Agrartajak Novenyzetenek Monitorozasa_3_fejezet

3.

A MONITOROZÁS TERVEZÉSE ÉS VÉGREHAJTÁSA

HORVÁTH ANDRÁS A különbözô természetvédelmi vagy agrár-környezetgazdálkodási kezelési célok, valamint a 2. fejezetben felvázolt, az adott rendszerre releváns vegetációdinamikai, tájökológiai és cönológiai jelenségek ismeretében már behatárolható, hogy milyen vegetációs folyamatok monitorozásáról lehet egyáltalán szó. Hogy ezek közül melyik folyamat lesz az, amelyiket végül monitorozni fogjuk, ahhoz még számos tényezô mérlegelése, ezáltal a számunkra adekvát monitorozó rendszer felépítése szükséges. Eközben az alábbi fô kérdésekre kell választ adnunk: – a kezelés és a beavatkozás során milyen konkrét hatótényezô hat, és milyen léptékben; – e kontrollált hatótényezôkkel egy idôben milyen nem kontrollált hatótényezôkkel kell még számolni (pl. az adott rendszerre is ható globális változásokkal); – mi legyen az az objektum, amelynek a kezelésre adott válaszát megfigyeljük, ez milyen viszonyban van a kezelt objektummal (e kettô nem feltétlenül ugyanaz); – milyen konkrét célállapotokat vagy céltrendeket vagyunk képesek adott idôn belül megfigyelni (néhány év alatt általában csak az ökológiai folyamatok kezdetét van esélyünk detektálni); – melyek legyenek az indikátorváltozók, ezek milyen módszerekkel mérhetôk vagy becsülhetôk; – hogyan válasszuk ki a referencia-objektumokat (a hipotézistesztelô monitorozásnak ez az egyik legsarkalatosabb kérdése); – hogyan épüljön fel a mintavételi terv (pl. ismétlésszám, mintaegységek elrendezése); – milyen gyakorisággal, mennyi ideig, és pontosan mikor monitorozzunk; – nagyszámú monitorozási feladat esetén hogyan integráljuk az adatokat; – milyen lehetôségek állnak rendelkezésre a megbízható kiértékeléshez. Ezeknek a tényezôknek a számbavétele nem kerülhetô meg. A korrekt monitorozási protokoll kialakításához – még ha az egyszerûbb esetekben „tudat alatt“ történnek is a döntések – minden egyes kérdésben választanunk kell a rendelkezésre álló lehetôségek közül. A kérdések persze így is, úgy is eldôlnek, de nem mindegy, hogy már a tervezéskor felkészülünk a lehetséges buktatókra, és választásainkkal megpróbáljuk elkerülni a csapdák többségét, vagy a sokéves monitorozás végén jövünk rá arra, hogy az adott módszer nem volt megfelelô. A tudományos kutatásban gyakran elôfordul, hogy egy kérdéses folyamat nyomon követéséhez még nem állnak rendelkezésre adekvát módszerek, és csak késôbb derül ki, hogy a választott módszer inadekvát volt; a kutatás eredménytelensége ekkor – jobb esetben – a módszer továbbfejlesztésére ösztönöz. A különbözô természetvédelmi beavatkozások esetén a monitorozás eredménytelensége súlyosabb következményekkel járhat: a kezelések értékelése válhat lehetetlenné. Ezáltal viszont a további, a természetmegôrzési céloknak valóban megfelelô, a súlyosbodó környezeti problémák miatt egyre sürgetôbb intézkedések sem lesznek végrehajthatók (vö. 1.2. fejezet). Ebben a fejezetben elôször a hipotézistesztelô monitorozás elvi alapjait tekintjük át (3.1.1. fejezet), amelyeket vázlatosan már az 1.4. és 1.5. fejezetben is érintettünk. A mo115

nitorozás csak akkor lehet igazán hatékony, ha beágyazódik az adaptív menedzsment rendszerébe, errôl részletesen a 3.1.2. fejezet szól. A 3.1.3. fejezetben pedig azt mutatjuk meg, hogy a különbözô ökológiai ismeretek birtokában hogyan tudjuk felépíteni azt a koncepcionális modellt, ami egy-egy adott monitorozási protokoll kialakításához nélkülözhetetlen. A 3.2. és a 3.3. fejezet a konkrét monitorozási rendszerünk felépítéséhez szükséges lépéseket veszi sorra. A hazai fajok (populációk), élôhelyek és élôhely-mozaikok spontán dinamikájának trend-monitorozását célul kitûzô Nemzeti Biodiverzitás-monitorozó Rendszer (NBmR) elvi alapozása már több mint egy évtizedes múltra tekint vissza (LÁNG et al. 1995, LÁNG1996, KOVÁCS-LÁNG 1997, KOVÁCS-LÁNG – TÖRÖK 1997, FEKETE et al. 1997, TÖRÖK 1997, KUN – MOLNÁR 1999). A rendszer kialakítása, és az azóta is töretlenül zajló országos szintû monitorozó program eredményei számos fontos tanulsággal szolgáltak, amelyeket ebben a kötetben is felhasználtunk (vö. KOVÁCS-LÁNG et al. 2000, KOVÁCSNÉ LÁNG – FEKETE 2002). A tanulságok másik része saját terepi tapasztalat, melyek többek között az 5x5 km-es mintavételi területek élôhelyeinek, és egyes védett vagy inváziós fajok állományainak az NBmR módszertana szerinti felmérésébôl származnak. Hangsúlyozni kell azonban azt, hogy a hipotézistesztelô (vagy hatás-)monitorozás módszerelmélete lényegileg különbözik a trend-monitorozástól, így az NBmR alapvetô sémáitól is. Az adatgyûjtési módszerek és a szervezési feladatok esetenként ugyan megegyeznek, de a trend-monitorozáshoz képest a hatás-monitorozásban egy-egy meghatározott beavatkozás, természetvédelmi célú kezelés hatásának a nyomon követése a feladat. Ez maga után vonja a kezelés által kitûzött cél pontos (vagyis vegetációdinamikai alapokon értelmezett) meghatározását, az ehhez adekvát indikátorváltozók kijelölését, az egyéb lehetséges hatótényezôk kiszûrésének fontosságát, a referenciák (kontroll objektumok) bevonásának szükségességét. Ezért – bár a teljesség kedvéért azokat a monitorozási elemeket is bemutatjuk, amelyek pl. az NBmR sémáival is közösek – célunk elsôsorban a hipotézistesztelô monitorozás sajátosságainak kiemelése volt.

3.1. A hipotézistesztelô monitorozás módszerelmélete A monitorozás (monitoring) valamely objektum állapotára vonatkozó, idôben megismételt, meghatározott eljárás szerinti adatgyûjtés. A monitorozás célja az, hogy a releváns állapotváltozók nyomon követése által értékelje az objektum állapotának változását egy elôre meghatározott tartományban. A monitorozási rendszerek feladata, hogy jelezzék, ha az egy vagy több állapotváltozó aktuálisan mért értéke eltér a várt tartománytól, vagy elérte a kitûzött értéket. A biológiai objektumokkal kapcsolatos monitorozás kétféle lehet aszerint, hogy a biológiai objektum eszköz vagy cél a megfigyelésben. Ha a biológiai objektum csak eszköz, viszont a vizsgálat célja egy nem biológiai rendszer állapotára való következtetés, akkor biomonitoringról beszélünk (pl. városok levegôszennyezôdésének változását zuzmókkal monitorozzák). Más a helyzet, ha a vizsgálat végsô soron magára a monitorozott biológiai (ökológiai) rendszerre irányul; ezt biodiverzitás monitorozásnak nevezzük. Ebben a kötetben az utóbbival foglalkozunk, ám megjegyezzük, hogy a „biodiverzitást” ebben a szóösszetételben igen tágan kell értelmezni. A monitorozás más tekintetben szintén kétféle lehet: hipotézistesztelô vagy pedig trend-monitorozás (LÁNG 1996, lásd még 43–44. oldal). 116

A trend-monitorozás az élôvilág egységei (populációk, életközösségek, élôhelykomplexek) állapotának, viselkedésének természetes vagy természetközeli állapotban történô nyomon követése. Célja a vizsgált objektumok természetes fluktuációinak, életciklusának, trendszerû változásainak rögzítése, viszonyítási alapot adva a természetestôl eltérô viselkedések felismeréséhez, értelmezéséhez. Ezzel szemben a hipotézistesztelô monitorozás (vagy hatás-monitorozás) adott környezeti tényezônek vagy emberi beavatkozásnak az élôvilág viselkedésére gyakorolt hatását, a prognosztizált változás bekövetkezését kíséri figyelemmel. Célja az élôvilágra ható, jobbító szándékú beavatkozások eredményességének felmérése, következményeik megértése azért, hogy ezek ismeretében az egyes kezelések tervezhetôkké váljanak.

3.1.1. A hipotézistesztelô monitorozás metodológiai váza A hipotézistesztelô monitorozásnak a definíció értelmében alkalmasnak kell lennie arra, hogy egy adott kezelés következményeit más, a kezeléstôl független tényezô hatásától elkülönítse. Ennek az igénynek csak akkor tud eleget tenni, ha a kezelt objektumban bekövetkezô változásokat egy olyan referencia-állapothoz viszonyítjuk, amelyben nem (vagy még nem) ment végbe az adott kezelés. A hipotézistesztelô monitorozó rendszer általános logikai felépítésében ennek megfelelôen hangsúlyos elem a referenciaobjektum (50. ábra). A referencia-objektum a cél-objektumtól csak abban külön-

50. ábra. A hipotézistesztelô monitorozási rendszer összetevôi (eredeti).

117

bözik, hogy a kezelt objektumon elvégzett konkrét kezelések nem hatnak rá (lásd 3.2.5. fejezet). Viszonyítási alapként szolgálhat még a cél-objektum kezdô állapota (baseline data), amely ideális esetben a konkrét kezelés elkezdését megelôzôen detektált állapotával, az alapállapottal egyezik meg. Egy általános monitorozó sémához képest lényeges különbség a kezelt objektum és a cél-objektum megkülönböztetése, s ennek megfelelôen a konkrét kezelés és a kontrollált hatótényezô elválasztása egymástól. A beavatkozás célja a cél-objektum állapotának javítása, funkcióinak helyreállítása, ám ehhez bizonyos esetekben nem közvetlenül a cél-objektumot kezeljük, hanem annak csak egy részét vagy éppen egy azt magába foglaló nagyobb rendszert, vagyis az ún. kezelt objektumot. Például az agrár-környezetgazdálkodási programokban a kezelt objektum egy mezôgazdasági parcella, amelyen az agrár-környezetgazdálkodási támogatásban részesülô gazdálkodó egy adott típusú, elôírás szerinti tevékenységet (konkrét kezelést, pl. szántófelhagyást) végrehajt. A célobjektum lehet ugyanaz a parcella, ha a felhagyott szántó sorsa önmagában érdekel bennünket (vajon lesz-e rajta természetközeli gyepfolt), de lehet a felhagyott szántót magába foglaló tájrészlet, ha e tájrészletnek a természetes populációk számára való átjárhatóságát szeretnénk növelni. A cél-objektum és a kezelt objektum viszonya többféle lehet: – a kettô megegyezik (azt kezeljük, amelynek a változását végsô soron el kívánjuk érni); – a cél-objektum (pl. egy nagyobb tájrészlet) magába foglalja a kezelt objektumot (pl. a felhagyott szántót); – a cél-objektum része a kezelt objektumnak (pl. egy nagy kiterjedésû, marhával legeltetett szikes mozaikon belül a szikfok foltokon a nád visszaszorulását szeretnénk elérni). A cél-objektum adott konkrét kezelés és adott kezelt objektum esetén is többféle lehet; sôt, ez utóbbi kettôben megegyezô, de különbözô térskálán értelmezett cél-objektumok esetén az elvárt állapotváltozás akár ellentétes irányú is lehet (vö. 48. oldal). A referencia-objektum egy viszonyítási alapnak kiválasztott olyan objektum, amely a cél-objektummal: – a monitorozás megkezdésekor megegyezô alapállapotú, azaz minden olyan attribútumban megegyezô, amelyek a cél-állapot elérését lényegesen befolyásolják; – ugyanazok a nem kontrollált hatótényezôk (hatások) érik; – a kezelt objektumon elvégzett konkrét kezelések azonban nem hatnak rá. Ha az elsô két pont részlegesen nem teljesíthetô, akkor megfontolandó egyfajta referencia-halmaz kialakítása a szóba jöhetô objektumokból. Megkülönböztetjük a kontrollált és a nem kontrollált hatótényezôket. A kontrollált hatótényezô a kezelt objektumon elvégzett konkrét kezelés következtében lép fel. Konkrét kezelés pl. egy rét kaszálása, míg kontrollált hatótényezô lehet a kaszálás során eltávolított biomassza mennyisége vagy a tarlómagasság (további példák a 6. táblázatban). A DPSIR-modellben a konkrét kezelés a hajtóerônek (D: driving force), a kontrollált hatótényezô a kényszernek (P: pressure) felel meg (lásd 44. oldal). Elvárás szerint a kontrollált hatótényezô következtében a cél-objektum állapota a célállapot felé fog elmozdulni. Ezt azonban befolyásolhatják a nem kontrollált hatótényezôk is (pl. klímaváltozás, általános talajvízszint-csökkenés stb.). Nem kontrollált hatótényezô minden olyan, a cél-objektumra ható tényezô, amely nem a kezelt objektumon elvégzett konkrét kezelés következtében lép fel (példák a 7. táblázatban). A nem kontrollált hatótényezô (és hatás) releváns, ha a célállapotot befolyásolja, ha viszont nem feltételezhetô (nem bizonyítható), hogy befolyással lenne a célállapotra, akkor nem relevánsnak nevezzük. 118

A konkrét kezelés eredményeképpen a cél-objektumon bizonyos változások bekövetkezését várjuk. Ezek a változások a célállapot irányába mutatnak. Adott konkrét kezeléshez és adott cél-objektumhoz többféle célállapot is megnevezhetô, attól függôen, hogy milyen jellegû változást várunk. Adott célállapothoz több céltrend tartozhat, mert a cél-objektumon bekövetkezett állapotváltozást viszonyíthatjuk akár a cél-objektum alapállapotához, akár a referencia-objektum aktuálisan monitorozott állapotához. Mivel a célállapot elérése általában hosszabb idôt vesz igénybe annál, mint amekkora idôtartományt a monitorozás rövid távon lefedni képes, ezért a gyakorlatban többnyire a céltrendeket definiáljuk, és azokhoz keresünk megfelelô indikátorváltozókat (lásd 3.2.4. fejezet, 8–9. táblázat). A monitorozást a tm0 idôpontban kezdjük (50. ábra). Ekkor felmérjük mind a cél-, mind a referencia-objektum kezdô állapotát (baseline data). Ha a monitorozás elsô felmérése közvetlenül megelôzi a konkrét kezelés elkezdését, a kezdô állapot megegyezik az alapállapottal (ami elvileg a t0 idôpontban figyelhetô meg). Elôfordulhat, hogy az elsô felmérés jóval (pl. több évvel) a konkrét kezelés elindítását megelôzôen zajlott le, vagy éppen csak az azt követô években került rá sor; ekkor a kezdô állapot nem feltétlenül az alapállapotot írja le, s ekkor a bekövetkezô állapotváltozások helyes értelmezése is problémás lehet. Megoldást jelenthet, ha a cél-objektum alapállapotát a referencia-objektum állapotához viszonyítjuk. Az is elôfordulhat, hogy az alapállapot felmérése nem egy idôpontban, hanem évek sorozatában zajlott le; ekkor viszonyításként egy adatsor áll rendelkezésre, amely megmutathatja a cél-objektum belsô dinamikáját (fluktuációt vagy valamilyen trendet, pl. a degradálódást; lásd 54. ábra). A monitorozás felméréseit a tm1, tm2, ..., tmx idôpontokban ismételjük meg, amikor mind a cél-objektum, mind a referencia-objektum monitorozott állapotairól szerzünk adatokat (50. ábra). A céltrendeket a cél-objektum monitorozott állapotai és a referenciaállapotok közötti különbség változásaként határozhatjuk meg, és az indikátorváltozók értékeivel fejezzük ki. Referencia-állapotot képviselhet magának a cél-objektumnak az alapállapota vagy a referencia-objektum ugyanazon idôben felvett monitorozott állapota. A célállapot tC idôpontbeli bekövetkezését a monitorozás általában csak hosszú távon képes nyomon követni. Az alapállapot és a célállapot közötti idôtartam hossza a monitorozandó vegetációdinamikai folyamat típusától, illetve a cél-objektumnak a t0 idôpontban megfigyelhetô dinamikai állapotától függ (vö. 1. táblázat, 2.2.1. fejezet).

3.1.2. A monitorozás szerepe az adaptív menedzsmentben Az 1.2. fejezetben kifejtettük, hogy az emberi tevékenységek fenntarthatóvá tételének alapvetô követelménye a beavatkozások következményeinek rendszeres értékelése, majd az eredmények birtokában a tevékenységek módosítása vagy cseréje a természetbe való integrálódásunk mindenkori követelményei szerint. A módosított tevékenységeket újabb monitorozás kíséri figyelemmel. Ennek a ciklikus folyamatnak a hatékony megvalósítását az adaptív menedzsment rendszere teszi lehetôvé (25. ábra). Az 1.5. fejezetben röviden bemutattuk az adaptív menedzsment koncepcióját, és utaltunk a típusaira is (52-53. oldal).

119

Az adaptív menedzsment jelentôsége és típusai Az adaptív menedzsment koncepcióját a 70-es évektôl kezdve dolgozták ki (HOLLING 1978, SIT – TAYLOR 1998, WALTERS 1986, WALTERS – HOLLING 1990); azóta a természeti erôforrás menedzsmentekben és a rehabilitációs programokban széles körben elterjedt, számos alkalmazása ismert (BORMANN et al. 1994, MCALLISTER – PETERMAN 1992, NYBERG – TAYLOR 1995, TAYLOR et al. 1997, WALTERS et al. 1992), egyszersmind többféle értelmezése is létezik (vö. GROSS 2003). Alkalmazását az a felismerés hívta életre, hogy a természeti rendszerek jóval komplexebbek annál, mint amelyeket determinisztikus folyamatokra épülô, egyszerû szervezési tevékenységekkel irányítani lehetne. Mivel a természeti rendszerek dinamikai állapotai nehezen ismerhetôk meg, viselkedésükre biztos jóslatok alig tehetôk, ráadásul az élô rendszerek folyamatosan változnak (adaptálódnak a megváltozott körülményekhez), ezért az ezekre irányuló emberi tevékenységeket is csak egy önmagát adaptívvá tevô menedzsment rendszerbe integrálva lehet hatékonnyá, egyúttal fenntarthatóvá tenni. A megoldás alapelve egyszerû: a menedzsment rendszert fel kell készíteni arra, hogy a tevékenységek valós (tehát nem pusztán az elvárt) következményeibôl kiindulva a beavatkozásokat folyamatosan hozzáigazítsa a megváltoztatni kívánt természeti rendszerekhez, azok aktuális állapotához. Ez a tanulási folyamat háromféleképp történhet, ezért az adaptív menedzsmentnek is három változata különböztethetô meg (WALTERS – HOLLING 1990): • Az evolúciós („próba-szerencse”, „trial and error”) az evolúció folyamatát modellezi: a tevékenységeket illetôen a választások kezdetben esetlegesek (véletlenszerûek), de a késôbbi választások abból a részhalmazból származnak, amelyek jobb eredményt adtak. Ebben az esetben a beavatkozások formális programját nem kell felkészíteni új ismeretek megszerzésére, és így a monitorozás is csak a kitûzött kezelésekre irányul. • A passzív adaptív menedzsmentben az adott idôben rendelkezésre álló információk (pl. a retrospektív kutatásokból származó történeti adatok) alapján készítik el a lehetô legegyszerûbb modellt (becslést) a kezelendô objektumnak a beavatkozásra adandó válaszára vonatkozóan. Az evolúcióshoz képest itt tehát tudatosan választják ki az adott cél eléréséhez lehetô leghatékonyabbnak tûnô kezelést, majd ennek következményeit monitorozzák, és a monitorozás tapasztalatait a következô lépésben felhasználják. • Az aktív adaptív menedzsment abban különbözik a passzívtól, hogy az adott idôben rendelkezésre álló adatok alapján a kezelendô objektum többféle lehetséges válaszát is figyelembe veszik, alternatív következményekkel számolnak, vagyis egy reálisabb (de a menedzsment számára még kezelhetô) modellt állítanak fel. Ez alapján a kezelések is többfélék lesznek, majd a különbözô kezelések monitorozásából származó adatok összehasonlító elemzése révén egyrészt a modellt is pontosítják, másrészt a kezelések közül is a legmegfelelôbbeket választják ki. Az aktív adaptív menedzsmentben két fontos momentum van, amellyel elérhetô, hogy valóban a természeti rendszerekhez igazodó, tehát ténylegesen a fenntarthatóság felé törekvô beavatkozásokat alkalmazzunk:

120

– az adott objektumra vonatkozóan rendelkezésre álló lehetô legmegbízhatóbb információk (modellek) alapján az alternatív beavatkozásoknak (kezeléseknek) mindig egy készletét hozzuk létre (a mindig fennálló, különbözô fokú bizonytalanság miatt), és azok közül választva akár többet is megvalósítunk; – a monitorozott következmények alapján a modellt is és a beavatkozásokat is képesek vagyunk folyamatosan kiigazítani, a természeti rendszer állapotához illeszteni. Már csak egy lényeges szempont van hátra ahhoz, hogy az aktív adaptív menedzsmenttel megvalósíthassuk a természeti rendszerek fenntartható kezelését: a menedzsment ciklusát az adott természeti rendszer tényleges idôbeli dinamikájának sebességéhez kell igazítani. Az adaptív menedzsment azon túl, hogy számol a menedzsment eljárások elôre várható hatásaival, felismeri a természeti rendszerek komplexitását és változékonyságát, a rájuk vonatkozó jóslatok bizonytalanságát, és ezt a bizonytalanságot a folyamatoknak, modelleknek és méréseknek tulajdonítja (GROSS 2003). Ezért a monitoring programoknak is jóval nagyobb jelentôséget szán, mint azok a menedzsmentek, amelyek csak a tevékenységek egyszerû megtörténtét kísérik figyelemmel, ám azok konkrét hatásait nem. Ha az adaptív menedzsmentet korrekten valósítják meg, akkor az képes a „próba-szerencse” típusú (evolúciós jellegû) tanulást átgondolt tesztekre alapozott tanulással (az irányított szelekció folyamatával) helyettesíteni (WALTERS 1997). Leghatékonyabb formája az aktív adaptív menedzsment, amely úgy alakítja ki a menedzsment programot, hogy az képes legyen tapasztalatilag kiértékelni és összehasonlítani a kiválasztott intézkedéseket és beavatkozásokat (NYBERG – TAYLOR 1995). Az aktív adaptív menedzsment kialakítása Az adaptív menedzsment aktív változatában az operatív menedzsment program strukturált tevékenység-rendszerének fontos összetevôje a rendszer átgondolt, kísérletes kezelése (GROSS 2003). Legfontosabb jellemzôi (NYBERG – TAYLOR 1995): – számon tartja az adott menedzsment-célok szempontjából legjobbnak ítélt intézkedés és beavatkozás bizonytalanságait; – átgondoltan választja ki az alkalmazandó intézkedéseket és beavatkozásokat; – körültekintôen hajtja végre az ismeretek megszerzésére tervezett tevékenységeket; – monitorozza a válaszok kulcsszerepû indikátorait; – az eredményeket az eredeti célok figyelembevételével elemzi; – a jövôbeni döntésekhez felhasználja az eredményeket. Az adaptív menedzsment a probléma kiértékelésével kezdôdik, majd létrehozza azokat a koncepcionális modelleket (lásd 3.1.3. fejezet), amelyek a rendszer mûködésére vonatkozó alternatív hipotéziseket képviselik, illetve megadják az alternatív menedzsment-intézkedésekre vonatkozó elôrejelzéseket (HOLLING 1978, WALTERS 1997). Az adaptív menedzsment iteratív folyamat, lépéseinek sorozata ciklikusan ismétlôdik (lásd a 25. ábrát az 53. oldalon).

121

Az adaptív menedzsment ciklusának fô lépései (vö. 25. ábra) és a hozzájuk tartozó feladatok az alábbiak (NYBERG 1999): 1.

A probléma felmérése: – a menedzsment problémakörének definiálása; – a majdan kiértékelhetô menedzsment célok meghatározása; – kulcsindikátorok kiválasztása minden egyes célhoz; – az alternatív beavatkozások indikátorokra tett hatásainak feltárása; – explicit elôrejelzések kialakítása a menedzsment beavatkozások következtében létrejövô indikátor-válaszokra (a predikciók alapjául szimulációs modellek vagy más tervezési eszközök szolgálnak); – az ismeretekben mutatkozó, kulcsszerepû hiányosságok felmérése, amelyek aszerint súlyozandók, hogy miként segíthet a trade-off-analízisben, ha csökkentjük e bizonytalanságokat.

2.

A menedzsment megtervezése: – menedzsment-terv létrehozása, amely lehetôvé teszi a megbízható visszacsatolást és a hiányzó ismeretek megszerzését; – a menedzsment lehetôségek (alternatív tervek) kiértékelése, egy kiválasztása végrehajtásra; – a monitorozási protokoll kidolgozása; – az adatkezelés és az analízis megtervezése; – a menedzsment eljárások kivitelezési módjának meghatározása; – a rendszer felkészítése az eredmények és információk közlésére.

3.

A menedzsment megvalósítása: – a terv lehetô legpontosabb követése; – a tervektôl való bármilyen eltérés dokumentálása.

4.

Monitorozás: – a 2. lépésben kialakított monitorozási protokoll pontos követése: monitorozni a menedzsment megvalósítását, hatékonyságát, érvényesülését és minden váratlan eseményt.

5.

A monitorozás adatainak kiértékelése: – a megvalósult kezelések aktuális következményeinek összehasonlítása az 1. lépés elôrejelzéseivel; – az eredmények dokumentálása és közlése, azok értékelése hasonló menedzsment kimenetek figyelembevételével.

6.

Visszacsatolási hurok, a jövôbeli döntések elôkészítése: – annak meghatározása, hogy mely bizonytalanságok tûntek el és melyek maradtak megoldatlanok; – a kimenetek elôrejelzésére szolgáló modell kijavítása úgy, hogy vegye figyelembe az eredmények által szolgáltatott újabb hipotéziseket; – a menedzsment eljárások és a célok újragondolása (szükség esetén); – új menedzsment tervek kidolgozása, az új lehetôségek tesztelése, majd a ciklus megismétlése.

Az adaptív menedzsmenthez tartozó monitorozás Az elôzôekben leírtakból egyértelmûen látszik, hogy a hipotézistesztelô monitorozás az adaptív menedzsmentben központi szerepet játszik. Nemcsak abban, hogy értékelje az intézkedések és beavatkozások eredményességét, hanem ezen túlmenôen a monitorozás eredményei segítenek a menedzsment céljainak és eszközeinek rendszeresen ismétlôdô újragondolásában. Amíg a monitorozó programok nem képesek (forrás- vagy tudáshiány miatt) kvantitatív ökoszisztéma modelleket kifejleszteni, addig az adott menedzsment által képviselt feladatkörre fókuszáló koncepcionális modellek (lásd 3.1.3. fejezet) megalkotása fontos kezdôlépést jelent az effektív monitorozó programok kialakításában, a hatékony menedzsment politikák kiértékelésében. Az adaptív menedzsment monitorozó rendszere tervezésének legfontosabb feladatai (NYBERG 1999):

122

• Megfelelô indikátorok kiválasztása minden egyes menedzsment célhoz. Az indikátorok akkor megfelelôek, ha a célokhoz relevánsak, a kezelésekre érzékenyek, mérésük vagy becslésük megvalósítható. Válasszunk ki olyan indikátorokat, amelyek rövid, amelyek közepesen hosszú és amelyek hosszú idô alatt reagálnak, illetve amelyek eltérô térbeli léptékben (pl. állomány, táj, regionális szint) érzékenyek. • Az alternatív beavatkozások lehetséges következményeinek, illetve az indikátorokra tett hatásainak feltárása. Ehhez elkészítendô a rendszer koncepcionális modellje (3.1.3. fejezet). • Explicit elôrejelzések a beavatkozások következtében létrejövô indikátor-válaszokra a koncepcionális modellek alapján. • Az ismeretekben mutatkozó kulcsszerepû hiányosságok meghatározása és felmérése. Ha a kezelésekre vonatkozó alternatív hipotézisek eltérô elôrejelzésekhez vezetnek, érdemes úgy megtervezni a menedzsment kísérletet, hogy jól elkülönítse azokat. • A menedzsment és a monitorozó program megtervezése. Gondoskodni kell a kontroll mintákról, az idôbeli ismétlésrôl, az eltérések és a környezeti gradiensek kontrollálására szolgáló kezelésekrôl, a statisztikai függetlenségrôl, a kiértékelés korrektségérôl. A monitorozási protokollban meghatározandó: a kezelések elôtti alapadatok típusa és mennyisége, a monitorozás gyakorisága, idôzítése és idôtartama, a monitorozandó indikátorok, a különféle monitorozandó indikátoroknak megfelelô térskála, valamint a monitorozás különbözô feladataiért felelôs szerepkörök. • Az adatkezelés és az elemzések megtervezése. Ez egyrészt az adatok hosszú távú kezelését (tárolás, elérés, elemzés) lehetôvé tevô rendszer létrehozásából, másrészt az adatok hozzáférése és interpretálása jogosultsági körének meghatározásából áll. Az adaptív menedzsmentbe ágyazódó monitorozásban tehát arra is lehetôség nyílik, hogy magát a monitorozást is folyamatosan tökéletesítsük. A monitorozás tökéletesítése természetesen nem azt jelenti, hogy a monitorozási protokollt egy adott monitorozási folyamaton belül megváltoztatjuk, hanem azt, hogy a következô kezelési és monitorozási ciklusban hajtjuk végre a hatékonyabb monitorozási tervet. A monitorozást (és a mögötte álló koncepcionális modelleket) akkor kell továbbfejleszteni, ha bizonytalanok vagyunk a beavatkozások várható következményeiben. Ha a következmények egyértelmûek, akkor rutinszerû monitorozást hajtunk végre. Ha viszont a kezelés többféle típusú alternatív következménnyel is járhat, akkor részletes monitorozási tervet kell készíteni. Mindezt az 1.5. fejezetben részletesen leírtuk (51. oldal), és a monitorozás e két eljárása közötti választás algoritmusát is bemutattuk (24. ábra).

3.1.3. Koncepcionális modellek monitorozó programok számára A természeti rendszerekre ható tevékenységek tényleges hatását kimutatni képes, hipotézistesztelô monitorozó rendszer létrehozásához alapvetô a jó elvi alapozás. Ehhez ideálisak lennének a szimulációs modellek, amelyek függvény-kapcsolatokon alapuló ok-okozati hálózatba rendezik az ökológiai rendszereknek a különbözô hatásokra adott válaszait. A szimulációs modellek az ökológiai rendszerek inherens változatosságához képest elég pontosan jósolják meg az idôbeli és térbeli változásokat, így megállapíthatók

123

a beavatkozások integrált következményei is. Szimulációs modellekre alapozott vizsgálati lehetôséget vet fel a 2.3.4. fejezet (lásd pl. 47. ábra), amelynek egy konkrét monitorozási alkalmazását az esettanulmányok között is bemutatjuk (4.1.5. fejezet). A szimulációs modellek kialakítása azonban általában széleskörû kísérletes kutatást, a rendszerek állapotváltozóinak pontos mérését igényli. Modellekre azonban mindenképp szükség van a megfelelô indikátorváltozók kiválasztásához és az adekvát módszertan kialakításához (vö. 2.3.1. fejezet). A legtöbb esetben ezért a tapasztalati tényekre épülô, a szimulációs modelleknél azonban kevésbé számításigényes koncepcionális modellekre építjük a monitorozást. Koncepcionális modellek nélkül valójában semmilyen megfigyelést vagy adatgyûjtést sem tudnánk érdemben elvégezni, bár gyakran ezeket a modelleket nem fogalmazzuk meg és nem formalizáljuk. Ahhoz azonban, hogy a monitorozás eredményeit szélesebb körben is alkalmazni tudjuk, az így nyert ismeretek megbízhatóak és másokkal is megoszthatóak legyenek, a koncepcionális modelleket dokumentálnunk kell. A modellek kialakításának alapelveit és folyamatát a 2.3. fejezetben mutattuk be (lásd pl. 42. ábra), a modell dokumentálásának lehetôségeit ebben a fejezetben vázoljuk fel. A koncepcionális modell szerepe Több nagy ökoszisztéma-monitorozó program kudarca a koncepcionális modellek hiánya miatt következett be (BUSCH – TREXLER 2003). A koncepcionális modellek a monitorozó program fejlesztésének minden fázisában fontos szerepet játszanak. A fejlesztés kezdetén pl. egy egyszerû koncepcionális modell keretet adhat az összegyûjtött információk szélesebb kontextusba ágyazásához. Néhány esetben pedig a modell fejlesztésének a folyamata vált kiemelkedôen fontossá (GROSS 2003). A koncepcionális modell képes: – formalizálni a rendszer folyamatairól és dinamikájáról rendelkezésre álló ismereteket, – meghatározni a diszciplináris határokon túlnyúló folyamatok közötti kapcsolatokat, – meghatározni a vizsgálandó rendszer határait és hatáskörét. A koncepcionális modell kifejezi a vizsgálandó ökológiai rendszerben fontosnak ítélt komponensekrôl és folyamatokról alkotott elképzeléseket, dokumentálja a komponensek és a folyamatok relációit, és meghatározza a rendszerrôl alkotott ismereteink hiányosságait – egyfajta munkahipotézis a rendszer struktúrájáról és funkcióiról (MANLEY 2000). A koncepcionális modell dokumentációja a tényezôk leírásainak, táblázatainak, mátrixainak, valamint folyamatábrák különféle kombinációiból áll össze. Nem létezik egyetlen „korrekt” koncepcionális modell, sôt, igen hasznos lehet több alternatív lehetôséget számba venni. A rendszernek ezek a különbözô reprezentációi segíthetnek elkülöníteni a ható- és zavarótényezôkrôl, illetve az interakciókról alkotott fontos – ám gyakran egymást kizáró – hipotéziseket, amelyek központi szerepet játszanak a rendszer mûködésének megértésében. A hipotézistesztelô monitorozó programokban alkalmazott koncepcionális modell szerepe: – meghatározza a fô folyamatokat és változókat; – elôsegíti az ökoszisztéma folyamatok és dinamikák közötti interakciók megértését; – meghatározza a hatótényezôk, a diszturbációs hatások és a rendszer válaszai közötti kulcsszerepû kapcsolatokat; – elôsegíti a monitorozandó változók kiválasztását;

124

– elôsegíti a monitorozó programból származó adatok kiértékelését; – világosan közvetíti a dinamikus folyamatokról alkotott elképzeléseket a monitorozásban érintett résztvevôk felé. A koncepcionális modell típusai A koncepcionális modell két típusa: a kontroll- és a stresszor-modell. Elôbbi a rendszer komponenseinek és azok interakcióinak egy teljesebb és pontosabb képét vázolja fel, míg a stresszor-modell valamivel egyszerûbb: a zavaró tényezôk, az ökológiai válaszok és az indikátorok közötti közvetlen kapcsolatokat jeleníti meg: • A kontroll-modell a rendszer dinamikájáért felelôs aktuális vezérlôerôk, visszacsatolások és interakciók mechanisztikus módon megjelenített elvi váza. A kvantitatív ökoszisztéma modellek kontroll-modelleknek tekinthetôk, amelyek azonban komplexitásban igen sokfélék lehetnek. • A stresszor-modell a ható (zavaró) tényezôk – a stresszorok –, az ökoszisztéma komponensek, a hatások és az indikátorok közötti kapcsolatokat jeleníti meg, vagyis bemutatja a vizsgált rendszernek a zavaró tényezôkre adott ökológiai válaszait. A stresszormodell alapesetben nem rendelkezik visszacsatolásokkal, és a rendszer komponenseinek csak egy erôsen szelektált, az adott monitorozó program számára szükséges részhalmazát foglalja magába. Az ismert vagy feltételezett ökológiai kapcsolatokon alapszik, gyakran a kontroll-modellekbôl vezetik le, de nem törekszik a rendszer mechanisztikus reprezentációjára. A legegyszerûbben felépíthetôk tehát a stresszor-modellek, amelynek az egységei az alábbi logikai sorrendben követik egymást: (1) konkrét kezelés vagy kezelés-komplex, (2) hatótényezô, (3) cél-objektum, (4) következmény, (5) indikátorváltozó. Ezeket minden kitûzött konkrét kezelésre, kontrollált és a szóba jöhetô nem kontrollált hatótényezôre, a kezelt és a cél-objektum minden különbözô típusára és aktuális állapotára tekintettel kell kidolgozni (lásd 3.2.1. fejezet). A koncepcionális modell elkészítésének lépései 1. A koncepcionális modell céljainak tisztázása. Elsôdleges cél lehet az adott ökológiai rendszer dinamikájáról rendelkezésre álló ismeretek szintetizálása; fogalmi alapozás az alapvetô indikátorok kiválasztásához; a rendszer kulcsfolyamatainak meghatározása; a változók és az alapvetô indikátorok közötti kapcsolatok bemutatása; a fô részrendszerek, a komponensek és azok kapcsolatainak feltárása. Egyéb célként szerepelhet azoknak a területeknek a meghatározása, ahol az ismeretek inadekvátak, és ezért további kutatások szükségesek. Egyéb cél lehet a kulcsfolyamatokról és a rendszer dinamikáiról alkotott alternatív hipotézisek leírása is. 2. A rendszer és az alrendszerek, a kulcsszerepû modellkomponensek és az interakciók beazonosítása. Ennek a lépésnek az a célja, hogy meghatározzuk a rendszer releváns tér- és idôbeli határait és a fontosabb komponenseit. Bizonyos rendszereket azonban nem lehet elég egyértelmûen behatárolni, és nem lehet határozott térbeli határt húzni. Minden terület a globális változások által befolyásolt, de ezek a nagyléptékû hatóerôk és zavarótényezôk a koncepcionális modell határain kívüli hatásoknak (nem kontrollált hatótényezôknek) tekinthetôk. 3. A kulcsszerepû rendszerek és alrendszerek koncepcionális modelljeinek kifejlesztése. Ebben a lépésben egy olyan elméleti keretet kell létrehozni, amely segít a komplex rendszert kevésbé bonyolult részek halmazára bontani (ebben a hierarchia elmélet segítségre lehet, lásd 2.1.1. fejezet). A modellnek tartalmaznia kell a modellrôl szóló részletes leírásokat. Ezeknek magukba kell foglalni egy áttekintést a (szub)modellrôl, a publikált és nem publikált irodalmakról, dokumentálni kell a koncepcionális szerkezet és adatok forrásait, és meg kell határozni a modellnek azokat a jellemzôit, amelyek kevésbé ismertek vagy vitatottak.

125

4.

5.

6.

7.

8.

A természetes és az antropogén zavarótényezôk (stresszorok) meghatározása. A stresszor az ökológiai rendszert érô olyan fizikai, kémiai vagy biológiai perturbáció, amely (a) idegen az adott rendszerre vagy (b) természetes a rendszerre, de túlzott (vagy éppen túl alacsony) mértékben van jelen (BARRETT et al. 1976). A stresszorok különbözô idô- és térbeli skálán hatnak, némelyik érinti az összes élôhelyet, míg mások egy fajra vagy fajcsoportra specifikusak. A konkrét kezelést általában stresszornak tekintjük, de ha a kezelés a rendszer (pl. élôhely) természetes zavarási rezsimjének a része, akkor éppen a kezelés hiánya a stresszor. A streszorok, az ökológiai tényezôk és a válaszok kapcsolatainak feltárása és leírása. Ennek a lépésnek az a szerepe, hogy adott stresszor-modellbe integrálja a rendszer dinamikájáról és a stresszorokról szerzett információkat. Az így kialakított stresszor-modell bemutatja a kapcsolatokat a hatótényezôk, a stresszorok, az ökológiai válaszok és az ökoszisztéma attribútumok között. A kulcskérdések és az alternatív megközelítések kifejtése. A modellek megalkotása közben általában felmerülnek alternatív hipotézisek és a rendszer funkcióira vonatkozó kérdések is. Ideális esetben ezek dokumentálásra kerülnek, így késôbb a modell áttekintését és revízióját segítik elô. Az indikátorok meghatározása és a prioritások kialakítása. Ez a lépés valójában nem része a koncepcionális modell fejlesztési folyamatának, de azért fontos kiemelni, mert a monitorozási terv kialakításában kulcsszerepet játszik, és nagy eséllyel a modell felülvizsgálatát is eredményezi. A modell áttekintése, átdolgozása, pontosítása. Minden modell a realitásnak csak egy tökéletlen absztrakciója, és ezért a legtöbb modellt idônként át kell dolgozni ahhoz, hogy az alkalmazkodjon az új megfigyelésekhez, információkhoz, vagy éppen hogy megfeleljen az új céloknak (GROSS 2003).

3.1.4. A monitorozás eredményességének elvi korlátai Az alábbiakban azokat az elvi problémákat gyûjtöttük össze, amelyek már a monitorozás tervezésekor jelentkeznek, és elôre látható módon korlátok közé szorítják a monitorozási rendszer hatékonyságát, eredményességét. Idôbeli és térbeli korlátok A legsúlyosabb problémák általában a monitorozás számára rendelkezésre álló idôbôl fakadnak. A hosszú távú ökológiai kutatások (LTER, vö. 48. oldal), a kísérletes vegetációdinamikai vizsgálatok (lásd pl. 4.1.1. fejezet) és konkrét monitorozási programok (pl. KOVÁCS-LÁNG et al. 2000, CRITCHLEY et al. 2002) tapasztalatai is egyértelmûen mutatják, hogy a különbözô természetvédelmi vagy agrár-környezetgazdálkodási kezelések hatására a monitorozandó ökológiai rendszerekben elvárt változások igen gyakran csak évtizedes idôléptékben következnek be. Ez abból fakad, hogy a vizsgálandó ökológiai rendszerek saját, belsô, a kezelésekkel befolyásolni kívánt természetes dinamikáinak léptéke ebbe a nagyságrendbe esik (vö. 26. ábra, 1. táblázat). Ennél rövidebb idôtartományon belül nagy eséllyel csak a szintén természetes módon megjelenô, de nem a kezelések eredményeképpen kialakuló fluktuációk, kaotikus és sztochasztikus variációk detektálására nyílik mód. A változások kimutatásához szükséges minimális monitorozási idôtartamot és a felvételezés optimális gyakoriságát nehezen lehet elôre megállapítani. Például Nagy-Britanniában az Érzékeny Természeti Területek (ESA, Environmentally Sensitive Areas) országos monitorozó programjában síkvidéki gyepterületeken 8 éven belül tudtak kimutatni pozitív változásokat (CRITCHLEY et al. 2002). A fentieket megfontolva úgy gondoljuk, hogy a hazai agrártájak természetközeli vegetációját érô beavatkozások következtében fellépô releváns változások többsége csak a kezelések elkezdése után legkevesebb 5 évvel lesz kimutatható. Az indikátorvál-

126

tozók értékei természetesen ennél kevesebb idô elteltével is megváltozhatnak, de teljesen bizonytalan – még referenciák alkalmazásával is –, hogy ezeknek az eltéréseknek az okai valóban a kezelések voltak. Mindezek ellenére – pontosabban éppen e bizonytalanság miatt – szükséges a felvételezést egy-két évente megismételni, hogy a vizsgált ökológiai rendszerek fluktuációit (a „zajt”) képesek legyünk kimérni, s ez alapján a valódi trendeket kimutatni. A térbeli korlátosság problémája szintén elég jelentôs lehet. Például a természetközeli élôhelyek sokféleségét táji léptékben megôrizni szándékozó agrár-környezetgazdálkodási programok konkrét kezelései a releváns tájökológiai léptékhez mérten gyakorlatilag pontszerûnek tekinthetôk – területileg is, és akár egy-egy beavatkozás várható idôtartamában is. Ezért gyakran elôfordulhat, hogy a monitorozott rendszer állapotában bekövetkezô változásokat sokkal inkább a terület múltja és a szomszédságok döntik el, mint a kezelés maga, vagyis lényegében a kezelt területen és kezelésen kívüli hatótényezôk. A monitorozandó objektumok változatossága Magyarország különbözô biogeográfiai régiói – és azokon belül az egyes tájegységek is – egymáshoz képest gyakran erôsen eltérô klimatikus, geográfiai, hidrogeológiai, talajtani karakterrel, illetve különféle vegetáció-fejlôdéstörténeti múlttal rendelkeznek, ezért egy adott kezelésnek még adott objektum esetén is eltérô következményei lehetnek (pl. ugyanolyan intenzitású legeltetés másként hathat a különbözô tájegységek löszgyepeire). Ráadásul egy adott beavatkozás hatása még számos lokális tényezôtôl is szimultán módon függ. Ilyen tényezô lehet a kezelt objektum aktuális fajösszetétele, szerkezete, dinamikai állapota, története, egykori használata, a szomszédos élôhely több paramétere stb. (vö. 2. fejezet). Ez a soktényezôs helyzet egyrészt nehezíti egy széleskörûen egységes, ugyanakkor relatíve egyszerû monitorozási terv kidolgozását, másrészt a mintavétel során az egymással azonosnak tekinthetô objektumok kijelölését. Ennek következtében pedig a kiértékelés bizonytalansága nô meg. A konkrét monitorozási módszerek – fôként a lokális és részben a táji léptékben – tehát az esetek jelentôs részében mindaddig nem határozhatók meg, amíg a monitorozandó objektumról (pl. egy kaszált parcella mocsárrétjérôl) nem állnak rendelkezésre lokális információk. Ezért a monitorozás módszertana gyakran csak ajánlásokra, algoritmusokra épülhet, amelyek alapján a terepen mért konkrét adottságok ismeretében lehet a releváns indikátorváltozókat definiálni. Ugyanezért gyakorlatilag nem lehet olyan általános érvényû indikátorváltozót találni, amely egy adott kezelés eredményességét az összes lehetséges objektum-típus esetén hatékonyan jelezné – erre az 50. oldalon már utaltunk. Problémák a referenciákkal A 3.1.1. fejezet egyértelmûen rávilágított a referenciák fontosságára (vö. pl. 50. ábra). A különféle referenciák elválaszthatatlan részét képezik a hipotézistesztelô monitorozási rendszereknek. Azonban bármely típusú referenciát alkalmazzuk is az elvileg szóba jöhetô három közül (vö. 3.2.5. fejezet), mindegyik kapcsán jelentkezhetnek gondok.

127

• A leggyakrabban rendelkezésre álló viszonyítási pont a monitorozandó objektum kezelés elôtti alapállapota. Ez az adott objektumra nézve egyetlen idôpontból származó adat azonban az ökológiai változók rövid távon sztochasztikus változása miatt gyakran nem elegendô. Másrészt elôfordulhat, hogy a monitorozott kezelést megelôzôen is már hasonlóképp kezelték az adott területet, ezért azon nem következik be a várt változás. • Az objektumnak a kezelést megelôzô állapotára vonatkozó, több idôpontból származó adatsora az elôzôhöz képest hatékonyabban használható fel, ugyanakkor nincs biztosíték arra, hogy a kezelés idôpontja elôtt detektált állapotváltozások késôbb ugyanúgy alakulnának (vö. nem kontrollált hatótényezôk, pl. globális klímaváltozás). A fô probléma azonban az, hogy a növényzetre vonatkozóan hazánkban jelenleg alig áll rendelkezésre ilyen adatsor. • A kezelt objektummal párba állított referencia-objektum változásának monitorozása ígérkezik a legmegbízhatóbb módszernek. Ez azonban csak akkor van így, ha valóban biztosítani lehet, hogy a referencia-objektum kizárólag a kezelés (pl. legeltetés, kaszálás, felhagyás stb.) hiányában különbözzön a cél-objektumtól. Regionális léptékben, a régiók egyedisége miatt ez nyilván nem tartható, de táji léptékben is körülményes a releváns állapotváltozók tekintetében két, egymással legalább közel azonos tájrészletet találni. Lokális léptékben pedig az élôhelyfoltok elôbbi részben említett nagyfokú változatossága – pontosabban e változatosság megfelelô ismerete – nehezíti meg a referencia-objektumok keresését. Ideális esetben a referencia-objektumok a kezelt homogén parcelláknak a kezelésbôl kizárt részterületei lennének.

3.2. A monitorozási rendszer kialakításának lépései Ebben a fejezetben tematikusan végignézzük azokat a szempontokat, amelyeknek a tisztázása nélkül egyetlen hipotézistesztelô monitorozási rendszer sem készülhet el. Természetesen vannak olyan egyszerûbb monitorozási feladatok, amelyekhez rutinszerû módszerek alkalmazhatók (lásd 24. ábra, 52. oldal), ám ebben az esetben is el kell jutni eddig a felismerésig, tehát az alapkérdéseket mindenképpen tisztázni kell. Ezeket az alapkérdéseket a 3. fejezet elsô bekezdésében már felsoroltuk, alább ezek részletes kifejtésére kerül sor. Ezt megelôzôen azonban, a 3.2.1. fejezetben bemutatunk egy egyszerû kérdôívet, amely akár az egyéni tervezést, akár a csapatmunkát segítheti abban, hogy a legfontosabb tényezôket számba vegyük a monitorozás kialakítása során.

3.2.1. Módszertani kérdôívek Adott kezelés következményét, vagyis egy adott céltrend (vö. 3.1.1. fejezet, 50. ábra) bekövetkezését egy vagy több megfelelô indikátorváltozó értékváltozásával detektáljuk. A monitorozandó objektumnak a várt dinamika szempontjából releváns állapotváltozói közül azok tekinthetôk indikátorváltozóknak, amelyek alkalmasak a célállapot vagy a céltrend bekövetkezésének hatékony kimutatására.

128

A konkrét indikátorváltozók kijelölését segíti a stresszor-modellek felépítése (vö. 3.1.3. fejezet). A stresszor-modell egy adott rendszer (pl. a monitorozott objektum) olyan absztrakciója, amely a hatótényezôk (stresszorok), az ökológiai rendszer válaszai, a következmények és bizonyos esetekben az indikátorok közötti kapcsolatokat jeleníti meg. A stresszor-modellek felépítéséhez a 3.1.1. fejezet fogalomkészletét (50. ábra) alapul véve tehát az alábbi elemek konkrét megnevezése szükséges: – a hatótényezôkre vonatkozó adatok (konkrét kezelés, kontrollált és nem kontrollált hatótényezôk, lásd 5–6. táblázat), – kezelt objektum és cél-objektum megnevezése, esetleges elkülönítése, – a hatótényezô hatásának paraméterei (milyen tér- és idôléptékben hat, mi a célállapot vagy céltrend, vö. 8–9. táblázat), – a fentiekhez mi lehet alkalmas indikátorváltozó. Ha ezek alapján elkészült a stresszor-modell, akkor még a következô két kérdés megválaszolása feltétlenül szükséges a konkrét monitorozási terv körvonalazásához: – mi a viszonyítási alap (pl. referencia-objektum, kontroll-terület), – melyek a mintavétel és a feldolgozás fôbb szempontjai. A fenti szempontok érvényesítésével létrehozhatók az ún. módszertani kérdôívek, amelyek a monitorozási protokoll fegyelmezett összeállítását segítik. A kérdôívek fôként nagyobb monitorozási rendszerek megszervezésének csapatmunkájában segíthetnek, a szempontok standardizált összegyûjtésével. Az alább bemutatott módszertani kérdôíven a stresszor-modell elemei az alábbi sorrendben követik egymást: konkrét kezelés – hatótényezô – cél-objektum – hatás (eredmény, céltrend, célállapot) – indikátorváltozó, a mintavételre, a referenciára, a kiértékelésre vonatkozó szempontokkal együtt (4. táblázat). Minden különbözô hatótényezô – cél-objektum – cél-trend kombinációra külön-külön kitöltendô a kérdôív. A kérdôívben megfogalmazhatók a bizonytalanságok is. Minél több különbözô kérdôívet töltünk ki, annál nagyobb lesz az indikátorparaméterek választéka. A kérdôívek adataiból az adott objektumokra vonatkozó, jelenlegi tudásunkat tükrözô adatbázis hozható létre, amely a többféle beavatkozáshoz, kezeléshez, objektumhoz és jósolt változáshoz adekvát indikátorváltozókat tartalmazza, konkrét módszertani eljárások megnevezésével, valamint erôforrás-igény becsléssel. Az adatbázis strukturálható, döntési algoritmusok definiálhatók, és így egyes indikátorváltozók kiválaszthatók, amelyek majd a monitorozás alapjául szolgálnak. A 3.2.2.–3.2.5. fejezetekben szereplô, az egyes tényezôkre vonatkozó példákat (6–10. táblázat) az Agrár-környezetgazdálkodási Információs Rendszer (AIR) Biodiverzitás Monitorozás Módszertan (HORVÁTH – SZITÁR 2005) vegetációs alrendszerének tervezéséhez állítottuk össze, amelyhez a 4. táblázatban bemutatott módszertani kérdôívet használtuk fel. A kérdôívek kitöltésében közremûködtek: BOTTA-DUKÁT ZOLTÁN, GARADNAI JÁNOS, GYARMATI MAGDOLNA, HORVÁTH ANDRÁS, KRÖEL-DULAY GYÖRGY, LHOTSKY BARBARA, MAKRA ORSOLYA, MÁTÉ ANDRÁS, ORTMANN-NÉ AJKAI ADRIENNE, RÉDEI TAMÁS, RÉV SZILVIA, SZABÓ ZSUZSANNA, SZITÁR KATALIN, TÓTH TIBOR és VIRÁGH KLÁRA.

129

4. táblázat. Az agrár-környezetgazdálkodási rendszer (vö. 17. ábra) biodiverzitás monitorozás vegetációs alrendszerének kialakításához javasolt módszertani kérdôív (HORVÁTH–SZITÁR 2005).

A kérdôív kitöltôje: 1. Mely célprogram(ok), vagy konkrét kezelések (elôírások) miatt lép fel a vizsgálandó hatás? 2. Mi a kontrollált hatótényezô (ami a kezelés következtében lép fel a cél-objektumon)? 3. Mely nem kontrollált hatótényezôknek lehet ugyanaz a következményük, mint a kontrolláltnak? 4. Mi a kezelt objektum? 5. Mi a cél-objektum (amire a kontrollált hatás hat, és aminek a változását monitorozzuk)? 6. Milyen léptékben hat a hatótényezô? (Ha különbözô léptékekben eltérô a hatás, akkor külön lapra írandó!) 7. Melyik régióban, tájegységben jellemzô a megadott hatótényezô, és melyikben nem? 8. Mi a kontrollált hatótényezô következménye a célobjektumon: mi a várható célállapot vagy céltrend? 9. A 8. bekövetkezése megfelel az agrár-környezetgazdálkodás kitûzött céljainak? 10. Legkevesebb hány év alatt érvényesül a hatás? 11. Milyen indikátorváltozóval mérhetô vagy figyelhetô meg a hatás (változás)? 12. Milyen módszerrel kell mérni/megfigyelni az indikátorváltozót? 13. Az indikátorváltozó milyen határértéke jelzi a monitorozandó hatás (a 8.) bekövetkezését? 14. Szükség van-e referencia-objektumokra? 15. Szükséges ismétlésszám mintavételi területenként: 16. Hány mintára lenne szükség ahhoz, hogy az itt definiált monitorozás reprezentatív legyen? 17. Egy mintavételi terület terepi felmérésének és kiértékelésének erôforrás- és idôigénye? 18. Az adatok kiértékelésének speciális módszerei: 19. Milyen háttéradatokra van szükség a mintavételhez és/vagy a kiértékeléshez? 20. Mi a fenti információk fô forrása?

a) lokális b) táji c) regionális konkrétabban: jellemzô régió (táj): nem jellemzô régió: a) célállapot b) céltrend konkrétan: a) igen b) nem, mert: 1 2 5 10 20 több

a) igen

b) nem

országosan: regionálisan: emberóra terepen: emberóra laborban:

a) hipotézis c) kísérlet

magyarázat:

terepi költség: labor költség:

b) megfigyelés d) publikáció:

3.2.2. Kezelések és hatótényezôk A 3.1.1. fejezetben bemutattuk (50. ábra), hogy a vegetációt érô különbözô beavatkozások monitorozása során fontos megkülönböztetni a kezelt objektumokat és a célobjektumokat. Ennek az az oka, hogy a kezelések eredményességét nem – vagy nem csak – annak az objektumnak a megváltozásában várjuk, amelyen az adott kezelést közvetlenül végrehajtották, hanem akár annak egy alrendszerében vagy éppen egy azt 130

magába foglaló nagyobb rendszerben (vö. hierarchia elmélet, 2.1.1. fejezet). Például egy szántó felhagyását – mint konkrét kezelést – egy adott mezôgazdasági parcellán – mint kezelt objektumon – hajtják végre, ám ennek a hatása a szomszédos parcellán vagy a környezô tájban is megnyilvánul (pl. pufferzóna alakul ki, vagy kiterjed az ökológiai hálózat). A várt hatást ezért az általunk fontosnak tartott cél-objektumon figyeljük meg, ami adott esetben megegyezhet magával a kezelt objektummal is (pl. a felhagyott szántóval), de el is térhet attól (lehet a szomszédos élôhely vagy az adott tájrészlet). Táji léptékben egy cél-objektum (azaz egy tájrészlet) több kezelt objektumot (többféle élôhelyet és/vagy több vegetációs foltot) is tartalmazhat, ezért az azokon megvalósított kezelések a cél-objektumra komplex módon hatnak. A konkrét kezelés A konkrét kezelés az a tevékenység (vagy több tevékenység együttese), amit a kezelt objektumon közvetlenül végrehajtanak. A konkrét kezeléseket az agrár-környezetgazdálkodási rendszerben pl. az egyes célprogramok elôírásai határozzák meg (vö. 5. táblázat). A konkrét kezelés lehet egy adott beavatkozás, vagy éppen egy adott beavatkozás hiánya is. 5. táblázat. Az agrár-környezetgazdálkodási rendszer gyepgazdálkodási célprogram csoportjához tartozó két alapprogram jellemzôi (vö. 17. ábra). Csak azok a jogosultságok és elôírások szerepelnek, amelyek a természeti objektumok ökológiai állapot változásában releváns szerepet játszhatnak (a 115/2003. FVM rendelet alapján). Az elvárt tevékenységeket ezen kívül még kiegészítik a Helyes Gazdálkodási Gyakorlat elôírásai is (156/2004 FVM rendelet).

Célprogram elnevezése, célja és a támogatási jogosultság feltételei

Elôírások

Füves élôhelyek kezelése célprogram.

– legeltetés esetén: – legeltethetô állatfajok: szarvasmarha, juh, kecske, bivaly, ló, dám- és gímszarvas, szamár – a legelôt az alábbi gyeptípusonként megadott alsó és felsô állatsûrûségi határok (állategység/ha) figyelembevételével kell hasznosítani: homoki és szikes gyepek: 0,2–0,5; dombvidéki gyepek, száraz, fás legelôk, nedves rétek, üde gyepek, ártéri gyepek: 0,2– 1,0 – pásztoroló vagy szakaszolt legeltetést kell alkalmazni (az egy területen legeltethetô napok számát a fûhozam alapján kell meghatározni, de az a 10 napot nem haladhatja meg) – a füves élôhelyeken növényvédô szer használata, felülvetés, mûtrágyázás és öntözés tilos kaszálás esetén: – nedves idôszakban, amikor az élôhelyet károsulhat, a kaszálás tilos – vadriasztó láncot kell alkalmazni és csak természetvédelmi szempontból kedvezô kaszálási módszerek alkalmazhatók (a parcella közepétôl kifelé haladva, a szegélyeket utoljára)

Cél: a növényfajokban és azokhoz kötôdô állatfajokban gazdag rétek fenntartása és fejlesztése a különbözô gyeptípusokon, a helytelen gondozás miatt csökkenô állományú ritka növények, madarak és gerinctelen állatok védelme, valamint a növényvédô szerek használatából és a mûtrágyázásból eredô környezeti terhelés csökkentése. Jogosultság: (a) a legkisebb támogatható terület 1 ha, (b) a gyep hasznosításához legalább 0,2 állategység/ha állatállomány megléte.

131

5. táblázat folytatása

Célprogram elnevezése és célja és a támogatási jogosultság feltételei

Elôírások

Szántó fajgazdag gyeppé alakítása – gyepes élôhely kialakítása gyeptelepítéssel (gyeptelepítés) célprogram. – a telepítéstôl eltekintve, amikor legfeljebb 80 kg/ha N-hatóanyag kijuttatása megengedett, mûtrágyázás Cél: a növényfajokban és azokhoz és növényvédô szerek alkalmazása tilos kötôdô állatfajokban gazdag rétek ki- – termôhelyi adottságoknak megfelelô, legalább 6 fajalakítása, élôhelyek biztosítása ritka ból (fajtából) álló fûmagkeverék vetése növények, madarak és gerinctelen – egyetlen faj (fajta) aránya sem haladhatja meg a állatok számára, illetôleg a növényvé- 30 %-ot dô szerek használatából és a mûtrá- – gyomok, betelepülô cserje-, fafajok irtása csak gyázásból eredô környezeti terhelés mechanikai úton csökkentése. – az elsô évben két kaszálás engedélyezett, a legeltetés nem Jogosultság: a legkisebb támogat- – a 2. évtôl a kialakított gyepet legeltetéssel vagy kaható terület 1 ha. szálással lehet hasznosítani, a termôhelyi adottságok (gyeptípus) figyelembe vételével, és a füves élôhelyek kezelése célprogram elôírásainak betartásával

Kontrollált hatótényezôk Az ökológiai rendszerekre a közvetlen, szándékos emberi tevékenységeken kívül még számos olyan tényezô hathat, amely a beavatkozás sikerét erôsíti vagy gyengíti. A monitorozandó cél-objektumok ökológiai állapotának megváltozásában szerepet játszó hatótényezôknek ezért két típusát különböztetjük meg: a kontrollált és nem kontrollált hatótényezôket. A kontrollált hatótényezô a cél-objektumot érô azon hatótényezô, amely a kezelt objektumon elvégzett konkrét kezelés következtében lép fel. A kezelés célja szerint a kontrollált hatótényezô következtében a cél-objektum állapota a célállapot felé fog tartani. A cél-objektumot ezen kívül nem kontrollált hatótényezôk is befolyásolják. Bár a kontrollált hatótényezôk meghatározása csak a monitorozásra kijelölt cél-objektumok ismeretében hatékony, a releváns hatótényezôk egy lehetséges köre példaként megadható. A kontrollált hatótényezôk a különbözô léptékekben eltérô módon jelennek meg. Lokális léptékben a hatást fogadó objektumok az életközösségek (élôhelyfoltok, növénytársulások és átmeneteik, állatközösségek) vagy a populációk közül kerülhetnek ki. Néhány lehetséges kontrollált hatótényezôt a konkrét kezelésekbôl levezetve, a léptékek szerint a 6. táblázatban tekintünk át.

132

6. táblázat. Néhány példa a lokális és a táji léptékben releváns kontrollált hatótényezôk közül. A konkrét kezeléseket a példák mindegyikében lokálisan (állomány léptékben) hajtják végre, de hatásuk kiterjedhet a táji léptékre is.

konkrét kezelés

kontrollált hatótényezô

lépték

növényvédô szerek korlátozása

herbicid-terhelés csökkentése

lokális táji

gyeptelepítés felhagyott szántón

milyen objektumokra hathat (példák) szántó ôshonos gyomflórája, mezsgyék vegetációja a szántóval vízgazdálkodási szempontból összefüggô vizes élôhelyek növényzete

gyeptelepítés magkeverékkel

lokális

mezsgyék kiterjedésének növelése

táji

cserjék levágása a gyeprôl

lokális

a gyepfelületek kiterjednek

táji

belvíz a területen marad

lokális

völgyaljban szántó helyett vizes élôhely lesz

táji

vízháztartás helyreáll

lokális

hullámtéri rétek, mocsárréti növények inváziós növények (pl. gyalogakác)

rendszeres tavaszi vízborítás

táji

erózióvédelem, talajtakarás

talaj- és tápanyag-lemosódás csökken

táji

kaszálás szabályozása

megfelelô kaszálás túl magas tarló (sok fûavar) túl alacsony tarló megfelelô legeltetés

a vízborítás által összekapcsolt élôhelyfoltok komplexe a tájban a szántóval fedett erodálódó lejtô aljában fekvô természetközeli élôhely növényzete füves élôhelyek, inváziós és gyomfajok láprétek pionír növényei zsombékosok zsombékjai füves élôhelyek vegetációja, domináns füvek füves élôhelyek vegetációja, egyéves fajok specialista növények, erdôssztyepp fajok mocsárrét növényzete, gyomok, özöngyomok füves élôhelyek növényzete, állatvilága gyepek avarosodása erôsödik füves élôhelyek ritka, specialista növényei

cserjeirtás

szántó vizes élôhellyé alakítása vízelvezetés korlátozása

legeltetés szabályozása

lokális

avar mennyisége csökken legelési nyomás csökken

lokális

legelési nyomás nô gyepek égetése az égetésbôl fakadó zavarás tilos megszûnik a gyepek avarosodása erôsödik

lokális

ôshonos növényfajok és növényközösségek zöldfolyosók által összeköttetésben lévô élôhelyfoltok a tájban jól terjedô cserjék, erdôssztyepp fajok táji élôhelyek mozaikja, gyepek kiterjedése belvizes szántón kialakuló vizes élôhelyek a környezô táj talajának, növényzetének vízgazdálkodása

133

Nem kontrollált hatótényezôk Nem kontrollált hatótényezô minden olyan, a cél-objektumra ható tényezô, amely nem a kezelt objektumon elvégzett konkrét kezelés következtében lép fel. A nem kontrollált hatótényezô (és hatás) releváns, ha a célállapotot befolyásolja, ha viszont nem feltételezhetô (bizonyítható), hogy befolyással lenne a célállapotra, akkor nem relevánsnak nevezzük. A monitorozás megbízhatósága szempontjából kiemelt fontosságú, hogy a releváns nem kontrollált hatótényezôk hatásait el tudjuk választani a kontrollált hatótényezôk hatásától. A 7. táblázatban olyan fontosabb nem kontrollált hatótényezôket sorolunk fel, amelyek adott léptékben ugyanolyan, monitorozással nem megkülönböztethetô következményekkel járhatnak, mint bizonyos kezelések, vagy éppen azok érvényre jutását akadályozzák. A példaként bemutatott hatótényezôkön kívül olyanok is jelentkezhetnek a monitorozás során, amelyek a monitorozást megelôzô ismereteink alapján nem merülnek fel. Ezeknek a tényezôknek a kiszûrése csak referencia-objektumok alkalmazásával válik lehetségessé (lásd 3.2.5. fejezet). 7. táblázat. Egyes lehetséges nem kontrollált hatótényezôk szerepének áttekintése. A következmény a kontrollált hatótényezô miatt lép fel, amelyet a nem kontrollált hatótényezô erôsíthet („+”) vagy gátolhat, kiolthat („–”). A lépték a kontrollált hatótényezôre vonatkozik.

lokális

lépték kontrollált hatótényezô

134

következmény (példák)

a szántón csökken gyomok száma és borítása a herbicid-terhelés nô, ritka és védett gyomok megjelennek a szántón csökken gyomok aránya csökken a tápanyagbevitel a völgyalji vizes élôhelyen nitrofil gyomok aránya csökken gyepesítés szántó helyén a megfelelô természeteshez magkeverék hasonló homoki gyep vetésével kialakulása rendszeres, a rét természetessége nô, megfelelô érzékeny fajok aránya, kaszálás vitalitása nô mocsárréten inváziós fajok borítása csökken az avarmennyiség nem nô megfelelô legelési homoki gyepekben csökken nyomás az inváziós fajok borítása legelési nyomás félszáraz löszgyepek csökken regenerálódnak gyepek természetes fajkészlete nô öntözés hiánya szikes gyepekben a sótûrô fajok borítása nô korlátozott vizes élôhely állapota javul vízelvezetés

+/– nem kontrollált hatótényezô –

hatékony mechanikai gyomirtás

+

vízellátás csökken állattartó telep megjelenése a közelben

–

másodlagos szukcesszió +

– + + +

aszályos évek, alacsony talajvízszint

+

hosszú ideig tartó vízborítás tûz a gyep körül csökken az inváziós fertôzöttség csapadékos évek sorozata

–

nincs propagulumkészlet

+

kevés csapadék, talaj vízellátása csökken csapadékos év

+

7. táblázat folytatása

táji

lépték kontrollált hatótényezô extenzív gazdálkodás gyeptelepítés

vízelvezetés korlátozása

következmény (példák) természetközeli, változatos táj kialakulása féltermészetes élôhelyfoltok jönnek létre, ökológiai folyosók kiterjedése nô a táj vizes élôhely-komplexének nô a természetessége

+/– nem kontrollált hatótényezô –

erôsödô turizmus, infrastruktúra javulása spontán szántófelhagyás

+ +

csapadékos évek

3.2.3. Cél-objektumok, célállapotok és céltrendek Cél-objektumnak nevezzük azt a természeti objektumot (pl. élôhelyfoltot, tájrészletet), aminek az állapotában változást várunk a kezelt objektumon végrehajtott konkrét kezelés eredményeképpen. Például a cél-objektum lehet egy löszgyep, és a cél lehet a gyep gyomosságának csökkentése, amit a szomszédos szántó mint kezelt objektum felhagyásával majd rendszeres kaszálással kívánunk elôsegíteni. A beavatkozás az objektum bizonyos célállapotba juttatására irányul. A célállapot a cél-objektumnak az az elvárt állapota, amely a kezelt objektumon elvégzett konkrét kezelés hatására feltételezhetôen bekövetkezik. A cél-objektum a monitorozás idôtartama alatt nem feltétlenül éri el a célállapotot; ebben az esetben definiáljuk az elvárt céltrendet, amely megvalósulására a monitorozott trendbôl következtetünk. A céltrend a cél-objektum állapotának megváltozásában az elvárásaink szerinti trend, amely a célállapot felé való elmozdulásra utal. A cél-objektum még adott kezelés és adott kezelt objektum esetén is többféle lehet. Még az is elôfordulhat, hogy egy bizonyos kezelt objektumon végrehajtott konkrét kezelés az eltérô térskálán definiált cél-objektumok ökológiai állapotában (pl. a biodiverzitásban) ellentétes irányú változást eredményez. Mindenekelôtt fontos tehát meghatározni azokat a léptékeket, amelyekben az adott beavatkozások eredményeképpen változásokat várunk. A hazai agrártájakban elvégzett természetvédelmi célú vagy agrár-környezetgazdálkodási (AKG) tevékenységek céltrendjeit a térbeli lépték szerint négy csoportba sorolhatjuk: • A kezelések hatására rövidebb idô alatt bekövetkezô változások nyomon követéséhez a kezelt parcellák élôhelyein, életközösségein vagy populációin elvégzett lokális (azaz állomány léptékû) vizsgálatok alkalmasak. Ebben a léptékben a kezelések közvetlen hatását monitorozzuk, az állományok direkt válaszreakcióit jellemezzük (vö. 2.2.1. fejezet). Nem szabad azonban figyelmen kívül hagyni, hogy egy adott táj egészét jellemzô tevékenység-struktúra az állományok tájökológiai kapcsolatai révén visszahat a lokális szintre. • Táji léptékben integrálódnak azok a hatások, amelyek az eltérô típusú, de térben egymás közelében megvalósított tevékenységek következtében lépnek fel. A táji lépték tájökológiai értelemben értendô (vö. 2.1.2. fejezet). Táji léptékben figyelhetôk meg a különféle élôhelyek mozaikjai, ezért itt értelmezhetôk a kezelések által érintett

135

élôhelyek és azok szomszédai közötti kölcsönhatások is. Táji léptékben már lehetôség van arra, hogy az adott tájrészlet egészének ökológiai állapotát jellemezzük. • Regionális léptékben van mód vizsgálni, hogy az országon belüli eltérô természeti adottságokkal, különbözô társadalmi-szociális struktúrával, gazdasági fejlettséggel, mezôgazdasági preferenciákkal, változatos természetvédelmi és AKG intenzitással jellemezhetô régiók között mennyiben és milyen irányban jelentkeznek különbségek. A biodiverzitás, az ökológiai állapot megítélése ebben a léptékben már általában nem a régió egészét képviselô valamely természeti objektumra vonatkozik (ilyen is lehetne, pl. egy vízgyûjtô esetén), hanem a táji vagy lokális objektumok reprezentatív halmazára. • A legnagyobb lépték Magyarország egészére vonatkozik. Országos szinten a kérdés pl. az lehet, hogy a különbözô AKG tevékenységek mennyiben és milyen módon eredményeznek az EU más tagországaihoz képest hasonló vagy eltérô trendeket hazánk biodiverzitásában. Ezen a szinten az AKG biodiverzitás monitorozásnak nem az a feladata, hogy az ország egészének ökológiai állapotát ítélje meg, hanem hogy az AKG tevékenységek hatásának vizsgálatában országosan reprezentatív legyen. A cél-objektumok ebben az esetben is többnyire az alacsonyabb térléptékek ökológiai rendszerei közül kerülnek ki. Cél-objektumok országos léptékben Valódi cél-objektumot Magyarország egészére kijelölni csak úgy lehetne, ha a természeti tájak, régiók mindegyike szerepelne benne, függetlenül attól, hogy agrármûvelés folyik-e rajta vagy sem. Ennek az oka az, hogy a különbözô mûvelési típusok (mezôgazdasági, erdészeti) alá tartozó tájrészek életközösségei szoros kapcsolatban állnak egymással. Ez a kölcsönös függôség hazánkban különösen erôs, mert a Pannon térség erdôssztyepp-zónájához kötôdô számos életközösség és élôlény csak az erdôket, gyepeket, réteket, víztesteket megfelelô arányban és struktúrában tartalmazó tájakban találja meg létfeltételeit. Emiatt a monitorozási tevékenység ezen a szinten általában csak arra vállalkozhat, hogy olyan, valójában mesterségesen elkülönített cél-objektumokat figyeljen meg, amelyek a beavatkozások hatásait országos szinten „integrálják”. Ezek azonban általában nem a növényzet egységei vagy mozaikjai közül kerülnek ki, hanem a tájak élôhelykomplexeit vagy az ország több régióját „használó” állatok, így pl. a vonuló madarak lehetnek. Természetesen a növényzet vagy a növényi populációk bizonyos tulajdonságait is lehet országos léptékben monitorozni, azonban ezek a jellemzôk már csak egy „virtuális” cél-objektumra (statisztikai csoportként megfogalmazott rendszerre) vonatkozhatnak. Ilyen országos léptékû monitorozható botanikai objektumok lehetnek pl. az alábbiak: – agrárterületek természetközeli és természetes élôhelyeinek táji mozaikja (vö. 1. ábra); – országos léptékben elterjedt inváziós növényfajok (pl. bálványfa – Ailanthus altissima, gyalogakác – Amorpha fruticosa, kanadai és magas aranyvesszô – Solidago canadensis és S. gigantea, selyemkóró – Asclepias syriaca) országos állományai (lásd 6. ábra). E fentiek valójában az indikátorai egy országos léptékû ökológiai rendszernek. Ezeknek az indikátoroknak a változását csak országosan összehangolt monitorozó programok tudják nyomon követni (pl. NBmR: FEKETE et al. 1997, TÖRÖK 1997, KUN – MOLNÁR 1999; AIR: HORVÁTH – SZITÁR 2005; ÉTT-monitorozás: TÓTH – BALCZÓ 2006). 136

Cél-objektumok regionális léptékben A regionális lépték cél-objektumai és indikátorai alapvetôen hasonló logika szerint jelölhetôk ki, mint az országos léptékben. A különbségek elsôsorban az objektumokkal kapcsolatban elemezhetô változókban lehetnek. Regionális léptékben lehetôség van az egyes régiók összehasonlítására is. Másrészt, az adatgyûjtésbe bevonhatók az egyes régiókra jellemzô egyedi változók is: • Az agrárterületek természetközeli és természetes élôhelyei táji mozaikjának olyan tulajdonságai is elemezhetôk, amelyek robusztussága országos léptékben nem biztosítható, de regionális léptékben igen. Ilyen lehet pl. a szántóföldek által uralt régiókban a mezsgyék, fasorok, erdôsávok bevonása az élôhelymozaik elemei közé. • Az inváziós növényfajok regionális állományainak vizsgálatába a fentiekben említetteken kívül újabb fajok is bevonhatók: – bár az akác (Robinia pseudo-acacia) nem az agrár-területek faja, de egyre gyakrabban találjuk meg gyepekbe behatoló állományait, és további terjedés a felhagyott szántók beakácosítása révén várható; – az adventív ôszirózsa-fajok (pl. Aster lanceolatus, A. x salignus, A. novi-belgii és A. novae-angliae) fôként az ártereken terjednek; – az ezüstfa (Elaeagnus angustifolia) fôként a szikes pusztákon alkot nagyobb állományokat. A régiók kijelölése történhet a statisztikai régiók alapján, de a természetvédelmi célú tevékenységek monitorozásához azokat a régiókat javasoljuk egységnek, amelyek alapját a biogeográfiai lehatárolás szolgálja. Ezek meghatározott természeti adottságokkal és vegetáció-fejlôdéstörténettel rendelkeznek, illetve általában bizonyos társadalmi-szociális struktúrával, adott gazdasági fejlettséggel, mezôgazdasági preferenciákkal jellemezhetôk. Cél-objektumok táji léptékben Táji lépték alatt a tájökológia által kitüntetett léptéket értjük (vö. 2.1.2. fejezet). A táji lépték legkisebb egysége az a terület, amelyben a különbözô élôhelyek mozaikja már megjelenik, és kiterjedése meghaladja a néhány hektárt. A táji léptékre jellemzô legnagyobb térbeli egységek hozzávetôlegesen a földrajzi értelemben vett kistájak kiterjedésével mérhetôk össze. Táji léptékben értelmezhetôk a különbözô élôhelyfoltok kölcsönhatásai, ekképpen a mezôgazdasági és a természetközeli vagy természetes élôhelyek kapcsolatai. Táji léptékben lehet beszélni az élôhelyfoltok izolációjáról és fragmentációjáról (zárványszántó a pusztában vagy löszvölgy gyepjei szántók által körülvéve). Szintén ebben a léptékben beszélünk az élôhelyfoltok konnektivitásáról, az ökológiai folyosókról. A pannon térségre egykor igen jellemzô, de még fragmentumaiban ma is fellelhetô erdôssztyepp-mozaikok ugyancsak táji léptékben jelennek meg (30. és 31. ábra). A monitorozandó cél-objektumok így a fenti példákban bemutatott tájökológiai szempontok alapján határolhatók körül. A cél-objektumoknak táji léptékben alapvetôen kétféle típusa különböztethetô meg: • a kezelt objektumokat – pl. mezôgazdasági parcellákat – tartalmazó tájrészlet; • kezelt objektumokat nem tartalmazó, de az azokon megvalósított konkrét kezelések által közvetlen vagy közvetett módon befolyásolt tájrészlet. 137

Az utóbbi körülhatárolása tájegységek, vízgyûjtôk és táji hatásrendszerek elemzésével lehetséges. Ökológiai állapotát a többféle tevékenység integrált módon befolyásolja. E tájrészletek monitorozása megvalósulhat a nem kezelt parcellák vizsgálatával is, de a monitorozás ebben az esetben is táji léptékû. Példák táji léptékben értelmezett cél-objektumokra: – szántóföldi mûvelésbôl kivont szántó mint új, természetközelivé alakuló élôhelysziget a tájban; – felhagyott szántó vagy annak nem mûvelt szegélye mint a táj ökológiai folyosójának egy szakasza; – a kezelt szántóval vízgazdálkodási szempontból összefüggésben lévô vizes élôhelyek (pl. morotvák); – tanya és a hozzá tartozó területek (legelôk, szántók, erdôk); – egykor összefüggô, természetes növényzetû, vízgazdálkodás szempontjából egységes ártéri táj élôhelymozaikja, jelenleg mezôgazdasági területekkel felszabdalva; – a folyók menti ártér zónái mint különbözô élôhelyek (hullámtér, mentett ártér); – szikes táj változatos geomorfológiai felszínének különbözôképpen kezelt élôhelyeibôl álló mozaikja; – szikes táj regenerálódó löszgyep foltjai, a tájban rendelkezésre álló propagulumkészlettel; – hegylábi táj ültetvényekbôl, szántókból és gyepekbôl álló mozaikja; – szántók közé ékelôdô löszvölgyek lejtôinek löszpusztai növényzete; – cserjés, kiirtott cserjés és gyepes élôhelyfoltok hálózata a lösztájban; – különbözô mértékben leromlott és/vagy különbözôképpen regenerálódott gyepek mozaikja (ami képes a zavarás eltérô intenzitásához kötôdô fajok együttes eltartására); – homokbuckás táj egykori felhagyott gyümölcsösei és szôlôi a környék homoki gyepjeire veszélyes inváziós növények tömeges állományaival;

A táji lépték objektumainak térbeli lehatárolása gyakran önkényes. Ennek oka, hogy ma már csak ritkán vannak meg azok a térbeli mozaikok, amelyek természetes folyamatok eredményeképp kialakulva valóban strukturális és funkcionális egységként viselkedtek (pl. erdôssztyepp-komplex, folyó- vagy tóparti zonáció, szikpadkás térszínek edafikus élôhelymozaikja). Annak ellenére, hogy jelenleg ezek az egységek már nincsenek meg, vagy jelentôsen átalakultak, valós táji cél-objektumokat mint egységes rendszereket csak úgy lehet definiálni, hogy annak elemei között a konkrét kezeléstôl vagy a kontrollált hatótényezôtôl függô kapcsolatok álljanak fenn. Vagyis a köztük fennálló – egyúttal a várt (monitorozandó) változásokat megszabó – kölcsönhatásokat alapvetôen befolyásolja a tájban elvégzett tevékenység. A monitorozás során csak a strukturális és funkcionális egységek lehatárolásával lehet a kezelések táji szintû következményeit is kimutatni. Cél-objektumok lokális léptékben A táji és az annál nagyobb léptékben definiált cél-objektumok kiterjedtségüknél fogva alkalmatlanok arra, hogy bizonyos monitorozási célkitûzéseknek megfeleljenek. Egyrészt „reakcióidejük” relatíve hosszú – csak egy-egy drasztikusabb átalakítás (pl. egy szántó felhagyása) hatása mutatkozik meg néhány év alatt a növényzetben –, az élôhelyek táji léptékben kimutatható állapotváltozása legalább 5–20 év (vö. 2.2.1. fejezet). Másrészt – a hatásokat integráló szerepüknél fogva – nem elég érzékenyek arra, hogy az egyes kezelések következményeit külön-külön értékeljük. Az egyes konkrét kezelések hatására rövidebb idô alatt bekövetkezô változások nyomon követéséhez a kezelt parcellák életközösségein vagy populációin elvégzett lokális (állomány léptékû) vizsgálatok alkalmasak. Mivel a konkrét kezelés következménye nem minden esetben az egész kezelt parcellán mutatkozik meg, vagy éppen a szomszédos élôhelyfoltban, ezért a cél-objektum helyzete különféleképpen alakulhat. A kezelt objektum (pl. mezôgazdasági parcella) és a cél-objektum térbeli relációja a következô lehet: 138

– –

– – –

a kettô térbeli kiterjedésében megegyezik; a cél-objektum a kezelt objektumon belül csak egy vagy több foltban helyezkedik el (pl. szántón belüli „ökológiai kompenzációs terület”, legeltetett homokbuckák köze, szikespuszta padkái, kaszálórét belvizes foltjai, löszvölgy eltérô kitettségû lejtôinek gyepjei, cserjés folt a gyepen stb.); a cél-objektum a kezelt objektum szegélye (eltérô módon kezelt szántószegély); a cél-objektum a kezelt objektum melletti élôhelysáv (pl. mezsgye); a cél-objektum a parcella melletti élôhelyfolt (pl. szántóval határos löszgyep) vagy annak szegélye.

Monitorozásra alkalmas cél-objektum lokális léptékben az alábbi ökológiai rendszerek közül kerülhet ki: • meghatározott (pl. Á-NÉR kategóriájú) élôhelyfolt vagy élôhelyfolt-mozaik; • adott növénytársulás (fitocönózis) egy foltja vagy több fitocönózis állománykomplexe; • bizonyos, a kezelés által kitüntetett növényfajok populációi. Ha egy kezelés nem az adott fajra irányul, akkor a faj a monitorozásban nem a cél-objektum, hanem az indikátorszervezet szerepét játssza. Pl. ha a cél-objektum egy adott élôhely, a beavatkozás a leromlottság csökkentése (az élôhely regenerálódásának elôsegítése), akkor egy, a leromlást jelzô faj mint indikátorszervezet kerül kiválasztásra. Ugyanakkor, ha a kezelés egy özönnövény állományának visszaszorítását célozza meg, akkor a cél-objektum maga az inváziós faj populációja. Céltrendek meghatározása Az európai agrárpolitika prioritásaival és annak hazai érvényesítésével összhangban az élô rendszereket illetôen az alábbi célok fogalmazódnak meg: (1) természeti értékeink, a táj, a termôföld állapotának megôrzése és javítása; (2) hazánk agro-ökológiai adottságainak megfelelô, fenntartható mezôgazdasági földhasználat kialakítása; (3) a mûveletlen gyepterületek és a felhagyott szántó területek kultúrállapotba hozása. Az agrárkörnyezetgazdálkodási programokat akkor tekinthetjük eredményesnek, ha a mezôgazdaság korábbi erôteljes intenzifikációja következtében fellépô negatív hatások mérséklôdnek, esetleg az ökológiai állapot javul (vö. 1.3.5. fejezet). Az ökológiai állapot jósága önmagában nehezen határozható meg, de következtethetünk rá az ökológiai rendszerek bizonyos elemeinek mennyiségi, strukturális vagy dinamikai állapotából, annak megváltozásából. Ilyen alapon az általános elvárásaink az alábbiak lehetnek: • A táj regionális karaktere, egyéni arculata nem pusztul tovább, sôt visszatér. A táj egyedi jellege mint bizonyos „tájkép”, önmagában is érték, elsôsorban az emberi értékrend szerint. Fontosságát jelzi, hogy számos próbálkozás történt monetáris kifejezésére (CSORBA 2003). A tájökológiai összefüggések felôl nézve azonban a táj értéke ennél jóval több. A cél az, hogy a természetes ökológiai folyamatok és funkciók táji léptékben is érvényesülhessenek (2.1.2. fejezet). A táji elemek elrendezôdése (a táj struktúrája) alapján ezt esetenként nehéz jól predikálni, az viszont várható, hogy a táj egykori, eredeti – az egyéni arculatban is kifejezôdô – szerkezetének megôrzésével, visszaállításával funkcionalitása is megmarad, vagy esetleg visszatér. • A természetes és a természetközeli élôhelyek kiterjedésének csökkenése megáll, valamint további természetközeli élôhelyfoltok alakulnak ki. Csak a Duna–Tisza közén 1985 és 2000 között összesen 44 000 hektár természetes és természetközeli élôhely pusztult el, fôként beszántás, beépítés következtében (MOLNÁR – VAJDA 2000). Ennek a folyamatnak a megállítása vagy mérséklése komoly kihívás az agrár-környezetgazdálkodás számára. A gyeptelepítések eredményességét elsôsorban azokon az egy-

139

•

•

•

•

kori szántókon várjuk, amelyek közelében (szomszédságában) fajgazdag, természetközeli gyepfoltok találhatók. Az élôhelyek fragmentálódása nem fokozódik. Az élôhelyfoltok további fragmentálódása jelentôs részben a települések környékén várható (vö. 1.3.3. fejezet). Ennek mérséklését a gyepterületek fenntartását segítô támogatásoktól várjuk. Másrészt, a már fragmentált élôhelyfoltok bizonyos élôlényeinek izolációját a mezsgyék telepítése és a szántószegélyek védelme csökkentheti. Az élôhelyek leromlása mérséklôdik, illetve természetközelibb állapotúvá válnak. A füves élôhelyek esetén fontos szerepet játszhat ebben a legeltetés és kaszálás extenzívebbé válása, de csak akkor, ha ez párosul az adott gyeptípusnak és a lokális sajátosságoknak legjobban megfelelô kezelési módszer gyakorlati megvalósításával (pl. megfelelô legelô állatfaj, legelési nyomás). Az élôhelyek, növénytársulások akkor tekinthetôk természetközeli állapotúnak, ha a természetes dinamikák mûködhetnek bennük, és képesek önmagukat hosszú távon fenntartani (vö. 2.2. fejezet). A funkcionalitást jobbára csak hosszú távú monitorozással lehet megfigyelni, vagy a közösségek términtázati szervezettségének mérésével lehet következtetni rá (lásd 2.3. fejezet). A természetes populációk mérete nem csökken trendszerûen. Például az EU korábbi tagállamaiban 1982 óta az agrár élôhelyeken élô madárfajok állományaira jellemzô populációs indexek nagyrészt csökkenô értékeket mutatnak (lásd 7. ábra), amelyhez képest határozottan jobb állapot jellemzi a csatlakozás elôtti Magyarországot. A csatlakozás elôtti állapot megôrzése már célállapotnak tekinthetô. A leromlást jelzô és a további leromlásért felelôs agresszív özönnövények terjedése mérséklôdik. Az inváziós fajok egyes tájrészletekben és régiókban mára tömegessé váltak (vö. 6. ábra). További nagy arányú terjedésük várható a közeljövôben. Ennek mérséklésében szerepet játszhat az agrár élôhelyek (pl. felhagyott szántók, leromlott legelôk, elhanyagolt ártéri kaszálók stb.) megfelelô kezelése.

Az elôzôekben említett elvárások további élesítésével jutunk el a cél-objektumokra vonatkozó céltrendek vagy célállapotok definiálásához. Egyes esetekben a célállapot nem határozható meg elég egyértelmûen, ezért általában arra törekszünk, hogy céltrendeket fogalmazzunk meg. A korábbi gyakorlatnak megfelelôen a céltrendek meghatározását és cél-objektumokhoz rendelését is a különbözô léptékek esetén elkülönítve végezzük. A 8–9. táblázatban eszerint mutatunk be lehetséges céltrendeket, mindegyikhez felsorolva olyan cél-objektumokat, amelyeknél relevánsak és monitorozhatók lehetnek. A céltrendek egy része viszonylag egyszerû módszerekkel nyomon követhetô, más részük megfigyelése bonyolultabb mintavételt igényel. Egy részük robusztus indikátorváltozókkal megbízhatóan detektálható, míg más részük erôsebben függ a lokális körülményektôl. Megfontolásra érdemes az is, hogy az egyes céltrendek mennyi idô alatt mutatkoznak meg: a konkrét kezelés elkezdésétôl számítva legalább mennyi idônek kell eltelnie, hogy kimutathatókká váljanak (vö. 3.3.2. fejezet). Helyi és regionális különbségek a céltrendekben Mivel a monitorozandó természeti objektumok általában igen sok komponensbôl álló, más komponensekkel és a környezeti tényezôkkel különbözô intenzitású kapcsolatokkal rendelkezô, hierarchikusan szervezôdô, komplex ökológiai rendszerek, egyéni karakterrel és elôtörténettel, ezért a monitorozás során számos paraméterre figyelemmel kell lenni. A konkrét tevékenységen és a cél-objektum típusán kívül a céltrend bekövetkezését az alábbiakban áttekintett tényezôk – különbözô jelentôséggel – befolyásolják. Az objektum környezeti adottságai. Még azonos típushoz tartozó élôhelyek esetén is lehetnek eltérések a különféle abiotikus környezeti tényezôkben: alapkôzetben, lokális klímában, a talaj vízháztartásában, tápanyag-tartalmában stb. Elôfordulhat, hogy ezekben a paraméterekben fennálló különbségek jelentôsebbek az adott beavatkozás hatá-

140

8. táblázat. Táji léptékben releváns céltrendek különbözô cél-objektumok és kontrollált hatótényezôk esetén.

céltrend

cél-objektum

kontrollált hatótényezô

a táji élôhelymozaikra vonatkozó céltrendek természetközeli élôhelyek száma, kiterjedése nô

tájrészlet szántók és a környezô természetközeli élôhelyek

rendszeres tavaszi vízborítás intenzíven mûvelt területek kiterjedése csökken

élôhelyi diverzitás optimálisabb lesz (a táji vegetációs egység értelmében)

felhagyott szántó löszvölgy aljában szikes élôhelyek mozaikja

természetközeli élôhelyek kialakulásának elôsegítése extenzívebb mûvelés

ökológiai folyosók kiterjedése nô, élôhelyek konnektivitása nô

felhagyott szántó szántók és a környezô természetközeli élôhelyek hullámtéri nedves rétek morotvák az ártéri tájban

gyeptelepítés intenzíven mûvelt területek kiterjedése csökken rendszeres tavaszi vízborítás tápanyagbevitel csökken

morotvák feltöltôdése lassul

a táj adott élôhelytípusára vonatkozó céltrendek gátak alja nem cserjésedik el

gátak hullámtéri oldalának alja

rendszeres kaszálás vagy legeltetés

cserjésedett füves élôhelyek

cserjeirtás

ártéri mélyedések mocsarasodnak

ártéri táj

vízháztartás helyreáll

vizes élôhelyek természetessége nô

a szántóval vízgazdálkodásilag összefüggô vizes élôhelyek

herbicidterhelés csökken a szántón

a nagy kiterjedésû fajszegény cserjések kiterjedése csökken

sánál, és emiatt nem találjuk eredményesnek az intézkedéseket (vö. KLEIJN – ZUIJLEN 2004). Egyes esetekben az aktuális év (vagy a legutóbbi évek) idôjárása döntô jelentôségû lehet (pl. a gyeptelepítés célprogramoknál). Az élôhelyek strukturális tulajdonságai. Élôhelyfoltok, növénytársulások állományai esetén ide tartozik a fajösszetétel, a vertikális szintezettség, a gyepmagasság, az összborítás, a biomassza, a foltosság, a faj-egyed diverzitás, a cönológiai kompozíció (textúra), a términtázati szervezettség stb. (lásd 2.3.2. fejezet). Ezek alapján egyes esetekben olyan összetett tulajdonságokra következtetünk, mint az élôhely természetessége vagy regenerációs képessége (2.3.4. fejezet). Az objektumok dinamikai állapota. A növényközösségek változásai különbözô idô és térléptékû dinamikai folyamatokra (pl. szukcesszió, degradáció, regeneráció, éven belüli aspektusváltás) vezethetôk vissza (2.2.1. fejezet). Az, hogy egy élôhelyet a leromlás mely stádiumában éri a kezelés, alapvetôen meghatározza az állapotváltozás késôbbi menetét.

141

9. táblázat. Lokális léptékben releváns céltrendek különbözô cél-objektumok és kontrollált hatótényezôk esetén.

céltrend

cél-objektum

kontrollált hatótényezô

növénytársulásokra és élôhelyekre vonatkozó céltrendek avarmennyiség megfelelô füves élôhelyek megfelelô, rendszeres kaszálás a korábban túllegeltetés ürmöspuszta megfelelô legelési nyomás miatt felnyílt gyep záródik az adott gyeptípusnak megfelelô leromlott lösz- és homoki términtázati szervezettség gyepek

legelési nyomás csökken

a társulásra jellemzô, természetes fajösszetétel jön létre

felhagyott szántó hullámtéri rétek, mocsárrétek füves élôhelyek, rétek szántó növényzete

megfelelô magkeverék vetése rendszeres kaszálás

a natív fajok fajszám-borítás diverzitása nô

mocsárrétek, kaszálórétek

mûtrágyaterhelés csökken

szikesedés mérséklôdik

hullámtéri rétek talaja

vízháztartás helyreáll

biomassza csökken az életforma-diverzitás nô

mûtrágyaterhelés csökken herbicid-terhelés csökken

növényfajokra vagy fajcsoportokra vonatkozó céltrendek natív növényfajok száma nô

felhagyott szántó vagy szegélye

gyeptelepítés

specialista fajok aránya nô vagy nem csökken sótûrô fajok borítása nô

szárazgyepek megfelelô legelési nyomás nedves rétek vízháztartás helyreáll szikes rétek, szikfoknövényzet kilúgozódás csökken

nitrofil gyomok borítása csökken

szántó mezsgyéje, szántó alatti vizes élôhely

mûtrágyaterhelés csökken

inváziós fajok borítása csökken vagy nem nô

felhagyott szántó nedves rétek

a cserjék borítása nem nô

füves élôhelyek

gyeptelepítés, majd kaszálás megfelelô kaszálás, legeltetés; vízháztartás helyreáll rendszeres kaszálás

nád visszaszorulása

zsombéksásos

legeltetés marhával

Az objektum elôtörténete. A kezelések következményeinek értékelésekor fennáll a lehetôsége annak, hogy egy adott tevékenységet azért nem találunk eredményesnek, mert a kezelt területeket az adott beavatkozást megelôzôen is már hasonló vagy megegyezô módon kezelték. Az is elôfordulhat, hogy egy korábbi kezelés csak késôbb, késleltetve fejti ki hatását. Az objektumok közötti különbségek gyakran csak a korábbi kezelésekkel, az egykori tájhasználat eltérô módjával magyarázhatók. Ezekre a történésekre a retrospektív kutatások deríthetnek fényt (vö. 2.1.4. fejezet). Az élôhelyek tájökológiai kontextusa. Olyan tényezôket kell ennek kapcsán számba venni, mint az élôhelyfolt mérete és alakja (pl. terület/kerület arány, ami a szegélyek jelentôségére utal), a fragmentáltság, a szomszédos élôhelyfoltok típusa és állapota, az izoláció és a konnektivitás mértéke. A tájban vagy éppen a szomszédos élôhelyen rendel142

kezésre álló propagulumkészlet például alapvetôen megszabja egy felhagyott szántó regenerációjának ütemét és eredményét. Regionális különbségek. Az elôzôekben említett tényezôk a természetföldrajzi egységeken (a régiókon vagy a kistájakon) belül hasonlóbb értékekkel rendelkeznek, mint azok között. Ennek az egyezésnek az alapja az adott régiók biogeográfiai hasonlósága, amely még az emberi tevékenységekben, így a mezôgazdasági aktivitásban is tovább gyûrûzött. A régiók – természeti tájak – között viszont jelentôs különbségek jöttek létre. Magyarország agrár jellegû területei ilyen szempontból különösen változatosak, mind az egyes régiók élôhely-kínálatában, mind azok konkrét tulajdonságaiban, használatukban, múltjukban és a táji struktúrában. Az egyes tevékenységek hatásainak értékelésében tehát figyelemmel kell lenni ezekre a regionális különbségekre. Néhány példa: – Az inváziós növények hazánk különbözô régióit eltérô mértékben fertôzték meg, ami eltérô „inváziós táji nyomásként” nehezedik egy adott parcella élôhelyére. Például egy üde talajú felhagyott szántóra a magas aranyvesszô (Solidago gigantea) nagyobb eséllyel hatol be Ny- és D-Dunántúlon, mint a Kiskunság központi részein (vö. BOTTA-DUKÁT – DANCZA 2004), ezért megfékezése is nagyobb erôfeszítést igényel. – A cserjeirtásnak eltérô következménye lehet egy hegylábi régióban, ahol a környék erdôibôl utánpótlást kapva fajgazdag cserjések regenerálódnak (itt az irtást követôen a faj-egyed diverzitás csökkenhet), illetve egy, már régóta erdôtlen tájban, ahol többnyire fajszegény töviskes bozótosok terjedtek el. – A gyeptelepítés eredményességét másképp kell értékelni egy mezôföldi löszvölgy pereménél, fajgazdag löszgyepek szomszédságában, mint pl. a békési löszhátakon, mert ez utóbbi régióban már sokkal kisebb fajkészletbôl képes csak a löszgyep regenerálódni, és a telepített növényeken kívül a többi natív faj csak kisebb számban juthat be (MOLNÁR 1997a). Az egyes tényezôk jelentôségét az alábbiakban egy adott terepi szituációban mutatjuk be, így a hatásokat egymással összefüggésben is értelmezni tudjuk. Az objektumunk legyen egy löszvölgy egymással szembe nézô, kétféle kitettségû lejtôjének sztyepprétjei, amelyeket extenzív módon juhokkal legeltetnek. • Környezeti adottságok. A sztyepprétek Á-NÉR típusa a monitorozás elkezdésekor mindkét völgyoldalon H5-nek adódik (alföldi sztyepprét). Tíz év múlva délies kitettségben továbbra is H5 típusú xerofil gyepet, ellenben az északra nézô lejtôn H4 kategóriába tartozó, xeromezofil löszgyepet detektálunk. A fejlôdés eltérô irányát itt alapvetôen a kitettségek közötti mikroklimatikus különbségek okozzák. • Strukturális tulajdonságok. A tizedik évben amellett, hogy a kétféle kitettségben tenyészô gyepet eltérô típusúnak találtuk, azt is megállapítjuk, hogy míg a déli lejtô gyepje fajgazdag, nagy természetességi értékû, addig az északi lejtô H4 típusú gyepje fajszegény, közepes természetességû. Valójában már a monitorozás kezdetén is fennállt közöttük némi különbség – az északi lejtô gyepét a délihez képest kissé rosszabb állapotúnak ítéltük –, de ez a különbség az adott kezelés következtében élesebbé vált. • Dinamikai állapot. A monitorozás kezdetén elvégzett mikrocönológiai vizsgálat eredményeképpen megállapítottuk, hogy a kisléptékû términtázati szervezettség északias kitettségben nagyobb mértékben eltér az intakt xeromezofil gyepek szervezettségétôl, míg a xerofil löszgyep esetén ez az eltérés kisebb. Ebbôl arra következtettünk, hogy az északi lejtô gyepje a degradáltság elôrehaladottabb stádiumában van, mint a déli, ami elôrevetítette a tíz évvel késôbbi állapotukat. • Elôtörténet. A löszvölgy tájhasználat-történeti tanulmányozása során kiderült, hogy a völgyet korábban túlságosan intenzíven legeltették, és ez vezetett a gyepek leromlásához. Az erôs legelési nyomás miatt az eredetileg xeromezofil gyep állományalkotó fajának (tollas szálkaperje) állománya jelentôs mértékben visszaszorult, és a fajösszetétel, fiziognómiai struktúra is nagymértékben átalakult. Az észa-

143

•

kias kitettség egykor H4 gyepje emiatt a H5-höz vált hasonlóvá. Ezzel az ismerettel majdnem teljessé vált a kép ahhoz, hogy a kétféle kitettségû lejtô gyepjének eltérô viselkedését megmagyarázzuk: az erôs egykori legeltetés mindkét gyep esetén degradálódáshoz vezetett, de a kétféle gyepet eltérô dinamikai állapotba hozta. Az intézkedés (az extenzív legeltetés bevezetése) a legelési nyomás mérséklését eredményezte, aminek a következtében a kétféle kitettség gyepje az eredetieknek megfelelô típusúvá regenerálódott. Az azonban még kérdéses, hogy tíz év elteltével miért adódott jelentôs különbség a gyepek természetességében. Tájökológiai kontextus. A propagulumforrás limitáltsága magyarázhatja meg a kétféle löszgyep sorsát. A xeromezofil löszgyep sikertelenebb regenerálódásának az oka az, hogy a rá jellemzô erdôssztyepp és erdei fajok, illetve mezofil réti elemek a táj és a gyep intenzív használata következtében – az erdôirtások miatt megfogyatkozott refúgiumok hiányában – sokkal nagyobb arányban tûntek el, mint a xerofil sztyepprét jellemzô fajai, így a xeromezofil löszgyep számára korlátozottabb fajkészlet állt rendelkezésre.

3.2.4. Az indikátorváltozók kiválasztása Az indikátorváltozók a releváns állapotváltozók közül azok, amelyeket módszertani szempontok alapján alkalmasnak találunk a célállapot vagy a céltrend bekövetkezésének hatékony detektálására. A releváns állapotváltozók a cél-objektum állapotát leíró azon állapotváltozók, amelyek paraméterterében a cél-objektum állapot-transzformációja jelzi a célállapot vagy a céltrend bekövetkezését (vö. pl. 45. és 46. ábra). Vannak esetek, amikor a céltrendbôl elég egyértelmûen levezethetô, hogy melyek a releváns állapotváltozók, és mi a megfelelô indikátorváltozó (például egy növényfaj állományának megóvása esetén indikátorváltozó lehet az egyedszám vagy a faj borítása). Ugyanakkor számos olyan monitorozási szituáció van, amelyben a nem megfelelôen kiválasztott (nem releváns) indikátorváltozó meghiúsíthatja az eredményes monitorozást. Az indikátorváltozók monitorozási feladatokra való alkalmasságának több kritériuma is van. A fontosabb szempontok az alábbiak: • megfelelô érzékenység a kimutatandó céltrendre; • dinamikus érzékenység: meghatározott idô alatt legyen meg a lehetôség az esetleges változások kimutatására (lásd még 3.3.2. fejezet); • robusztusság: az adott céltrendre legyen a legérzékenyebb, és ne más változásra; • az extenzív, rutinszerû monitorozásban (vö. 24. ábra) fontos szempont, hogy a változó relatíve egyszerûen mérhetô legyen, de legalábbis álljanak rendelkezésre a kiterjedt mintavételezés feltételei. A megfelelô indikátorváltozók kijelöléséhez jól felépített stresszor-modellekre, ezek konstrukciójához pedig elegendô ismeretre van szükség (vö. 3.1.3. fejezet). A stresszormodellek kidolgozásához a tudás származhat a monitorozáson kívüli forrásokból (az alapkutatásból, megfigyelésekbôl), ugyanakkor az intenzív monitorozás során lehetôség van a modellek javítására vagy új modellek létrehozására (vö. 24. ábra és 3.1.2. fejezet). A felépített stresszor-modellek egy adott monitorozásban releváns céltrendeknek és indikátorváltozóknak általában csak szûk körét fedik le. Ennek egyik oka az aktuális ismeretek korlátozottsága, míg a másik elvi ok az, hogy a megfelelô indikátorváltozók a konkrét helyszíntôl és a cél-objektum aktuális terepi tulajdonságaitól nagymértékben függnek. Például az, hogy egy terület kezelésének hatása táji léptékben mérhetô-e vagy sem, illetve milyen hosszú ideig tartó kezelés után mérhetô az többek között a kezelt 144

objektumok méretétôl, dinamikai állapotától, a kezelések intenzitásától, gyakoriságától és a szomszédos vegetációtól függ. Adott indikátorváltozó ezért igen gyakran csak egy adott szituációban lehet releváns, és megfelelô módon csak az adott terület, az adott kezelés és számos más konkrét ökológiai tényezô ismeretében választható ki. Széleskörûen érvényes indikátorváltozó-csoportok azonban hozzárendelhetôk egyegy adott monitorozási feladatkörhöz. A 10. táblázatban az agrár-környezetgazdálkodás biodiverzitás monitorozó rendszeréhez javasolt, különbözô térléptékekhez, és a különbözô növényökológiai rendszerek szerint elkülönített cél-objektum típusokhoz tartozó általános indikátorváltozó-csoportokat foglaltuk össze (HORVÁTH – SZITÁR 2005). Ez a táblázat az indikátorváltozók tematikus csoportosítását tartalmazza, amiben azonban nem tükrözôdik a változók fontossága, egy-egy konkrét esetben fennálló használhatósága. Az egyes indikátorváltozó-csoportokhoz tartozó konkrét indikátorváltozókra az alábbiakban mutatunk be példákat. 10. táblázat. Az agrár-környezetgazdálkodás országos biodiverzitás monitorozó rendszeréhez javasolt indikátorváltozó-csoportok a különbözô térléptékek és cél-objektum típusok esetén.

cél-objektum típusa élôhelymozaik

élôhelyfolt

növénytársulás

növényi populációk

térlépték országos táji természetközeli élôhelyfoltok száma, kiterjedése élôhelyfoltok elszigeteltsége, összekapcsoltsága élôhelyi diverzitás élôhelymozaik szerkezete

lokális (parcella szintû)

élôhelyek természetessége, regenerációs potenciálja biomassza, produktivitás szegélyek, mezsgyék természetessége avarmennyiség állományfoltok száma, kiterjedése cönotaxonok diverzitása, heterogenitása foltdinamika (cönotaxonok átmeneti valószínûségei) fajszám, natív fajok száma términtázati szervezettség diverzitás, abundanciaeloszlás fiziognómiai struktúra fajösszetétel, kompozíció inváziós növények (özöngyomok) állománynagysága, állományméret-változása adott élôhelyre jellemzô, indikátor fajok állománynagysága gyomok száma, borítása fajcsoportok tömegessége; fajcserék

Élôhelymozaikok és élôhelyek tájökológiai tulajdonságai Az élôhelymozaikok megjelenésének jellemzô léptéke a táji szint, a nagy kiterjedésû mezôgazdasági parcellák bizonyos esetekben maguk is különféle élôhelyek mozaikjából

145

állnak (pl. padkás szikesek, vö. 31. ábra). Országos és regionális léptékben a táji élôhelymozaikok legáltalánosabb tulajdonságai közül többnyire a természetközeli és természetes élôhelyek kiterjedése, fragmentáltsága és konnektivitása releváns. Ezeknek a változóknak a mérése és statisztikai kiértékelése önmagában azonban még nem ad választ arra a lényeges kérdésre, hogy az adott változóértékek esetén a természetes ökológiai folyamatok és funkciók táji léptékben is érvényesülhetnek-e. Ennek a kérdésnek a megválaszolásához az adott tájegységre jellemzô egészséges élôhely-struktúrát kell ismerni (pl. a retrospektív kutatások alapján, 2.1.4. fejezet), vagy a releváns tájökológiai folyamatok megvalósulását kell tudni kimutatni (lásd 2.1.2. fejezet). Ezzel összefügg az a kérdés is, hogy vajon az adott kezelések eredményeképp megôrzôdtek vagy helyreálltak-e azok az ökoszisztéma szolgáltatások, amelyek érvényesülését a beavatkozások céljaként jelöltük ki. A fragmentáltságot legegyszerûbb módon az élôhelyfoltok átlagos kiterjedésével fejezhetjük ki. Részletes jellemzése a foltméret-eloszlás megadásával történik. Mivel mára Magyarországon táji léptékben szinte minden élôhelytípus fragmentált foltok formájában maradt fenn, és a fragmentáltság növekedése az élôhelyek funkcióvesztésével járhat, a legtöbb esetben igen fontos mértéke a táji léptékû természetesség megítélésének. Az élôhelyek fragmentálódása gyakran együtt jár a foltok izolálódásával, de e két folyamat a különbözô élô rendszerek esetén igen különbözô mértékû lehet. A foltok izoláltsága a foltok távolságától és a köztük levô akadályoktól, pl. a fajok megtelepedésére alkalmatlan élôhelyfoltoktól függ. Az elszigeteltség csökken, ha a foltok összekapcsoltsága (konnektivitása) nô. A konnektivitás javulását szolgálhatják az élôhelyfoltok közötti élôhelysávok (ökológiai folyosók). Az agrár-környezetgazdálkodási programok kapcsán elsôsorban a mezsgyék és szántószegélyek kiterjedése miatt növekedhet a természetközeli élôhelyek konnektivitása, ha e mezsgyék nem válnak az inváziós fajok újabb termôhelyeivé. Az élôhelyszegélyek és mezsgyék jelentôsége az alábbi fô tényezôkben rejlik: (1) növelhetik a természetközeli izolált élôhelyfoltok közötti konnektivitást; (2) élôhely-szigetekként számos élôlény számára nyújtanak ideiglenes tartózkodási, fejlôdési helyet vagy kizárólagos élôhelyet a tájban; (3) a szántók felôl csökkentik a zavarás hatását a szomszédos természetközeli élôhelyek felé; (4) növelik a táj strukturáltságát és a táj élôhelyi diverzitását, ami egyes állatok megtelepedését segíti elô; (5) élôhelyet nyújtanak a kultúrnövények kártevôivel táplálkozó ragadozóknak. Az élôhelyi diverzitás számolásához az adott földrajzi egység meghatározott (pl. természetes és természetközeli) élôhelytípusainak számát vagy azok kiterjedését kell ismerni. Azonban nem feltétlenül a legdiverzebb élôhelymozaik jelenti a leginkább természetközeli állapotot, hanem az élôhelyi diverzitásnak egy-egy adott tájra jellemzô optimális értéke van. Az élôhelytípusok számosságán és/vagy kiterjedésén kívül ráadásul nagy jelentôsége van a különbözô élôhelyfoltok térbeli relációjának is (pl. mi mivel érintkezik, zónákba rendezôdnek-e stb.). Különösen nagy jelentôsége van a különbözô élôhelyfoltok megfelelô térbeli elrendezôdésének az ártereken, a padkás szikeseken, a homokbuckás tájban, a lösz erdôssztyeppben. A különbözô élôhelyfoltok a tájban egykor a táj adottságaihoz idomult vegetációkomplexek részeiként fordultak elô, funkcionálisan is egymáshoz kapcsolódtak. Ezért egy adott táj természetességét az arra a tájra jellemzô vegetációkomplexek (vagy a táji vegetációs egységek, lásd 2.1.2. fejezet) megléte és kiterjedése minôsítheti. 146

A tájökológiai paraméterek becsléséhez vagy kiszámolásához általában szükség van a táj vagy a tájrészlet meghatározott tematikájú és felbontású élôhelytérképére vagy részletesebb vegetációtérképére. Ezt néha származtathatjuk a távérzékelt adatokból, de terepi felvételezésre vagy ellenôrzésre ebben az esetben is mindig szükség van. Élôhelyek és növénytársulások állományfoltjainak tulajdonságai Hazánkban az élôhelyek természetességének kifejezésére a NÉMETH–SEREGÉLYESféle, az alábbi öt kategóriából álló rendszer vált elterjedtté: 1: teljesen leromlott állapot; 2: erôsen leromlott állapot; 3: közepesen leromlott állapot; 4: természetközeli állapot; 5: természetes, illetve annak tekinthetô állapot (NÉMETH – SEREGÉLYES 1989). A rendszert az elmúlt 15 év alatt széles körben használták, jelenleg a természetvédelmi állapotfelmérések és az NBmR monitorozási programok standard módszerének tekinthetô (FEKETE et al. 1997). A besorolásban az alábbi – zömmel kompozícionális szempontokat – kell figyelembe venni: az elképzelt természetes állapottól való eltérés és az emberi beavatkozás mértéke; fajgazdagság, ritkaság (unicitás), a fajkészlet meghatározó csoportjainak aránya (gyomok, jellegtelen fajok, az eredeti társulás domináns fajai, színezô elemek, ezeken belül a védettek és a reliktumok), de fontos a vegetációszerkezet, a termôhely állapota és a folt mérete is (vö. MOLNÁR et al. 2007). Az élôhelyek természetességi értékeléséhez a MÉTA-programban (lásd 12. oldal) a módosított NÉMETH– SEREGÉLYES-féle természetesség kategóriákat alkalmazták (MOLNÁR 2003): 5: specialista, kísérô és termôhelyjelzô fajokban a vegetációtípushoz képest gazdag, jó szerkezetû, szentély értékû állomány, az adott élôhely országosan legjobb 10-50-100 állományának egyike, gyomok és inváziós fajok nincsenek, vagy alig vannak, a termôhely természetes állapotú. 4: „jónak nevezett”, „természetközeli” vagy „jól” regenerálódott állapot, a növényzet szerkezete jó, a természetes fajok uralkodnak, sok a színezô elem is, viszont kevés a zavarástûrô faj; nem ritkán 3-as és 5-ös vegetációs jellemzôk kombinálódnak (ez a legszélesebb természetességi kategória): 1. fajokban szegényesebb, esetleg gyomosabb is, de igen jó szerkezetû folt, 2. fajokban igen gazdag, de nem jó szerkezettel, 3. idôs erdôállomány, de fajhiányos vagy nem jó szerkezetû, 4. az egyik vegetációs szint lényegesen jobb állapotú, mint a másik szint; 3: közepesen leromlott vagy közepesen regenerálódott állapot, a természetes fajok uralkodnak, de színezô elemek alig vannak, máskor több színezô elem mellett sok a zavarástûrô faj, sôt, a gyomok is gyakoriak lehetnek, a termôhely gyakran közepesen leromlott, a növényzet szerkezete nem jó (homogén, egykorú vagy természetellenesen foltos) / máskor jobb a szerkezet, de akkor a fajkészlet jellegtelen; szinte mindig meg lehet nevezni egy természetesebb növénytársulást, de az állapota „nem jó“; 2: erôsen leromlott vagy gyengén regenerálódott állapot, a fajkészlet jellegtelen, a zavarástûrôk, gyomok, özöngyomok uralkodnak, a növényzet szerkezete szétesett vagy fejletlen (monodomináns, egykorú foltok, kevés faj él együtt), a növényzet gyakran fragmentált, a termôhely gyakran leromlott, természetesebb élôhelyet nemigen lehetne megnevezni. Ha mégis felismerhetô az eredeti élôhely, akkor is állapota „igen rossz”, gyakran azért, mert nagy az adventív fajok borítása; 1: teljesen leromlott vagy a regeneráció elején járó állapot, kizárólag gyomok és jellegtelen, közömbös fajok vannak, semmiféle természetesebb növényzeti típus sem ismerhetô fel.

A természetesség fenti jellemzése azonban jelentôs részben szubjektív (lásd 2.3.4. fejezet). Egyrészt adott élôhely megítélése személyenként jelentôsen változhat, másrészt a különbözô élôhelyek természetességét eltérô alapokon becsüljük. Ezért a különbözô típusú élôhelyek egyszerû összehasonlítása kizárólag a természetességi értékük alapján súlyos hibákkal járhat. Adott élôhelyfolt természetességének monitorozása csak

147

nagyobb tér- és idôléptékben lehet hatékony. Kisebb (állomány) léptékben a természetesség megítélésének azonban van objektívebb – bár munkaigényesebb – módszere is, amely az adott növényközösség fajkombinációinak diverzitását veszi alapul. A mikrocönológiai mintavételre épülô módszert részletesen a 2.3. fejezetben mutattuk be, a 4.1.5. fejezet pedig egy erre vonatkozó esettanulmányt tartalmaz. A regenerációs potenciál valójában a vegetáció dinamikus természetessége: az a képesség, amellyel önmaga fenntartására és természetességi állapotának javítására van lehetôsége (BARTHA 2003, lásd még 2.2.1. fejezet). Általános megfigyelés, hogy a nedves élôhelytípusok dinamikusabbak, mint a szárazak, az extrémum-limitált (gyakran ráadásul kevés fajból álló, egyszerû szerkezetû) élôhelyek regenerációja általában „jobb” mint másoké, mert itt kevésbé jelennek meg gyomfajok. A dinamika sebessége, iránya tájanként lényegesen különbözô lehet (pl. a tájhasználattól, a refúgiumfoltok méretétôl függôen). A fajkombinációk diverzitását leíró függvény változása a természetességen kívül a regenerációs képességre is utal, ezért a monitorozásban elônyösen alkalmazható (vö. 2.3.4. fejezet). A regenerációs potenciál tájökológiai értelmezése arra épül, hogy egy adott élôhely kialakulásának milyen lehetôsége van a táj más típusú – általában leromlott vagy mesterséges – élôhelyein. Ennek becsléséhez a tájban az alkalmas élôhelyek kiterjedését, a releváns propagulumforrások meglétét, valamint a már megvalósult regenerációs folyamatok eredményességét veszik figyelembe (vö. MOLNÁR et al. 2007). A növénytársulások finomléptékû términtázati szervezôdésének vizsgálata jelenleg a legbiztosabb módszer arra, hogy a közösségek állapotaiban és folyamataiban bekövetkezô változásokat már viszonylag rövid idôn (néhány éven) belül ki tudjuk mutatni. A términtázati szervezôdés vizsgálatához elméleti, módszerelméleti és módszertani alapot JUHÁSZ-NAGY PÁL modelljei nyújtanak (lásd 2.3. fejezet); a mintavételezés és a kiértékelés bevált módszerei is rendelkezésre állnak (vö. 2.3.5. fejezet). A térbeli struktúrák idôbeli dinamikájának és a generáló mechanizmusoknak a kölcsönös feltárására kidolgozott módszer, az állapotteres reprezentáció (BARTHA et al. 1988, lásd pl. 47. ábra) elvben lehetôvé teszi a statikus térbeli mintázatból a dinamikai állapotra való következtetést (vö. 4.1.5. fejezet). A mikrocönológiai lineák adatainak információstatisztikai kiértékelésével lehetséges a társulásszerkezeti indikáció, vagyis a társulásszerkezet szétesésének, a degradációnak korai felismerése; eldönthetô, hogy megfelelô-e az adott beavatkozás, azaz a változás trendje kedvezô-e vagy sem állomány léptékben. A növénytársulások dinamikai folyamatai az eddigi tapasztalatok szerint ezzel a módszerrel detektálhatók a leggyorsabban. A mintavételezés azonban eléggé idôigényes, a términtázati szervezôdés csak az intenzív monitorozás részeként vizsgálható. Egyfajta egyszerûsítést jelenthet az ún. rövidlineák alkalmazása (lásd 2.3.5. fejezet) – a munkaidô csökkenése árán azonban a levonható következtetések köre jelentôsen szûkül. Ezzel a módszerrel azonban a tapasztalatok szerint pontosabban és objektívebben becsülhetjük a domináns fajok abundanciáját és mintázatát, mint a hagyományos cönológiai felvételezéssel (BARTHA et al. 2006b), emellett pedig lehetôséget nyújt pl. a mikro-élôhelyek, az avar mintázatának rögzítésére és nyomon követésére (BARTHA 2005). A hagyományos cönológiai kvadrát és a rövidlinea együttes alkalmazásával pedig számos fontos folyamat hatékonyan monitorozható (példa a mintavételi elrendezésre: 49. ábra).

A növényzet foltossága a vegetációdinamikai folyamatokban lényeges szerepet játszik, és indikációs szerepe is van (vö. 2.2.1. fejezet). Célra vezethet az adott állományon belül a különbözô (eltérô domináns fajjal vagy jellemzô fajkombinációval leírható) folttípusoknak az egyszerû felsorolása (pl. felhagyott szántó másodlagos szukcessziója során, vö. 4.1.6. fejezet). Munkaigényesebb, de a folyamatok pontosabb detektálását, sôt a leendô változások elôrejelzését is lehetôvé teszi az egyes cönotaxon-foltoknak az ismételt térképezése. Az idôközönként újra elkészített térképekbôl kiszámolhatók az 148

egyes folttípusok átmeneti valószínûségei, az ezeket tartalmazó átmeneti mátrixok segítségével pedig becsülni tudjuk a vegetációs típusok helymegtartó képességét, valamint „forrás” és „nyelô” jellegét (vö. 4.1.4. fejezet). A cönotaxonok közötti átmeneti valószínûségek alapján jósolható a gyepdinamika várható kimenetele (SOMODI et al. 2004). A növényi biomassza és produktivitás bizonyítottan számos esetben igen jó kifejezôje a gyepek egészségi állapotának. Így pl. a tápanyag által limitált élôhelyek talajának tápanyag-feldúsulása vagy a vizes élôhelyek szárazodása egyaránt kimutatható. A destruktív mérési módszerek (pl. vágás és tömegmérés) helyett hatékonyabb, lényegesen gyorsabb megoldást jelent a terepi spektroszkópiai mérés, amelyben a föld feletti, élô fitomassza mennyiségét normalizált differenciális vegetációs indexszel (NDVI) fejezik ki (vö. KERTÉSZ et al. 2001). A növénytársulások fiziognómiai struktúrája egyes esetekben szintén jó indikátora lehet a gyepek megfelelô állapotának és mûködésének. Az élô növények összborítása az egyes élôhelyek egészséges állományaiban általában jól meghatározott tartományban változik. A gyepek túlhasználata (pl. intenzív legeltetés) az összborítás csökkenésével jár, ami lejtôs talajfelszínen eróziót okoz, emellett a talaj szárazodását, a mikroklíma szélsôségesebbé válását eredményezi. A gyep szintezettségének egyszerûsödése egyes gyeptípusok (pl. löszsztyepprétek) esetén jól jelzi a leromlást. Detektálható a különbözô gyepszintek megléte, adott gyepszint uralkodása, a szintek közötti magasságkülönbség (vö. KOVÁCS-LÁNG – TÖRÖK 1997); a változók értékeit az adott gyeptípus természetközeli állapotához viszonyítjuk. Ennél egyszerûbb indikátor a gyepmagasság, amely pl. a víz- és tápanyag-ellátottságra, illetve a kaszálás és legeltetés módjára, intenzitására utal. A gyepmagasság mérésének legjobban bevált eljárása az ún. „ejtett-korong” (dropdisc) módszer (vö. HOLMES 1974, CRITCHLEY et al. 2002). Az avar mennyisége jelentôs mértékben hat a különbözô növényfajok szaporodási sikerére és vitalitására, ezért mérése gyakran önmagában is jól közelíti a gyepek regenerációs képességét. A gyepek alulhasználata (legelés vagy kaszálás elmaradása) az avar jelentôs mértékû felhalmozódásához (pl. a gyep filcesedéséhez) vezet, amely megakadályozza egyes fajok csírázását. A túlhasználat ellenben mind az élô növényi borítás, mind az avartakaró csökkenésével jár. Az avar mennyiségét a borításával becsülhetjük, emellett az avarréteg vastagságát is mérhetjük. Míg a mikrocönológiai módszerekkel a vegetáció struktúrájáról alkotunk képet, és rövidebb idô alatt is eredményes lehet a monitorozás, addig a kompozícionális változók mérése vagy becslése általában csak nagyobb idôléptékben és relatíve drasztikusabb változások nyomon követésére alkalmas (vö. 2.3. fejezet). A növénytársulások cönológiai kompozíciója csak akkor elemezhetô értelmes módon, ha viszonyítási közösségek állnak rendelkezésre. A viszonyítási alap lehet pl. az adott vegetációs típusnak egy természetközelibb vagy egy degradáltabb állapota. A cönológiai kompozícióban bekövetkezô változás alkalmas jelzôje több vegetációdinamikai folyamatnak, de általában legalább 5–10 év szükséges a folyamatok korrekt kimutatásához (az évek közötti variabilitás esetenként elég jelentôs lehet). Mind a konkrét fajösszetétel, mind a cönológiai kompozíció függ a mintavételi egység nagyságától. Leghatékonyabb a vizsgálat akkor, ha a mintavételi egység nagyságának változtatásával a változó értékét térben skálázzuk, és ekkor pl. a növényzet foltossága is becsülhetôvé válik. 149

A vegetációdinamikai vizsgálatok tapasztalatai szerint a gyep zavarását követôen az eredeti cönológiai struktúra és mûködés visszaállásának jelzésére a fajok dominancia sorrendjének a kiindulási állapottal való minél nagyobb megegyezése érzékeny mutatónak bizonyult. A diverzitási indexek értéke egy adott társulásra vonatkoztatva adott érték-tartományon belüli növekedésével a természetesség javulására utalhat. A magas diverzitási értékek azonban gyakran a zavarás erôsödését jelzik. A növényközösségek különféle viselkedési folyamatait azonban a fajszámon és a faj-egyed diverzitáson kívül döntô mértékben meghatározza a térbeli szerkezetük, a múltjuk és a szomszédos közösségek állapota (vö. 45–46. oldal). A tágabb értelemben vett biodiverzitás az ökológiai rendszerek lényeges tulajdonsága, és egy bizonyos nagysága peremfeltétel a rendszer egészséges mûködéséhez – az állományokra kiszámolt diverzitási indexek azonban elég gyakran csak meglehetôsen korlátozott információt hordoznak a növénytársulás lényegi állapotáról és folyamatairól (vö. PODANI 2006). A fajszámot megadhatjuk az adott növénytársulás állományának teljes fajkészletére, vagy annak egy releváns részhalmazára. Leggyakrabban a natív (a társulásra nézve természetes) fajkészletre vonatkoztatjuk. Megadható egy folt egészére, vagy – az összehasonlíthatóság érdekében –, egy vagy több, meghatározott méretû mintavételi egységre (kvadrátra). A nagyobb fajszám nem feltétlenül jelent jobb ökológiai állapotot (vö. közepes diszturbancia hipotézis). A teljes fajszám megállapítása többszöri terepi felmérést igényel. A fajszám elsôsorban a szukcessziós folyamatokban változik jelentôs mértékben; a kisebb tér- és idôléptékû dinamikákban ritkán van indikatív értéke. Növényfajok és fajcsoportok tulajdonságai Az ökológiai rendszerek mûködésének lényegi sajátosságait az életközösségekre vonatkozó kompozícionális változóknál általában még kevésbé értékelhetô módon képezi le egy adott faj populációs változója. Egyes kulcsszerepû (vagy pedig a ritka, védett, unikális) fajokat ugyanakkor gyakran vonnak be a biodiverzitás trend-monitorozásába (vö. TÖRÖK 1997), de ott helyén is vannak, hiszen ebben az esetben a monitorozandó folyamat magának az adott populációnak a változása. A populáció ekkor maga a monitorozandó objektum. Ha azonban egy populációt egy közösségi folyamat indikációjára használnak, akkor már körültekintôbbnek kell lenni. Adott társulás domináns, szubdomináns vagy pedig specialista viselkedésû növényfajának tömegességében bekövetkezett változások magának a társulásnak az állapotát jelezhetik. A probléma abban lehet, hogy mire az adott fajok tömegességében már megfigyelhetôk a változások, addigra a közösség jelentôs szerkezeti és stabilitási változásokon ment át, és az esetlegesen kedvezôtlen folyamat már nehezebben (pl. hosszabb idô alatt) lesz visszafordítható. A gyomok és/vagy az egyéves növények mennyiségébôl az élôhelyeket érô zavaró hatások meglétére, intenzitására, módjára stb. következtethetünk. Ugyanakkor azonban pl. sztyepprétekben a csapadékos tavaszi idôjárás is eredményezheti az efemer egyéves fajok idôleges elszaporodását (vö. 4.1.1. fejezet). A széleslevelû és a keskenylevelû pázsitfüvek társulásbeli arányának eltolódása az állományklíma és/vagy a talaj vízháztartásának módusulását indikálja, amely pl. a kaszálás és a legeltetés intenzitásának megváltozásával függ össze. Például a széleslevelû füvek uralta xeromezofil lösz erdôssztyepprétek erôs legelési-taposási nyomás hatására a keskenylevelû füvek dominálta xerofil löszgyepekhez hasonló állományokká alakulnak át, miközben számos specialista fajukat elveszítik. 150

Az inváziós fajokkal szembeni ellenállóképesség fontos tényezôje egy életközösség egészséges állapotának. Az inváziós növényfajok megjelenése és elterjedése az általuk meghódított vegetációs foltok degradálódásán kívül jelzi az adott térség ökológiai állapotának romlását is. Sôt, ma már sajnos elmondható, hogy a különbözô inváziós növények egyes hazai élôhelytípusokra és egyes tájakra az egyik legsúlyosabb veszélyt jelentik (vö. 6. ábra, BOTTA-DUKÁT 2006). Az inváziós fajokat három léptékben érdemes mintavételezni (kvadrát, parcella és táji léptékben), a relatív országos állományméret becslését az alacsonyabb szinteken gyûjtött adatok integrálásával állítjuk elô. • A legkisebb léptékben a monitorozás egysége a homogén módon kezelt területen (parcellán) belül kijelölt, jellemzôen néhány négyzetméteres terület (kvadrát), melyben a borítás is jól becsülhetô. • Parcella léptékben a teljes homogénen kezelt területen egyetlen adattal jellemezzük az elôre megadott fajlista inváziós fajainak tömegességét. • Táji léptékben (néhány négyzetkilométeren) a néhány négyzetkilométeres területrôl egy standard bejárási útvonal végigjárása során becsüljük a fajok borítását egy 3-5 fokozatú skálán. Az alábbiakban néhány példát mutatunk be arra, hogy egyes fajok vagy fajcsoportok milyen konkrét esetekben válhatnak egy ökológiai folyamat alkalmas indikátoraivá: – ürmöspuszta egyéveseinek (Bromus mollis, Hordeum hystrix, Poa bulbosa, Erophila verna) borítása csökken a megfelelô legelési nyomás következtében; – füves élôhelyeken az egyszikû/kétszikû arány csökken a mûtrágyaterhelés csökkenése miatt; – hullámtéri rétek, mocsárrétek cserjésültsége csökken a rendszeres kaszálás miatt; – degradálódott xeromezofil löszgyepben az erdôssztyepp fajok dominanciája nô, ha az intenzív legeltetést extenzív váltja fel; – szikfoknövényzetben a mohaborítás csökken a rendszeres tavaszi vízborítás miatt; – jó vízellátású szikes réteken vagy szikfoknövényzetben a sótûrô fajok borítása nô a kilúgozódás csökkenése miatt; – cickórós pusztán a kórós fajok (Carduus acanthoides, Cardaria draba, Artemisia absinthium) aránya csökken a megfelelô legelési nyomás következtében.

3.2.5. Referencia-objektumok, kontroll területek A hipotézistesztelô monitorozás megvalósításához minden esetben elengedhetetlen a referenciák használata, amelyek lehetôvé teszik a konkrét kezelések tényleges hatásainak megfigyelését. Referenciák hiányában a nem kontrollált hatótényezôk hatása nem különíthetô el, így a kezelések eredményessége statisztikailag nem lesz kiértékelhetô (vö. 3.1.1. fejezet, 7. táblázat). Mint a 3.1.4. fejezetben említettük, a referenciáknak alapvetôen három típusa van: • a monitorozandó objektum alapállapota, amely a kezelés elkezdését megelôzô egyetlen idôpontból származik; • az objektumnak a kezelést megelôzô állapotára vonatkozó, több idôpontból származó adatsora; • referencia-objektum, ami a legtöbb paraméterben megegyezik (elegendôen hasonló) a vizsgálandó objektummal, de rajta nem végzik el a konkrét kezelést; a vizsgálandó és a referencia-objektumot párba állítjuk. 151

Elvi alapon, illetve a rendelkezésre álló tudományos vizsgálatok eredményei és a létezô monitorozó rendszerek (köztük más országok agrár-környezetgazdálkodási monitorozó rendszereinek) tapasztalatai alapján egyaránt kijelenthetô, hogy a legmegbízhatóbb következtetéseket a referencia-objektumok alkalmazása esetén vonhatjuk le (CAREY et al. 2002, HOLE et al. 2005, KLEIJN – SUTHERLAND 2003, KLEIJN – VAN ZUIJLEN 2004, VERHULST et al. 2004) – feltételezve persze, hogy ilyen objektumok kijelölése egyáltalán lehetséges. Gyakran azonban referencia-objektum kijelölése nem lehetséges: minél nagyobb a térlépték, annál kevésbé. Egy adott földrajzi régiónak aligha lehet kontroll-párját találni, viszont egy néhány négyzetkilométeres tájrészlethez esetleg már sikerülhet olyan másik tájrészletet találni, amely csak a kontrollált hatótényezôkben tér el párjától. Az alapállapot mint viszonyítási pont A legegyszerûbb esetben a monitorozandó objektum egyetlen idôpontban, a kezelést megelôzôen mért vagy megfigyelt alapállapota képviseli a referenciát (ez az ún. baseline data). Az alapállapot tehát adott cél-objektumnak a kezelt objektum konkrét kezelésének elkezdését közvetlenül megelôzô (de az állapot felméréséhez adekvát – pl. megfelelô fenofázisbeli) idôpontban vagy idôszakban detektált állapota. A monitorozás elsô (tehát alapállapot-felvételt célzó) felmérése során a gyakorlatban a kezdô állapotot detektáljuk. Ideális esetben, vagyis ha a monitorozás elsô felmérése közvetlenül megelôzi a konkrét kezelés elkezdését, a kezdô állapot megegyezik az alapállapottal. Elôfordulhat azonban, hogy az elsô felmérés jóval a konkrét kezelés elindítását megelôzôen zajlott le, vagy pedig csak az azt követô években került rá sor. Ezekben az esetekben a kezdô állapot nem feltétlenül az alapállapotot írja le, s ekkor a bekövetkezô állapotváltozások helyes értelmezése is problémás lehet. Elôfordulhat például az, hogy egy gazda az agrár-környezetgazdálkodás egyik célprogramjába való belépése elôtt már valójában az elôírásoknak megfelelô módon kezelte (pl. extenzíven legeltette) a parcellát. Az alapállapot mint referencia akkor tesz szert nagy jelentôségre, amikor referenciaobjektumok kijelölése elvi vagy gyakorlati akadályok miatt lehetetlen, a kezelést megelôzô idôszakból pedig nem állnak rendelkezésre adatsorok. A nagyobb léptékek esetén tehát szinte kizárólag az alapállapot jelentheti a referenciát. Az inváziós növényfajok országos vagy táji léptékû állományváltozásainak nyomon követésében alapadatot jelenthetnek pl. a 2003 és 2005 között végrehajtott országos florisztikai adatgyûjtés adatai és a MÉTA adatbázis releváns attribútumai (vö. MOLNÁR et al. 2007). Bizonyos tájrészletekben a nemzeti park igazgatóságok is rendelkeznek egyes inváziós növényfajokra vonatkozó állomány- és elterjedési adatokkal. Az eredmények értékelése során azonban érdemes több terület adatainak együttes trendjeit elemezni, mert az eredményeket a kezelésen kívül más tényezôk is erôsen befolyásolják. Adatsorok a kezelést megelôzô idôszakból Ebben az esetben a referenciát az objektumnak a kezelést megelôzô állapotára vonatkozó, több idôpontból származó adatsora jelenti. Ez az adatsor (ha elég hosszú) már tükrözheti az objektum belsô, természetes dinamikáját, így az állapot-fluktuáció tartománya behatárolható (vö. 2.2.1. fejezet). Az állapotváltozó értékének ettôl a tartománytól való eltérését már nagy biztonsággal értékelhetjük úgy, hogy a megvalósult kezelés következményeként állt elô. A következtetés azonban csak akkor korrekt, ha nem követ-

152

kezett be olyan, a kezeléstôl független trendszerû változás, amely megegyezô állapotváltozást indukált (vö. 7. táblázat, 3.3.2. fejezet). A természetvédelmi és az agrár-környezetgazdálkodási tevékenységek esetén általában nincs lehetôség arra, hogy a monitorozási rendszeren belül állítsunk elô adatsorokat, mivel a monitorozás kezdete többnyire egybeesik az adott tevékenységek elkezdésével. Adatsorok ekkor kizárólag külsô adatbázisokból várhatók, ám a növényzetre vonatkozó adatokat tartalmazó adatbázisok csak esetlegesen és szórványosan állnak rendelkezésre. Egyetlen kivételt a gyomok és az inváziós növények állományainak az országos gyomfelvételezés során kapott adatsorai jelentenek. Ezért is van nagy szükség egy központi állami támogatásból megvalósuló mintaterület-hálózat kialakítására, amelyen a különbözô ökológiai rendszerek hosszú távú, sokoldalú és folyamatos monitorozása biztosított lenne (pl. az NBmR-mintaterületek tematikus kiterjesztésével, illetve a hazai LTER-mintaterületek számának jelentôs növelésével). A meglévô adatsorokhoz viszonyítjuk a monitorozás során kapott monitorozott trendeket. A monitorozott trend a cél-objektumnak a monitorozás ismételt felméréseibôl származó ún. monitorozott állapota és az alapállapota közti eltérés. A monitorozott trendbôl következtetünk arra, hogy a cél-objektum állapota a célállapot felé tart-e, vagyis bekövetkezett-e a céltrend (vö. 50. ábra). Ha egy adott idôintervallumon belül fellépô monitorozott trend nem haladja meg a korábbi adatsor hasonló hosszúságú idôszakában fellépô érték-ingadozásokat, akkor a monitorozott trend nem tekinthetô lényegi (vagyis az adott kezelés hatására bekövetkezô) állapotváltozásnak (lásd 53–54. ábra). Ezért is lenne fontos minden konkrét monitorozási vizsgálatban az, hogy elegendôen hosszú megelôzô, illetve kezelés utáni adatsor álljon rendelkezésre. Az is elôfordulhat, hogy a monitorozott trend negatív irányú az elvárások szerinti céltrendhez képest. Ez azonban nem feltétlenül jelenti a tanulmányozott tevékenység eredménytelenségét, ha például a korábbi adatsorok meghatározott idôtartományon belül a monitorozotthoz képest nagyobb eltérést mutatnak. Így például az inváziós növényfajok állományainak nagyságára kimutatott növekedés akár az agrár-környezetgazdálkodási programok sikerét is jelentheti, ha e növekedés sebessége jelentôs mértékben és tartósan elmarad a megelôzô idôszak növekedési üteméhez képest (feltéve persze, hogy még nem telítôdött a táj vagy az állomány az inváziós növényekkel). Referencia-objektumok Ideális esetben a referenciát egy olyan objektum – az ún. referencia-objektum (pl. élôhelyfolt, populáció) – képviseli, amely minden releváns tulajdonságában (pl. aktuális és korábbi állapotában, abiotikus paramétereiben, használat-történetében, szomszédsági viszonyaiban) megegyezik a vizsgálandó objektummal, kivéve, hogy rajta nem végzik el a monitorozandó kezeléseket. A vizsgálandó és a referencia-objektumot párba állítjuk, majd e párosra azonos módszerrel végezzük el a monitorozást. Ezzel a módszerrel meggyôzôdhetünk arról, hogy: (1) valóban a konkrét kezelés hatására következett-e be a céltrend, vagy anélkül is bekövetkezett volna; (2) ha nem következett be, az a kezelés hatástalanságának tudható be vagy más tényezôknek. Referencia objektumok fôként lokális és bizonyos esetekben táji léptékben jelölhetôk ki. Adott kezelés eredményességét lokális térléptékben nyomon követô monitorozásnál

153

mindig szükség van referencia-objektumok kijelölésére annak érdekében, hogy a hatások rövidebb távon és minél egyértelmûbben kimutathatókká váljanak. A referencia-objektum lehet a térben máshol is, mint a cél-objektum (ilyenkor a megfelelô kiválasztásra kell ügyelni), de a kontroll terület kialakítható a kezelt terület egy részén is az adott kezelés kizárásával. Ez utóbbi esetben biztosítható a legadekvátabb referencia, viszont ez a megoldás számos esetben nem jöhet szóba (pl. a jelenlegi agrár-környezetgazdálkodási rendszerben). Referencia-objektumok kijelölésére minden olyan esetben is szükség van, amikor egy adott kezelés hatékonysága – akár részlegesen – bizonytalanná válik. Így például a célkitûzéseknek nem megfelelô trendek vizsgálata végett jól kiválasztott referenciákra van szükség. Referenciák bevonásával lehet ellenôrizni azokat a hipotéziseket is, amelyeket egy-egy céltrend meghatározására használtunk fel. A referenciák alkalmazása a részletes, intenzív monitorozásban ezért elkerülhetetlen. A referencia-objektumok széleskörû bevonása a gyakorlatban egyes esetekben nehézségekbe ütközik. Az extenzív, rutinszerû monitorozás során néha olyan nagy mintamérettel kell dolgozni, hogy ahhoz csak jelentôs anyagi- és humánerôforrás bevonásával lehetne referencia-párokat kijelölni. Ilyenkor megoldást jelenthet, hogy jóval kisebb számú (de az objektumok változatosságát képviselô) referencia-objektumokból egy halmazt képzünk, és e halmazhoz viszonyítjuk a cél-objektumok halmazát. Az is elôfordulhat (fôként táji léptékben), hogy az objektumok nagyfokú változatossága, egyedisége nem teszi lehetôvé a referencia-pár kijelölését, vagy pedig a termôhelyi paraméterek, a táji környezet és az objektum elôtörténete nem ismerhetô meg elegendô mélységig. Ilyenkor a szóba jöhetô referencia-objektumok reprezentatív sokaságából referencia-halmazt képezünk. Ebben az esetben a cél-objektumok halmaza és a referenciahalmaz elemeire vonatkozó indikátorváltozó-értékek egymáshoz viszonyított helyzetét elemezzük (pl. átfednek-e az értékek tartományai). Élôhely-foltok (mezôgazdasági parcellák) esetén a cél-objektum és a referenciaobjektum párba állításának általános követelménye az, hogy a céltrend szempontjából releváns szerepet játszó attribútumok értékeiben megegyezzenek. A fôbb szempontok: – azonos legyen az élôhelytípus, – az objektum mérete (terület és terület/kerület arány), – az objektum aktuális tulajdonságai (fajösszetétel, fiziognómiai szerkezet, mozaikosság, gyepmagasság, természetesség, regenerációs képesség stb.), – az objektum aktuális dinamikája (szukcessziós, degradációs, regenerációs stádium), – az objektum múltbeli változása, egykori használata, – az objektum abiotikus környezeti adottságai (alapkôzet, klíma, vízháztartás stb.), – az objektum környezete (szomszédos élôhelyek, elérhetô regionális fajkészlet), – azonos legyen a biogeográfiai régió, a természetföldrajzi tájegység.

3.2.6. A minták elôállításának általános szempontjai A prospektív tudományos vizsgálat alapvetôen kétféle lehet: kísérletes és nem kísérletes kutatás (vö. 2.1.4. fejezet). A kísérletes kutatás legfôbb ismérve, hogy jól megtervezett kísérleteket hajtunk végre, és a kísérlet során végrehajtott, különbözô kezelések hatásait követjük nyomon. A kísérlet tervezése és kiértékelése során az alábbi szempontokat kell figyelembe venni: 154

1. A különbözô kezelések a vizsgálat tárgyát képezô, adott típusba tartozó objektumoknak általában csak egy részét érintik, ezek megfigyelésébôl vonunk le következtetéseket a vizsgálandó objektum-típus teljes körére (pl. egyes legeltetett homoki gyep állományok vizsgálatából következtetünk a legeltetésnek a homoki gyepekre gyakorolt általános hatására vonatkozóan). Azért, hogy a következtetés helytálló legyen, a kísérletbe bevont objektumoknak képviselniük kell a vizsgálandó objektumtípus teljes körét, vagyis meg kell jeleníteniük az objektumok változatosságát (pl. minden releváns homoki gyeptípust kísérletesen legeltetünk). 2. A különbözô kezeléseket (az eltérô intenzitásokat, vagy a kezelést és a kezelés hiányát – a kontrollt –) véletlenszerûen kell hozzárendelni a kísérletbe bevont objektumokhoz, hogy ezáltal a nem kontrollált hatótényezôk átlagosan ugyanolyan hatással jelenjenek meg a kezelés különbözô intenzitásaiban. A nem kontrollált hatótényezôk hatása ezáltal legfeljebb mint random variáció jelenik meg, és elkülöníthetô a kezelés (a kontrollált hatótényezô) következményeitôl. 3. A kísérletbe bevont objektumokból valamilyen mintavételi módszerrel mintát veszünk (pl. minden legeltetett homoki gyep állományból cönológiai felvételek készülnek). Ha a mintavételi egység (pl. a kvadrát) kisebb, mint az objektum (pl. az élôhelyfolt), akkor a mintának reprezentatívnak kell lenni az egyes objektumokra is. Ehhez az objektumok (pl. az élôhelyfoltok) belsô heterogenitásának hatását elhanyagolhatóvá (a kezelésektôl megkülönböztethetôvé) kell tenni, ami akkor teljesül, ha a mintavételi egységek kijelölése a mintaterületen belül véletlenszerûen történik. 4. A mintavételi egységek számának kezelésenként elegendôen nagynak kell lenni ahhoz, hogy a vizsgált objektumnak a kezelés szempontjából releváns változatossága ne fedje el a kezelés hatását (pl. a vizsgált homoki gyepek egyes állományai eltérô dinamikai állapotban lehetnek). 5. Az adott kísérleti elrendezésnek megfelelô statisztikai elemzést kell elvégezni, amely figyelembe veszi pl. a kezelés különbözô típusainak (a faktoroknak), illetve a kezelés eltérô intenzitásainak (a dózisoknak) a számát stb. Ha a fenti szempontok mindegyike teljesül, akkor a statisztikai analízis eredményeképpen kijelenthetjük – meghatározott hibavalószínûségi szinten –, hogy az adott kezelés az adott objektumtípusra nézve egy adott következménnyel jár (vagy éppen nem jár). Könnyen belátható, hogy a természetvédelmi célú tevékenységek megvalósítása nem a fenti kísérlettervezési szempontok szerint történik. Emiatt a monitorozást sem lehet ezen elvek alapján felépíteni, és a levonható következtetések is kevésbé lesznek általánosíthatók. A nem kísérletes tudományos vizsgálatoknak azonban vannak olyan változatai, amelyek elvi rendszerébe beilleszthetô a természeti rendszerek kezeléseinek hipotézistesztelô monitorozása. A nem kísérletes kutatások változatai A nem kísérletes kutatásoknak alapvetôen négy változata van: a leíró felmérés (descriptive survey), a megfigyelô felmérés (observational survey), az elemzô felmérés (analytical survey) és a hatás felmérés (impact survey). E kutatási sémák különböznek egyrészt a kezelések kontrollálásának fokában, másrészt – ezzel összefüggésben – az általuk levonható következtetések erôsségében, általánosíthatóságában (51. ábra).

155

51. ábra. A különbözô kutatási módszerek – a kezelések fölötti ellenôrzés és a segítségükkel elérhetô következtetések szilárdsága alapján (SCHWARZ 1998 alapján).

A leíró felmérés során a cél egy adott objektum adott tulajdonságainak leírása, pl. a tulajdonságot jellemzô értékek átlagának, varianciájának becslése. Ebben az esetben nem kíséreljük meg két vagy több objektum összehasonlítását. Ahhoz azonban, hogy az adott objektumnak valóban a valós tulajdonságait nevezzük meg, a mintavételi egységeket (pl. a kvadrátokat) az objektumon (pl. adott élôhelyfolton) belül random módon vagy szabályos elrendezésben kell elhelyezni. Az objektum állapotának nemcsak a térbeli varianciáját, hanem az idôbeli dinamikáját (pl. fluktuációját vagy trendszerû változását) is le lehet írni, ha a mintavételezést idôben rendszeresen megismételjük. Ennek az esetnek felel meg az ún. trend-monitorozás (vö. 43. oldal). Abban az esetben, amikor két objektumot hasonlítunk össze, melyek adott tényezô szempontjából különböznek (pl. egy löszvölgy délies és északias kitettségû lejtôjének gyepjei), akkor megfigyelô felmérést végzünk. Mindkét objektumból reprezentatív mintát kell vennünk (pl. kvadrátok random kihelyezésével), majd ezeket hasonlítjuk össze egy adott változó (pl. az erdôssztyepp fajok száma) szempontjából. Eredményül azt kaphatjuk, hogy az erdôssztyepp fajok száma szignifikánsan nagyobb az északias, mint a délies kitettségben, ám ezt az eredményt nem terjeszthetjük ki minden löszvölgy gyepjére, mivel mintát csak egy ilyen objektum-párosból vettünk. Ha a független változó szerint több objektumból (pl. a kétféle kitettség szerint több löszgyep állományból) veszünk mintát, és ezek száma elegendôen nagy ahhoz, hogy az objektumok (a vizsgált változótól független) változatosságát lefedje, akkor a statisztikai kiértékelést követôen már tehetünk következtetéseket az adott objektumtípusok általános viselkedésére (pl. kijelenthetjük, hogy az északias kitettségû löszgyepekben rendszeresen több az erdôssztyepp elem, mint a délies kitettségben). A kutatás ekkor már ún. elemzô felmérés. A független változót azonban ebben az esetben sem mi kontrolláltuk, hiszen nem az történt, hogy az eredetileg azonos csoportból származó (vagyis a kitettség szerint eredetileg nem különbözô) objektumokat véletlenszerûen rendeltük hozzá a független változó különbözô értékeihez (a kétféle kitettséghez). A kísérletes kutatás 2. feltétele tehát nem teljesült, ezért nem lehetünk biztosak benne, hogy az objektumok

156

között kapott különbség az adott független változó miatt jött létre, és nem valamilyen más, a felmérés számára rejtve maradt (a vizsgált változóval korreláló) tényezô okozta. Az elôbbi példánál maradva, azt ugyan látjuk, hogy a kétféle kitettség szerint a löszgyepek szignifikánsan eltérnek egymástól az erdôssztyepp fajok számában (vö. HORVÁTH 2002), de lehet, hogy ennek az oka nem csak a kitettségben, hanem a gyepek eltérô fejlôdéstörténetében is keresendô. Például az északias lejtôkön egykor gyakrabban voltak erdôfoltok, és azok kiirtását követôen másodlagosan kialakuló xeromezofil gyepek még ôrzik az egykori erdôssztyepp fajokat. Ennek megállapításához azonban egy újabb tényezôt is be kell vonni az elemzô felmérésbe: vajon meddig voltak jelen az egyes északias kitettségû lejtôkön erdôfoltok. Ennek vizsgálata viszont már retrospektív módszerrel történik (2.1.4. fejezet). A természetvédelmi gyakorlat számára mindebbôl az következik, hogy nem lehet természetközeli xeromezofil löszgyepet egyszerûen csak úgy rehabilitálni, hogy biztosítjuk a megfelelô kitettséget (és az optimális kezelést, pl. extenzív legeltetést), hanem a sikeres rehabilitációhoz szükség van arra is, hogy a jellemzô erdôssztyepp elemek a szomszédos élôhelyfoltban (pl. természetközeli cserjésben) még jelen legyenek. Ez azonban pusztán a kitettség hatását vizsgáló elemzô felmérésébôl nem derül ki. Sôt, a kitettség és az erdôssztyepp fajok számának kapcsolatára kapott erôs, szignifikáns összefüggés alapján akár hibás gyakorlati kezelési tervek is készülhetnek, ha nem vesszük figyelembe a közeli cserjés foltok fontosságát.

A nem kísérletes kutatások negyedik változata a hatás felmérés (impact survey). Ennek során egy független változó hatását vizsgáljuk egy adott objektum vagy objektumtípus esetén. A független változó ebben az esetben lehet egy véletlenszerûen (terveinktôl függetlenül) bekövetkezô esemény vagy akár egy valós kezelés, amit mi végzünk el. Arra azonban mindkét esetben lehetôségünk van, hogy a kezelés (vagy véletlen esemény) elôtt és után is vegyünk mintát. A mintát a kezelés elôtti és utáni legalább egyegy idôpontban, legalább egy olyan objektum-párban fel kell vennünk, amelyek közül az egyik objektumon bekövetkezett a kezelés, míg a másikon nem (ez a referencia vagy kontroll objektum). A kezeléshez azonban nem random módon választjuk ki az objektumokat egy reprezentatív objektum-halmazból, sôt elôfordulhat, hogy csak egyetlen objektum lesz kezelve, ezért a kísérletes kutatás 3. feltétele itt sem teljesül. Ezt azonban részben kompenzálja, hogy az objektum kezelés elôtti állapotáról is vannak adataink (baseline data). Ezért, ha mind a kezelt, mind a kontroll objektumok száma elegendôen nagy (reprezentatív), illetve a kezelés elôtt és után is több idôpontból gyûjtöttünk adatokat (vagyis van információnk a kezeléstôl független idôbeli dinamikáról és változatosságról – lásd 3.3.2. fejezet), akkor a hatás felmérés következtetéseinek erôssége (általánosíthatósága) megközelíti a kísérletes kutatásokét (vö. 51. ábra). A fentiekbôl az következik, hogy a rutinszerûen végzett hipotézistesztelô monitorozás (más néven hatás-monitorozás) mintavételi tervét a nem kísérletes kutatások közül a hatás felmérés (esetleg az elemzô felmérés) protokollja szerint kell kialakítani. A többi kutatási típusnak is megvan azonban a szerepe a monitorozás tervezésében, amelyeket a 11. táblázatban foglaltunk össze.

157

11. táblázat. A kutatások különbözô típusai, és a monitorozásban betöltött szerepük összehasonlítása.

kísérletes

nem kísérletes

típusa

a kutatás módja

jellemzôi

leíró felmérés

egyetlen objektum tulajdonságait írjuk le

prospektív

retrospektív

a független változó értékeit ismerjük, az egyes kezeléseket látjuk

az egykori kezeléseket múltbeli adatok alapján tárjuk fel

idôben ismételve: trend-monitorozás

hipotézist generál a trend-monitorozáshoz

megfigyelô adott változó szerint felmérés különbözô két objektumot hasonlítunk össze

hatás-monitorozás, erôsen korlátozott érvényességgel

hipotézist generál a hatás-monitorozáshoz

elemzô felmérés

az adott változó szerint két különbözô objektumtípust hasonlítunk össze reprezentatív mintákkal

hatás-monitorozás, korlátozott érvényességgel

hipotézist generál a hatás-monitorozáshoz

hatás felmérés

adott kezelés hatásának értékeléséhez a kezelés elôtti és utáni állapotokat hasonlítjuk össze

hatás-monitorozás, széleskörû érvényességgel

–

tervezett kísérlet

a kezelést mi végezzük el, az objektumokat random módon rendeljük az egyes kezelésekhez

a részletes (intenzív) hatás-monitorozás során alkalmazzuk

–

A kutatás vagy monitorozás eredményeinek általánosíthatósága attól is függ, hogy a kezelés és a mintavétel hány objektumra vonatkozik, mekkora az ismétlésszám. Mindig csak olyan széles körben általánosíthatók az eredmények, amelynek a változatosságát az azonos módon kezelt (illetve a kontroll) objektumok halmaza (egyúttal a belôlük vett minta ismétlésszáma) megfelelôen reprezentál. Egy adott, meghatározott módon kezelt (vagy éppen kontroll) objektumból (pl. egy adott kaszálórét állományból) felvett több mintavételi egység nem az objektumok változatosságát, hanem csak az adott objektum belsô változatosságát reprezentálja (tehát nem általában egy adott típusú kaszálórétet, hanem annak csak egyetlen állományfoltját). Ezért az adott objektumból származó ismétlések nem is tekinthetôk valódi (az objektum változatosságára vonatkozó) ismétléseknek, csak ún. pszeudo-replikációknak (ál-ismétléseknek). Pusztán ezek nagy száma még nem ad lehetôséget az eredmények széleskörû általánosíthatóságára. Mindebbôl az következik, hogy a monitorozásnak számos kezelt és kontroll objektumra kell vonatkoznia. Ha a kezelt és a kontroll objektumok száma elegendôen nagy, akkor minden objektumból (pl. kaszálórét foltokból) elegendô egy vagy két mintaegységet felvételezni (erre mutat példát a 49. ábra). A mintaegységeket (pl. cönológiai kvadrátokat) természetesen ekkor is random módon kell az objektumokban (pl. az állományfoltokban) elhelyezni. Ha a fenti feltételeket teljesítettük, akkor lehetôség van az adott mintavételi elrendezésnek megfelelô statisztikai kiértékelésre (lásd 3.3.4. fejezet).

158

3.3. A monitorozás gyakorlata A 3.2. fejezet bemutatta, hogy a hipotézistesztelô monitorozási rendszerek alapjául szolgáló koncepcionális modellek felépítésétôl kezdve miként lehet eljutni a cél- és a referencia-objektumokra nézve releváns indikátorváltozók kijelöléséig. Ebben a fejezetben a monitorozás megvalósításának szempontjait vesszük sorra a mintavételtôl a kiértékelésig. A létezô nemzetközi és hazai monitorozó rendszerek gyakorlati tapasztalatait a 4.2. fejezet tekinti át. A már megtervezett monitorozási rendszer megvalósításának folyamatában öt fô szakasz különíthetô el (52. ábra): 1. Miután a cél- és referencia-objektumokat, a céltrendeket és indikátorváltozókat már behatároltuk, sor kerülhet a mintavétel konkrét terepi helyszíneinek kijelölésére és az adatfelvételi (mintavételi) módszerek meghatározására (vö. 3.3.1. fejezet). 2. A következô szakaszban történik meg a terepi adatgyûjtés: elôször az alapállapot felmérése, majd rendszeres idôközönként az ismételt felmérések (3.3.2. fejezet). 3. A nyers alapadatokat (amelyek tartalmazzák a referencia-adatokat is) szakmai ellenôrzésnek kell alávetni, és adatbázisba kell vinni, így létrejön a monitorozási alap-adatbázis. Ehhez csatoljuk a megvalósult kezelések körülményeit és az egyéb releváns háttéradatot tartalmazó külsô adatbázisokat. Végeredményül a feldolgozásra alkalmas integrált monitorozási adatbázist kapjuk meg (lásd 3.3.3. fejezet). 4. Az adatok feldolgozásának néhány szempontját és módszerét a 3.3.4. fejezet tekinti át. A kiértékeléshez szükség lehet külsô adatbázisok háttér- vagy referencia-adataira is. A kapott eredményekbôl különféle dokumentációk készülnek. 5. Az utolsó lépés a visszacsatolást jelenti. Ebben a lépésben a monitorozás eredményei alapján felülvizsgáljuk a monitorozás módszertanát és a kezeléseket, majd elvégezzük a szükséges módosításokat (3.3.5. fejezet).

3.3.1. Mintavételi helyek és módszerek A mintavétel helyszíneinek kijelölésében az elvi megfontolásokon túl (pl. randomitás, reprezentativitás feltétele, vö. 3.2.6. fejezet) a monitorozandó objektumokra vonatkozó lokális információk is szerepet játszanak (pl. az objektum aktuális állapota, dinamikája, egykori használata, táji környezete), mivel ezek ismerete nélkül sok esetben még a céltrendek sem fogalmazhatók meg elég élesen (vö. 3.2.3. fejezet). Ez kisebb monitorozó programok esetén nem szokott problémát jelenteni, átfogó országos monitorozási rendszerek esetén azonban a több száz vagy több ezer mintavételi pont adatainak összegyûjtése külön feladat. Emiatt a kiterjedtebb monitorozó programok esetén a konkrét cél- és referenciaobjektumok kiválasztása mindig kétlépcsôs folyamat, de az egyszerûbb esetekben is ajánlott egy terepi ellenôrzést beiktatni a monitorozási protokoll elkészülte és a mintavétel elkezdése közé. Elsô lépésben tehát a koncepcionális modellek alapján elkészítjük a monitorozási protokollt (3.2. fejezet), amely már tartalmazza a szóba jöhetô monitorozási objektumokat, lehetôség szerint a konkrét helyszínek megadásával együtt. Ezt követi a kiválasztott 159

52. ábra. A monitorozás megvalósításának vázlata. A zöld színû négyzetek jelölik a monitorozás alrendszereit.

objektumok terepi ellenôrzése, amely során dönteni kell megtartásukról vagy elvetésükrôl abból a szempontból, hogy valóban alkalmasak-e a kitûzött monitorozási feladatokra. Bár ez a lépés extra erôforrásokat igényel, a monitorozás további szakaszaiban megtérül ez a befektetés, mert biztosíthatjuk általa, hogy a monitorozás adatai kiértékelhetôek lesznek. Ennek a jelentôsége akkor válik egyértelmûvé, ha meggondoljuk, hogy a konkrét mintavételi helyszínek kijelölése sok esetben nem az aktuális és részletes terepi ismeretek alapján, hanem eltérô tematikájú és megbízhatóságú, eltérô térbeli felbontású és eltérô idôpontokban frissített térinformatikai adatbázisok (légifotók, térképek stb.) segítségével kerül sor. A mintavételi területeket megbízhatóan állandósítani kell, így a monitorozás végéig biztosítható az ismételt felmérésük. Egyes esetekben azonban a már rögzített mintavételi helyszíneket meg kell szüntetni, és újabbak bevonására is sor kerülhet, amikor pl.: • a mintaterületen (parcellán) a kezelés megszûnik, de máshol elkezdôdik, • újabb kezelési protokollokat alakítanak ki, • a rendelkezésre álló eredmények alapján további mintaterületekre is szükség van (pl. a reprezentativitás igénye vagy a kombinált kezelések miatt stb.), • újabb referencia-objektumok bevonása válik szükségessé, • adott kezelésnek kedvezôtlen hatása merül fel, amelyet ellenôrizni kell.

160

Az indikátorváltozók döntô többségének aktuális értékeihez terepi mintavételezés során jutunk hozzá. A minták reprezentativitása, statisztikai kiértékelhetôsége nagyrészt tehát a megfelelôen végrehajtott (pl. standardizált) felvételezés során dôl el. Mivel a terepi adatgyûjtés idô- és költségigényes, ezért fontos, hogy a mintavétel kivitelezését megfelelô tervezés elôzze meg azért, hogy az ismételt vagy utólagos mintavétel elkerülhetô legyen. Például elôre meg kell határozni, hogy egy vegetációs foltban miként legyen elhelyezve a mintavételi egység (pl. kvadrát) ahhoz, hogy a megfelelô reprezentativitás lehetôvé váljon. A kihelyezés egyik legfontosabb szempontja a randomitás biztosítása, de ügyelni kell a szegélyhatásra is és az esetleges gradiensek meglétére. Táji léptékû mintavételezések Az élôhely- és társulásmozaikokra vonatkozó tájszerkezeti attribútumok méréséhez térinformatikai rendszerekre (GIS) és az azokban feldolgozható térképi adatbázisokra van szükség (vö. 3.3.3. fejezet). A tájökológiai paraméterek lehetnek indikátorváltozók, vagy pedig háttéradatokként szerepelnek az állomány léptékû adatok kiértékelésében (pl. a szomszédosság figyelembevételéhez). Néhány lehetséges tájszerkezeti változót a 3.2.4. fejezetben említettünk. Az élôhelymozaikok topográfiai beazonosítását a Magyarországi Élôhelyek Térképi Adatbázisa (MÉTA) segítheti. Az élôhelyfoltok körülhatárolására alkalmasak lehetnek a légifotók és a mûholdfotók. (A fotók készítésének ideje célszerûen a monitorozás éve; a korábbi évekbôl származó felvételek a retrospektív elemzésekben használhatók fel.) Az areális és távérzékelt adatokat a geográfiai térképek, a különbözô terepmodellek, az erdészeti és a talajtani adatbázisok egészíthetik ki. Ezek azonban az esetek (élôhelyek) többségénél csak háttéradatokként jöhetnek szóba, a vegetációtípusok beazonosítását csak részben segítik: • a légifelvételek elsôsorban az edafikusan kontrolláltabb és éles vegetációs határokkal jellemezhetô tájakban (pl. szikesek, bokorerdôk, homokbuckások), • a topográfiai térképek pl. a mocsarak és sziklakibúvások lokalizálásában, a lejtôszög és a kitettség elôrejelzésében, • a mûholdfelvételek (különösen, ha több idôpont áll rendelkezésre) a biomassza, a csupasz talaj/kôzet, a talajnedvesség és a nyílt víz arányának érzékeltetésével, illetve a homogén foltok kiterjedésének becslése segítésével, • az erdészeti adattár elsôsorban a fafajösszetétel és a kor megadásával, • míg a talajtani és geológiai térképek az extrémebb edafikus tulajdonságú területek (pl. sziklák, szikesek) lehatárolásával támogatják az élôhelyek beazonosítását és a terepi térképezô munkáját (Molnár et al. 2005). Az eddigi hazai térképezési tapasztalatok szerint minden vegetációtípus esetén érdemes háttéranyagokat is használni, de a részletes terepi megfigyelés sehol sem kerülhetô meg, mert a számunkra oly fontos fajösszetétel és annak térbeli mintázata, valamint a tájhasználat és a természetesség elsôsorban terepen észlelhetô (MOLNÁR et al. 2005). Ezért a monitorozás során mindig terepi felmérésekkel kell nyomon követni az élôhelyek változásait. A távérzékeléssel kapott vagy a nem közvetlenül az élôhelyekre vonatkozó adatgyûjtésbôl származó térképi adatokat pedig a monitorozás elôtt a terepen validálni kell.

161

A vegetációtérképezésben a közösségek tipizálása élôhelyek esetén az Á-NÉR (FEKETE et al. 1997) vagy az mmÁ-NÉR (BÖLÖNI et al. 2003) kategóriákat követheti. Az élôhelytérképezéshez az NBmR útmutatásai (KUN – MOLNÁR 1999) szolgálnak alapul. Az élôhelyek változásának országos vagy regionális léptékû nyomon követéséhez a MÉTA-módszertan (MOLNÁR 2003) ajánlott; ezáltal a MÉTA alapadatai késôbb referenciaként használhatók fel. A társulásszintû (vagy általában a kisebb léptékû cönotaxonokon alapuló) vegetációtérképezés módszertana hazánkban bevált, és széleskörû hagyományokra épül (vö. SOÓ – ZÓLYOMI 1951, BAGI 1997, 1998, FEKETE 1998). A cönotaxonok tipizálása az adott objektumtól és a cél-objektumtól függ. A terepi térképezést segíthetik a távérzékeléssel elôállított térképek. A monitorozás során az adott területnek a térképezését célszerû, ha ugyanaz a szakember végzi, vagy pedig a térképezés módszertanát a lehetô legobjektívebbé és pontosan megismételhetôvé kell tenni (vö. MOLNÁR et al. 1998). Állomány léptékû botanikai mintavételezések A cönológiai mintavételezésben ajánlott a térbeli skálázás, vagyis a mintavételi egységek különbözô méreteinek használata (vö. 2.3.3. fejezet). Ennek jelentôsége abban áll, hogy az adott társulásra és az adott cél-trendre jellemzô térlépték eredendôen nem mindig ismert, vagy éppen különbözô léptékekben skálázott. A módszer a kutatásokban egyre elterjedtebbé válik, emellett a külföldi monitorozási programokban is megjelenik (vö. pl. CROFTS – JEFFERSON 1999). A mintavételezést a vegetációs idôszak megfelelô szakaszában kell megvalósítani. A fajlisták elkészítéséhez több idôpontbeli terepbejárás szükséges. Fontos, hogy a konkrét kezelések ne befolyásolják a mintavétel során gyûjtött adatokat (pl. kaszálás után nehéz cönológiai felvételt készíteni). A kvadrátok kihelyezése az állományfoltban véletlenszerû, vagy rétegzett random módon történik (az állomány szélén és a közepén, vagy ha foltos a terület, a kezelt egységen belüli, nagyobb kiterjedésû növényzeti típusokban). A kvadrátok megfelelô állandósítása a monitorozás alapvetô tényezôje, ami pl. GPS-szel és terepi jelöléssel történhet (vö. KOVÁCS-LÁNG – TÖRÖK 1997). A botanikai felméréseket és a háttéradatok gyûjtését a fényképfelvételek egészítik ki, amelyek a vegetációs mozaikról vagy a növénytársulás egy adott foltjáról készülnek. Ha a fényképek készítésének helye és iránya egyértelmûen dokumentált, akkor késôbb egyes vegetációdinamikai változások nyomon követhetôk. Az élôhelyek és a növénytársulások állományfoltjaira, illetve a növényfajokra és a fajcsoportokra vonatkozó indikátorváltozókat a 3.2.4. fejezetben mutattuk be.

3.3.2. Alapállapot felmérés és az ismételt felmérések Állomány léptékben az alapállapot felmérést minden kijelölt cél- és referencia-objektumon egy adott éven belül kell elvégezni, hogy az idôjárás nem kontrollált hatásait kiküszöböljük. Emellett biztosítani kell, hogy az azonos típusú változók és cél-objektumok megegyezô fenológiai állapotában kerüljön sor a mintavételezésre. Az adatgyûjtést a különbözô indikátorváltozók számára meghatározott mintavételi protokoll szerint kell elvégezni. Az alapállapot felmérése során az indikátorváltozókon kívül a különféle háttéradatok mérése vagy becslése is szükséges lehet. Ezek egy részét a monitorozás ismétlôdô felmérései során már nem kell begyûjteni. 162

A változások hatékony és megbízható nyomon követéséhez a mintavételi egységek térbeli állandósítása az egyik legfontosabb feltétel. Az extenzív, nagy ismétlésszámú monitorozás során elôfordulhat, hogy a mintákat random módon gyûjtjük, és a késôbbi mintavételezések során nincs szükség a pontos visszatalálásra, de minden más esetben gondoskodni kell a mintavételi egységek állandósításáról. A helyszín (pl. mezôgazdasági parcella) rögzítéséhez a GPS használata többnyire megfelelô, de a méteres vagy az alatti léptékben történô állandósításhoz terepi jelölésekre van szükség (KOVÁCS-LÁNG – TÖRÖK 1997). Az egyszeri alapállapot felmérés minden monitorozás alapvetô követelménye. Ez az egyetlen adat azonban nem szolgál információval sem az objektum saját fluktuációiról és természetes belsô dinamikájáról, sem pedig arról, hogy a kezeléstôl függetlenül – csupán a külsô egyéb hatótényezôk (pl. globális felmelegedés, regionális talajvízszint-csökkenés) következtében – miként változott volna meg az állapota. Ezért az ideális az lenne, ha a kezelést megelôzô idôszakban is több idôpontból állnának rendelkezésre adatok. Ha a kezelés elkezdése elôtti és utáni állapotnak is csak egyetlen idôpontjából van egy-egy adatunk, akkor e két adat alapján semmiféle következtetést nem lehet levonni a kezelés hatására vonatkozóan (hacsak nem túl drasztikus a változás). Ezért a referencia-objektumok alkalmazása elkerülhetetlen. Ha a cél- és a referencia-objektumról is csak egy-egy adatot vettünk fel (a kezelés elôtt és után), akkor még mindig elég bizonytalan az esetlegesen bekövetkezô változás interpretációja (lásd 53. ábra).

53. ábra. Az egyszerû hatás-monitorozás lehetséges eredményei. A kezelés elôtt és után is csak egy-egy alkalommal (pontok) történik adatfelvétel a kezelt (kék), illetve a kontroll (piros) objektumból egyaránt. Az (a) és a (b) esetben a változás trendjei párhuzamosak, tehát nincs bizonyíték a kezelés hatására. A (b) esetben a kezelt és a kontroll terület ugyan különbözik, de mindkettô ugyanazon az idôbeli trenden megy keresztül. A (c), (d) és (e) esetben a kezelt és a kontroll terület idôbeli trendje eltér, amely lehet a kezelés hatása, de akár az idôbeli trend és a kezelés interakciójának következménye is. Az (f) esetben az indikátorváltozó természetes variációja kicsi, ezért a mért értékek valóban az átlagérték változását mutatják. A (g) és a (h) esetben a változó természetes variációja nagy, ezért az egy-egy mintavételbôl származó adatok alapján nem lehet különbséget tenni aközött, hogy a kezelésnek nincs hatása és hogy van hatása a változó átlagos értékére (SCHWARZ 1998 alapján).

163

Állomány léptékben a felmérések ismétlésére lehetôség szerint minden évben sort kell keríteni. Az évenkénti mintavétel adataiból láthatóvá válnak a monitorozott objektum dinamikájának éves változásai, ami lehetôvé teszi a valós trendeknek a random variációtól és a természetes fluktuációktól való elkülönítését (54. ábra). A nagyobb idôléptékben lejátszódó változások monitorozásában is törekedni kell a többször ismételt mintavételre, de ebben az esetben az ismétlések között néhány év vagy évtized is eltelhet.

54. ábra. A kezelés elôtt és után is több idôpontban ismételt (pontok) hatás-monitorozás lehetséges eredményei. A kontroll (piros) objektumból kivonva a kezelt (kék) objektum értékeit kapjuk meg a különbség-értékeket (lila). Az (a) esetben a kezelésnek nincs hatása, és így a különbség-görbe átlagos értéke is konstans az idôben. A (b) esetben a kezelés hatása jól megfigyelhetô, mert a különbség-görbe átlagos értéke a kezelést követôen megváltozik (SCHWARZ 1998 alapján).

A monitorozás ismétlôdô felméréseinek elôkészítési ideje és költségigénye általában kisebb, mint az alapállapot felméréséé. Adott típusú indikátorváltozók és cél-objektumok esetén a mintavételezést az alapállapot felmérésével megegyezô vegetációs idôszakban kell elvégezni az adott éven belül. A különbözô kezelések hatására bekövetkezô változások idôbeli lefutása igen eltérô. A cél-trendek által elvárt dinamikák sebességét több tényezô határozza meg: • a cél-objektumra jellemzô térlépték, • a cél-objektum saját, belsô dinamikája (fejlôdési, szukcesszionális dinamika stb.), • a környezetébôl ható kényszerek dinamikája (pl. a tájváltozás sebessége), • a kezelés körülményei (intenzitás, módszer, gyakoriság stb.). Általánosságban elmondható, hogy az egyre nagyobb térléptékek objektumainak belsô dinamikája egyre lassabb. A gyorsabb átalakulásokat fôként a katasztrofális jellegû események, és az emberi tevékenység okozza (pl. gyepfeltörés, erdôirtás, halastó létesítése stb.). A táji léptékû változások ezért általában csak évtizedes idôtávlatban mutathatók ki. Az élôvilágra nézve drasztikusabb beavatkozások (pl. szántó helyén mezsgye vagy vizes élôhely kialakítása) hatásai azonban már a beavatkozást követô egy-két éven belül kimutathatók; a beavatkozást követô szukcesszionális változások azonban egyre lassuló ütemben játszódnak le. Az élôhelyek fokozatos regenerálódása vagy degradálódása legalább néhány évet vesz igénybe, de gyakran csak évtizedes léptékben mutatható ki, ha a fajok tömegességi értékeinek felmérésére alapozzuk a monitorozást. Ezért az élôhelyekre, a táji struktúrára, 164

valamint a különféle populációk regionális vagy országos állományaira vonatkozó monitorozás eredményeinek korrekt kiértékeléséhez legalább 5–10 évnek el kell telnie. Egyes növényfajok populációinak lokális dinamikája az elôzôeknél gyorsabb lehet. Szintén elegendô lehet rövidebb idô a növénytársulások dinamikájának nyomon követésére, ha a kompozícionális és texturális változók helyett a fajok kisléptékû térbeli kapcsolataira irányítjuk figyelmünket, és a fajkombinációk diverzitását, illetve a térbeli szervezettséget leíró függvényeket számoljuk ki (lásd 2.3.4. és 4.1.5. fejezet). Ezeknek a változóknak a segítségével a cönológiai állapot-transzformációk akár 1–2 év alatt is kimutathatók, de a korrekt kiértékeléshez referenciák bevonására van szükség. Az állományszintû, átlagos jellemzôk megváltozását 3-5 év alatt várhatjuk legkorábban.

3.3.3. Adatminôség, adatok integrációja, adatbázisok Adatminôség és megbízhatóság A monitorozás során gyûjtött adatok kiértékelése, majd a következtetések levonása során a bizonytalanságok több forrásból fakadnak: • az élôlények és közösségeik nem determinisztikus rendszerek, saját természetes variabilitásuk az élet szükségszerû velejárója és a hosszú távú alkalmazkodás feltétele; • az élô rendszerek idôben dinamikusak, állapotváltozóik bizonyos korlátok között, de folyamatosan fluktuálnak; • a környezeti adottságok (éghajlat, más élô rendszerek, emberi tevékenységek) kaotikus dinamikával vagy kiszámíthatatlanul hatnak a vizsgált objektumra; • a kevés ismétlésbôl álló minta nem kellôképp reprezentálja a monitorozott objektumot; • a mintavételi módszerrel számos elvi és gyakorlati bizonytalanság jár együtt; • a mintavételt végzô személy nem eléggé felkészült, vagy véletlen hibát ejtett. Ezek közül az elsô három miatt mindenképpen csak valószínûségi kijelentéseket tehetünk a kezelést követô változások okára. A bizonytalanság ekkor úgy csökkenthetô, ha a minta megfelelô tervezésével a lehetô legszélesebb körben lefedjük a vizsgált objektum belsô és külsô tényezôk miatti változatosságát. Két dolgot tehetünk: párhuzamosan a referencia-objektumokat is monitorozzuk, és elegendôen nagy ismétlésben veszünk mintát (ezzel a negyedik probléma is megoldódott). Az utolsó két bizonytalanság viszont már a mintavételezéssel (méréssel, becsléssel) függ össze. A mintavételnek kétféle típusú hibája van: véletlen és szisztematikus (lásd 55. ábra). A véletlen hiba (random error) a mérés vagy a becslés pontosságát úgy csökkenti, hogy a valós értéktôl való eltérés elôre nem megjósolható, de nem is trendszerû. A véletlen hibát (illetve egyúttal az objektum eredendô változatosságát is) a mért értékek szórásával fejezhetjük ki. A másik típusú hiba a torzítás vagy szisztematikus hiba (bias). A torzítás esetén a valós érték és a mért érték közötti eltérés trendszerûen valamilyen irányú (55. ábra). A torzítás eliminálható a mintavételezést követôen, ha ismerjük az adott módszer torzításbeli hibáját. Ehhez a módszert kalibrálni kell, vagyis más módszerekkel felvett torzítatlan adatokkal kell összehasonlítani.

165

A fitocönológiai felvétel a borítási értékek terepi becslésen alapszik, ezért magában rejti a véletlen hiba lehetôségét. Egyrészt a cönológiai borítás definíciója a gyakorlatban nem teszi lehetôvé az egzakt mérést, másrészt egy adott növényfaj adott idôpontbeli százalékos borítási értékét még ugyanaz a tapasztalt felvételezô is eltérôen becsülheti meg. A borításbecslés ugyanakkor magába foglalja a torzítás lehetôségét is: elôfordulhat, hogy adott felvételezô a pázsitfüvek borítását egy másik felvételezôhöz képest mindig jóval kisebb értékekkel becsüli. A becslés torzításos hibája csökkenthetô, ha az egyes felvételezôk egymáshoz igazítják becslési módszerüket. A módszer gyakorlása révén némileg a véletlen hiba is csökkenthetô, de ez mindig terhelni fogja a cönológiai felvételezést. Többek között ezért is javasolják a százalékos borításbecslés helyett a néhány kategóriából álló (ilyen pl. a Braun-Blanquet-féle) borítási skálák alkalmazását (vö. HAHN – SCHEURING 2003). Téves következtetésekre vezethet ugyanis, ha a százalékos borításokban a véletlen hibák miatt detektált eltéréseket a kezelés következményeként értékeljük. A szélesebb értéktartományok miatt viszont a cönológiai összetétel megváltozása nehezebben lesz kimutatható, ami a monitorozás hatékonyságát csökkenti. A borításbecslésen alapuló mintavételezés tehát gyakran (fôleg rövid távon) nem elég megbízható és/vagy nem elég érzékeny ahhoz, hogy a hatásmonitorozásban érdemben felhasználhassuk. Megoldást jelenthet, ha a mintavételi egységek méretét csökkentjük (pl. 5×5 cm-es mikrokvadrátokra), csak a fajok jelenlétét/hiányát regisztráljuk, a fajok tömegességét pedig a számos (egy-két száz) mikrokvadrátban mért gyakorisággal közelítjük. Ez az ún. rövidlinea módszer bizonyíthatóan konzisztensebb adatokat szolgáltat a különbözô felvételezôktôl, idôigénye legfeljebb másfél-kétszerese a hagyományos cönológiai felvétel készítésének, viszont általa a monitorozás sokkal biztosabb kijelentéseket fogalmazhat meg a kezelések állomány léptékû hatásairól (BARTHA et al. 2006b). A rövidlinea állandósítása hasonlóképp történhet, mint a cönológiai kvadráté.

55. ábra. A hibák két típusának szemléltetése. Az (A) esetben nagy a pontosság: a véletlen hiba is és a torzítás is kicsi, a (B) esetben a pontatlanságot a jelentôs véletlen hiba okozza, miközben a torzítás kicsi, míg a (C) esetben a véletlen hiba kicsi, viszont a torzítás nagy (ROUTLEDGE 1998).

A monitorozás mintavételi módszereit úgy kell megválasztani, hogy azt a lehetô legkisebb véletlen hiba és torzítás terhelje. Ellenkezô esetben a monitorozás során vagy nem tapasztalunk eltérést (mert a nagy véletlen hiba – az adatok szórása – elfedi a bekövetkezett változást), vagy a tapasztalt eltérés nem a valós trend, hanem a torzítás következménye. A véletlen hiba csökkentésének lehetôségei: – egyértelmû, szigorú és a gyakorlatban bevált mintavételi protokoll alkalmazása; – robusztus indikátorváltozók alkalmazása; – a jól definiált indikátorváltozó elvárt pontosságának meghatározása; – kötött, többnyire kényszerválasztós vagy kategoriális kérdésekbôl összeállított adatlap (vö. HORVÁTH et al. 1997); – egységes nómenklatúra; 166

– a gyûjtött adatok pontossága nagyobb, mint ami az értékeléshez kell (a nyers terepi adatok összevonásával, „lebutításával” állnak elô a feldolgozandó adatok); – több a begyûjtendô adat, mint ami feltétlenül szükséges; – a származtatott adatok elôállítása a terepi adatokból utólag, központilag történik. Fontos hangsúlyozni, hogy a véletlen hiba csökkentése nem az ökológiai rendszerek eredendô változatosságából fakadó variancia megszüntetésére irányul, ezért az adatok szórását nem is lehet egy bizonyos mérték alá szorítani. A szisztematikus hiba (torzítás) csökkentése érdekében törekedni kell arra, hogy a mintavétel során homogén és nem pusztán homomorf adatokat gyûjtsünk. A homomorf adatok látszólag azonos módszertan szerint jöttek létre, de az értékek torzításáról nincs információnk, míg a homogén adatokat valóban azonos módon gyûjtötték, szisztematikus hiba nélkül, vagy pedig ismert – az egyes minták esetén megegyezô – torzítással. A torzítás csökkentésének lehetôségei: – szakmai megbeszélések, többlépcsôs és rendszeres továbbképzések a konzisztens módszertan kialakítása érdekében (vö. LÁNG et al. 1995); – szünoptizáló terepgyakorlatok a mintavételi módszertan elsajátítására; – olyan információk feljegyzése, amelyek utalnak a mintavétel körülményeire; – olyan kiegészítô adatok gyûjtése, amelyek jelzik a vizsgált objektum állapotának egyéb jellemzôit, így pontosítják a kiértékelést; – a monitorozandó kezelés konkrét megvalósítására vonatkozó adatok számbavétele; – egyéb háttéradatok feljegyzése, lehetôség egyéni megjegyzésekre. Az adatok integrációja, adatbázis építése A monitorozás során a terepen gyûjtött adatok nyers alapadatok, amelyeknek formai és szakmai ellenôrzésen kell keresztüljutni. A véletlen hibák csökkentése végett ekkor sor kerülhet az egyes adatok összevonására, a mintavétel körülményei alapján esetleges kizárásukra vagy korrekciójukra. A terepi alapadatok a formai (és/vagy szakmai) ellenôrzést követôen adatbázisba kerülnek. Az adatbázisban tárolt adatok további ellenôrzése is lehetôvé válik pl. az egyes indikátorváltozókhoz tartozó értékek eloszlásának vizsgálata segítségével. Mindezen mûveletek eredményeképpen a monitorozási alapadatbázis jön létre. Az alapadatbázis korrekt feldolgozása azonban számos esetben önmagában még nem lehetséges, mert szükség van egyéb releváns háttérváltozók elemzésére is. Ilyenek pl. a kezelés megvalósításának módja és egyéb fontos paraméterei, a mintavételezett élôhelyfolt táji környezete, a talajtani adatok stb. (lásd pl. 3.2.2. és 3.2.3. fejezet). A háttéradatok lehetnek belsôk, tehát az adott monitorozáshoz tartozó adatgyûjtések során képzôdnek, vagy pedig külsôk, ha a monitorozástól függetlenül keletkeztek. A külsô háttéradatok egy jelentôs része már a mintavételezés megtervezéséhez nélkülözhetetlen (vö. 3.3.1. fejezet). Esetenként lehetôség van egyéb kontroll területek adatait tartalmazó (a céltrendek kiértékelését segítô referencia-objektumok paramétereit magába foglaló) külsô adatbázisok csatolására is. A különféle háttéradatok és referenciák adatbázisba illesztésével és az adattáblák relációjának megteremtésével a feldolgozásra alkalmas integrált monitorozási adatbázist hozzuk létre.

167

Az adatbázis adatokkal való feltöltését természetesen megelôzi az adatbázis rendszertervének kialakítása és az adatbázis számítógépes programozása. A megfelelô rendszerterv nagy adatbázisok esetén kritikus az adatintegrálás és a majdani kiértékelés szempontjából. Az integrált monitorozási adatbázis rendszerének néhány szakmai és technikai szempontja (lásd még: HORVÁTH et al. 1997): – egymáshoz kapcsolt módon (közös adatmezôk relációjával) tartalmazza a monitorozás adatait és a szükséges háttéradatokat; – térben kiterjedt monitorozó rendszerek esetén az adatbázis valamilyen térinformatikai rendszer része, vagy ahhoz kapcsolható; – vagy az adatbázisba épített függvények vagy más statisztikai programcsomagokba való adatimportálás útján lehetôvé válik az adatok statisztikai kiértékelése. Ha térinformatikai programcsomag mellett döntünk, akkor annak alkalmasnak kell lennie a különféle térképi adatbázisok és az indikátorváltozók mért adatainak integrálására, a táji elemek és tájszerkezeti változók mérésére, illetve a társulás-komplexek strukturális paramétereinek számolására. A különbözô tematikus térképek együttes kezelése nemcsak a kiértékelésben, de az adatgyûjtés során is fontos, pl. a terepi felmérést segítô kombinált térképek elkészítésében.

3.3.4. Adatfeldolgozás és kiértékelés A hipotézistesztelô monitorozásban az adatok kiértékelésének a feladata hasonló, mint a tudományos kutatásban: válaszolnia kell arra a kérdésre, hogy a vizsgált objektum mért változójának értéke megváltozott-e az adott beavatkozás hatására. Általánosságban: a konkrét kezelés segíti-e a célállapot vagy a céltrend megvalósulását (vö. 3.1.1. fejezet). Ennek a kérdésnek az eldöntéséhez a tudományos kutatásban és a monitorozásban is nullhipotézist alkotunk, miszerint a kezelés eredménytelen, illetve egy alternatív hipotézist is, miszerint a kezelés eredményes. A felállított nullhipotézist a kísérleti (monitorozási) protokollhoz alkalmas statisztikai teszttel ellenôrizzük, amelynek eredményeként megerôsítjük vagy elvetjük a nullhipotézist, s ez alapján elvetjük vagy elfogadjuk az alternatív hipotézist. A nullhipotézist mindig egy adott hibavalószínûségi szinten értékeljük, ami az elfogadás bizonytalanságára utal. Minél kisebb a hibavalószínûségi szint (a szignifikanciaszint) annál biztosabbak lehetünk abban, hogy a hipotézisünk nem hamis. A fenti logikára épülô klasszikus statisztikai tesztek módszertana jól kidolgozott, széles körben alkalmazott, és sok számítógépes program áll rendelkezésre. Minél egyszerûbb a monitorozási protokoll (a kísérleti elrendezés), annál egyszerûbb statisztikai teszttel is megoldható a kiértékelés. Legegyszerûbb esetben a kezelésnek csak egyetlen értékét („megvalósult”) állítjuk szembe a referenciával (a kezelés nem történt meg), és reprezentatív mintát véve teszteljük a kezelt és nem kezelt objektumokból származó adatok különbözôségét. Az ilyen összehasonlításhoz szolgál segítségül pl. a t-próba (ha az adatok normál eloszlást követnek) vagy a Mann-Whitney teszt. Bizonyos monitorozási feladatokban elôfordulhat, hogy egy hipotézis vizsgálatához nem találunk adekvát hagyományos statisztikai tesztet, mert vagy nincsenek meg a szükséges feltételek a teszt alkalmazásához (pl. a minták függetlensége nem teljesül),

168

vagy matematikailag nem számítható az az elméleti eloszlás, amire a teszt épül. Néhány konkrét eset példaképp: – többváltozós módszerrel értékelnénk számos élôhelyfolt cönológiai hasonlóságát, – élôhelymintázatok tájökológiai (térbeli) paramétereit hasonlítanánk össze, – mikrocönológiai mintavételt követôen a fajkombinációk sokféleségét elemeznénk. Ezekben az esetekben a megoldást az ún. randomizációs eljárások jelenthetik, amelyek a nullhipotézisnek megfelelô elméleti eloszlást a kiindulási változók randomizálásával állítják elô. Ezt követôen a megvalósult eloszlást hasonlítják az elméleti eloszláshoz (vö. MANLY 1997). A randomizációs módszerek alkalmazásához számítógépes programok állnak rendelkezésre (pl. HORVÁTH 2006). A statisztikai tesztek alapján levont következtetéseket az objektumoknak csak arra a körére terjeszthetjük ki, amelyre a minta reprezentatív volt. A 3.2.6. fejezet elején felsoroltuk azokat a szempontokat, amelyeknek egy kísérletes kutatásnak meg kell felelnie ahhoz, hogy a következtetéseink korrektek legyenek. Ugyanakkor korábban azt is megállapítottuk, hogy a monitorozandó, alapvetôen természetvédelmi célokat szolgáló beavatkozásokat a legritkább esetben végzik el úgy, hogy az megfeleljen a tervezett kísérlet alapvetô követelményeinek. Leggyakrabban az a feltétel nem teljesül, amely szerint a különbözô kezelésekhez random módon kellene hozzárendelni az objektumokat, és a referencia-objektumokat is véletlenszerûen kellene kiválasztani. A hipotézistesztelô monitorozás ezért nem tekinthetô kísérletes kutatásnak, hanem a hatás felmérések vagy az elemzô felmérések csoportjába tartozik, és a kísérletes kutatásokhoz képest csak kevésbé általánosítható eredményekhez vezethet (vö. 3.2.6. fejezet, 11. táblázat). A hagyományos statisztikai tesztek a hatás, az elemzô és a megfigyelô felmérések esetén is elvégezhetôk (ha a random objektum-kiválasztáson kívül a többi követelményt teljesíti a monitorozási protokoll), de az eredmények interpretálását csak mértéktartóan szabad elvégezni. Nem alkalmazhatók azonban a klasszikus statisztikai tesztek akkor, ha csak egyetlen kezelt objektum van – még akkor sem, ha abban az egyetlen objektumban random módon kihelyezett mintavételi egységekbôl elegendô adat áll rendelkezésre. Az ilyen esetekben a kiértékeléshez az ún. Bayes-statisztika szolgálhat alapul. A Bayes-statisztika a hagyományos (ún. frekventista) statisztikával szemben a kezelés lehetséges hatásosságát (vagyis hogy a megfigyelt változásokat valóban az adott kezelés okozta) nem egy nullhipotézis tesztelésével közelíti, hanem közvetlenül rendel valószínûséget arra nézve, hogy az adott változást az adott kezelés okozhatta. Jóllehet ez a gondolatmenet közelebb áll a mindennapi felfogáshoz, ahhoz, ahogyan az egyes események bekövetkezésének valószínûségét magunkban elgondoljuk (modellezzük), a Bayes-statisztika kevéssé terjedt el a tudományos kutatásokban. A döntés-elemzésekben (decision analysis) és a döntéstámogató szakértôi rendszerekben azonban széleskörûen alkalmazzák (vö. WICKMANN 1999). Mivel a természeti erôforrás menedzsmentben a legfontosabb a különbözô kezelések melletti döntés (melyiket milyen esetben érdemes elvégezni) a Bayes-statisztikát alkalmazó döntés-elemzés nagyobb figyelmet érdemel (lásd PETERMAN – PETERS 1998). Ekkor a monitorozás – mint egy jól átgondolt adaptív menedzsment szerves része (vö. 3.1.2. fejezet) – a döntés-elemzéshez szolgáltat a kezelés következményeire vonatkozó valószínûségi információkat (vö. BERGERUD – REED 1998). Bármilyen statisztikai eszköztárral végezzük is a beavatkozások következményeinek elemzését, a kiértékelés során mindenképpen figyelembe kell venni, hogy az adott kezelés hatását számos egyéb tényezô befolyásolhatta. Ezeknek a nem kontrollált tényezôk169

nek egy részét a referencia-objektumok bevonásával semlegesítettük (vö. 3.2.5. fejezet). Az objektum természetes változatosságának lefedése végett pedig az ismétlések számát növeltük a reprezentatív szintig. Mivel azonban egy adott ökológiai rendszer önmaga is igen komplex, és az ôt magába foglaló nagyobb rendszer is sokféle kényszert gyakorol rá, ezért a kezelés helyrôl helyre eltérô, sôt egyes esetekben egymással ellentétes is lehet. Ez nem feltétlenül a kezelés általános hibája, hanem lehet, hogy csak az adott szituációban nem volt megfelelô, vagy nem vettünk figyelembe néhány fontos körülményt. Ezért is nagyon fontos, hogy a monitorozás végén megfogalmazzuk azokat a fenntartásainkat és bizonytalanságokat, amelyek a kezeléssel vagy éppen a monitorozás hatékonyságával kapcsolatosak. Ezeknek az újabb kérdéseknek a megválaszolását az újabb kezelésekkel kapcsolatos, monitorozásba illesztett, részletesebb vizsgálatokkal tudjuk közelíteni (lásd 3.1.2. és 3.3.5. fejezet).

3.3.5. A monitorozás menedzselése A monitorozás menedzselése az általános koordinálási és szervezési feladatokon kívül egyrészt a monitorozási protokoll kialakításához szükséges döntések meghozatalát, másrészt a protokoll tényleges és pontos megvalósítását foglalja magába (vö. HORVÁTH et al. 1997). A fontosabb kérdések, amelyeket már a monitorozási protokoll tervezése során meg kell válaszolni: • Az erôforrások milyen arányban oszoljanak meg az extenzív és az intenzív monitorozás között? • A monitorozás a reprezentativitást mely kezelési típusokra, melyik térlépték ökológiai rendszereire, mely konkrét objektum-típusokra terjessze ki? • Hogyan teremthetô meg a monitorozás teljes idôtartama alatt az adatok kompatibilitása és megbízhatósága? • A monitorozás eredményeit és következtetéseit miként lehet érvényesíteni az újabb beavatkozások, kezelések tervezésében? A monitorozás intenzitásának kétféle típusára már az 1.5. és a 3.1.2. fejezetben utaltunk (lásd 24. ábra). Megkülönböztettük egyrészt a széleskörû térbeli és tematikus lefedettséget biztosító, többnyire rutinszerû, relatíve gyors és egyszerû módszereket alkalmazó extenzív vizsgálatokat, illetve az elvégzett kezelések hatásait sokoldalúan elemzô intenzív vizsgálatokat. Az extenzív monitorozás biztosíthatja az egyes kezelések következményeinek átfogóbb vizsgálatát a nagyobb számú mintavételi objektum bevonása által. Országos monitorozó programok esetén az extenzív monitorozás feladata az egyes tevékenységek értékelésében az országos reprezentativitás megvalósítása. Az intenzív monitorozás során van lehetôség arra, hogy egy-egy adott kezelésnek adott objektumtípusra kifejtett hatását részletesen és komplex módon elemezzük. Ennek során tudjuk kidolgozni a rutinszerû monitorozás még hiányzó módszereit is, és itt törekedhetünk a szakmai kérdésekben még fennálló kritikus bizonytalanságok eloszlatására. A részletes monitorozás az objektumoknak csak kisebb körére terjedhet ki, viszont ezeken megvalósítható a kezeléseknek az objektumokhoz való random hozzárendelése, vagyis tervezett kísérleteket hajthatunk végre (vö. 3.2.6. fejezet). Gyakorlati lehetôségek az intenzív monitorozás során: 170

– nemcsak az alkalmazott, hanem a tervezett kezeléseket is tanulmányozhatjuk, – többféle kezelés együtthatása is megfigyelhetô, – létrehozhatunk potenciális beavatkozási helyzeteket tudományos igénnyel kiválasztott kontroll területekkel és referencia-objektumokkal, – kellô mértékben megismerhetjük a kezelendô objektumok aktuális és múltbeli állapotát, dinamikáját, táji környezetét és mindezek hatását a kezelés következményeire, – hosszú idejû vizsgálatok állíthatók be. Akár az extenzív, akár az intenzív vizsgálatokból származnak is az adatok, nagyon fontos, hogy a megszerzett tapasztalatok visszakerüljenek egyrészt a monitorozási rendszerbe, másrészt a kezelések menedzsment programjába (vö. 51-53. oldal, 3.1.2. fejezet, 25. és 52. ábra). A visszacsatolás az adaptív menedzsment adaptivitásának legfontosabb követelménye. Másrészt a monitorozási protokollt is adaptívvá kell tenni, hogy egyre hatékonyabban legyünk képesek a természeti környezetünkben bekövetkezô elônyös és elônytelen változásokat regisztrálni (vö. 1.2. fejezet). Az adatok kompatibilitásának megôrzése érdekében a monitorozási módszertant semmiképp sem lehet a monitorozási ciklusban megváltoztatni, hanem annak végén (az ismételt felmérések lezárását követôen) kell újraértékelni, és szükség esetén módosítani. Azonban ebben az esetben is érdemes törekedni arra, hogy a monitorozás hosszú távú folyamatossága megmaradjon, ha ez nem megy a majdani kiértékelés korrektségének rovására, és az esetlegesen bôvített terepi mintavételezés az adott erôforrás-kereteken belül is megvalósítható. Ugyancsak a hosszú idejû változások nyomon követhetôsége végett érdemes minél tovább megtartani a már korábban is monitorozott cél-objektumokat. A monitorozás eredményessége (ami nem azonos a kezelés eredményességével) legfôképpen az alábbi tényezôkön múlik: – a monitorozás (és a kezelés) céljának minél egyértelmûbb, és szakmailag kellôen részletes és alapos ismerete és megfogalmazása (1. fejezet), – az egyre jobb elôrejelzésekre képes koncepcionális modellek megléte (3.1.3. fejezet), – a modellek megfelelô tudományos alapozása (lásd 2. fejezet), – az átgondolt, helytálló következtetések levonására képes, és az erôforrások aktuális végességébôl fakadó kényszerek között megvalósítható monitorozási protokoll (vö. 3.2. fejezet), – az elôzetesen terepen tesztelt, standardizált, pontosan ismételhetô mintavételezések adatainak megbízhatósága és az elemzések korrektsége (3.3.1.–3.3.4. fejezet). A monitorozás körültekintô és hatékony menedzselésének képesnek kell lenni arra, hogy a monitorozás eredményességének fenti tényezôihez a megfelelô idôben (fontos a stádiumok sorrendje és egymásra épülése) hozzárendelje a szükséges erôforrásokat. Az anyagi erôforrások hatékony felhasználásában a kulcskérdés az, hogy az adott módszerek alkalmazásával valóban elérhetô-e a kitûzött monitorozási cél. Mint láttuk, ennek számos tényezôje van – a 2. és 3. fejezetben leírtakat ennek tükrében is érdemes fontolóra venni. Az emberi hozzájárulás („humán erôforrás”) terén a legfontosabb koordinátori feladatnak a monitorozáshoz szükséges szerepkörök és a rendelkezésre álló személyes 171

képességek egymásra találásának segítését tartjuk. Az alábbiakban néhány szempontot emelünk ki a leglényegesebb egyéni és közösségi feltételekre vonatkozóan: • a monitorozás alapjául szolgáló koncepcionális modellek kidolgozása a legtöbb esetben kollektív tudományos tevékenység (esetenként magának a modell fejlesztésének a folyamata fontosabb, mint az aktuális modell – vö. Gross 2003); • a monitorozandó céltrendek megfogalmazása és az azokhoz releváns indikátorváltozók kiválasztása általában szakértôi feladat, mert nem mindig következik egyértelmûen az elvégzendô kezelések céljából; • a monitorozási protokoll kialakításában szükség van a leendô lokális cél-objektumokat jól ismerô szakemberek bevonására; • a nagyobb monitorozó programok esetén az egységes módszertan létrehozása végett a tervezési folyamatba a leendô terepi felmérôket is be kell vonni, és biztosítani kell a szakmai továbbképzéseket; • a kevésbé objektív becslésekre alapozott (várhatóan nagy hibával terhelt) mintavételi eljárások minél egységesebb elsajátítása érdekében szükség van a terepi felmérôk számára közös terepgyakorlatok szervezésére, a felvett adatok folyamatos minôségellenôrzésére (vö. 3.3.3. fejezet); • igen fontos a kezeléseket végzô és a kezelések hatását monitorozó személyek közötti, minél hosszabb távú együttmûködés elôsegítése; A kitûzött kezelés elvégzésében és eredményességének elérésében gyakran eltérô érdekek is megjelenhetnek. Például az agrár-környezetgazdálkodási célprogramokat kiíró államigazgatási szerv, a programba belépô gazda, illetve a monitorozással megbízott, a gazda területén munkáját végzô személy eltérô aspektusát látja az adott tevékenységnek, és egyes esetekben akár ellenérdekeltté is válhatnak. Ennek mérsékléséhez nagy mértékben hozzájárulhatnak a rendszeres közös megbeszélések és a jól megszerkesztett tájékoztató anyagok. Egy ilyen rövid ismertetô pl. az alábbi tematikával rendelkezhet: – az elvégzendô kezelés (adott esetben egy gazdálkodási tevékenység tiltásának) célja (általánosan és konkrétan); – a monitorozás célja; – az adott régió, tájegység, tájrészlet, parcella természeti értékei; – milyen konkrét tevékenységgel jár a monitorozás az érintett parcellán; – melyek a kérések, elvárások a gazda felé (partnerség, tájékoztatás, kérdôívek stb.); – milyen problémák megoldásában számíthat a gazda a kezelést kiíró és a monitorozó személy részérôl. Jól felépített, világhálós tájékoztató anyagra láthatunk példát a „Habitat management on the Pannonian grasslands in Hungary” elnevezésû hazai LIFE-Nature projekt honlapján (http://www.grasshabit.hu).

172

Az adaptív menedzsment rendszerekhez kialakított monitorozó program lehetséges fôbb akadályait, illetve ezek lehetséges megoldásait NYBERG (1999) munkája alapján tekintjük át: • Többletköltségek jelentkeznek: – az adaptív menedzsment hosszabb távon hatékonyabb lehet, mint a konvencionális menedzsment; – döntéselemzési módszerek alkalmazása a monitorozó rendszer tervezésekor; – olcsóbb, de megbízható információkat szolgáltató mérési technikák kifejlesztése; – önkéntesek bevonása a monitorozásba; – a jól megtervezett monitorozás általánosítható eredményeit felhasználók osztoznak a költségeken. • A hatékony kísérletek megvalósítása akadályokba ütközik (potenciális kényszerek: hosszú válaszidô, nagy térbeli kiterjedés, a mintaterületek közötti nagyfokú variabilitás, a mérések változatossága): – alternatív módszerek a statisztikai elemzésben (pl. Bayes-statisztika); – más adatforrások igénybevétele az eredmények interpretálásában (pl. retrospektív kutatások, helyi ismeretek, leíró tanulmányok); – az eredmények szûkebb körû általánosíthatóságának elfogadása, egyszerûbb tervezési szabályok; • Idegenkedés tapasztalható az értékes, veszélyeztetett élôhelyeken folyó „kísérletektôl”: – alternatív lehetôségek felmérése és összehasonlítása, ehhez kockázat-elemzés; – a kockázatos kezelések felfüggesztése vagy módosítása, ha az indikátorváltozók elérik az elôzetesen megállapított küszöbértéket; – olyan indikátorváltozók monitorozása, amelyek gyorsabban, érzékenyebben reagálnak a kezelésre (pl. a fajok kombinációinak megváltozása megelôzheti a populációk méretének megváltozását); – annak felismerése, hogy a folyamatos ismerethiány alapján folytatott kezelések kockázata is magas. • Nehéz hosszú idôn keresztül fenntartani a rendszeres koncepcionális alapozást, biztosítani az erôforrásokat és a részt vevô személyek folyamatos jelenlétét: – reális elvárások kialakítása; – a feltételezések, célok, kezelések, mintaterületek stb. dokumentálása, hozzáférés biztosítása ezekhez az információkhoz; – az ideiglenes eredmények és a megszerzett tudás dokumentálása és közlése; – formális tervek elkészítése, amelyekben hosszú idôtávú monitorozási programokat állítunk fel, a feladatokhoz tartozó felelôsséget pedig egyénekhez vagy pozíciókhoz rendeljük hozzá; – újabb, a kezelés eredményességében érdekeltek támogatásának bevonása. • Bonyolulttá válik az adatgyûjtés megszervezése, az adatok tárolása és elemzése: – elôzetes, explicit, leírt terv az adatkezeléshez; – egy jól tervezett, fókuszált monitorozó program képes minimalizálni az elôállított adatok mennyiségét; – az adatok integrálása más standard adatbázisokkal. • „Szervezeti tehetetlenség” lép fel (idegenkedés a célok, a nézetek, a gyakorlat megváltoztatásától, a gyors válaszok akadályai, elôzetes elkötelezettség bizonyos típusú tevékenységek iránt): – már kezdetekben felmérni minden résztvevô elkötelezettségét; – jó, hatékony kommunikációt biztosítani a döntéshozók és a döntést végrehajtók között; – a döntéshozatali jogkört (a felelôsség mellett) a szervezeti hierarchiában lehetô legalacsonyabban állók kezébe adni (ellenôrzéssel és mérlegeléssel); – már a kezdetekben megállapodni arról, hogy a potenciális eredmények miként változtatják meg a célokat és a gyakorlatot.

Végül, de nem utolsó sorban megjegyezzük, hogy a természeti erôforrásainkkal való fenntartható gazdálkodást megvalósítani hivatott menedzsment tervek, és az azt szolgáló monitorozási protokollok kialakítása és végrehajtása mindig azon a közös szándékon múlik, amely a természeti környezetünk és utódaink jövôje iránt érzett felelôsségünkbôl fakad.

173

174