkezelik, majd ha van lehetőség egy vízfolyásban engedik (a tisztítás költségét megspórolva). (potenciális stresszor: Cl, nehézfémek, I, Br, stb. függően a termálvíz összetételétől). A vizsgálatoknak itt arra kell irányulniuk, hogy a fertőtlenítő szert tartalmazó elfolyó milyen hatással van a befogadó fitoplanktonjára. 2.4. Víztípusokra jellemző problémák A terhelések különböző típusai mellett fontos szólni arról, hogy az álló és folyóvizeink egyes típusait milyen problémák érintik leginkább.

30

2.4.1. Sekély tavaink A Magyarországi tavak növényi tápanyagtartalma mind a foszfor mind pedig a nitrogén esetén messze meghaladja azt a koncentrációt amely limitálónak tekinthető. Ennek ellenére olykor még a fitoplankton számára ideálisnak mondható hidro-meteorológiai feltételek mellett sem tapasztalható a planktonalgák túlszaporodása. Erre van triviális magyarázat, pl. a Fertő, vagy egyes szikes tavak esetén, ahol az inorganikus lebegőanyagok mennyisége állandóan olyan magas, hogy elnyeli a fény jelentős részét, s így a fitoplankton gyakorlatilag fénylimitált (PADISÁK ÉS MTSI. 1994). Az esetek jelentős részében azonban ilyen kézenfekvő magyarázat nincs. Azonos típusú vizek között, melyek esetén a fitoplankton a forrás oldalról nem limitált, jelentős különbség tapasztalható a klorofill-a tartalom tekintetében, ami arra enged következtetni, hogy a fitoplankton valójában felülről, azaz a fogyasztók oldaláról limitált. Az, hogy ez valóban így van, arra Magyarországon többnyire véletlenszerű események irányították rá a figyelmet. Jelentős halpusztulásokat követően a (Kisbalaton, Mézeshegyi-tó (BORICS ÉS MTSI. 2000 Debrecen)) a fitoplankton mennyisége drasztikusan lecsökkent, s ezt követően a tó fitoplanktonja átalakult, a tó jellege az eseményt követő években a makrofitonok megjelenése miatt megváltozott. A tótípusokon belül megfigyelhető trofitási különbségek arra engednek következtetni, hogy a tavak élőlény együtteseinek trofikus kapcsolatain keresztül, a tavak fitoplanktonja mind mennyiségét, mind pedig összetételét tekintve befolyásolható a fölötte elhelyezkedő fogyasztók, végső soron a halfaunán keresztül (TÁTRAI ÉS MTSI. 2007) . (Ennek az ún. „trophic cascade” hipotézisnek hatalmas irodalma van.(CARPENTER & KITCHELL 1993) Az, hogy jelenségek valószínűsíthetők nem jelenti azt, hogy olyan információkkal is bírunk melyek elegendőek lennének ahhoz, hogy a mérnöki gyakorlat számára megfelelő útmutatót biztosítsunk. Szükséges tehát több tótípus esetén olyan átfogó kutatásokat végezni, melyek kiterjednek a tavi táplálékhálózat valamennyi fontos elemére, s céljuk az, hogy általuk megadható legyen, hogy egy adott tó esetén a különböző tóhasználatok milyen irányba mozdítják el a rendszert. Várható-e vízvirágzás, vagy éppen ellenkezőleg, a makrofitonok előre törése valószínűsíthető? Választ kell találni arra is, hogy a tóhasználatok milyen formája alkalmazható ahhoz, hogy egy a számunkra még elfogadható állapotban tartsuk a tavi rendszert? A hazai, sekély állóvizeink esetében tehát kiemelendő feladat a makrofita/plankton váltásra ható különböző változók küszöbértékeinek definiálása. 2.4.2. Vízfolyások A vízfolyásokat geográfiai, elhelyezkedésbeli és méretbeli különbségeik folytán másként érintik a különböző terhelések. Az, hogy melyik vízfolyás típusban melyik terhelésnek van a legnagyobb szerepe, a hazai folyóvizes adatbázis alapos elemzése szükséges. 2.4.3. Nagy folyók A nagy vízfolyások bőséges tápanyag kínálattal rendelkeznek, ezért a fitoplankton mennyiségét a tartózkodási idő befolyásolja leginkább. Ez utóbbi csak a legnagyobb folyóink esetén mondható kellően nagynak ahhoz, hogy jelentős biomasszájú fitoplankton kialakuljon (BORICS ÉS MTSI. 2007). Ha ezeket még be is tározzák, akkor a nagy biomasszájú fitoplankton megjelenése törvényszerű (KISS 1994, RÁKOCZI 1989, UHERKOVICH 1971). A szerves terhelés tekintetében azonban többnyire nem jelentkezik probléma. A vizek általában béta, rosszabb esetben béta-alfa mezoszaprób karakterűek. A nagy folyók legfőbb problémáját tehát az eutrofizáció jelenti, melyre a pontszerű szennyező források szerves anyag és növényi tápanyag tartalmának csökkentése nem fog kellő választ adni. A medertározók többnyire energetikai-ipari létesítmények, melyek működtetésébe vélhetően csak csekély mértékben 31

változtatható meg. A kutatásoknak abba az irányba kellene haladniuk, hogy milyen befolyással vannak a folyó fitoplanktonjára a kisebb, de koncentrált jellegű oldaltározók. A reprezentatív mintaterületek kijelölése ez esetben nem történhet automatikusan. Az oldaltározók előnye (olykor hátránya) abban áll, hogy a víz hosszú időn keresztül tárolható bennük. Ugyanakkor a vízfolyásba történő vízátvezetések mértéke és időpontja ill. időtartama technológia függő. A legmegfelelőbbnek a kis vízfolyásokba történő halastavi lecsapolások vizsgálata tűnik. E vizsgálatok azonban a területi szakemberek víztérre és időpontra vonatkozó javaslatai alapján tervezhetők, az üzemeltetőkkel való konzultációt követően. 2.4.4. Kis vízfolyások A kisebb vízfolyások irányába haladva a terheléssel kapcsolatos problémák egyre erőteljesebben jelentkeznek. A legsérülékenyebbek az alföldi, ér jellegű vizek. Ezeknél a tápanyag tartalom természetes módon magas, s ez (valamint a vizek sekély volta) a makrofitonok domináns jelenlétét eredményezi. A rendszer autoszaprobitása jelentős, s ha erre még egy külső szerves terhelés is rakódik rendkívül rossz ökológiai állapot alakul ki. Sajnos ennek Magyarországon napi aktualitása van, és a kistérségi szennyvíztisztító telepek számának növekedése eredményeként még inkább számítani kell rá. Esőzésekkor, ill. haváriák esetén a nyers szennyvíz csekély tisztítás után kerül ki a szennyvíztelepekről. A mezőgazdasági eredetű diffúz szennyezések hatása szinte valamennyi kisebb síkvidéki vízfolyás esetében számottevő. Vizsgálnunk kell azt, hogy a kisvízfolyások miként birkóznak meg a külső szerves terheléssel. Tekintettel arra, hogy jelenleg még a pontszerű szerves terhelések hosszszelvény menti változásáról sincs kellő információnk, érdemes lenne a vizsgálatokat ezekre koncentrálni. Jelentős pontszerű terhelést kapó kisvízfolyásokat kellene vizsgálni több szelvényben. Jó mintaterületek pl. a Kösely (Debrecen) VIII sz. Vízfolyás Nyíregyháza alatt, Gyepes csatorna Sarkad alatt. Ugyancsak probléma a tározott vizek bebocsátása is, mert ez a kis vízfolyásokra egyáltalán nem jellemző planktonikus eutrofizációval jár együtt. Vizsgálni kell, hogy a mi történik a medertározás eredményeként kialakuló, ill. az oladaltározókból bebocsátott nagyobb biomasszájú fitoplanktonnal. Csökken-e a mennyisége, vagy éppen növekszik a befogadó vízfolyásban. Szintén nem ismert, hogy az olyan települési eredetű egyéb szennyezések, mint pl. a belterületi csapadékvizek miként hatnak a kisebb befogadókra. Erre a legmegfelelőbbek azok a helyek, ahol igen kis vízfolyások fogadják be a nagyobb városok csapadékvizét. Ilyen a Szinva Miskolcon, valamint a Tócó és a Kondoros Debrecenben Ahhoz, hogy a fenti problémák célzott vizsgálatára kijelöljük a leginkább megfelelő álló és folyóvizeket, a jelenlegi monitoring adatok, a területhasználatok, valamint a diffúz és pontterhelések nyilvántartása kellő információt nyújt.

3. A fitoplankton minősítési rendszer továbbfejlesztése 3.1. Az emberi tevékenység és a természetes variabilitás hatásának elkülönítése A fitoplankton esetében a kérdés megválaszolása azért nehéz, mert mind kevesebb az olyan vizünk, ahol az emberi tevékenység hatása elhanyagolható. Abból lehet kiindulnunk, hogy körvonalazzok a fitoplanktonra ható legfontosabb ökológiai tényezők (hőmérséklet, fény, tápanyagkínálat) természetes variabilitását és azt összehasonlítjuk az emberi tevékenység okozta hatásokkal.

32

A hőmérséklet természetes variabilitása hazai vizeinkben 0 és 25 (max. 30) Co közé tehető. Ennek megfelelően télen általában fajszegés és kis egyedszámú a fitoplankton. Tavasszal és ősszel bizonyos hidegtűrő fajok lehetnek jellemzőek, nyáron pedig a melegebb vízben jobb növekedési (túlélési) stratégiájúak. Ez a természetes változékonyság, a fitoplankton együttesek fajösszetételének, abundancia viszonyainak jellegzetes váltása figyelhető meg. Az emberi tevékenység ennek alakulását módosíthatja. A Duna hosszútávú hőmérséklet adatainak elemzése alapján tudjuk, hogy az utóbbi ötven évben közel egy fokkal emelkedett a folyó hőmérséklete, ami egyértelműen emberi tevékenység eredményeképp következett be. Ez egyrészt azt jelenti, hogy télen a Duna már régóta nem fagy be teljesen, s a zajló jég felülete is csökkent. Másrészt pl. a Dunacsúnyi tározó sekély átlagos vízmélysége miatt koratavasszal könnyebben átmelegszik, nyáron is melegebb lehet, mint korábban a főág vize volt. Mindezek miatt a tavaszi algaszám növekedés (az aktuális trofitás értékek növekedése) közel egy hónappal korábban – február közepe-végén - kezdődik mint az 1970-es években. A hőmérséklet növekedésével hozható összefüggésbe az, hogy a Skeletonema potamos (Centrales) az 1970-es évek közepétől nyáron a fitopankton legnagyobb egyedszámú fajává vált. A vízalatti fényklíma természetes variabilitásának jellegzetes napszakos és évszakos változása közismert tény, amit az adott napszakra, évszakra jellemző beeső fény határoz meg (módosítva természetesen a pillanatnyi felhőzet által). A fényklímát elsősorban a lebegtetett részecskék (holt és élő) mennyisége módosítja. Könnyen felkeveredő sekély tavaink, hordalékban gazdag folyóvizeink fényklímája jelentős határok közt változik, ehhez az ott élő fitoplankton alkalmazkodik. A szőke Tiszában pl. akkor nagy egyedszámú a fitoplankton, ha kisvizes időszakokban lebegőanyag tartalma lecsökken. A fényklíma jelentős változását okozzák a tározók, ahol a folyóvíz lebegtetett hordaléka kiülepszik, s a túlnyomó részükben potenciálisan politrófikus, átlátszóvá váló vízben jelentős algatömegek szaporodhatnak el (dunai, tiszai tározók ilyen hatását jól ismerjük). Itt a természetes variabilitással szemben az emberi hatás markánsan jelenik meg. A növényi tápanyagok (N, P) természetes variabilitásának fitoplanktonra kifejtett hatását kevésbé vizsgálták eddig a vízminőség szempontjából. Sekély tavainkra is jellemző, hogy a tó tavaszi felkeveredésével a növényi tápanyagkínálat az évi átlaghoz képest nagyobb, ez okozza a tavaszi fitoplankton csúcsot, melyre gyakran a Centrales csúcs is jellemző. Ha a tó potenciális trofitási szintjének megfelelővé válik a fitoplankton abundancia (eléri lehetséges maximumát), további mennyiségi növekedés csak akkor következik be, ha külső tápanyagterhelés éri a vizet. Ilyenkor a fajösszetétel is megváltozhat, különösen, ha a terhelés lökésszerűen jelentkezik. Az emberi beavatkozás nem csupán ilyen formában módosíthatja a fitoplankton természetes variabilitását, hanem pl. mederkotrás eredményeképp. A mederkotrás egyrészt növelheti az adott vízben vagy csak a kotrás területén a lebegtetett hordalék mennyiségét, s így a fényklímát rontja. Másrészt az üledékből tápanyag felszabadulást okozva, helyi trofitás növekedést eredményezhet. Jó példa erre amikor a Balatonban a Dinobryion sociale egy kotrást követő foszfor felszabadulás eredményeképp szaporodott el lokálisan nagy tömegben (REYNOLDS, PADISÁK, & KÓBOR 1993). Ha hosszabb idő ota vizsgálunk egy vizet és a megszokotthoz képes szembetűnően eltérő a fitoplankton fajösszetétele, mennyisége, vagy egyes fajok abubndanciája, elsősorban emberi tevékenység hatására kell gondolnunk, semmint az algaegyüttes természetes variabilitására.

33

3.2. A jelenlegi minőségbiztosítási rendszer (Qualco-Duna interkalibráció) felülvizsgálata, javaslatok a továbbfejlesztésre- akkreditáció, nemzetközi interkalibráció A Qualco-Duna interkalibráció anyaga egyrészt 2007-ben elvégzett biológiai vizsgálatok (aklorofill koncentráció-, fitoplankton: összes algaszám-, szaprobitási index meghatározása, toxikológiai vizsgálatok: Daphnia-teszt, csiranövény-teszt), másrészt magyar-román határvízi interkalibráció biológiai (a-klorofill tartalom, fitoplankton: összes algaszám) vizsgálatának összefoglalása. A Qualco-Duna interkalibráció grafikonjaiból, és összefoglaló előadásából néhány fontos következtetés vonható le a minőségbiztosítás továbbfejlesztésére (ZSUGA 2007). 3.2.1. Klorofill vizsgálatok Az a-klorofill koncentráció meghatározását az MSZ ISO 10260:1993. szabvány szerint végezték (higított etanolos extrahálással). Az 1970-80-as években Magyarországon széles körben alkalmazott módszer (metanolos extrahálás - FELFÖLDY 1987) nagyon sok felszíni vizének vizsgálata alapján megbízható alapot biztosított a vizek trofitása megítéléséhez. Egyrészt mert ez az egyik legpontosabb a módszer, másrészt a vele párhuzamosan végzett fitoplankton elemzésekkel (melynek eredményeképp a fitoplankton nyers biomasszáját határozták meg) jó korrelációt adott. Az etanolos módszer bevezetése a vízügyi gyakorlatban, épp az etanolos kioldás pontatlansága és bizonytalansága miatt a korábbi adatokkal való összehasonlítást tette bizonytalanná, ill. más intézmények (pl. kutatóintézetek, ahol maradtak a metanolos kioldásnál) adataival történő összehasonlítást is nehezítette. A Qualco-Duna eredmények (magyar-román határvízi interkalibráció) alapján jól látszik, hogy a klorofill tartalom mérésnél az alacsonyabb tartományban volt nagyobb eltérés a laboratóriumok között, a magasabb koncentrációt jól mérték a laboratóriumok. A vizsgálatnál „természetes” Körös mintát, ill. „szintetikus mintát” (egysejtű zöldalga tenyészet) elemeztek. minimum maximum átlag medián szórás

112 143,9 128,45 126,5 10,74

1,07 2,8 1,57 1,195 0,83

Fontos hangsúlyoznunk, hogy éppen kis a-klorofill koncentrációk mellett (ami pl. oligotrófikus vizek minősítésénél nagyon lényeges) az etanolos módszer kevésbé érzékeny és pontatlansága is nagyobb, mint a metanolos. Meg kell jegyezni azt is, hogy a nagyobb koncentrációknál is figyelemre méltó az eltérés a minimum és maximum értékek között (31,9 μg/l). Nem sokkal jobb a helyzet a 25 laboratórium mérésére alapuló 2007-es eredmények tekintetében sem. 2007/1

2007/2

Minimum

5,20 µg/l

25,50

Maximum

45,20 µg/l

87,00

Medián

9,38

49,60

Átlag

11,10

50,95

Szórás

7,80

12,84

34

Javaslat Az eredmények nagy szórása alapján mindenképp indokolt, hogy az eddig használt MSZ ISO 10260:1993. szabvány szerinti módszert fölváltsák a fentebb jelzett metanolos módszerrel. Az országos eredmények összehasonlíthatósága érdekében hasonló tudású, nagy érzékenységű fotométerekkel kell ellátni a laboratóriumokat. Ezen kívül szükség van a módszer közös, alapos elsajátítására (egy központi laboratóriumban megrendezett továbbképzés alkalmával). 3.2.2. Fitoplankton vizsgálatok (összes algaszám meghatározás) A Qualco-Duna interkalibráció során a fitoplankton összalgaszám és domináns taxonok meghatározása az MSZ EN 15204:2006 Vízminőség: Útmutató szabvány a fitoplanktonok inverz mikroszkópos számlálására (Utermöhl-technika) című szabvány szerint történt. A magyar-román határvízi interkalibráció eredményei alapján jól látszik, hogy az összes algaszám meghatározása során igen nagy volt a szórás. A vizsgálatnál „természetes” Körös mintát, ill. „szintetikus mintát” (természetes felszíni vízből összeállítva) elemeztek. A fajösszetétel összehasonlítása azt mutatja, hogy a domináns fajok azonosítása megfelelő, a kísérő fajok meghatározása, a taxonkészlet felmérése laboratóriumonként változott. összes algaszám (ind/ml) minimum maximum átlag medián szórás

Körös minta 42,6 389 148,53 120,8 141,69

Szintetikus minta 95,4 332 186,71 156 86,06

Nem sokkal jobb a helyzet a 15 laboratórium mérésére alapuló 2007-es eredmények tekintetében sem. Az első vizsgálatsorozatnál nagyobb, a másodiknál kisebb a szórás, de még ez utóbbi esetében is jelentős, a mediánnak 42 %-a, a minimum és maximum értékek között pedig négyszeres a különbség. Egy országos monitorozó rendszer működtetésénél ez meg nem engedhető, gyakorlatilag értékelhetetlen eredményt ad, ha a különböző vizeket kívánjuk összehasonlítani. 2007/1

2007/2

Minimum

2510

12500

Maximum

62748

50980

Medián

33274

23880

Átlag

33748

26277

Szórás

17560

10152

A magyar-román határvízi interkalibráció eredményeivel kapcsolatos megállapítást (a fajlistákat összehasonlítva a domináns fajok a legtöbb laboratóriumnál megegyeznek, a leírt fajkészlet nagysága laboratóriumonként változó) nem lehet maradéktalanul kivetíteni a 15 laboratórium vizsgálatára, hiszen minél többen végzik ugyanazt az elemzést, annál több különbséget tételezhetünk föl.

35

Javaslat Az eredményekből egyértelműen látszik, hogy az összes algaszám meghatározása során igen nagy volt a szórás. Saját ismereteink alapján a fajismeretben és a vizsgálati rutinban is jelentős különbség van a magyar szakemberek között. Az országos eredmények összehasonlíthatósága érdekében egyrészt hasonló tudású, jó minőségű fénymikroszkópokkal kell ellátni azokat a laboratóriumokat ahol ilyen még nincs. Ezen kívül szükség van a fitoplankton vizsgálati módszer közös, alapos elsajátítására, a fajismeret folyamatos fejlesztésére, megfelelő határozó könyvek beszerzésére. Véleményünk szerint a VKI vizsgálatokat végző biológusok nem értelmezték egységesen a VITUKI levelében megfogalmazott, a QualcoDuna – interkalibrációval kapcsolatos módszertani útmutatót: „A fitoplankton állománysűrűségének meghatározása; Metodikai útmutató. Vizsgálati módszer: MSZ EN 15204:2006 Vízminőség. Útmutató szabvány a fitoplanktonok inverz mikroszkópos számlálására (Utermöhl-technika) című szabvány szerint, kiegészítve az alábbiakkal. …. Az egyedszámot csak egysejtű algák esetében lehet egyértelműen meghatározni. Számos algafaj jellemző létformája azonban a gyakran többszáz sejtből álló sejthalmaz, vagy fonal. Az algológiai gyakorlatban elfogadott konvenció szerint egyetlen egyednek tekintik a magányos sejtet és a sejtkolóniát, vagy fonalat egyaránt, tekintet nélkül az azokat alkotó sejtek számára. Az interkalibrációs vizsgálat során minden, 3µm-nél nagyobb átmérőjű alga- egyedet figyelembe kell venni.” Laza cönóbiumos, vagy laza kolóniás fajok esetében az is előfodulhat, hogy a mintát, a számlálókamrába öntés előtt kevésbé, vagy nagyon erősen rázzuk föl, s ilyenkor véletlenszerűen jobban együtt maradnak a korábban együtt élő sejtek, vagy jobban széteshetnek. Ez is jelentős hibát eredményezhet. Nem igazán világos, hogy a VITUKI módszer miért zárja ki a 3µm-nél kisebb sejteket a számolásból (a pikoplankton „hivatalos” mérete 0,5-2 µm). Az is tény, hogy épp a kolóniás formák között sok a 3µm-hez közeli faj, ráadásul nem hiszem, hoyg bárki a számolás során minden 3µm körüli mératű sejtet külön lemért volna, hogy figyelembe vegye, vagy sem. Mindezek alátámasztják azt a jogos szakmai igényt, hogy a VKI monitorozás folytatásához elengedhetetlen, hogy a szakemberek folyamatos továbbképzésen vegyenek részt. Mivel a VKI monitorozásnál a fajszitű meghatározás követelmény, a fajismeret fejlesztését is a továbbképzéseken lehetne segíteni. Ennek minden feltételét meg kell teremteni. Bármilyen sikeres is lehet a szakmai továbbképzés, nagytudású, hosszú tapasztalattal rendelkező külső szakértő bevonása szintén elengedhetetlen. Őt lehet fölkérni arra, hogy az interkalibráció során vegyen részt a vizsgálatokban és az ő eredményét „standartnak” tekintve értékelhető a többiek által elvégzett vizsgálat. Természetesen mind a fitoplankton számolást (egyedszám meghatározás, biomassza mérés – számolás), mind a fajok pontos meghatározását a külső szakértő végezné el. Mind a bevonatlakó kovaalgák vizsgálata, mind a fitoplankton (kiemelten a folyóvízi fitoplankton) Centrales és szilikoflagellata fajainak meghatározásához szükség van arra, hogy a kritikus (kérdéses) mintákat pásztázó elektronmikroszkóppal (SEM) is megvizsgálják. Ezt jelenleg az MTA ÖBKI Magyar Dunakutató Állomásán lehetne megoldani, mivel ott a szaktudás és a SEM is rendelkezésre áll. Nemzetközi interkalibráció a határ menti vizek vizsgálatánál indokolt. Az interkalibráció minőségbiztosításánál, az eredmények ellenőrzésénél jelenleg hazánkban rendelkezünk olyan

36

független szakemberekkel, akik abban részt tudnak venni és az ellenőrzést magas színvonalon el tudják végezni. 3.3. A KEOP pályázatban megvalósult minősítési rendszer fejlesztés felülvizsgálata, szükség esetén további fejlesztés az 5 osztályos, típus-specifikus rendszer kialakítása érdekében (főként az új állóvíz-típusokra, de folyóvíz-típusoknál is) A KEOP pályázatban továbbfejlesztett minősítési rendszerben a legnagyobb problémát a szikes tavak jelentik. Szikes vizek esetében a hagyományos fitoplanktonnal nem lehet minősíteni, mert a fotoszintetizáló szervezetek döntő hányadát pikoalgák adják, amelyekre a Q minősítés nem jó. Ezekre a tavakra a pikoalgákra specifikált minősítést kell kidolgozni, amely más vizsgálati metodikát is (epifluoreszcens mikroszkópal történő számolást) igényel. Ha ezeket a tavakat minősíteni akarjuk, elkerülhetetlen lesz egy célirányos tavi project kialakítása, melyben több éven (legalább 3) keresztül folyik majd az adatgyűjtés. 3.3.1. Javaslat a tavi kolrofill-a metrika határértékének VKI kompatibilis megadását célzó vizsgálatokra A fitoplankton a-klorofill határértékének megállapítását célzó tervezett vizsgálatok elméleti hátterét a fitoplankton és makrofiton közötti antagonizmus képezi. Scheffer (1998) szerint a sekély tavak alapvetően makrofitonok által domináltak, de többnyire antropogén beavatkozások eredményeként fitoplankton dominancia is kialakulhat. A két élőlénycsoport között elsősorban a tápanyagokért és a fényért folyik a verseny, s amennyiben a fitoplankton kerül fölénybe ez a makrofiton visszaszorulásával, taxonszámának csökkenésével járhat. Ha a folyamat lényeges elemeinek (a-klorofill koncentráció, secchi mélység, hínárborítottság, stb.) változását rögzítjük, lehetőség nyílik a fitoplankton a-klorofill határértékének megadásához. (Ezt az antagonizmust használták a fitoplankton a-klorofill jó-közepes határértékének megadásához a Közép-európai interkalibrációs csoportban (LCBGIG).) Mintavételek évi 4 alkalommal a vegetáció periódusban, sekély állóvizeken (nem feltétel az, hogy a víz a VKI hatálya alá essen.) Elvégzendő vizsgálatok: • fitoplankton vizsgálatok (a-klorofill tartalom mérés, fajok relatív és abszolút gyakoriságának becslése), • kémiai háttérváltozók vizsgálata, • Secchi átlátszóság mérése, • hínár állomány taxonómiai összetételének megadása, • a hínárborítás megadása • maximális kolonizációs mélység megadása. A vizsgálatok semmiben sem jelentenek többet annál, ami egyébként a fitoplankton és a makrofiton monitorozás esetén is elvárt a területi szervektől. 3.3.2. Javaslat a sekélytavi refernciális trofitási szint paleoökológiai alapon történő megadására. Az hogy a sekélytavak esetén az eutrofizáció jóval gyakoribb jelenség mint a mély tavaknál ma már nem vitatott a hidrobiológiában. Az is tény, hogy a nagyobb tápanyagkínálat, és az ennek eredményeként jelentkező elsődleges termelés növekedés, nemcsak antropogén lehet hanem természetes is. Kérdéses azonban, hogy antropogén terhelésektől mentes természetes sekély tavak esetén milyen is volt az eutrofizáció mértéke, ill. ez milyen formában (planktonikus bentonikus) jelentkezett. Tekintettel arra, hogy a sekély tavak jelentős hányada 37

mezőgazdasági tevékenységek által intenzíven használt síkságokon található, érintetlen állapotúakat hiába is keresnénk közöttük. A VKI szerint a referenciális állapot megadásának lehetőségei (a referenciahálózat mellett) a modellek alkalmazása, hisztorikus adatok elemzése, paleolimnológiai eredmények és a szakértői becslés. A fitoplankton értékelés hazai módszertanának fejlesztése során a hazai szakértők olykor modellekre, olykor hisztorikus adatokra, többnyire pedig szakértői becslésre támaszkodva adták meg a referenciális együtteseket, ill. a a-klorofill koncentráció referenciálisnak (kiválónak) tekinthető értékeit. Lehetőség van azonban a referenciális a-klorofill koncentráció megadására paleolimnológiai vizsgálatok alapján. Ez a természetes lefűződésű, már feltöltődött holtágak üledékének, ill. recens állóvizek üledékének klorofill analízise alapján, valamint a vizsgálatokba bevont recens tavak vizének vegetációperiódusbeli átlagos a-klorofill koncentrációja ismeretében történhet (O’SULLIVAN 2003). Korábbi eredmények (MAGYARI ET AL. 2001) igazolják, hogy a módszer hazai alkalmazásához mind az infrastrukturális, mind pedig a szakmai háttér adott. 3.3.3. Javaslat a folyóvízi fitoplankton monitorozására Jóllehet a VKI nem tartja fontosnak a vízfolyások fitoplankton alapján történő ökológiai értékelését, a fitoplankton szerepe jelentős lehet a folyók potamális szakaszán, és a felső szakaszokon is, amennyiben a vízfolyásokon, vagy azok mentén tározókat alakítanak ki. Magyarországon a folyóvizek fitoplankton alapján történő értékelése, – hasonlóan a tavakéhoz – a fitoplankton összetételén és a a-klorofill koncentráción alapul. A főként fitoplankton alapján végzett szaprobitás vizsgálatok mellett, közel két évtizede folynak hazánkban rendszeres a-klorofill tartalom vizsgálatok is kis és nagy vízfolyásokon egyaránt. Ezeket a vizsgálatokat minden kijelölt vízfolyáson el kellett végezni, függetlenül attól, hogy azokon jelentősebb biomasszájú fitoplankton jellemző módon kialakul-e vagy sem. Az elmúlt évek során kellő mennyiségű adat keletkezett ahhoz, hogy azokat elemezve javaslatot tegyünk arra, hogy hol és milyen változtatásokat tartunk fontosnak a folyóvizek monitorozásja terén. A kérdés az, hogy mely vízfolyástípusokban és mikor szükséges a fitoplankton vizsgálata. A fitoplankton vizsgálat egy gyors és alacsony költségű a-klorofill tartalom mérésből és egy hosszadalmas és speciális szaktudást igénylő mikroszkópos vizsgálatból áll. A monitorozásgal szembeni leggyakoribb kritika az, hogy akkor is végezni kell, ha a fitoplankton az adott víz esetén nem releváns, vagy ha a hidrológiai szituáció miatt mennyisége elhanyagolható. Meg kell tehát adni azon vízfolyások körét melyek esetén a fitoplankton vizsgálatok végzése szükségtelen, ill. azt is, hogy azok esetén melyeknél vizsgálata általában indokolt, mikor mellőzhető a vizsgálat. Ehhez ismernünk kell a természetes állapotú vízfolyások a-klorofill mintázatát, majd ennek ismeretében javaslatot kell tenni azon értékekre, melyek alatt a mikroszkópos vizsgálat mellőzhető. A a-klorofill adatbázisból kiindulva az alábbiak szerint jártunk el: • tipológia szerint csoportosítottuk a vizeket, • típuscsoportokat képeztünk a a-klorofill tartalom alapján szignifikáns különbséget nem mutató típusokból, • a vízfolyások hidrológiai sajátságainak ellentmondó eredmények miatt kiszűrtük azokat, melyek esetén jelentős meder vagy oldaltározás, gyanítható, ill. komoly terhelést kap, • újból elvégeztük a csoportok képzését, • leíró statisztikákkal jellemeztük a csoportokat, • jellemző statisztikák alapján javaslatot tettünk a a-klorofill határértékekre, • a jó-kiváló határértékek alapján megadtuk a a-klorofill koncentráció azon értékeit melyek aktuális értéke alatt a mikroszkópos vizsgálatok végzése nem indokolt.

38

1. táblázat. A vízfolyások a-klorofill értékeinek jellemző statisztikái az egyes típusokban, típuscsoportonként rendezve. (A dőlt betűvel szedett értékek olyan adatsorokra vonatkoznak, ahol

az adatszűrésre nem volt lehetőség, mert az adatbázisban lévő valamennyi vízfolyáson érzékelhető hatása van a meder- és/vagy oldaltározásnak.) 25,0

50,0

75,0

90,0

95,0 Átlag

1.: H.vidéki, szilikátos, durva m.a., kicsi vízgyűjtőjű patak

1,0

1,7

2,9

4,9

7,6

2,4

2.: H.vidéki, meszes, durva mederanyagú, kicsi vízgyűjtőjű patak

0,7

1,1

1,5

3,0

3,7

1,4

3.: Hegyvidéki, meszes, durva mederanyagú, közepes vízgyűjtőjű kis folyó

1,6

3,3

6,0

10,7

14,0

4,9

4.: D.vidéki, meszes, durva mederanyagú, kicsi vízgyűjtőjű patak

1,0

1,9

4,5

11,0

21,5

5,0

5.: D.vidéki, meszes, durva mederanyagú, közepes vízgyűjtőjű kis folyó

1,8

2,9

5,4

9,4

12,2

4,5

8.: D.vidéki, meszes, közepes-finom mederanyagú, kicsi vízgyűjtőjű csermely

1,5

2,9

4,7

7,8

10,4

4,1

9.: D.vidéki, meszes, közepes-finom mederanyagú, közepes vízgyűjtőjű kis folyó

0,5

1,5

3,1

7,0

8,9

2,8

11.: S.vidéki, meszes, durva mederanyagú, kicsi vízgyűjtőjű patak

2,2

3,1

6,7

10,0

12,1

5,2

13.: S.vidéki, meszes, durva mederanyagú, nagy vízgyűjtőjű, közepes folyó 17.: S.vidéki, meszes, közepes-finom mederanyagú, közepes vízgyűjtőjű és kis esésű patak

1,0 1,3

1,9 3,8

3,6 7,1

7,1 14,3

13,6 22,4

5,2 7

1. Típuscsoport összevont adatai

1,1

2,7

5,6

10,5

15,5

5,0

12.: S.vidéki, meszes, durva mederanyagú, közepes vízgyűjtőjű kis folyó

2,5

4,4

9,0

18,5

22,7

7,1

15.: S.vidéki, meszes, közepes-finom mederanyagú, kicsi vízgyűjtőjű csermely

4,1

8,8

14,1

30,9

40,0

12,9

16.: S.vidéki, meszes, közepes-finom mederanyagú, kicsi vízgyűjtőjű és kis esésű ér

3,0

5,9

11,1

19,4

23,9

8,6

18.: S.vidéki, meszes, közepes-finom mederanyagú, közepes vízgyűjtőjű kis folyó

2,4

4,9

9,2

17,4

23,6

7,8

19.: S.vidéki, meszes, közepes-finom mederanyagú, nagy vízgyűjtőjű közepes folyó

2,4

4,2

8,2

14,8

22,0

7,1

21.: S.vidéki, szerves, kicsi vízgyűjtőjű patak

4,3

11,0

28,6

65,0

95,8

26,6

22.: S.vidéki, szerves, közepes vízgyűjtőjű kis folyó

3,9

7,4

12,8

21,0

25,0

10,3

2. Típuscsoport összevont adatai

2,0

4,2

8,7

18,5

28,0

8,4

6.: D.vidéki, meszes, durva mederanyagú, nagy vízgyűjtőjű közepes folyó

4,0

5,9

9,5

14,0

19,1

8,0

7.: D.vidéki, meszes, durva mederanyagú, nagyon nagy vízgyűjtőjű nagy folyó

4,0

5,0

10,6

20,7

22,9

10,6

10.: D.vidéki, meszes, közepes-finom mederanyagú, nagy vízgyűjtőjű közepes folyó

5,0

8,5

13,2

20,0

26,6

11,4

14.: S.vidéki, meszes, durva mederanyagú, nagyon nagy vízgyűjtőjű nagy folyó

3,7

5,7

8,7

13,1

16,2

7,2

20: S.vidéki, meszes, közepes-finom m.a., nagyon nagy vízgyűjtőjű nagy folyó

2,7

5,1

9,2

18,9

28,2

8,6

3. Típuscsoport összevont adatai

3,2

5,9

10,0

18,3

27,6

9,0

23. Duna

10,4

20,1

41,8

69,3

92,7

30,6

24. Duna

11,1

29,0

57,0

91,0 117,0

39,9

4. Típuscsoport összevont adatai

10,8

27,0

54,0

86,5 114,2

38,1

19,0

46,0

84,0 119,0 155,4

57,0

2,8

6,2

14,6

13,4

1. Típuscsoport

2. Típuscsoport

3 .Típuscsoport

4. Típuscsoport

5. Típuscsoport 25. Duna magyarországi alsó szakasza 6. Típuscsoport 26. Csatorna

30,0

47,8

2. táblázat. Javasolt a-klorofill határértékek (az adott kategória alsó határai) az egyes típuscsoportokba tartozó vízfolyásokra. 1. Típuscsoport 1/2/3/4/5/8/9/11/13/17 2. Típuscsoport 12/15/16/18/19/21/22 3. Típuscsoport 6/7/10/14/20 4. Típuscsoport 23/24 5. Típuscsoport 25 6. Típuscsoport 26

kiváló 2,7 4,2 5,9 15,0 20 6,2 39

jó 5,6 8,7 10,0 30,0 40,0 14,6

közepes 10,5 18,5 18,3 45,0 60,0 30,0

gyenge 15,5 28,0 27,6 60,0 80,0 47,8

rossz >15,5 >28,0 >27,6 >60,0 >80,0 >47,8

A kiváló állapothoz tartozó határértékeket javasoljuk azoknak az értékeknek, melyek alatt a mikroszkópos vizsgálat mellőzhető. (Tekintettel a magas értékekre a Duna esetén ez még megfontolás tárgyát képezi) Ez egyben azt is jelenti, hogy egyetlen metrika (a klorofill metrika) alapján kell az értékelést végezni. Amennyiben tehát a a-klorofill koncentrációja a kiváló tartományba esik, a vízfolyás fitoplankton alapján megadott ökológiai állapota szintén kiváló lesz. Az elemzésbe érdemes bevonni az utóbbi 3 év adatait. Azokat a vízfolyásokat melyek éves adataik alapján kiváló ökológiai állapotúnak mutatkoznak, ki kell venni a monitorozott vizek köréből. 3.4. Módszertani útmutató áttekintése Ha áttekintjük a felszíni vizek jelenlegi monitorozását abból a szempontból, hogy mely víztesteket mintázzuk, hol vannak a mintavételi pontok, milyen a mintavételi gyakoriság és mi módon történik a mintavétel, arra a megállapításra jutunk, hogy a monitorozás magában hordozza a VKI újszerű megközelítés módját és az MSZ-12749 szabvány által rögzített régi beidegződéseket is. Ahhoz, hogy a jövőben egy a felszíni vizek ökológiai állapotát valóban jól jellemző, a változásokat követni tudó, ugyanakkor költség hatékony monitorozást tudjunk működtetni, szükséges átgondolni a következőket: 1. melyek azok a víztestek (álló és folyóvizek), amiket vizsgálnunk kell, 2. a mintavételi pontok ill. szelvények úgy vannak-e kijelölve, hogy az azokon végzett vizsgálatok a terhelésekben meglévő horizontális különbségek kimutatására alkalmasak, 3. helyes-e a jelenlegi mintavételi frekvencia? A fentiek megválaszolásához ismernünk kell a fitoplankton tér/időbeli változását, és azt, hogy a monitorozás során alkalmazott módszerünk ezt mennyire képes követni, azaz, általa reális képet kapunk-e a rendszerek állapotáról. Megkerülhetetlen tehát, hogy a fitoplankton alapú minősítési rendszer bizonytalanságát megadjuk, és azt ahol lehetséges számszerűsítsük. 3.4.1. A fitoplankton alapú minősítési módszer megbízhatóságának becslése 3.4.1.1. Mintavételi gyakoriság problémája A fitoplanktont alkotó elemek, a planktonikus algák gyors életciklusú élőlények. Generációs idejük rövid, némely faj esetén órákban, többnyire azonban napokban mérhető. A populáció mérete az egyszerű kettéosztódással szaporodó fajok esetén is egy-két hét elteltét követően több nagyságrenddel növekedhet. Ugyanez azonban elmondható a populációméret csökkenéséről is, hiszen a kimosódás, a fényklíma megváltozása, vagy a szűrő szervezetek szintén ugrásszerű elszaporodása miatt az algák mennyisége rendkívül gyorsan csökkenhet. A fitoplankton szerepe a tavak, tározók és a nagyobb vízfolyások elsődleges termelésében meghatározó, monitoring jellegű vizsgálatuk ezért elengedhetetlen. Problémát jelent azonban, hogy olyan gyakori mintavételek melyekkel a fitoplankton időbeni mintázata nagy biztonsággal megadható lenne, a felügyeletet végző hatóságok által üzemeltetett rendszeres monitoring keretein belül nem valósíthatók meg. A fitoplankton alapú ökológiai minősítő módszerek kidolgozása során lehetőség van az azonos típusba tartozó álló-, vagy folyóvizek többéves adatsorainak elemzésére, amellyel a fitoplankton mennyiségi ingadozása jól

40

kiszűrhető. A monitoring során azonban nincs mód arra, hogy a fitoplankton időbeli mintázatát tökéletesen lefedő mintavételi program szerint dolgozzunk. A fitoplanktonnál ez hozzávetőleg 1 hét. (Amennyiben a mintavételi gyakoriság a vizsgált élőlények generációs idejének 2-3 szorosa az időbeni mintázat jól követhető, egyébként nem (KISS ÉS MTSI. 1995, 1996) A VKI a fitoplankton esetén évi 6 mintavételt javasol, melyek amennyiben a vegetációs periódusra esnek, havi gyakoriságot jelentenek. Ez természetesen nem elégíti ki a tudományos igényeket, mert jelenleg még nem ismert bizonytalanságot rejt magában. E statisztikai bizonytalanság mértékéről tudnunk kell, mert ennek ismeretében adható meg a fitoplankton alapú értékelés megbízhatósága, ami egyébként a VKI elvárásai között is szerepel. A módszer megbízhatóságának (bizonytalanságának) becslése abban az esetben végezhető el, ha a vizsgálandó rendszerrel azonos típusúról, heti gyakoriságú adataink vannak. Ilyen gyakoriságú mintavételek több vízfolyás (általában határvizek) esetén is történtek a 90-es évek első felében. Ugyancsak megfontolandó az automata vízminőség mérő állomások adatainak használata, melyek bár eltérő módon mérik a klorofill-a koncentrációt, nagyszámú adatot produkálnak. Nem jelent problémát, ha az adatok eltérést mutatnak az etanolos extrakcióhoz képest, mert ez nem befolyásolja a klorofill-a tartalom időbeli mintázatának megismerését. Ez esetben tehát nem szükséges külön vizsgálati programot tervezni, elégséges a meglévő adatbázis elemzése is. Azt a bizonytalanságot ami a ritka mintavételekből adódik jól tükrözik a klorofill-a tartalom éves átlagainak változásai. Az alábbiakban a klorofill-a tartalom vegetáció periódusbeli átlagainak változását mutatjuk be néhány holtág példáján (8. ábra). Torzsási HT

Lakitelki HT

120 100 80 60 40 20 0 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006

200 180 160 140 120 100 80 60 40 20 0 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005

Serházzugi HT

Cibaki HT 200 180 160 140 120 100 80 60 40 20 0

90 80 70 60 50 40 30 20 10 0 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006

41

1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005

Siratói HK

Alpári HT 120

120

100

100

80

80

60

60

40

40

20

20 0

0 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005

1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004

8. ábra. Az a-klorofill tartalom vegetáció periódusbeli átlagainak változása néhány holtágban A mintavételi frekvencia növelése anyagi okok miatt nem lehetséges. Ezt felismerve a legutóbbi fitoplankton találkozón (Oslo, 2009. április 26-27.) hangzott el, hogy a vegetációperiódusbeli 4 mintavétel elfogadható. Ugyanakkor a minősítéshez legalább 3 éves adatsor szükséges. A kiegészítő vizsgálatokat kell azonban végezni ott, ahol az adatbázis az adott víztípusba tartozó folyóra, vagy tóra nézve nem tartalmaz kellő mennyiségű adatot. Ekkor a kérdéses víztípusba tartozó álló, vagy folyóvíz esetén heti gyakoriságú mintavétel szükséges. 3.4.1.2. A minősítés és az indikatív paraméterek kapcsolata Számos kérdést vet föl a folyóvizek fitoplankton alapján történő minősítése. A mintavételek mikéntje, gyakorisága mellett nem tisztázott az sem, hogy a mérési eredményeket miként vegye figyelembe a minősítő rendszer. Elképzelhető éves átlag, vegetáció periódusbeli átlag, évi maximális érték, vagy az éves adatsor egyéb leíró statisztikája, mint pl. valamelyik percentilis (medián) érték. E probléma megválaszolásához a jelenlegi adatbázis kellő mennyiségű adatot tartalmaz. Meg kell azonban jegyezzük, hogy ez a vizsgálat nem tudományos kérdés megválaszolására irányul (jóllehet a megközelítés módja az), hanem egy adminisztratív döntés szakmai megalapozottságát, átláthatóságát biztosítja. Ugyancsak fontos kérdés, hogy a fitoplankton index egyes metrikái, milyen jellegű terhelést jeleznek. A fitoplankton index jelenleg két metrikából, egy klorofill-a metrikából és egy a fitoplankton összetételét jellemző metrikából (Q) áll. A klorofill metrika a növényi tápanyagtartalom mellett, vízfolyások esetén egyes hidromorfológiai beavatkozások mértékét is jelzi. (Magas tápanyagtartalom esetén főként ez utóbbit.) A Q metrika értékének változása típus függő. Vízfolyások és eutróf tavak esetén a Q értékének csökkenése mind az eutrofizációt, mind pedig a szaprobitás emelkedését is jelezheti. Ez pusztán az index számértékéből nem látható, de a kodonok relatív gyakorisága (mint a Q metrika értékének kialakításában szereplő indikatív paraméter) egyértelműen jelzi, hogy az ökológiai háttérmintázat milyen változása vezetett a Q metrika adott értékének kialakulásához. 3.4.1.3. A biomassza becslés bizonytalanságának vizsgálata A fitoplankton összetételének megadásához ismerni kell a megfigyelt algataxonok biomasszáját. Ehhez a megfigyelt algaegyedek több lineáris testméretét kell lemérni, majd ezek és az alakra jellemző matematikai összefüggés ismeretében adható meg a taxon biomasszája (SMAYDA ET AL. 1978). Ez a munka rendkívül időigényes és a hiba lehetősége sem elhanyagolható. Vannak olyan próbálkozások a nemzetközi gyakorlatban, mint az átlagos biomassza értékek, vagy bizonyos méretkategóriákhoz tartozó biomassza értékek alkalmazása. Vitathatatlan, hogy ezek kevésbé pontosak, de általuk a munka nagymértékben

42

gyorsítható. Meg kell vizsgálni azt, hogy miként lehet a fenti, vagy ahhoz hasonló egyszerűsített módszereket használni, és ezek milyen bizonytalanságot hordoznak magukban. A biomasszabecslés megbízhatóságának megadása a monitoring adatok alapján nem lehetséges. (Az a-klorofill tartalom és a biomassza közötti összefüggés jollehet szignifikáns, de szórása nagy, így e célra nem használható) Lehetőség van azomban arra, hogy a VITUKI által koordinált interkalibrációt kiterjesszük a biomassza megadására is. Ezzel már statisztikailag értékelhető mennyiségű adathoz juthatunk. 3.4.1.4. A funkcionális csoportok adatbázis alapján történő értékelése A fitoplankton alapján történő ökológiai állapotértékelés minőségi oldala a Q index, a funkcionális csoportok szubjektív értékelésén alapul (PADISÁK ÉS MTSI. 2006, BORICS ÉS MTSI. 2007). E szubjektivitás oly módon csökkenthető, ha jól megtervezett kutatási program keretében az alig ismert víztípusok (szikes tavak, holtmedrek, stb.) algaközösségeinek összetételét megfelelően megismerjük. Annál is inkább, mert a módszer jelenleg az alsó és a felső minőségi tartományban jelez jól, míg a közepes, és a jó állapotok közötti különbségek megállapítása jelentősebb kihívás és csak rendszeres és megfelelően reprezentatív mintavételeken alapulhat. 3.4.1.5. Azon víztestek kijelölése melyeken a fitoplankton vizsgálatok indokoltak. A természetes állapotú kis és közepes vízfolyások alapvetően heterotróf rendszerek melyek energetikai alapját az allochton szerves anyagok jelentik (CALOW & GEOFFREY 1994). Nyitottabb részeiken a bentikus mikro- és makroflóra szerepe jelentősebb lehet, de a fitoplankton semmiképp sem tekinthető fontosnak. A planktonra a bevonatból leszakadó főként kovamoszatok és néhány akcidentálisan előforduló euplanktonikus elem jellemző. E vizek minősítésére a fitoplankton nem alkalmas, mert ésszerű időráfordítás mellett nem lehet annyi algaegyedet megfigyelni a merített mintákban, melyek statisztikailag megbízható eredményt adnának. A fitoplankton biomasszájának becslésére szolgáló klorofill-a tartalom ezekben a vizekben a kimutatási határhoz közeli értékeket ad. A hazai tapasztalatok (valamint a folyóvizes adatbázis adatainak itt most be nem mutatott gyors elemzése is) azonban azt igazolják, hogy már a másod és harmadrendű hegy- és dombvidéki kisvízfolyásokon ill. azok vízgyűjtőjén is történnek olyan hidromorfológiai beavatkozások, melyek azt eredményezték, hogy több kisvizünk eutróffá ill. hipertróffá vált. Ez azzal jár, hogy a vizet autotróf mikroorganizmusok uralják, s ezáltal a rendszer egyéb elemei is átrendeződnek, egészen a halfaunáig. A monitoring oldaláról nézve a problémát, a változások azt vonják maguk után, hogy a korábban joggal mellőzhetőnek tartott fitoplankton vizsgálatok többet elárulnak a rendszerről, mint az egyéb, költségesebb módszerek. A hazai felszíni vizes adatbázis folyóvizekre vonatkozó adatait elemezve elmondható, hogy a valamennyi vízfolyástípusban találhatók olyan vizek melyek eutróf állapotúak, s ugyanakkor olyan is akad közöttük, amelyik a fitoplankton alapján akár referenciálisnak tekinthető. Amennyiben tehát minden merített vízminta fitoplankton analízisét elvégeznénk (mint ahogyan azt korábban tettük), rengeteg fölösleges munkát végeznénk. 1. Jelen ismereteink alapján tehát – típustól függetlenül – meg kell neveznünk azokat a vízfolyásokat, melyek esetén a fitoplankton minőségi és mennyiségi analízise értelmetlen (akár a klorofill-a tartalom mérésétől is eltekinthetünk). Ezeken mindaddig nem kell vizsgálatokat végezni, míg ezek vízgyűjtőjét olyan terhelés, vagy hidromorfológiai beavatkozás nem történik, ami vélhetően planktonikus eutrofizációt eredményez. 2. Ugyancsak konkrétan meg kell jelölnünk azon vízfolyásokat, melyek esetén a fitoplankton minőségi és mennyiségi analízise elkerülhetetlen. Ezek monitorozása során 43

továbbra is követendőnek kell lennie annak a gyakorlatnak, hogy a fitoplankton minőségi vizsgálatát a klorofill-a tartalomtól függően végezzük el. Azt azonban, hogy mely érték fölött kell a mikroszkópos vizsgálatokat elvégezni, a típusra vonatkozó határértékek ismeretében kell megtenni. Értelemszerűen, ez az érték a kis vízfolyásokra nézve alacsonyabb lesz, mint az eupotamális jellegű, síkvidéki nagyfolyók esetén. 3.4.1.6. A horizontális különbségek állóvizek esetén A fitoplankton összetételében és mennyiségében nemcsak időbeni, hanem térbeli eltérések is lehetnek (REYNOLDS 2006). Nagyobb víztestek (mind folyó-, mind állóvizek) esetén ez jól ismert jelenség, de a kisebb vizeknél nincs kellő információ arra vonatkozóan, hogy e heterogenitásnak van-e jelentősége, vagy sem. A hazai állóvizek jelentős csoportját képezik a holtágak, melyeknek jó része bár egyenként nem túl jelentős felületű, de morfometriai sajátságaik olyanok, melyek eredményeként jelentős eltérések is kialakulhatnak a fitoplanktonban a tó hossztengelye mentén. Ennek jelentősége még inkább jelentkezik ott, ahol a makrofiton állomány kiterjedése nagyobb. Kiegészítő vizsgálatokat kell végezni, egy nagyobb méretű holtágon annak hossztengelye mentén. E vizsgálatok eredményeként választ kapunk arra, hogy hány mintavételi pont szükséges egy adott méretű holtág jellemzéséhez, ill. arra is, hogy mi a teendő akkor, ha az eredmények között jelentős különbséget tapasztalunk. Ezek a vizsgálatok szorosan átfednek a (korábban már említett) holtágakat érő pontszerű terhelések hatásának vizsgálatával. Az ott kapott eredmények alapján olyan irányú elemzések is végezhetők, melyek a mintavételi pontok optimális számának megadását célozzák. 3.5. A fitoplankton mintavétel és elemzés módszerei; Módszertani útmutató a 2007-től induló biológiai monitoring-vizsgálatokhoz 3.5.1. Fitoplankton mintavétel A tavakban, állóvizekben a fitoplankton általában egyenetlen eloszlásban él, ezért gyűjtésénél ezt messzemenően figyelembe kell vennünk, hogy reprezentatív mintához jussunk. Mindenekelőtt a tó morfometriai tulajdonságait kell megismernünk, hogy a megfelelő mintavételi pontokat kiválaszthassuk. Általános szabály nehezen adható, mivel minden vízben az adott körülményeket legmesszebbmenően figyelembe véve kell eljárnunk (a gyűjtés módszertanáról bővebben KISS 2004). A mintavételt sekély állóvizekben olyan módon végezzük, hogy a gyűjtött minta a teljes vízoszlopot reprezentálja. Amennyiben a tó nem mélyebb három méternél, oszlopmintavevővel célszerű gyűjteni, így a legegyszerűbb integrált mintához jutni (1. melléklet) . Mélyebb vizek esetén a fotikus réteget kell mintázzuk, melynek mélységét a Secchi átlátszóság alapján becsüljük (Secchi x 2,5). Nagy kiterjedésű állóvizek esetében keresztszelvényes mintavétel, ill. az eltérő algaflóra és a mozaikosság miatt a növényzettel benőtt terület mintázása is szükséges. Folyóvizek fitoplanktonjának gyűjtési stratégiája több tekintetben eltér a tavakétól. A relatíve gyorsan áramló folyóvizekben, melyek sebessége 1,5 m/s körüli, s ahol már találhatók euplanktonikus fajok, a gyors áramlás, a turbulencia miatt többé-kevésbé homogén eloszlású a fitoplankton. Ebben az esetben, a közvetlen part menti sávtól eltekintve, a folyó szinte teljes víztömegében egységes a fitoplankton. Ilyenkor a folyó sodorvonalában (pl. módosított Meyer palackkkal, 1 melléklet) merített egyetlen vízminta reprezentatívnak tekinthető (KISS ET AL. 1996). Ha kisebb a vízsebesség, sem hosszirányban, sem keresztirányban nem homogén a folyó vize. A part menti sávban a vízsebesség lényegesen kisebb lehet, s a

44

sodorvonal felé haladva fokozódik. Ennek megfelelően eltérő lehet a fitoplankton összetétele, mind fajösszetételét, mind mennyiségi viszonyait tekintve. Ezért ebben az esetben, mind partközelben, mind a sodorvonalban gyűjtünk. Elméletileg ismerni kellene a szélvizek és a fő víztömeg arányát, hogy a keresztszelvényben merítendő minták számát meghatározzuk. A Duna esetében, pl. a pontos eredmény érdekében két partközeli és három−öt a sodorvonalhoz közel eső ponton gyűjtött minta szükséges. Ha a vizsgálati cél megengedi, és eltekintünk a parti sáv eltérő jellegétől, elegendő a sodorvonalból gyűjteni egy átlagmintát, de azt időbeni eltolással. Ez a gyakorlatban azt jelenti, hogy pl. egy vödörbe öt percen keresztül, percenként egy liternyi mintát merítünk, s ha a vödör megtelt, abból az átlagmintából merítjük a vizsgálathoz használandó egy-két litert. Így kb. 500−600 m-es „folyószakasznyi” mintát gyűjtünk, ami homogenitását tekintve már elfogadható (KISS és mts.-ai 1996). Az ennél lassabban áramló vizek, mint pl. a Kiskörei-, vagy Dunacsúnyi-tározó, sok vonatkozásban állóvíznek tekinthető, ott tehát a tavaknál alkalmazandó mintavételi stratégiát célszerű követni. A gyors folyású folyóvizek fitoplanktonja elsősorban tichoplanktonikus elemekből áll. Itt olyan mérvű az átkeveredés, hogy a teljes víztömeg homogénnek tekinthető és már egyetlen minta is reprezentatív. A forráshoz közeli szakaszokon, akár még hegyvidéki patakoknál is találkozhatunk nagyobb mennyiségben euplanktonikus algaflórával, noha az áramlási sebesség miatt ez nem volna várható (pl. a forrás alatti részen kicsi tavacskát-tározócskát alakítottak ki). A folyóvizek esetében gyakran a folyásirányban bekövetkező változások nyomon követése is fontos, hisz itt a lefelé haladó vízben jönnek létre az „időbeni változások”. Ezeknél a vizsgálatoknál néhány órás, néhány napos eltolással úgy célszerű a mintákat egymás után merítenünk, hogy az alsóbb szakasz mintáját lehetőleg annyi idő múlva gyűjtsük, amennyi idő alatt a felső mintavételkor vizsgált víztömeg oda leér (reptációs módszer). Elméletileg természetesen nem lehet pontosan ugyanabból a víztömegből gyűjteni, de a gyakorlat azt igazolta, hogy hossz-szelvény vizsgálatánál ez a módszer a legcélravezetőbb és jól értelmezhető eredményekhez jutunk. Állóvizekben a feltáró monitoring esetében 6 évenként évi 4x, operatív monitoring esetében évente 6 mintavétel javasolt, amelyből egy tavasszal a makrovegetáció kifejlődése előtti időszakban (április-május), 2-4 nyár folyamán, egy pedig az ekvilibrum időszakában augusztus 15. és szeptember 15. között aktuális. Folyóvizekben a fitoplankton vizsgálata azoknál a dombvidéki és síkvidéki nagy, illetve nagyon nagy vízgyűjtőjű vízfolyásoknál indokolt, ahol az euplanktonikus fajok jelentős arányban vannak jelen. Mintavételi gyakoriság hasonló az állóvizekhez, de tekintettel kell lenni a vízjárási viszonyokra, kerülni kell a közvetlen áradás utáni időszakot, mert az áradások teljesen átrendezhetik az algaállományt. Javasolt mintavétel az áradás után 2-3 héttel. Fitoplanktonban gazdag nagy folyók esetében nagyon fontos kérdés a mintavételek gyakoriságának a meghatározása. Gyakran már egy hét alatt olyan mennyiségi és gyakran fajösszetételbeli változások is bekövetkezhetnek, aminek pontos megismeréséhez mindenképp hetente egy alkalommal mintát kell gyűjteni. A kéthetes gyakoriságú mintavétel, átlagosan 10%-os hibahatáron belüli pontosságot eredményez. Általános tényként leszögezhetjük, hogy már a havonkénti mintavételt is inkább tájékozódó vizsgálatok alapjának tekinthetjük, még akkor is, ha így bizonyos nagyobb arányú változások, történések megismerhetők. A fentiekhez kiegészítésként hozzá kell tenni, hogy szintén dunai kutatási eredmények bizonyítják, hogy nyáron, ha nagy egyedszámú a fitoplankton, egyetlen napon belül is jelentős mennyiségi különbségek figyelhetők meg. Kora reggel legkisebb a fitoplankton tömege, az a-

45

klorofill koncentráció napközben növekszik és késő délutánra 10−50%-kal is nagyobb lehet. Ezt az egyetlen napon belüli változást is figyelembe kell venni a mintavételi stratégia kialakításánál (KISS 1996). A fitoplankton-vizsgálat merített mintából történik. A mintát a helyszínen Lugol-oldattal (készítése: NÉMETH 1998) rögzítjük: 100 ml mintához kb. 10 csepp Lugol-oldatot csöpögtetünk (annyit, hogy a minta konyak színű legyen). A minták vizsgálat utáni végső konzerválását formaldehid-oldattal végezhetjük, a mintában ~ 2%-os végkoncentrációt állítunk be. A mintavétel során a helyszíni jegyzőkönyvben rögzítjük a minta azonosításához szükséges adatokat, valamint a mintavétel idején jellemző környezeti paramétereket. Az alkalmazható helyszíni mintavételi jegyzőkönyv a 2. melléklet szerint. 3.5.2. Fitoplankton mennyiségi jellemzése Az állomány mennyiségi jellemzésére a következő paraméterek mérése ad releváns információt: egyedszám (sejtszám) biomassza a-klorofill Az alga egyedszám kapcsán számos probléma merül föl, ami részben az egyed definíciójából, részben pedig az egyedek között lévő, olykor több nagyságrendnyi méretbeli különbségből adódik. Az algológiai gyakorlatban elfogadott konvenció szerint egyetlen egyednek tekintik a magányos sejtet és a sejtkolóniát, vagy fonalat egyaránt, tekintet nélkül az azokat alkotó sejtek számára. Látszólag pontosabb lehetne a sejtszám/ml érték, de épp az utóbbi fajok esetében igen nehéz a pontos sejtszámot megadni. Amennyiben a mintában sok a változó sejtszámú egyed, célszerű egy átlagértéket megadni, s ezt az eredményekkel együtt közölni. Azért is fontos, hogy a lehető legpontosabban adjuk meg a sejtszám adatokat, mert ebből számoljuk a mennyiségi vizsgálatok eredményét reprezentáló nyers biomassza értékeket. 3.5.2.1. Egyedszám meghatározása A mennyiségi meghatározás fordított mikroszkóppal, Utermöhl-féle módszerrel történik (UTERMÖHL 1958, LUND ET AL. 1958). A mikroszkóp a következő elvárásoknak kell megfeleljen: csak apochromát típusú objektívet használjunk (egy 10 x-es, 20 x-os, 40 x-es és 100 x-os lencsére van szükségünk, a 40 x-esnek legalább 0,7-es, a 100 x-osnak 1,2 – 1,3-as legyen a numerikus apertúrája). Az okulárok lehetőség szerint nagylátószögűek legyenek, s legalább 10 x-es nagytásúak. Nagyon fontos kiegészítést jelent, ha DIC optikánk (Differenciál Interferencia Contrast) van, ez a 40 x-es és 100 x-os lencsékhez elegendő. A kondenzor is feleljen meg a 100 x-os objektívnek, ill. magába foglalja a DIC kondenzor-elemeket is. Ugyancsak fontos lehet, ha kondenzorunkkal sötét látóteres megvilágítást is létre tudunk hozni. Az UTERMÖHL módszer lényege, hogy az eredeti, Lugol-oldattal rögzített, tömörítés nélküli mintákat a speciális számlálókamrába öntjük, abban a mintát ülepedni hagyjuk (3. melléklet). A teljes ülepedéshez a 2 ml-es kamráknál kb. 1 óra elegendő, a nagyobbaknál úgy kell számolnunk, hogy az ülepedés sebessége kb. 4 óra/cm. Amennyiben a fitoplankton egyedszáma nagyobb 15 000−20 000 ind/ml-nél, 2 ml-es kamra használatakor is hígítanunk kell a mintákat. A hígításhoz lugolos desztillált vagy csapvizet használhatunk. Az 5 ml-esnél nagyobb kamrák feltöltésénél egy speciális perforált töltőtoldatot használunk, hogy a minta körkörös keveredését megakadályozzuk, s az algák a lehető legegyenletesebb eloszlásban ülepedjenek le. A színültig töltött kamrát vízszintesen helyezzük el. A 10 ml-nél nagyobb

46

mintatérfogat esetében célszerű a lapos kamrával kombinált ülepítőkamrát használni, mivel a nagy folyadékréteg a vizsgálatokat megnehezíti. Miután a minta leülepedett, a kamrát a fordított mikroszkóp tárgyasztalára helyezzük, és a számlálást elvégezzük. Az okulárba számláló hálót helyezünk (legcélszerűbb egy 4-, vagy 9 négyzetre, s nem többre osztott számláló háló), ezzel jelöljük ki a vizsgálandó sávszélességet. A 20-30 éve gyártott mikroszkópoknál a látótér sávszélességét egy speciális, mozgatható vonalpárt magába foglaló okulárral állíthathattuk be. Ezek az okulárok kis nagyításúak és optikailag kevésbé voltak jók. Emiatt ma mindenképp okulárháló alkalmazását javasoljuk. A nemzetközi gyakorlatnak megfelelően 400 algaegyedet számlálunk meg, s közben meg is határozzuk azokat. Így maximum ±10%-os hibával dolgozunk. Hazai tapasztalatok alapján, ha a kamra föltöltésekor körültekintően jártunk el és az ülepedés egyenletes, a hibánk inkább csak ±5%-os. A számolást általában 40-szeres objektívvel végezzük, mivel így szinte minden faj meghatározható (a 40 x-es objektív használata miatt fontos, hogy az a lehető legjobb felbontóképességű legyen). Természetesen a fajmeghatározást jelentősen segíti, ha előtte az élő mintát már tanulmányoztuk. Szükség esetén, különösen a néhány µm-es méretű fajoknál, immerziós objektívet használunk. A kamra méretét, a minta esetleges hígítását úgy választjuk meg, hogy egy kamraátmérő végigszámlálása során 130−150 egyedet találjunk. A fentebb említett hibahatár akkor tartható, ha legalább három, egymással ~60o-os szöget bezáró átmérőt számolunk végig. Ha a minta algákban gazdag, a számláló háló segítségével inkább keskenyebb látótérsávot számoljunk át, semmint a megvizsgált átmérők számát csökkentsük. Természetesen a sávszélességet okulár mikrométer segítségével mindig pontosan lemérjük, hogy azt a végső számolásnál használhassuk. Így elérhető, hogy a három sávban kb. 400 egyedet számoljunk meg. Mivel a kamrákban az ülepedés nem egyenletes, teljes sávokat kell mindig számolni, még akkor is, ha közben már megtaláltunk 400 egyedet. A mintában lévő nagy testű, kis egyedszámú fajokat, vagy nagyobb kolóniát alkotókat (pl. Ceratium hirundinella, Microcystis aeruginosa, Botryococcus braunii) kis nagyítású objektív használatával, a teljes kamrafenék átvizsgálásával számláljuk meg. Az algaszámot a kamra fenéklemezének felülete, a vizsgált sávok felülete, valamint a kamra térfogata és a számlálás során talált egyedszám ismeretében számoljuk ki. Az értékét fitoplankton esetén általában ind/ml-ben adjuk meg (egyed/ml), az alábbi képlet segítségével. r2 π * I algaszám = ———— 2 * n * r * a *V ahol: n: átszámolt átmérők száma r: a kamra zárólapjának sugara (mm) a: az átszámolt sáv szélessége (mm) I: átszámolt területen (n r a) talált algák száma V: a számlálókamra térfogata (ml) 3.5.2.2. A fitoplankton biomasszájának becslése Az egyes taxonok fajlagos biomasszáját valamilyen egyszerű geometriai modellel való közelítéssel, a megfelelő lineáris méretekből számítjuk ki (ÁCS, KISS 2004, NÉMETH 1998, NÉMETH, VÖRÖS 1986). Egy-egy alga egyedszámát megszorozzuk annak térfogatával, majd az értékeket fajonként összegezve megkapjuk az össztérfogatot. Az algák fajsúlyát 1-nek véve 47

ez egyben a biomassza is lesz, melyet általában mg/l-ben fejezünk ki. Mivel az algák mérete egy-egy populáción belül is változó lehet, a statisztikai megbízhatóság végett 10-50 egyed térfogatát határozzuk meg külön-külön, majd az adatokat átlagoljuk és az adott faj átlagos térfogatértékével szorozzuk meg az egyedszámát. Nagyon fontos, hogy az algák mérete még egy-egy víztér esetében is időről időre változik, így a nagyobb egyedszámú fajok esetében minden mintában meg kell mérni a méretüket. A térfogat ismeretében a sűrűséget egységnyinek tételezve, a fajlagos biomasszát tömegegységben fejezzük ki. Néhány fontosabb alga nemzetség sejttérfogatának kiszámításához azok mértani alakját a 4. melléklet tartalmazza. 3.5.2.3. Az a-klorofill tartalom meghatározása Az algaállomány mennyiségi becslésére a fotoszintetikus pigmentek térfogategységre vonatkoztatott mennyisége is alkalmas. A módszer elve, hogy az algasejtekből kivonjuk valamilyen extraháló szerrel a pigmenteket és az extraktum sűrűségét fotometriásan határozzuk meg. Több féle extraháló szer létezik, legjobbnak a tömény metanolt bizonyult, ezért ezt a módszert tárgyaljuk részletesen (az MSZ ISO 10260:1993 szabvány pontatlan eredményhez vezethet, PÁPISTA ET AL. 2002). A jól felrázott eredeti (friss) fitoplankton mintából ismert térfogatot (M) üvegszálas szűrőre szűrünk. Hagyjuk, amíg magától átfolyik az oldat, de ha már lassul a szűrés, vízlégszivattyú segítségével enyhe vákuummal (melyet fokozatosan növelünk) segítjük a szűrést. Ha már legalább fél perce nem csöppent le egyetlen csepp víz sem a szűrőről, befejezhetjük a szűrést. Ezután a szűrőt csíkokra vágva csiszolt dugós, hosszú hűtőszárú (3. melléklet) kémcsőbe rakjuk, melybe előzetesen méregpipettával vagy automata pipettával 10 ml tömény metanolt pipettázzunk (gumikesztyű használata kötelező). Vízfürdő fölött, gőzben addig melegítjük, míg a kémcső hosszú szárában meg nem jelennek az első metanol cseppek. Ezután a gőzről levéve még 10 ml metanolt pipettázunk bele, rázatóval (vortex) jól összerázzuk, majd egy másik kémcsőbe közönséges szűrőpapíron átszűrjük. Az így kapott oldatot spektrofotométerrel mérjük. 750, 666 és 653 nm-nél leolvassuk az extinkciót és a következő képlet alapján számolunk: Ca= 17,12 E666 – 8,68E653 ahol E666 a 666 nm-en mért extinkcióból kivonva a 750 nm-en mért extinkció értéke, E653 a 653 nm-en mért extinkcióból kivonva a 750 nm-en mért extinkció értéke. Ha M ml mintát szűrtünk át és m ml metanollal extraháltuk ki, akkor a klorofill-a koncentrációja (X): X= m*Ca*1000*M-1 Az eredményt µg/l-ben kapjuk meg. 3.6.. Minősítés A fitoplankton alapú minősítésnél két jellemző paramétert veszünk figyelembe: • •

Taxonómiai összetétel – ez jelenik meg a Q indexben. Mennyiség (a-klorofill tartalom alapján becsülve).

A Q index lényege az, hogy ismerve a fitoplankton funkcionális csoportjainak környezeti igényét, és ismerve egy adott típusra jellemző fizikai, kémiai és biológiai változók mintázatát, becsülhető, hogy egy adott funkcionális csoport jelenléte a természetes állapotú vízben milyen 48

mértékben kívánatos (magasabb F érték), ill. nem az (alacsony F érték). Az a-klorofill koncentráció alapján történő minősítés lényege, hogy szoros összefüggés van a természetes vizek (ahol a fitoplankton releváns) a-klorofill koncentrációja és a stresszorok nagysága között. A végső minősítésnél a két metrikát egyesítjük. A fitoplankton alapján történő ökológiai állapotértékelés a vegetációperiódusban gyűjtött minták aktuális értékeinek átlagai alapján történik. 3.6.1. Tavak: 3.6.1.1. Minősítés Q indexszel: 5

Qki =

∑pF i

i =1

i

5

∑ p F *F i =1

i

i

wi

ahol s az adott mintában található fajszám, pi= i Faktorértékű kodonok relatív gyakorisága (biomassza alapon), Fi az adott kodon 0 és 5 közti faktorértéke (a Q index kodonjainak besorolását az 5. melléklet, az F értékeket pedig a 6.melléklet tartalmazza). Fwi: az adott i Faktorhoz tartozó súlyozási érték a következők szerint: Fi 5 4 3 2 1

Fwi 1 2 3 9 27

A Q index normalizáláshoz használt formula a következő volt (ahol X helyébe a Q index értéke helyettesítendő, y pedig a normalizált Q index értéke lesz, mely 0 és 1 közé eső szám): y = 2,9044x3 - 5,8143x2 + 4,3764x - 0,4666 A Q index javasolt osztályhatárai: Osztály Kiváló Jó Közepes Gyenge Rossz

Qk 0,8< 0,46 0,3 0,2 <0,2

3.6.1.2. Minősítés a-klorofill alapján: Az a-klorofill koncentráció alapján javasolt osztályhatárok: Típusok 1,4,5,10,12 2, 6, 12 Kiváló – ≤10 Jó – ≤25 Közepes – ≤43 Gyenge – ≤51 Rossz – >51

3, 7, 14 ≤12 ≤39 ≤66 ≤86 >86

49

8 ≤10 ≤23 ≤30 ≤56 >56

9 ≤12 ≤30 ≤39 ≤45 >45

13 ≤12 ≤60 ≤100 ≤129 >129

15 ≤16 ≤37 ≤54 ≤60 >60

16 ≤6 ≤18 ≤27 ≤30 >30

Ahhoz, hogy a fenti határértékeket multimetrikus index részévé tegyük 0 és 1 közötti számokká kell normalizálnunk, mégpedig úgy, hogy az így kapott határértékek egyenlő osztálytartományokat jelöljenek ki (0,2; 0,4; 0,6; 0,8;). Az egyenleteket a következő táblázat tartalmazza, ahol x helyébe az a-klorofill koncentráció helyettesítendő be, y pedig a normalizált a-klorofill érték lesz: Az egyes tótípusok a-klorofill határértékeinek normalizálásához használt formulák: Tótípusok és típuscsoportok A normalizáláshoz használt formula 2-6-12, y =0,000008*x2 - 0,015*x + 0,9796 3-7-14, y =0,00003*x2 - 0,0111*x + 0,9711 8, y = -0,0002*x2 - 0,0053*x + 0,9072 9, y = 0,0001*x2 - 0,0207*x + 1,0118 13, y = -0,00002*x2 - 0,0029*x + 0,8348 15 y = -0,00002*x2 - 0,0024*x + 0,8074 16 y = -0,00008*x3 + 0,0037x2 - 0,0654x + 1,0663 3.6.1.3. A két metrika egyesítése: Tavak esetében a két mérőszám egyesítése a következőképpen történik. Az adott hónapra a normalizált a-klorofill és a Qk index értékeiből képzünk egy számot, s ezeket összegezzük az adott évben. Így az adott évre vonatkozóan egyetlen számot kapunk, s ezt viszonyítjuk a megadott határértékekhez. Tekintettel arra, hogy mindkét metrika ily módon 0 és 1 közé eső szám, a multimetrikus indexben egyszerűen ezek átlagát képezzük az alábbi képlet szerint: HLPI = NChl-a + NQki 2 Ahol

HLPI : magyar tavi fitoplankton index, NChl-a: az a-klorofill tartalom normalizált metrikája, NQki : a fitoplankton taxonómiai összetételén alapuló normalizált metrika.

Tekintettel arra, hogy az utolsó lépésben mindkét mérőszámot úgy normalizáltuk, hogy értékeik 0-1 közé essenek, a két metrika egyesítése után kapott multimetrikus index (HLPI) határértékei az egyenlő terjedelmű osztályhatárokhoz igazodva 0,8; 0,6; 0,4; 0,2 lesznek. Szikes vizek esetében a hagyományos fitoplanktonnal nem lehet minősíteni, mert a fotoszintetizáló szervezetek döntő hányadát pikoalgák adják, amelyekre a Q minősítés nem használható. Ezeknél a tavaknál a pikoalgákra specifikált minősítést kell kidolgozni, amely más vizsgálati metodikát is igényel. 3.6.2. Folyók: 3.6.2.1. Minősítés Q index alapján: A fitoplankton állapotát jellemző Qk társulás indexet korábban a korábbi formula szerint számolták: s

Qk = ∑ ( pi Fi), i =1

50

ahol s az adott mintában található fajszám, pi az egyes társulások (kodonok) relatív abundanciája (biomassza alapon), és Fi az adott kodon 0 és 5 közti faktorértéke. A Q index kodonjainak besorolását a 7. melléklet tartalmazza. Q index normalizálása (x helyébe az aktuális Q helyettesítendő, y pedig a normalizált Q értéket adja, amely így már 0 és 1 közé eső szám lesz): Típuscsoportok 1. 2. 3.

A normalizáláshoz használt formula y =1,3377*x2 - 0,4252*x + 0,0451 y =1,205*x2 - 0,1805*x - 0,0063 y = 0,7334*x2 + 0,3253*x - 0,0137

A Q indexre javasolt határértékek: 1. Típus: Hegyvidéki, szilikátos hidrogeokémiai jellegű, durva mederanyagú, kicsi vízgyűjtőjű patak 2. Típus: Hegyvidéki, meszes, hidrogeokémiai jellegű, durva mederanyagú, kicsi vízgyűjtőjű patak 3. Típus: Hegyvidéki, meszes hidrogeokémiai jellegű, durva mederanyagú, közepes vízgyűjtőjű kis folyó 4. Típus: Dombvidéki, meszes hidrogeokémiai jellegű, durva mederanyagú, kicsi vízgyűjtőjű patak 5. Típus: Dombvidéki, meszes hidrogeokémiai jellegű, durva mederanyagú, közepes vízgyűjtőjű kis folyó 8. Típus: Dombvidéki, meszes hidrogeokémiai jellegű, közepesfinom mederanyagú, kicsi vízgyűjtőjű csermely 9. Típus: Dombvidéki, meszes hidrogeokémiai jellegű, közepesfinom mederanyagú, közepes vízgyűjtőjű kis folyó 11. Típus: Síkvidéki, meszes hidrogeokémiai jellegű, durva mederanyagú, kicsi vízgyűjtőjű patak 12. Típus: Síkvidéki, meszes hidrogeokémiai jellegű, durva mederanyagú, közepes vízgyűjtőjű kis folyó 13. Típus: Síkvidéki, meszes hidrogeokémiai jellegű, durva mederanyagú, nagy vízgyűjtőjű, közepes folyó 15. Típus: Síkvidéki, meszes hidrogeokémiai jellegű, közepesfinom mederanyagú, kicsi vízgyűjtőjű csermely 16. Típus: Síkvidéki, meszes hidrogeokémiai jellegű, közepesfinom mederanyagú, kicsi vízgyűjtőjű és kis esésű ér 17. Típus: Síkvidéki, meszes hidrogeokémiai jellegű, közepesfinom mederanyagú, közepes vízgyűjtőjű és kis esésű patak 21. Típus: Síkvidéki, szerves hidrogeokémiai jellegű, kicsi vízgyűjtőjű patak 6. Típus: Dombvidéki, meszes hidrogeokémiai jellegű, durva mederanyagú, nagy vízgyűjtőjű közepes folyó 7. Típus: Dombvidéki, meszes hidrogeokémiai jellegű, durva mederanyagú, nagyon nagy vízgyűjtőjű nagy folyó 10. Típus: Dombvidéki, meszes hidrogeokémiai jellegű, közepesfinom mederanyagú, nagy vízgyűjtőjű közepes folyó 14. Típus: Síkvidéki, meszes hidrogeokémiai jellegű, durva mederanyagú, nagyon nagy vízgyűjtőjű nagy folyó 18. Típus: Síkvidéki, meszes hidrogeokémiai jellegű, közepesfinom mederanyagú, közepes vízgyűjtőjű kis folyó 19. Típus: Síkvidéki, meszes hidrogeokémiai jellegű, közepesfinom mederanyagú, nagy vízgyűjtőjű közepes folyó 20. Típus: Síkvidéki, meszes hidrogeokémiai jellegű, közepesfinom mederanyagú, nagyon nagy vízgyűjtőjű nagy folyó 22. Típus: Síkvidéki, szerves hidrogeokémiai jellegű, közepes vízgyűjtőjű kis folyó

Típuscsoport

23. Duna, magyarországi felső szakasz 24. Duna, magyarországi középső szakasz 25. Duna, magyarországi alsó szakasz 26. Csatorna

51

kiváló

jó

Qk-index közepes gyenge rossz

1

0,95

0,8

0,7

0,6

<0,6

1

0,95

0,8

0,7

0,6

<0,6

1

0,95

0,8

0,7

0,6

<0,6

1

0,95

0,8

0,7

0,6

<0,6

1

0,95

0,8

0,7

0,6

<0,6

1

0,95

0,8

0,7

0,6

<0,6

1

0,95

0,8

0,7

0,6

<0,6

1

0,95

0,8

0,7

0,6

<0,6

1

0,95

0,8

0,7

0,6

<0,6

1

0,95

0,8

0,7

0,6

<0,6

1

0,95

0,8

0,7

0,6

<0,6

1

0,95

0,8

0,7

0,6

<0,6

1

0,95

0,8

0,7

0,6

<0,6

1

0,95

0,8

0,7

0,6

<0,6

2

0,9

0,75

0,65

0,55 <0,55

2

0,9

0,75

0,65

0,55 <0,55

2

0,9

0,75

0,65

0,55 <0,55

2

0,9

0,75

0,65

0,55 <0,55

2

0,9

0,75

0,65

0,55 <0,55

2

0,9

0,75

0,65

0,55 <0,55

2

0,9

0,75

0,65

0,55 <0,55

2 3 3 3 3

0,9 0,8 0,8 0,8 0,8

0,75 0,7 0,7 0,7 0,7

0,65 0,6 0,6 0,6 0,6

0,55 <0,55 0,5 <0,5 0,5 <0,5 0,5 <0,5 0,5 <0,5

3.6.2.2. Minősítés a-klorofill alapján: A típuscsoportokba tartozó típusok és a javasolt osztályhatárok. (A számok az adott osztály alsó a-klorofill értékeit jelentik) kiváló 2,7 4,2 5,9 15,0 20 6,2

1. Típuscsoport 1/2/3/4/5/8/9/11/13/17 2. Típuscsoport 12/15/16/18/19/21/22 3. Típuscsoport 6/7/10/14/20 4. Típuscsoport 23/24 5. Típuscsoport 25 6. Típuscsoport 26

jó 5,6 8,7 10,0 30,0 40,0 14,6

közepes 10,5 18,5 18,3 45,0 60,0 30,0

gyenge 15,5 28,0 27,6 60,0 80,0 47,8

rossz >15,5 >28,0 >27,6 >60,0 >80,0 >47,8

Az a-klorofill normalizásálához használt formulák az egyes típuscsoportokban (ahol x helyébe az a-klorofill értékét helyettesítjük, y pedig a normalizált a-klorofill nagyságát adja, amely 0 és 1 közé eső szám lesz): Típuscsoportok 1, 2, 3, 4, 5, 6,

A normalizáláshoz használt formula y = 1,0478e-0,1018x y = 1,0109e-0,0558x y = 1,0728e-0,0584x y = -0,0133x + 1 y = -0,01x + 1 y = 0,9954e-0,0328x

R2 R = 0,9878 R2 = 0,9902 R2 = 0,9883 R2 = 1 R2 = 1 R2 = 0,9953 2

3.6.2.3. A metrikák egyesítése: A metrikák egyesítésére egy adott élőlény együttesen belül szükség van. A metrikák alapján történő minősítés során azt vizsgálták, hogy van-e szignifikáns összefüggés a két metrika és a terheléssel kapcsolatos kémiai paraméterek között. Több esetben szignifikáns összefüggést találtak. Ezek esetén megadták az R2 értékét. Magasabb R2 értékek az a-klorofill metrikákat jellemezték, ugyanakkor a Qk metrika is több esetben szignifikáns (de gyenge) összefüggést mutatott. Éppen ezért a két metrikát különböző módon kombinálták, majd újból vizsgálták azok kapcsolatát a vízkémiai paraméterekkel. A legszorosabb összefüggést az alábbi kombináció mutatta: 2 NChla + NQr HRPI = 3 Ahol HRPI : magyar folyóvízi fitoplankton index NChla: normalizált a-klorofill metrika NQr: normalizált folyóvízi fitoplankton metrika Az így előállított index már elemszintű értékelést jelent, amivel a folyók aktuális állapota értékelhető. Tekintettel arra, hogy az utolsó lépésben mindkét mérőszámot úgy normalizáltuk, hogy értékeik 0-1 közé essenek, a két metrika egyesítése után kapott multimetrikus index (HRPI) határértékei az egyenlő terjedelmű osztályhatárokhoz igazodva 0,8; 0,6; 0,4; 0,2 lesznek. A folyók ökológiai állapotát azonban egy adott időszakra, gyakorlatilag az adott évre is meg kell adni. Az állóvizeknél alkalmazott gyakorlatnak megfelelően itt is úgy jártak el, hogy az

52

adott év vegetáció periódusbeli mintáit külön minősítették, majd azok értékeinek átlagát képezték. AnnHRPI = Átlag HRPI Ahol: Ann.HRPI: a folyóvízi index éves értéke Átlag HRPI: folyóvízi index éves átlag értéke Mivel az aktuális értékek már normalizált formában voltak további transzformációra már nem volt szükség. A határértékeket valamennyi típusra Az EQR = 0 – 1 közötti intervallumban 0,2-es egyenlő osztályközökkel adták meg. Tekintettel arra, hogy az utolsó lépésben mindkét mérőszámot úgy normalizáltuk, hogy értékeik 0-1 közé essenek, a két metrika egyesítése után kapott multimetrikus index (AnnHRPI) határértékei az egyenlő terjedelmű osztályhatárokhoz igazodva 0,8; 0,6; 0,4; 0,2 lesznek.

4. A VKI monitoring-terv felülvizsgálata 4.1. A feltáró monitorozó programok fitoplanktonra vonatkozó értékelése 4.1.1. Tavak (HUSWPS_1LW alprogram) A fitoplankton vizsgálatok gyakorisága a kiválasztott mintavételi helyeken, és a tervezett gyakoriságnak megfelelően indokolt. 4.1.2. Folyók (HUSWPSW_1RW alprogram) A fitoplankton vizsgálatok gyakorisága a kiválasztott releváns folyó típusok esetén (14.,19.,20.,23.,24.,25. - egész évben; 6.,7.,10.,13. - kisvízi időszakban), és a tervezett gyakoriságnak megfelelően indokolt. Emlékeztetnünk kell azonban arra, hogy hazánkban dombvidéki és síkvidéki kisebb folyóknál is előfordulhat az, hogy tavak kapcsolódhatnak hozzájuk, ahol számottevő lehet a fitoplankton mennyisége. Ezeknek a tavaknak a vize, ha a vízfolyásba jut, ott megjelenik a fitoplankton és vizsgálata indokolttá válhat. 4.2. Operatív monitoring programok fitoplanktonra vonatkozó értékelése 4.2.1. Tápanyagtartalom miatt kockázatos tavak (HUSWPO_1LWNO alprogram) A tápanyagtartalom miatt kockázatos tavak esetében a fitoplankton vizsgálat a terveknek megfelelően indokolt. Amennyiben a korábbi vizsgálatok alapján valószínűsíthető, hogy a tavakon vízvirágzások szoktak kialakulni, a vizsgálatok számát a kritikus időszakban két hetenként indokolt elvégezni. Tavak esetében teszünk annyi kiegészítést, hogy a pikoplanktonra vonatkozóan emlékeztetünk néhány fehér szikes tavunkra, ahol pl. a madárvonulások eredményeképp hipertrófikus állapotok jellemzőek, s ott a piko-méretű algák a fitoplankton „egyetlen”, jelentős képviselői (VÖRÖS ÉS MTS. AI 2005). 4.2.2. Hidromorfológiai beavatkozások miatt kockázatos tavak (HUSWPO_1LWHM alprogram)

53

A hidromorfológiai beavatkozások miatt kockázatos tavak esetében a fitoplankton vizsgálat a terveknek megfelelően indokolt. Amennyiben a korábbi vizsgálatok alapján valószínűsíthető, hogy a tavakon vízvirágzások szoktak kialakulni, a vizsgálatok számát a kritikus időszakban két hetenként indokolt elvégezni. 4.2.3. Veszélyes anyag miatt kockázatos folyók (HUSWPO_1RWPS alprogram) Ezeknél a folyóknál a fitoplankton nem indikatív, vizsgálata a terveknek megfelelően nem indokolt. 4.2.4. Tápanyag és szervesanyag miatt kockázatos folyók (HUSWPO_1RWNO alprogram) Magyarország folyói között nagyon kevés olyan akad, ahol a növényi tápanyagkínálat ne lenne bőséges (a limitáció határa fölötti, annak akár többszöröse). Ezeknél a folyóknál, amennyiben a vízsebesség ~ 1,5 m s-1 alatti és nem olyan nagy a lebegőanyag tartalmuk, hogy a víztömegnek csak 10-20 %-a tartozik az eufotikus zónához, a vegetáció időszakban fajgazdag és nagytömegű fitoplankton kialakulására van lehetőség. Itt egy részt az a-klorofill vizsgálata indokolt, másrészt a részletes fitoplankton vizsgálat is, a tervezett évi négy alkalommal. A tavaszi áradásokat követően szeptember végéig, egyenletes elosztásban (ha a folyón árhullám vonul le, azt követően min. 10 nappal kerülhet sor mintavételre. Azokban a folyókban, ahol a fenti feltételek mellett fitoplankton alakul ki, a fitoplankton fajösszetételének, mennyiségi viszonyainak ismeretében a szerves terhelés detektálható. Így ezeket a folyókat, ha szerves terhelés éri, vagy magában a folyóban alakul ki szerves terhelés, indokolt a fitoplankton vizsgálatok elvégzése. 4.2.5. Hidromorfológiai ok miatt kockázatos folyók (A hidromorfológiai kockázat oka a hosszanti átjárhatóság akadályozottsága) Ezeknél a folyóknál a fitoplankton nem indikatív, a folyó hosszanti átjárhatósága a fitoplankton számára biztosított. 4.2.6. Hidromorfológiai ok miatt kockázatos folyók (A hidromorfológiai kockázat oka völgyzárógátas átfolyó tározó, duzzasztás, vízkivétel, vízmegosztás hatásai) 4.2.6.1. Völgyzárógátas átfolyó tározó hatásai a fitoplanktonra A völgyzárógátas átfolyó tározó hatásai a fitoplanktonra többrétűek. Völgyzárógátas tározót hazánkban egyrészt ivóvíz ellátási célokra építettek, másrészt tavak vízutánpótlásának biztosítása érdekében. Az előzőkből több, az utóbbiakból kevesebb épült. Ivóvíz ellátási célra épített tározóknál általában mások (szigorúbbak) a vízminőséggel kapcsolatos elvárások. Ivóvíztisztítás céljára épült tározónál (elvben) követelmény, hogy a tápvíz szennyezéstől mentes, minél kisebb potenciális és aktuális trofitású víz legyen és természetesen elegendő vizet biztosítson a tározáshoz. Hazai tapasztalatok alapján eddig ezeket a követelményeket nem nagyon lehetett megvalósítani. A tápvízként szolgáló patakok, folyók jó esetben biztosították a megfelelő mennyiségű tápvizet, de minőségük ritkán, vagy csak átmenetileg volt megfelelő. Jó példa erre néhány Észak-magyarországi tározó. A Komravölgyi-tározó pl. az Ipolyból szivattyús átemeléssel kapja tápvizét. Az Ipoly potenciálisan eutrófikus folyó, így a vizével táplált tározóba elegendő növényi tápanyag jut, ami fajgazdag és nagy abundanciájú fitoplankton kialakulását teszi lehetővé. A Hasznosi-, a Csórréti- és a Köszörűvölgyi-tározó a vulkanikus talajú Mátra csapadékvizeit gyűjti össze, és a mátrai üdülőkörzetek illetve Pásztó és Salgótarján városok vízellátásának megoldására épült. A Mátra patakjai többségükben jó minőségűek, különösen a hegyvidéki részeken.

54

Ennek ellenére a tározók fitoplanktonja gyakran nagy abundaciájú, mivel a patakokkal szállított és a csapadékvízzel bemosódó növényi tápanyagok mennyisége miatt esetenként elérik az eutrófikus szintet. Az EU VKI végrehajtása nyomán remélhető, hogy a tározókat tápláló vízre vonatkozó minőségi elvárások megvalósulnak. Nincs olyan völgyzárógátas átfolyó tározó hazánkban, még az ivóvízellátás céljára épültek sem, ahol ne okozna gondot a horgászati hasznosítás, halasítás. Nem az lenne a gond, hogy ezekben a tározókban, a tó méretéhez alkalmazkodó számú horgász halat fogna, és a tó természetes szaporulatú (esetleg józanul betelepített), a tó természetes tápanyagbázisára épülő halakat szigorú horgászási előírásokat betartva kifognák. A baj az, hogy rendszeresen halasítanak, sok horgászengedélyt és napijegyet adnak ki, és a horgászok, mai szokásaiknak megfelelően etetéssel igyekeznek halat fogni. Az etetéssel olyan mennyiségű szerves anyagot visznek be a tóba, hogy ha az korábban mezotrófikus volt is, hamarosan eutrófikussá, politrófikussá válik. A VGT kialakítása során ezt is mint komoly veszélyforrást kell tekinteni és országos méretű, betartható és a betartást ellenőrző intézkedéseket kell hozni. Amennyiben az adott völgyzárógátas átfolyó tározó fitoplankton vizsgálata nem tekint hosszabb múltra, vagyis nem ismerjük megfelelő pontossággal a fitoplankton többéves, „átlagos” jellemvonásait, a VGT bevezetésének első 3 évében, évenként a vegetáció periódusban 4 fitoplankton vizsgálat indokolt, természetesen mélységi elemzésekkel. 4.2.6.2. Duzzasztás hatásai a fitoplanktonra A duzzasztás hidraulikai hatása jelentősen függ az adott folyószakasz korábbi hidrológiai viszonyaitól, a duzzasztás mértékétől (pl. tartózkodási idő), és módjától (mederduzzasztás, oldal-tározós duzzasztás, duzzasztás alá vont terület nagysága, tározó mélysége, medermorfológiai jellemvonásai). Magyarországon több tekintetben egységes a helyzet, mivel nagy folyóinkon épült duzzasztóművek mindegyike meder-tározást valósít meg, kivéve a Bősi-duzzasztót, ahol a tározott vizet egy oldalcsatornán vezetik az erőmű turbináira, s onnan egy további csatornán vezetik vissza a Dunába (a Bősi duzzasztásnál számos ökológiai probléma az oldalcsatornás megoldásra vezethető vissza). Duzzasztás hatására jelentősen megváltoznak a duzzasztott folyószakasz sebességviszonyai. A tározás fitoplanktonra gyakorolt hatása jelentősen eltér kisvizes, középvizes és nagyvizes időszakban. Legmarkánsabb eltérések a kisvizes és áradásos időszakok között vannak. A duzzasztás hatására a korábbi folyómeder középső részének (a korábbi sodorvonal) hidraulikai viszonyai kisebb mértékben módosulnak, a tározó szélein viszont számottevő lehet a nagyon lassan áramló, vagy állóvizű részek aránya, s jelentős holt terek is létre jöhetnek. Ez utóbbi részeken, a korábbi fősodorhoz képest is számottevően más fitoplankton alakulhat ki. A duzzasztás hidraulikai hatása elsősorban sebesség csökkenést jelent, ami hordalék (lebegőanyag) kiülepedést okoz. A duzzasztás mértékétől, a folyó eredeti lebegőanyag koncentrációjától, a tartózkodási időtől, a pillanatnyi vízhozamtól függően csökken a lebegőanyag mennyisége (a csökkenés árvizek alkalmával kicsi, kisvizes időszakokban számottevő. A lebegőanyag csökkenés hatására akár többszörösére is nőhet a vízbe hatoló fény mennyisége, a lehatolás mélysége, ezáltal javul a folyó fényklímája, ami a fitoplankton fotoszintézisének növekedéséhez, szaporodási feltételeinek javulásához vezet. A tartózkodási idő növekedése, a javuló fényklíma a fitoplankton mennyiségének növekedését és szerkezetének átalakulását okozza. A duzzasztás fitoplanktonra gyakorolt hatásainak elemzésekor fontos hőmérséklet és a növényi tápanyag kínálat kérdésére is. A duzzasztás hatására javul a víz fényklímája, a fitoplankton szaporodásához kedvezők a feltételek. Dunai kutatási eredmények bizonyítják, hogy az alacsony vízhőmérséklet csak kivételesen gátló tényező, akár 2-3 fokos vízben is 55

jelentős fitoplankton tömegek szaporodhatnak el. Duzzasztás hatására csökken a vízsebesség, növekszik a tartózkodási idő, csökken a lebegőanyag mennyisége, mélyebbre hatol le a fény, a látható sugárzás mellett a láthatatlan is mélyebbre hatol. Az infravörös sugárzás mélyebbre hatolása a víz hőháztartását is befolyásolja, a duzzasztott folyók vize gyorsabban fölmelegszik és tartósabban melegebb lesz. Emiatt akár már január végén, február elején nagy egyedszámú lehet a fitoplankton. Tanulmányunkban rámutattunk, hogy a növényi tápanyag kínálat is szerepet játszik a duzzasztás fitoplanktonra gyakorolt hatásában, hisz egy potenciálisan oligotrófikus vagy eutrófikus (hipertrófikus) folyón kialakított tározóban nagyon eltérő a fitoplankton fajösszetétele, mennyiségi viszonyai. A növényi tápanyag kínálat szempontjából minden magyarországi nagy folyó potenciálisan eutrófikus, ill. hipertrófikus. Emiatt, ha a duzzasztás hatására javul a folyó fényklímája, a duzzasztás előtti helyzethez képest növekszik az aktuális trofitási szintje. A duzzasztás mértékétől, a tartózkodási időtől függ, hogy a növekedés milyen mértékű. Rámutattunk arra, hogy eutrófikus állapotot jelző fitoplankton már hegyvidéki, vagy ahhoz közel eső duzzasztott szakaszokon is kialakulhat a nagy folyók esetében, függetlenül attól, hogy a duzzasztók alatt a folyó többé-kevésbé visszanyeri eredeti hidraulikai jellemvonásait az esésviszonyok, a vízsebesség tekintetében. Amennyiben a folyó már a tározótérbe érkezésekor is jelentős fitoplanktonnal rendelkezik, a csökkenő vízsebesség miatt a planktonelemek nem képesek a szuszpenzióban maradni, hanem (akárcsak az agyag, iszap és homokszemcsék) kiülepszenek a mederfenéken. Ez általában ritkán fordul elő, de pl. a Tisza (ill. Szamos) magyarországi felső szakaszán évről évre megfigyelhető. A Szamos jelentős biomasszájú fitoplanktonja a Tiszalöki-tározótérben kiülepszik. A leülepedő algák testanyagainak bomlása oxigén elvonással jár, ezért a duzzasztómű térségében az oxigén telítettség jelentős mértékben csökkenhet. Ez a csökkenés olyan mértékű is lehet, ami már veszélyeztet más élőlényegyütteseket, és a vízhasználatokat is. 4.2.6.3. Vízkivétel hatásai a fitoplanktonra A kérdéssel kapcsolatban a fitoplankton akkor releváns, ha a vízkivétel nagyobb csatornába történik és ennek a csatornának a vizét tározásra, ivóvízellátásra, tavak vízutánpótlásaként használják, vagy később visszavezetik más folyóba. A tározás kérdését fentebb tárgyaltuk. Előfordul, hogy a vízkivétellel biztosított vízellátású csatorna vizét ivóvíztisztításra használják, ilyen pl. a Keleti Főcsatorna. Ilyen esetben a fitoplankton vizsgálatok gyakorisága (évenként 4) nem elegendő, de a gyakoribb vizsgálatokat az ivóvíz-tisztítómű kell vállalkozzék. A Keleti Főcsatorna vizét, annak déli végén, Darvas közelében a Berettyóba vezetik. Amennyiben a Főcsatorna vize fitoplanktonban gazdagabb mint a Berettyó, ez utóbbi aktuális trofitási szintét a bevezetett víz növeli. Természetesen fordított eset is előfordulhat. Ha a Keleti Főcsatorna vizének közelmúltbeli vizsgálati eredményei indokolják, a tervezett évi négyszeri vizsgálat nem elegendő. A kritikus időszakokban legalább havonkénti vizsgálat indokolt. 4.2.6.4. Vízmegosztás hatásai hatásai a fitoplanktonra A kérdéssel kapcsolatban a fitoplankton alig releváns. A régi meder vízellátásának mértékétől és a régi mederben így kialakuló új hidraulikai jellemzőktől (vízsebesség, lassan áramló vagy holt terek aránya) függ, hogy a fitoplankton miképp változik. A változás alapvető

56

jellemvonásai, az új helyzetben kialakuló fitoplankton sok tekintetben megegyezik a tározás során leírtakkal. 4.2.7. Hidromorfológiai ok miatt kockázatos folyók (A hidromorfológiai kockázat oka a keresztszelvény menti elváltozások, szabályozással kapcsolatos elváltozások hatásai) Ezeknél a folyóknál a fitoplankton nem indikatív a keresztszelvény menti elváltozások, szabályozással kapcsolatos elváltozások hatásaira. 4.2.8. Hidromorfológiai ok miatt kockázatos folyók (A hidromorfológiai kockázat oka kotrás, burkolat hatásai) Ezeknél a folyóknál a fitoplankton abban az esetben indikatív a beavatkozás típusra, ha a kotrás eredményeképp, a kotrást követő néhány évben a folyó sodrása, turbulens áramlásai a korábbi állapottól eltérően, a mederből több finom hordalékot képesek fölkapni, szállítani. Emiatt a beavatkozás hatására romlik a folyó fényklímája, s ez a fényklíma romlás a korábbi fitoplankton fajösszetételében, mennyiségi viszonyaiban változást eredményez. Kotrást követően egy éven keresztül tavasztól őszig havonta egy alkalommal fitoplankton vizsgálattal ellenőrizhető, hogy a jelzett (feltételezett) hatás eredményezett-e változást a korábbi állapottal szemben.

57

5. Irodalom ÁCS, É., BUCZKÓ, K., LAKATOS, Gy. (1994): Changes in the mosaic-like water surfaces of the LakeVelencei as reflected by reed periphyton studies. - Stud. Bot. Hung. 25: 5-19. ÁCS É., KISS K.T. 2004: Algológiai praktikum. - ELTE Eötvös kiadó. Budapest. 1-362. ÁCS, É., PADISÁK, J. (2001): Size distribution of two centric diatom species, Cyclotella ocellata Pant. and Cyclotella. radiosa (Grun.) Lemm., in a large shallow lake in Hungary In: John, Jacob (ed): Proceedings of the 15th International Diatom Symposium, Perth, Australia 28 Sept. - 2 Oct. 1998. pp. 489-500. BÆKKEN, T., KROGLUND, F., LINDSTRØM, E-A & CARVALHO, L. (2006): Acidification in rivers and Lakes. p: 117-134. – In: SOLIMINI ET AL. eds. Indicators and methods for the ecological status assesment under the Water Framework Directive – Linkages between chemical and biologica quality of surface waters. – EUR 22341EN, Inst.Envir.Sustain., Scientific and Research series, Luxembourg, Office for Official Publications of the European Comunities, ISBN 92-79-02646-1 BALOGH, CS., B. MUSKÓ, I., G-TÓTH, L. 2008. A vándorkagyló (Dreissena polymorpha) szerepe a Balatonban, mennyiségének és filtrációjának függvényében. – Hidrológiai Közlöny, 88: 12-14. BLOM, L. & BRORSTRÖM-LUNDÉN, E. (2006): Impacts of selected and priority substances (WFD) on freshwater and marine biota. p: 151-166. - In: SOLIMINI ET AL. eds. Indicators and methods for the ecological status assesment under the Water Framework Directive – Linkages between chemical and biologica quality of surface waters. – EUR 22341EN, Inst.Envir.Sustain., Scientific and Research series, Luxembourg, Office for Official Publications of the European Comunities, ISBN 92-79-02646-1 BORICS, G., GRIGORSZKY, I., PADISÁK, J., SZABÓ, S. (2000): Phytoplankton associations in a small hypertrofic fishpond in East Hungary during a change from bottom-up to top-down control. Hydrobiologia 424: 79-90. BORICS, G., VÁRBÍRÓ, G., GRIGORSZKY, I., (2002): A biológiai vízminősítés lehetőségei planktonikus élőlényközösségek alapján. Hidrológiai Közlöny 83. 22-24. BORICS, G., G. VÁRBÍRÓ, I. GRIGORSZKY, E. KRASZNAI, S. SZABÓ AND K. T. KISS. 2007. A new evaluation of potamo-plankton for the assessmant of the ecological status of rivers. Arch Hydrobiol. Suppl. 161/3-4, Large Rivers 17: 465-486. CALOW, P., GEOFFREY E. (1994): The Rivers Handbook: Hydrological and Ecological Principles Blackwell Scientific Publications, Oxford, 1994. ISBN 0 632 029854. CARPENTER S. R. & KITCHELL, J. F., (1993): Trophic Cascades in Lakes (Cambridge Univ. Press, Cambridge, U.K.). CARVALHO, L., LEPISTÖ, L., RISSANEN, J., PIETILÄINEN, O-P., REKOLAINEN, S., TÖRÖK, L., SOLHEIM, L., SALORANTA, T., PTACNIK, R., TARTARI, G., CARDOSO, A.C., PREMAZZI, G., GUNN, I., PENNING, E., HANGANU, J., ORHAN, I ., NAVADAR, I. (2006): Nutrients and eutrofication in lakes. P: 3-32. – In: SOLIMINI ET AL. eds. Indicators and methods for the ecological status assesment under the Water Framework Directive – Linkages between chemical and biologica quality of surface waters. – EUR 22341EN, Inst.Envir.Sustain., Scientific and Research series, Luxembourg, Office for Official Publications of the European Comunities, ISBN 92-79-02646-1

58

CLAUSEN, B., DUNBAR, M., FRIBERG, N. & BAATTRUP-PEDERSEN, A. (2006): Hydromorphological pressures in rivers. p: 141-150. – In: SOLIMINI ET AL. eds. Indicators and methods for the ecological status assesment under the Water Framework Directive – Linkages between chemical and biologica quality of surface waters. – EUR 22341EN, Inst.Envir.Sustain., Scientific and Research series, Luxembourg, Office for Official Publications of the European Comunities, ISBN 92-79-02646-1 DEFLANDRE, A. & JARVIE, H. (2006): Organic pollution in rivers. p: 99-98. – In: SOLIMINI ET AL. eds. Indicators and methods for the ecological status assesment under the Water Framework Directive – Linkages between chemical and biologica quality of surface waters. – EUR 22341EN, Inst.Envir.Sustain., Scientific and Research series, Luxembourg, Office for Official Publications of the European Comunities, ISBN 92-7902646-1 DILLON, P.J., RIGLER, F.H. (1974): The phosphorus–chlorophyll relationship in lakes. Limnol Oceanogr 28:792–795. DINKA, M., BERCZIK, Á. (2005): Néhány vízkémiai paraméter különbözosége a gemenci mellékágakban. – In: Tamás E. A. (szerk.) Élet a Duna-ártéren - ember a természetben. BITE kiadó Baja, 58-67.FELFÖLDY L., l98l. A vizek környezettana. Általános hidrobiológia. – Mezőgazdasági Kiadó. Budapest. p. 290. ECOSURV Műszaki zárójelentés. KvVm 2005. FEHÉR, G. (2003): The desmid flora of some alkaline lakes and wetlands in Southern Hungary. Biologia, Bratislava, 58/4: 671-683. FEHÉR, G. (2007): Use of Desmidiales flora for monitoring rivers: a case of South-Hungarian waters. - Arch Hydrobiol. Suppl. 161/3-4, Large Rivers 17: 417-434 FELFÖLDY, L. (1974): Biológiai vízminősítés. Vízügyi Hidrobiológia 3, VÍZDOK, Budapest. FELFÖLDY, L. (1987): A biológiai vízminősítés. 4. javított és bővített kiadás. VHB 16., Vízgazdálkodási Intézet. Budapest. 1-259. GRIGORSZKY I., PADISÁK J., BORICS G., SCHITCHEN CS., BORBELY G. (2003): Deep chlorophyll maximum by Ceratium hirundinella O.F.Müller (Bergh) in a shallow oxbow in Hungary. Hydrobiologia 503-506: 209-212. GULYÁS, P. (1998): „Szaprobiológia indikátorfajok jegyzéke” „List of saprobiological indicator species” Bp. KGI, 1998. 96 p., VTKV-6. HELLSTEN, S. & DUDLEY, B. (2006): Hydromorphological pressures in rivers. p: 135-140. – In: SOLIMINI ET AL. eds. Indicators and methods for the ecological status assesment under the Water Framework Directive – Linkages between chemical and biologica quality of surface waters. – EUR 22341EN, Inst.Envir.Sustain., Scientific and Research series, Luxembourg, Office for Official Publications of the European Comunities, ISBN 92-7902646-1 HORTOBÁGYI, T. (1960): Adatok Magyarország moszataihoz IV. A Szelidi-tó algái. Additamenta ad cognitionem algarum Hungariae. IV. - Egri Pedag. Főisk. évkönyve 6: 359-391. HORVÁTH, L. ÉS TEVANNÉ BARTALIS, É. (1999): A vízkémiai viszonyok jellemzése a Duna Rajka-Szob közötti szakaszán. – Vízügyi Közlemények. 81: 54-85. JÄRNEFELT, H. (1952): Plankton als Indikator der Trophiegruppen der Seen. Ann. Acad. Sci. Fennicae A, IV: 1-29.

59

KISS, Á. K. 2008. A dunai heterotróf ostoros közösség táplákozási stratégiái: funkcionális diverzitás és niche szegregáció. – Hidrológiai Közlöny, 88: 77-90. KISS, K. T. (1985): Changes of trophity conditions in the River Danube at Göd. Danubialia Hungarica XCIV Ann. Univ. Sci. Budapest Eötvös Sect. Biol. 24: 47-59. KISS, K. T. l986. Species of the Thalassiosiraceae in the Budapest section of the Danube. Comparison of samples collected in l956-63 and l979-83. In. M. Ricard, /ed./ Proceedings 8th International Diatom Symposium. Koeltz. Koenigstein. p: 23-31. KISS, K. T. l987. Phytoplankton studies in the Szigetköz section of the Danube during l98ll982. Arch. Hydrobiol.78,2. Algol. Studies. 47: 247-273. KISS, K. T. 1994. Trophic level and eutrophication of the River Danube in Hungary. Verh.Internat.Verein.Limnol. 25: 1688-1691. KISS, K. T., 1996. Diurnal change of planktonic diatoms in the River Danube near Budapest (Hungary). - Arch. Hydrobiol. Algol. Studies, 80: 113-122. KISS K. T. 1998: Bevezetés az algológiába. ELTE Eötvös Kiadó, Budapest. 1-283. KISS, K. T. 1999: Szigetközi vízterek trofitása a fitoplankton vizsgálatok tükrében. – In: Láng. et al. (szerk). A Szigetköz környezeti állapotáról. p: 67-77. MTA Szigetközi Munkacsoport, Budapest. KISS, K. T. 2000. Növekedett-e a Duna trofitási szintje a Bősi-vízlépcső hatására?. – Hidrológiai Közlöny. 80: 316-318. KISS K. T. (2004): Fitoplankton minták gyűjtése, feldolgozása. – In: Ács és Kiss szerk.: Algológiai praktikum. p: 15-34. Eötvös Kiadó, Budapest. KISS K. T. 2005. Gemenc térségi vizek fitoplanktonjának elemzése természetvédelmi nézőpontból. – Bot. Közlem. 92: 85-118. KISS, K.T. & É. ÁCS (2004): Euplanktonic algal communities in the mountain region of the River Danube. – 14th Hungarian Algological Meeting, Göd, április 6-9, p. 18. KISS, K. T., É. ÁCS & A. KOVÁCS, 1994. Ecological observations on Skeletonema potamos (Weber) Hasle in the River Danube, near Budapest (1991, 92 - daily investigations). In. DESCY, REYNOLDS & PADISÁK (eds) Phytoplankton in turbid environments: Rivers and shallow lakes. Kluwer Academic Publishers. Hydrobiologia 289: 163 -170. KISS, K.T., ÁCS, É., SZABÓ, K., TÓTH, B., KISS, Á.K. (2006): Alteration in the summer phytoplankton abundance from medium to low water level conditions int he River Danube. – In: Proceedings 36th International Conference of IAD. Austrian Committee Danube Research / IAD, Vienna. ISBN 13: 978-3-9500723-2-7. pp. 210-214. KISS, K.T. & S. I. GENKAL, 1993. Winter blooms of centric diatoms in the River Danube and in its side arms near Budapest. In. H. van Dam, (ed) Twelfth International Diatom Symposium. Kluwer Academic publishers. Hydrobiologia 269/270:317-325. KISS, K. T. & GENKAL, S. I., 1996. Phytoplankton of the Danube’s reservoirs in September 1995 from Germany to Hungary. - In. Berczik, Á. (Red.) Limnologische Berichte Donau 1996. Band. I: 143-148. MTA Ökol. Bot. Kutint. Magyar Dunakutató Állomás, Vácrátót/Göd. KISS, K. T., PADISÁK, J., 1990. Species succession of Thalassiosiraceae: Quantitative studies in a large, shallow lake (Lake Balaton, Hungary). - In.H. Simmola, /ed./ Proceedings 10th International Diatom Symposium. Koeltz. Koenigstein. p: 481-490.

60

KISS, K. T. & SCHMIDT, A. 1998. Changes of the Chlorophyta species in the phytoplankton of the Hungarian Section of the Danube river during the last decades (1961-1997). – Biologia, Bratislava. 53: 509-518. KISS, K., T., A. SCHMIDT & É. ÁCS (1995): Fitoplankton-mintavétel gyakoriságának kérdése egy nagy eutrófikus folyóvízben, a Dunában In: Bíró, P. (szerk.) XXXVII. Hidrobiológus Napok kötete, MTA Veszprémi Akadémiai Bizottság: 79-82. KISS, K. T., SCHMIDT, A., ÁCS. É., 1996. Sampling strategies for phytoplankton investigations in a large river (River Danube, Hungary). - In. B. A. Whitton & E. Rott, (eds.): Use of algae for monitoring rivers II Proceedings International Symposium. Innsbruck/Austria, 17-29. September 1995. STUDIA Studentenförderungs-Ges.m.b.H. Innsbruck. p. 179185. KISS, K. T. & A. SZABÓ, l980-l98l. Investigation of a wastewater oxidation pond-system Part II. Biological investigations. Annal. Univ. Sci. Budapest Sect. Biol. 22-23: 71-99. KOHL J.-G. & K. GEISDORF (1991): Competition ability of two planktonic diatoms under different vertical light gradients, mixing depth and -frequencies: an experimental approach. – Verh. Internat. Verein. Limnol., 24: 2652-2656. KRISTIĆ, S., SVIRČEV, Z., LEVKOV, Z., NAKOV, T. 2007: Selecting appropriate bioindicator regarding WDF guidlines for freshwater – a Macedonian experience. – International Journal on Algae, 9: 41-63. LUND, J. W. G., KIPLING, C., LE CREN, E. D., 1958. The inverted microscope method of estimating algal numbers and the statistical basis of estimations by counting. – Hydrobiologia, 11: 143-170. MAGYARI E., SÜMEGI P., BRAUN M., JAKAB G., MOLNÁR M. (2001): Retarded wetland succession: anthropogenic and climatic signals in a Holocene peat bog profile from northeast Hungary., Journal of Ecology, 89, 1019-1032. MAKOVINSKÁ, J. (1998): Phytoplankton development of the Čunuvo (Hrušov) reservoir in the Danube river (Slovakia). - Biologia, Bratislava. 53: 499-502. MAKOVINSKÁ, J. & HINDÁK, F. 1999. Phytoplankton of the River Danube between Bratislava and Visegrád in 1990-1997. – In. Mucha, I. (ed.) Gabčikovo part of the hydroelectric power project environmental impact review. p: 155-166. Groud Water Consulting Ltd. Bratislava NÉMETH, J. (1998): A biológiai vízminősítés kérdései. Vízi természetvédelem-és környezetvédelem 7. kötet. Környezetgazdálkodási Intézet. Budapest. 1-304. NÉMETH, J., VÖRÖS, L. (1986): Módszertan és koncepció felszíni vizek algológiai monitoringjához. Környezetvédelmi Intézet. Budapest. 1-264. NYGAARD, G. (1955): On the productivity of five Danish waters. On the productivity of five Danish waters . Verb. int. Ver. Limnol. 12:123-133. OECD (1982): Eutrophication of waters monitoring assessment and control. Final report. OECD cooperative programme on monitoring of inland waters. OECD, Paris, pp. 158 O’SULLIVAN, P.E. (2003): Palaeolimnology. In O'Sullivan, P.E. & Reynolds, C.S. eds. The Lakes Handbook: Volume 1, Limnology and Limnetic Ecology. Blackwell Scientific Publications, 609-666. PADISÁK,, J. (2002): Javaslat vízterek biológiai állapotának jellemzésére alkalmas biológiai indikátorokra. A fitoplankton alkalmazása tavak biológiai állapotának jellemzésére a Víz 61

Keretirányelv (VKI) ajánlásai alapján valamint az epilitikus kovaalgák monitor-értéke harmad- vagy annál alacsonyabb rendű folyóvizek minősítésére. - Szakértői jelentés, BMGE Vízi Közmű és Környezetmérnöki Tanszék. PADISÁK,, J. (2003): Javaslat vízterek biológiai állapotának jellemzésére alkalmas biológiai indikátorokra. Az ökológiai minősítés kérdései. Fitoplankton. - Szakértői jelentés, BMGE Vízi Közmű és Környezetmérnöki Tanszék. PADISÁK, J. 2008. A fitoplankton biomassza tápanyagtartalmától. – pp. 57. KEOP jelentés

függése

felszíni

vizek

növényi

PADISÁK, J., G. BORICS, I. GRIGORSZKY, E. SORÓCZKI-PINTÉR (2006): Use of phytoplanktonassemblages for monitoring ecological status of lakes within the Water Framework Directive: the assemblage index. Hydrobiologia, 553: 1-14. PADISÁK, J. & M. DOKULIL (1994): Meroplankton dynamics in a saline, turbulent, turbid shallow lake (Neusiedlersee, Austria and Hungary). Hydrobiologia 289: 23-42. PADISÁK, J., I. GRIGORSZKY, G. BORICS & E. SORÓCZKI–PINTÉR (2006): Use of phytoplankton assemblages for monitoring ecological status of lakes within the Water Framework Directive: the assemblage index. Hydrobiologia 553: 1-14. PANTLE, R., BUCK, H. (1955): Die biologische Überwachung der Gewasser und die Darstellung der Ergebnisse, Gas und Wasserfach. 96. 604-607. PETTINE, M., RUGGIERO, A., FAZI, S., BUFFAGNI, A., ANDRESEN, J.M., RONCAK, P. & FRIEBERG, N. (2006): Organic pollution in rivers. - In: SOLIMINI ET AL. eds. Indicators and methods for the ecological status assesment under the Water Framework Directive – Linkages between chemical and biologica quality of surface waters. – EUR 22341EN, Inst.Envir.Sustain., Scientific and Research series, Luxembourg, Office for Official Publications of the European Comunities, ISBN 92-79-02646-1 PHILLIPS G., O. P. PIETILÄINEN, L. CARVALHO, A. SOLIMINI, A. LYCHE SOLHEIM & A. C. CARDOSO (2008): Chlorophyll-nutrient relationships of different lake types using a large European dataset. Aquat. Ecol. 42: 213-226. REYNOLDS, C.S. (2006): Ecology of Phytoplankton (Ecology, Biodiversity and Conservation) Cambridge University Press, Cambridge. 535 pp. REYNOLDS, C. S., V. L. DE M., HUSZAR, C. KRUK, L. NASELLI-FLORES & S. MELO (2002): Towards functional classification of freshwater phytoplankton. Journal of Plankton Research 24: 417-428. REYNOLDS, C.S., PADISÁK, J., KÓBOR, I. (1993): A localized bloom of Dinobryon sociale in Lake Balaton: Some implications for the perception of patchiness and the maintenance of species richness. – Abstr. Bot. 17: 251-260 RÁKÓCZI, L. (1989): Vízlépcsők hatása a hordalék- és mederviszonyokra. - Vízügyi Közlemények, 71: 5-24. SCHEFFER, M. (1998) Ecology of Shallow Lakes. Chapman & Hall. NLG 357 pp. SCHMIDT A. 1989: A Duna-ártér vizeinek algológiai vizsgálata. In: Richnovszky, A. (szerk.), Az Alsó- Duna- ártéri erdők ökológiája, Eötvös József Tanítóképző Főisk., Baja: 34-56. SCHMIDT A. 1994: Main characteristics of the phytoplankton of the Southern Hungarian section of the River Danube. Hydrobiológia 289: 97-108

62

SCHMIDT, A., FEHÉR, G., BOROS, E., VÖRÖS, L. 2007. A Szelidi-tó szalinitásának és fitoplanktonjának változásai. – Hidrológiai Közlöny, 87: 112-114. SCHMIDT, A., K. T. KISS & É. BARTALIS. 1994. Chlorococcal algae in the phytoplankton of the Hungarian section of the River Danube in the early nineties. Biologia, Bratislava, 49: 553562. SMAYDA, T. J. (1978): From phytoplankton to biomass. In Sournia, A. [Ed.] Phytoplankton Manual. Monographs on Oceanographic Methodology 6. UNESCO, Paris, pp. 273–9. SOLIMINI, A.G., CARDOSO, A.C. & HEISKANEN, A-S. eds. (2006): Indicators and methods for the ecological status assesment under the Water Framework Directive – Linkages between chemical and biologica quality of surface waters. – EUR 22341EN, Inst.Envir.Sustain., Scientific and Research series, Luxembourg, Office for Official Publications of the European Comunities, ISBN 92-79-02646-1, pp: 255. SZABÓ, K., KISS, K.T., ECTOR, L., KECSKÉS, M. & ÁCS, É. 2004: Benthic diatom flora in a small Hungarian tributary of the River Danube (Rákos-stream). - Arch. Hydrobiol. Algological Studies, 111: 79-94. SZEMES, G. 1959. Die Bacillariophyceen des Szelider Sees.- Die Binnengewässerungarns 1: 251-425. SZEMES,G. BOZZAY,E. 1964. The chemical and microbiological quality of the Danube water under ice cover in the extremely cold winter of 1962/1963 as related to the water supply of Budapest /Danub.Hung. 26./ - Ann.Univ.Sci.Sct.Biol. 7:201-212. SZILÁGYI, F. (edit) 2006: A fenntartható vízgazdálkodás tudományos megalapozása az EU Víz Keretirányelv hazai végrehajtásának elősegítésére 1. téma: Az ökológiai minősítés kérdései (2005). BME Vízi Közmű és Környezetmérnöki Tanszék. Budapest. 1-241. TÁTRAI I., MÁTYÁS K.,KORPONAI J., HAVASI M., KUCSERKA T. AND POMOGYI P.(2007): Food web structure following fish manipulation in a shallow wetland lake with abundant submerged vegetation, Programme and Abstracts, SEFS5, Palermo, 256p, 2007 TÓTH, B. (2007): Vízkémiai vizsgálatok magyar Duna-szakaszon. -. p. 23-31. – In: Nosek J., Oertel N. (szerk.): „A Dunának, mely múlt, jelen s jövendő…”. 50 éves az MTA Magyar Dunakutató Állomása (1957-2007). Szemelvények az Állomás tudományos eredményeiből. MTA ÖBKI – MDÁ, Göd – Vácrátót UHERKOVICH G.(1971): A Tisza lebegő paránynövényei. Szolnok, 1971. 165, 157. 13222. UTERMÖHL, H. 1958. Zur Vervollkommung der quantitativen Phytoplankton-Methodik. – Mitt. Int. Vr. Limnol., 9: 1-38. VÁRBÍRÓ, G., ÁCS, É., BORICS, G., ÉRCES, K., FEHÉR, G., GRIGORSZKY, I., JAPPORT, T., KOCSIS, G., KRASZNAI, E., NAGY, K., NAGY, L.Z., PILISZKY, ZS., AND KISS, K.T. (2007): Use of Self Organizing Maps (SOM) for characterization of riverine phytoplankton associations in Hungary. Large Rivers Vol. 17, No. 3-4 Arch. Hydrobiol. Suppl. 161/3-4, p 388-394, September 2007 VOLLENWEIDER, R.A. (1968): Scientific fundamentals of eutrophication of lakes and flowing waters, with particular reference to nitrogen and phosphorus as factors in eutrophication. OECD, Paris, Tech. Report DAS/CSI/68.27.250 S. VÖRÖS L. (1987-88) Bakteriális méretű fotoautotrófikus szervezetek néhány sekély tóban. Botanikai Közlemények 74-75: 141-151.

63

VÖRÖS L., V.-BALOGH K. ÉS BOROS E. (2005): Pikoplankton dominancia szikes tavakban. Hidrológiai Közlöny 85: 166-168. VÖRÖS L., BOROS E., SCHMIDT A, V.-BALOGH K., NÉMETH B. SOMOGYI B. ÉS MÓZES A. (2006): A fitoplankton fizikai és kémiai környezete fehér vizű szikes tavakban. – Hidrológiai Közlöny. 86: 139-141. VÖRÖS, L., C. CALLIERI, K. V. BALOGH and R. BERTONI, 1998: Freshwater picocyanobacteria along a trophic gradient and light quality range.- Hydrobiologia. 369/370: 117-125. VÖRÖS L., KOVÁCS V. A., MÓZES A., BÁNYÁSZ D., NÉMETH B. (2005): A Balaton planktonikus és üledéklakó algaegyütteseinek szerepe és szabályozó tényezői. - . In: Mahunka S. & Banczerowski J.-né (Eds.) A Balaton kutatásának 2005. évi eredményei. Magyar Tudományos Akadémia, Budapest VÖRÖS, L. and J. PADISÁK, 1991: Phytoplankton biomass and chlorophyll a in some shallow lakes in central Europe. – Hydrobiologia 215:111-119. VÖRÖS, L., V.-BALOGH, K., HERODEK, S., KISS, K.T., 2000. Underwater light conditions, phytoplankton photosynthesis and bacterioplankton production in the Hungarian section of the River Danube. - Arch. Hydrobiol. Suppl. Large Rivers. 11: 511-532. WG ECOSTAT (2009): Guidance on the Intercalibration Process – Phase 2.0 ZSUGA, K. (2007): Qualco Duna Interkalibráció; Biológiai vizsgálati eredmények 2007. - VITUKI KHT. 1095 Budapest, Kvassay J. u. 1. (előadás anyaga)

64

6. Mellékletek 1. Melléklet

Oszlopmintavevő

Módosított Meyer palack

65

2. Melléklet FITOPLANKTON VIZSGÁLAT Helyszíni mintavételi jegyzőkönyv Víztest neve

Mintavételi hely azonosító kódja

Földrajzi szélesség

Földrajzi hosszúság

Mintavételező neve

Dátum

Vízmélység (m)

Átlátszóság (cm)

Időjárás

Vízsebesség, vízjárás

Megjegyzések

66

Nyílt vízfelszín kiterjedése (m2, becsült érték)

3. Melléklet

Planktonszámláló fordított mokroszkóp

Ülepítő kamrák (2-50 ml-ig) Klorofill kioldáshoz használt kémcső hűtőtoldattal

67

4. Melléklet CYANOBACTERIA Anabaena, Aphanizomenon, Lyngbya, Nodularia, Oscillatoria, Phormidium, Pseudoanabaena: henger; Chroococcus, Merismopedia, Microcystis: a sejteket mérjük, mint gömb; Glenodinium: gömb - 10-40%; Gomphosphaeria: külső gömb - belső gömb

CRYPTOPHYTA Chroomonas: kúp + gömb/2 vagy rotációs ellipszoid ellipszis alakú keresztmetszettel; Cryptomonas: rotációs ellipszoid ellipszis alakú keresztmetszettel; Rhodomonas: kúp + gömb/2 DINOPHYTA Ceratium: kúp + hasáb + trapezoid + henger

Glenodinium: gömb –10-40%; Gymnodinium: 2 kúp vagy 2 félgömb –10-40%; Peridinium: gömb –30% CHRYSOPHCEAE Bicosoeca, Dinobryon, Kephyrion: forgási ellipszis vagy gömb; Mallomonas, Synura: kúp + gömb/2; Uroglena: gömb vagy forgási ellipszis (ellipszis alak keresztmetszetben) BACILLARIOPHYCEAE Achnanthes, Asterionella, Bacillaria, Cyclotella, Diatoma, Fragilaria, Rhabdonema, Tabellaria: parallelepipedon; Navicula, Nitzschia, Synedra: parallelepipedon, parallelepipedon/2, Actinocyclus, Coscinodiscus, Hantzschia, Melosira, Rhizosolenia, Skeletonema, Stephanodiscus, Thalassiosira: henger; Amphirora, Amphora, Attheya, Chaetoceros, Cocconeis, Cymbella, Diploneis, Epithemia, Eunotia, Gomphonema, Gyrosigma, Rhopalodia, Surirella: ellipszis; XANTOPHYCEAE Centritractus: forgási ellipszis; Gloeochloris: a sejteket mérjük, mint gömb vagy forgási ellipszis; Ophiocytium: henger EUGLENOPHYCEAE Colacium: forgási ellipszis; Euglena, Eutreptia, Eutreptiella: henger + kúp, kúp vagy forgási ellipszis; Trachelomonas: gömb vagy forgási ellipszis PRASINOPHYCEAE Pyramimonas: trapéz

68

CHLOROPHYCEAE Ankistrodesmus: kúp + kúp; Carteria, Chlamydomonas: gömb vagy forgási ellipszis; Chlorella, Golenkinia: gömb; Chlorogonium: kúp – kúp; Dictyosphaerum: a sejteket mérjük, mint gömb; Kirchneriella, Monoraphidium: kúp - kúp vagy forgási ellipszis; Oocystis: forgási ellipszis; Pediastrum: henger, magasságaként a cönóbium közepén lévő egyik sejtnek a rövidebbik oldalával számolunk; Scenedesmus: a sejteket mérjük, mint forgási ellipszis vagy kúp + kúp

Emlékeztetőül, az egyes mértani formák térfogatát a következőképpen számoljuk ki: Henger: Пd2h4-1

Gömb: Пd36-1

forgási ellipszoid ellipszis alakú keresztmetszettel: Пlbd6-1

forgási ellipszoid kör alakú keresztmetszettel: 4Пab23-1=Пld26-1

ellipszoid: Пabh

hasáb: lbh

kúp: Пd2h12-1

csonkakúp: Пh(d12+d1d2+d22)12-1

trapezoid: hd(a+b)2-1

69

5. Melléklet: Az állóvízi fitoplankton Q index kodonjainak jelentése Kodon

Habitat

A

Tiszta, gyakran átkevert, alacsony alkalitású tavak Átkevert, kisközepes méretű, mezotróf tavak Átkevert, kisközepes méretű, eutróf tavak Sekély, tápanyaggazdag, zavaros vizek, folyóvizek is mezotróf epilimnion

B

C

D

N

P

eutróf epilimnion

T

mély, jól kevert epilimnion

S1

zavaros, felkevert vizek

S2

SN Z

Jellemző fajok/képviselők Urosolenia (Rhizosolenia), Cyclotella comensis Aulacoseira subarctica, A. islandica Asterionella formosa, Aulacoseira ambigua, Stephanodiscus rotula Synedra acus, Nitzschia spp., Stephanodiscus hanztschii Tabellaria, Cosmarium, Staurodesmus Fragilaria crotonensis, Aulacoseira granulata, Staurastrum pingue, Geminella, Mougeotia, Tribonema, Planctonema, Costerium aciculare Planktothrix agardhii, Limnothrix redekei

Tolerancia

Érzékenység

N és P deficiencia

pH növekedés, Cdeficiencia

Fényhiány, zooplankton szűrés

pH növekedés

fényhiány, deficiencia Fényhiány, deficiencia

C- Si-források kimerülése, rétegzettség beállása C- Si-források kimerülése, rétegzettség beállása

tápanyagdeficiencia

rétegzettség, növekedés

pH

enyhe árnyék- és C rétegzettség, deficiencia, kimerülés zooplankton szűrés

Si-

mérsékelt fényhiány, tápanyaghiány zooplankton szűrés

erős fénylimitáltság, N deficiencia, zooplankton szűrés zavaros, Spirulina, Arthrospira, erős fénylimitáltság, N felkevert, trópusi Raphidiopsis deficiencia, vizek zooplankton szűrés meleg, felkevert Cylindrospermopsis, erős fénylimitáltság, vizek Anabaena minutissima zooplankton szűrés tisztavizű Synechococcus, ? epilimnion prokaryota egysejtű pikoplankton

70

nagy átmosódási ráta (kis retencióidő), N-deficiencia nagy átmosódási ráta (kis retencióidő), N-deficiencia nagy átmosódási ráta (kis retencióidő) ?

Kodon

Habitat

X3

Sekély, tiszta vizű, felkevert tavak

X2

Sekély, mezotróf, felkevert tavak

X1

Sekély, eutróf, tápanyaggazdag, felkevert tavak Változatos, de ált. apró, tápanyaggazdag tavak apró, Ca és tápanyaggazdag tavak, nem savas Ph Kis, oligotróf, bázisszegény tavak vagy tiszta, oldott szerves anyagban viszonylag gazdag tavak átvilágított epilinon

Y

YPh

E

F

G

J

K

Sekély, tápanyaggazdag, nyugodt vizek Sekély, tápanyaggazdag tavak, folyók

Sekély, tápanyaggazdag vizek

Jellemző fajok/képviselők Koliella, Chrysococcus, eukarióta pikoplankton Plagioselmis (Rhodomonas) Chrysochromulima Ankyra, Monoraphidium

Tolerancia

Érzékenység

alacsony alkalitás

zooplankton szűrése

rétegződés

zooplankton szűrése

rétegződés

zooplankton szűrése, tápanyaglimitáltság

Nagyobb méretű alacsony fény mikroflagellaták, pl. Cryptomonas Phacotus magas fény, ?

fagotróf predátorok szűrés

Dinobryon, Mallomonas, Synura

Alacsony CO2 deficiencia tápanyagszint (feltéve, hogy alternatív mixotrófia lehetséges)

Kolóniás Chlorococcales (Botryococcus, Pseudosphaerocystis, Coenpchlorys, Oocystis) Volvox, Eudorina

Alacsony tápanyagszint

Tápanyagtrehelés, fényhiány

erős megvilágítás

tápanyaghiány

Scenedesmus, Golenkinia, Tetrastrum, Crucigenia, Actinastrum… stb. Aphanothece, Aphanocapsa

fényhiány

kiülepedés

?

mély átkeveredés

71

Kodon H1

H2

U

LO

LM M

R

V W1

W2 WS

Q

MP

Jellemző fajok/képviselők Eutróf vizek Anabaena flos-aquae, Aphanizomenon flosaquae Nagy, mezotróf Anabaena vizek lemmermannii, Gloeotrichia echinulata Oligoés Uroglena mezotróf nyári epilimnion mezotróf nyári Peridinium, epilimnion Woronichinia, Merismopedia eutróf nyári Ceratium, Microcystis epilimnion kis, eutróf, Microcystis, gyakran keveredő Sphaerocavum tavak mezotróf, Planktothrix rétegzett tavak rubescens, P. metalimnionja mougeotii eutróf, rétegzett Chromatium, metalimnion Chlorobium Kis, szervesanyag Euglena, Phacus, gazdag tavak Lepocinclis, Gonium, apró Peridinium, Glenodinium, Gymnodinium Sekély, mezotróf Trachelomonas, egyéb tavak metafiton Sekély, mezotróf Synura tavak, neutrális pH Kis, Gonyostomum huminanyaggal terhelt tavak Igen sekély vagy A Pennales rend kiterjedt litorális legkülönfélébb fajai övvel (vegetációval) rendelkező tavak Habitat

72

Tolerancia

Érzékenység

C erős keveredés, fénylimitáltság, foszforlimitáltság alacsony N ellátottság erős keveredés, fénylimitáltság, alacsony N ellátottság

és

alacsony tápanyagkoncentráció

alacsony CO2 hozzáférhetőség

szegregált tápanyagbázis

átkeveredés

igen alacsony hozzáférhetőség nagy besugárzás

CO2 keveredés, fényhiány átmosódás, alacsony fény

alacsony fény, rétegzettség

erős tápanyaghiány

alacsony fény, rétegzettség magas BOI

erős instabilitás Szűrés

?

?

huminanyag

pH növekedés

magas huminanyag

?

Alapvetően perifitikus vagy meroplanktonikus fajok, fakultatív módon a planktonminában megjelennek.

6. Melléklet: A fitoplankton funkcionális csoportjainak értékelése (F 1-5-ig) a hazai tótípusokban (1-16). A B C D N P T S1 S2 SN

1 5 5 4 5 5 5 5 1 3 1

2 5 5 4 5 5 5 5 1 3 1

3 5 5 4 4 5 5 5 1 2 1

4 1 1 1 2 2 4 2 1 4 1

5 1 1 1 2 2 4 2 1 4 1

6 3 2 2 4 5 4 4 1 1 1

7 1 1 3 2 3 4 5 1 3 1

8 5 2 4 4 5 5 5 1 1 1

9 5 2 4 4 2 5 5 1 3 1

10 5 5 5 5 5 5 5 1 3 1

11 5 5 5 4 5 5 5 2 2 1

12 5 5 5 5 5 5 5 1 3 1

13 5 5 5 4 5 5 5 1 2 1

14 5 5 4 3 5 5 5 1 2 1

15 5 4 5 2 5 5 5 1 2 1

16 5 3 5 3 5 5 5 1 2 1

Z X3 X2 X1 XPh

5 4 4 5 4

5 4 4 5 4

5 4 4 5 4

5 1 1 3 1

5 1 1 3 1

5 4 4 4 2

5 1 1 3 1

5 4 4 3 3

5 5 4 5 3

5 4 4 5 4

5 4 4 5 4

5 4 4 5 4

5 4 4 5 4

5 4 4 4 4

5 4 4 5 4

5 4 4 4 4

Y E F G J K H1 H2 U LO

5 5 3 5 5 2 1 3 5 5

5 5 3 5 5 2 1 3 5 5

5 5 3 5 5 2 1 3 5 5

1 1 2 2 2 5 1 3 1 1

1 1 3 2 2 5 1 3 1 1

3 3 4 3 3 5 1 2 1 5

1 1 4 2 2 5 1 3 1 1

3 3 3 3 3 5 1 2 1 5

3 2 5 1 2 4 1 3 1 3

5 5 3 4 5 2 1 3 5 5

5 5 3 4 5 2 1 3 5 5

5 5 3 4 5 2 1 3 5 5

5 5 3 4 5 2 1 3 5 5

5 5 3 4 5 2 1 3 5 5

5 3 4 4 4 2 1 3 3 5

2 2 5 1 1 2 1 3 1 5

LM

1

1

1

1

1

1

1

2

1

1

1

1

1

1

1

1

M R V W1 W2 WS

1 1 1 2 4 4

1 1 1 2 4 4

1 1 1 2 4 4

1 1 1 5 4 1

1 1 1 5 4 1

1 1 1 3 4 1

1 1 1 1 4 1

2 1 1 2 3 1

1 1 1 3 3 1

1 1 1 3 4 4

1 1 1 2 4 4

1 1 1 3 4 4

1 1 1 1 4 4

1 3 2 1 3 4

1 1 1 1 1 1

1 1 1 1 1 1

Q MP

4 3

4 3

4 3

1 5

1 5

5 5

1 5

4 5

1 5

4 3

4 3

4 3

4 3

4 3

4 3

1 5

73

7. Melléklet: A folyóvízi fitoplankton funkcionális csoportjainak (kodonjainak) legfontosabb alkotói és a hozzájuk rendelt súlyfaktorok

Kodon

A B

C

D TIC

TID

TIB N P

T

S1

Jellemző szervezetek

Urosolenia (Rhizosolenia), Cyclotella comensis, C. glomerata Aulacoseira subarctica, A. islandica, Stephanodiscus neoastraea, S. rotula, Cyclotella comta, Asterionella formosa, Aulacoseira ambigua, Stephanodiscus rotula, Cyclotella meneghiniana, C. stelligera Synedra acus, Nitzschia spp., Stephanodiscus hantzschii, C. ocellata C. pseudostelligera Bentikus, főként epiphytikus cianobaktériumok Phormidium, Lyngbya, Rivularia spp. Bentikus, főként epiphytikus (fonalas) zöldalgák, valamennyi nem plankonikus Desmidiales faj Nitzschia, Navicula, Gomphonema, Didymosphaenia, Fragilaria, Achnanthes, Surirella spp. Tabellaria, Cosmarium, Staurodesmus, Xanthidium spp. Fragilaria crotonensis, Aulacoseira granulata, Staurastrum pingue, S. chaetoceras, Pediastrum duplex, P. simplex, Coelastrum spp. Geminella, Mougeotia, Tribonema, Planctonema, Closterium aciculare, C acutum v. variabile Planktothrix agardhii, Limnothrix redekei, L. planctonica, Pseudanabaena limnetica, Planctolyngbya limnetica, P. contorta

Habitat

TurbuTápanyag lens tartalom jelleg

A plankton kialakulásához szükséges idő

Rizikó (fordított skálán) (Tavi plankton megjelen ése)

Össz. pont

Súly faktor (F)

Tiszta, gyakran átkevert, alacsony alkalitású tavak

4

4

4

5

17

4

Átkevert, kis-közepes méretű, mezotróf tavak

3

4

4

5

17

4

Átkevert, kis-közepes méretű, eutróf tavak

1

5

4

5

15

4

Sekély, tápanyaggazdag, zavaros vizek, folyóvizek is

1

5

4

5

15

4

1

1

2

3

7

2

2

1

2

4

9

2

Folyóvizek tichoplanktonja

3

5

5

5

18

5

mezotróf epilimnion

3

3

3

4

13

3

eutróf epilimnion

2

3

4

4

13

3

mély, jól kevert epilimnion

2

3

3

4

12

3

zavaros, felkevert vizek

0

3

0

0

3

0

Álló, ill, lassú folyású vizek hínárnövényzetének cyanobacteriumos bevonata Álló, ill, lassú folyású vizek hínárnövényzetének zöldalga (Desmidiales) bevonata

Kodon

S2 SN Z X3 X2

Jellemző szervezetek

Spirulina, Arthrospira, Raphidiopsis Cylindrospermopsis, Anabaena minutissima Synechococcus, Pseudodictyosphaerium, Choriocystis prokaryota egysejtű pikoplankton Koliella, Chrysococcus, eukarióta pikoplankton Plagioselmis (Rhodomonas) Chrysochromulina

Habitat

Tápanyag tartalom

Turbulens jelleg

A plankton kialakulásához szükséges idő

Rizikó (fordított skálán) (Tavi plankton megjelen ése)

Össz. pont

Súly faktor (F)

zavaros, felkevert, trópusi vizek

0

3

0

0

3

meleg, felkevert vizek

0

2

1

0

3

0 0

tisztavizű epilimnion

4

3

3

3

13

3

Sekély, tiszta vizű, felkevert tavak

2

3

4

4

13

Sekély, mezotróf, felkevert tavak

3

4

4

2

15

3 4

1

4

4

4

11

3

1

4

4

4

13

3

1

2

3

3

9

2

3

2

3

4

12

3

Sekély, eutróf, tápanyaggazdag, felkevert tavak Változatos, de ált. apró, tápanyaggazdag tavak apró, Ca és tápanyaggazdag tavak, nem savas pH Kis, oligotróf, bázisszegény tavak vagy tiszta, oldott szerves anyagban viszonylag gazdag tavak

X1

Ankyra, Monoraphidium

Y

Nagyobb méretű mikroflagellaták, pl. Cryptomonas

YPh

Phacotus

E

Dinobryon, Mallomonas, Synura

F

Kolóniás Chlorococcales (Botryococcus, Pseudosphaerocystis, Coenpchlorys, Oocystis, Elakatothrix)

átvilágított epilinon

4

2

4

4

14

3

G

Volvox, Eudorina

Sekély, tápanyaggazdag, nyugodt vizek

1

1

2

2

6

1

Sekély, tápanyaggazdag tavak, folyók

2

3

3

2

10

2

Sekély, tápanyaggazdag vizek

2

2

3

2

9

Eutróf vizek

1

2

2

1

6

2 1

Nagy, mezotróf vizek

3

1

1

1

6

Oligo- és mezotróf nyári epilimnion

4

1

0

2

7

mezotróf nyári epilimnion

3

1

0

2

6

eutróf nyári epilimnion kis, eutróf, gyakran keveredő tavak mezotróf, rétegzett tavak metalimnionja eutróf, rétegzett metalimnion

1

1

0

1

4

0

2

1

0

4

3

2

2

0

7

0

1

2

0

3

J K H1 H2 U LO LM M R V

Scenedesmus, Golenkinia, Tetrastrum, Crucigenia, Actinastrum, Micractinium spp. stb. Aphanothece, Aphanocapsa spp. Anabaena flos-aquae, Aphanizomenon flosaquae Anabaena lemmermannii, Gloeotrichia echinulata Uroglena spp. Peridinium, Woronichinia, Merismopedia spp. Ceratium, Microcystis spp. Microcystis, Sphaerocavum Planktothrix rubescens, P. mougeotii Chromatium, Chlorobium spp.

1 1 1 1 0 1 0

75

Kodon

W0

W1

W2

WS Q

Jellemző szervezetek

Chlamydomonas, Spermatozopsis, Pyrobotrys, Chlorella, Polytoma, Oscillatoria chlorina, Beggiatoa alba, Euglena, Phacus, Lepocinclis spp., Gonium pectorale, G. sociale (Pandorina morum) Trachelomonas, Strombomonas, Dysmorphococcus spp. kisméretű dinoflagellaták Peridinium, Glenodinium, Gymnodinium spp. egyéb metafiton Synura Gonyostomum

Habitat

Tápanyag tartalom

Turbulens jelleg

A plankton kialakulásához szükséges idő

Rizikó (fordított skálán) (Tavi plankton megjelen ése)

Össz. pont

Súly faktor (F)

Kis, szervesanyagban reendkívül gazdag tavak (utótisztító tavak)

0

2

1

0

3

0

Kis, szervesanyag gazdag tavak

1

2

2

1

6

1

Sekély, mezotróf tavak

2

4

3

4

13

3

Sekély, mezotróf tavak, neutrális pH Kis, huminanyaggal terhelt tavak

3

3

3

4

13

2

2

1

1

6

3 1

76