Agrartajak Novenyzetenek Monitorozasa_4-5_fejezet

4.

ESETTANULMÁNYOK ÉS PÉLDÁK

Ebben a fejezetben egyrészt olyan esettanulmányokat mutatunk be, amelyek eredendôen alapkutatás céllal születtek, de eredményeik és következtetéseik a monitorozó programok koncepcionálásához, sôt gyakorlati tervezéséhez is útmutatással szolgálnak. Másrészt két áttekintést is közreadunk, amelyekben nemzetközi és hazai monitorozó rendszerek és programok tapasztalatait tekintjük át. A 4.1. fejezetben sorra kerülô esettanulmányok szerves kiegészítését jelentik a 2. fejezetben leírt tudományos elméleteknek, mert az általános jelenségek egy-egy konkrét megvalósulására adnak példát. Közös bennük, hogy a vegetációdinamikai folyamatok egy-egy típusát járják körül, de többféle növényközösségben eltérô beavatkozások hatásait vizsgálják (12. táblázat). A 4.2. fejezet elsô áttekintése az eddigi hazai természetvédelmi célú kezelések hipotézistesztelô monitorozási tapasztalatairól ad egy rövid összegzést. A másik áttekintés nemzetközi monitorozási rendszerek, illetve az agrárterületeken elvégzett különféle beavatkozások növényzetre vonatkozó tapasztalatai közül mutat be néhányat. A 12. táblázat értelmezi az egyes vegetációdinamikai esettanulmányokat a hatásmonitorozás metodológiai vázának elemei (tényezôi) szerint (lásd 3.1.1. fejezet, 50. ábra). Az esettanulmányok kísérleti protokolljának egyes tényezôi megfeleltethetôk a monitorozási protokoll tényezôinek, sok esetben az elnevezésük is megegyezik. Ez az áttekintés segíthet abban, hogy az esettanulmányok közül megtaláljuk azt, amelyik a legjobb példát jelenti a saját monitorozási programunk protokolljának felépítéséhez. Bár a példák még hosszasan sorolhatók lennének, már önmagában e néhány esettanulmány is fontos tanulságokkal szolgál arra, hogy a különbözô növényközösségekben az adott módszerekkel adott idô alatt mely vegetációdinamikai folyamatok voltak megfigyelhetôk. 12. táblázat. A bemutatott esettanulmányok áttekintése a kísérleti protokoll tényezôi és a megfigyelt vegetációdinamikai folyamatok szempontjából.

4.1.1. kezelt és célobjektum

4.1.2.

fejezetszám 4.1.3. 4.1.4.

4.1.5.

4.1.6.

fajgazdag, mészkedvelô mészkedvelô természetes szálkaperjés „parlag”, természetes nyílt homoki nyílt homoki és degradált félszáraz rajta löszgyep gyep gyep löszgyep lösz erdôs- mészkedvelô állomány foltok sztyepprét nyílt homoki mozaikja gyep

kezelés

szelektív és teljes irtás, legeltetéskizárás

nincs

vágáskezelés, legeltetés avarkezelés, felhagyása legeltetés, égetés

referencia

nem kezelt négyzetek

alapállapot

indikátorváltozó

dominancia egyedi és összborítás, foltmozaik, strukturális dominancia struktúra, kompozíciós NDVI, tûz ki- fajkészlet, komplexitás, típusok cönológiai mintázati terjedése, fajkompozí- términtázati mintázatai, hasonlóság változók avarmennyi- ciós hason- rendezettség átmenetei ség lóság

nem kezelt parcellák

alapállapot

enyhén szántó leromlott felhagyása a állományok vizsgálat kiválasztása elôtt 24 évvel intakt állományok

a 25. éves stádium

175

12. táblázat folytatása

4.1.1.

4.1.2.

fejezetszám 4.1.3.

4.1.4.

4.1.5.

4.1.6.

megfigyelés idôtartama

10 év alatt évente

8 év alatt hatszor

3 év alatt évente

20 év alatt négyszer

3 év alatt évente

9 év alatt négyszer

kísérleti elrendezés

random blokk, 5–5 ismétlés

egy adott állomány

kezelésenként 10 ismétlés

egy adott terület

18 intakt és 14 zavart folt

egy adott állomány

mintavétel módszere

20×20 cm1 kvázi 1×1 méteres folttípusok foltonként állandósított, 1–1 linea 40×100 m-es es, 1 m2-es, állandó linea kvadrátban térképezése (1040 db (1:1200), (1040 db rács, 160 db és 5 m2-es borítás2×2 m-es 5×5 cm-es kvadrátok- 5×5 cm-es becslés és 5×5 m-es ban borítás- mikrokvadrá- terepi spektcönol. mikrokvadrá- kvadrátból becslés tot tartalmaz) roszkópia felvételek tot tartalmaz) áll

kiértékelési eljárások

hasonlósági információindexek, statisztikai többváltozós függvények módszerek

megfigyelt vegetációdinamika

fluktuáció, degradáció, regeneráció

fluktuáció, regeneráció

varianciaanalízis (GLM)

átmeneti mátrixok, predikciós modellek

információstatisztikai függvények

átmeneti valószínûség, GIS módszerek

lék-dinatáji léptékû eltérô másodlagos mika, rege- foltdinamikai mértékû szukcesszió változások degradáltság neráció detektálása

4.1. Hazai élôhelyek vegetációdinamikája 4.1.1. Kísérletes sztyepprétdinamikai vizsgálatok VIRÁGH KLÁRA Egy idôs, fajgazdag, természetes állapotú lösz sztyepprét állományban kontrollált körülmények között végzett, kísérletes beavatkozásokkal (szelektív fajeltávolítással, a növényzet teljes kiirtásával, a talaj tápanyagellátottságának változtatásával és legeltetés kizárásával) arra kerestünk választ, hogy hogyan mérhetjük a zavarások mértékét, és hogyan befolyásolja a beavatkozások módja és intenzitása a generált dinamikákat. A kezelések hatására milyen irányú és sebességû folyamatok játszódnak le, milyen a gyep regenerációjának és ellenállóképességének a mértéke. A kísérleteket randomizált blokk-elrendezésben (5 db), kezelésenként 5 ismétlésben végeztük a fajgazdag, uniform sztyepprét állomány 40×40 m-es területén. A 10 éves, állandó négyzetekben folytatott vizsgálatok fôbb eredményei és tanulságai a következôk: A kontroll állapot dinamikája ismeretének fontossága A viszonylag háborítatlan löszsztyepprétben (Pulsatillo – Festucetum rupicolae) erôteljes volt a nyári-ôszi szezonális dinamika és az évek közötti populációdinamikai fluktuáció (56. ábra). A változásokat döntô mértékben a klímaév heterogenitás befolyásolta (VIRÁGH 1989a, 1992). A növényzet összborítása, a fajdiverzitás és a fajok közötti 176

dominancia struktúra a 10 év alatt kis mértékben változott, a társulás extrém aszállyal szemben is ellenállónak bizonyult. Az egyre szárazabbá váló évek és a kezelések miatt a kísérleti terület kényszerû bekerítése 7–8 év elteltével azonban már kedvezôtlen hatást fejtett ki a löszgyep fajösszetételére és szerkezetére. A kontroll négyzetekben egy fokozódó kiritkulási és elfüvesedési tendencia volt tapasztalható. A sûrû, zárt állományban kisebb-nagyobb szabad földfelszínek keletkeztek, ahol egyes gyomfajok sikeresen megtelepedtek, illetve a felhalmozódó avar gátolta a gyep természetes megújulását, a magról történô szaporodást (VIRÁGH – GERENCSÉR 1988). Mindezek következtében a gyep elöregedett, a fajösszetétel leromlását jelzô mennyiségi (néhány faj lokális elszaporodása) és minôségi változások (gyomfajok megjelenése) egyaránt regisztrálhatók voltak. Az eredmények felhívják a figyelmet arra, hogy a gyepekre alapvetôen jellemzô igen erôs éven belüli és évek közötti dinamika miatt a beavatkozások közvetlen hatásának és hosszú távú következményeinek monitorozásánál elengedhetetlen a kontroll állapot dinamizmusának ismerete, illetve annak vonatkoztatási alapként (referencia) való használata. Másrészt utalnak arra is, hogy a gyepdinamikai változások állományszinten gyakran csak évtizedes léptékben észlelhetôk.

56. ábra. Néhány faj relatív borításának idôbeli változása 9 év alatt a háborítatlan löszsztyepprét állományban. Az idôbeli mintázatok típusai: 1: csökkenô tendencia, 2: növekvô tendencia, 3-4: állandóság, 3: stabil típus, 4a: fluktuáló típus, 4b: oszcilláló típus, 5: parabola forma, 6: bimodalitás. A cönológiai felvételek 1979 és 1987 között készültek, minden évben június elején és szeptember közepén. Kifejezett az éven belüli nyári-ôszi szezonális dinamika és az évek közötti erôteljes fluktuáció.

177

A beavatkozások módja és a dinamikai folyamatok közötti kölcsönhatások Az eltérô beavatkozások hatására a gyeptársulás regenerációjának módja, sebessége és mértéke, valamint az aszállyal szembeni rezisztencia-viselkedése jelentôsen különbözött (VIRÁGH 1989b). Így pl. a tömegességükben alárendelt kétszikû fajok kiirtása után a sûrû állományban viszonylag kicsi szabad földterületek keletkeztek, amelyeket vegetatív szaporodással az egyszikûek gyorsan betöltöttek, akadályozva ezzel a kétszikûek gyors visszatelepedését. A domináns egyszikûek eltávolítását követôen nagy földfelszínek váltak szabaddá, amelyeket elôször a túlélô kétszikûek közül néhány gyors vegetatív terjeszkedésû, fôleg ruderális faj foglalt el. A zavarás hatása számos kétszikû faj csírázását is segítette, jelentôsen megnövelve ezzel a fajszámot. Késôbb a kicsi versenyképességû és toleranciájú kétszikû fajok visszaszorultak, és az évelô füvek lassan visszatelepedtek. Az egyszikûek dominanciájával jellemezhetô négyzetek sokkal ellenállóbbak voltak a klimatikus zavarásokkal (aszályos periódus) szemben, és kisebb volt a regenerációs képességük, mint a kétszikûek uralta négyzeteké. A vegetációváltozás menetét és az eltérô társulásregenerációs tulajdonságokat döntôen a beavatkozások hatására létrejött fajkompozíciós állapotokat alkotó fajok populációbiológiai jellemvonásai és életmenet stratégiái határozták meg. A gyeptársulásban az eredeti (a beavatkozás elôtti) és a kontroll négyzetekéhez hasonló fajösszetétel és társulásszervezettség eléréséhez egyszeri alkalommal történô kísérletes beavatkozás után is legalább 9–10 évre volt szükség. Ez a viszonylag gyors helyreállás a rendkívül gazdag belsô gyepdinamika révén valósult meg, amelyet nagymértékben elôsegített a kezelt négyzetek kis mérete és egymáshoz való közelsége, illetve a bôséges elérhetô propagulumkészlet. Fontos megjegyezni, hogy ugyanilyen típusú és ugyanazon idôpontban (májusban) történô kezeléseknek egy hasonló fajkészletû, de nagyobb, heterogénebb és eltérô környezetû (nem természetes társulásokkal, hanem pl. szántóföldi kultúrákkal határos) állományban is más lett volna a következménye, tekintettel a regenerációs-degradációs dinamikák módjára és sebességére. A dinamikai állapot hatása a beavatkozásokat követô válaszreakciókra A növénytársulások dinamikai viselkedésükben és a zavarásokra adott válaszreakcióikban igen nagy változatosságot mutatnak a múltbeli történések, tájhasználat és más emberi beavatkozások függvényében. Kísérletekkel bizonyítottuk (VIRÁGH – BARTHA 1996), hogy egy korábbi folyamatos intenzív legeltetés következtében enyhén degradált löszgyep a birkalegelés kizárása után három évvel már drasztikusan megváltozott, összborítása, diverzitása és produkciója is jelentôsen lecsökkent, valószínûleg a felhalmozódó, lebomlatlan fûavar gátló hatása miatt (57. és 58. ábra). Ugyanakkor egy szomszédos, fajgazdag, dinamikusan stabil állapotú gyepállomány még tíz évvel a legeltetés kizárása után is megtartotta szép, természetes állapotát (57. ábra). A zavarásra (bekerítés: legeltetés hiánya) adott válasz, a regenerációs képesség tehát erôsen függött a társulás dinamikai állapotától, degradáltságától. Az újralegeltetéses kísérletek alapján világossá vált az is, hogy a társulások fajgazdagságának és fajösszetételének hosszú távú fenntartásához és folytonos megújuló képességének biztosításához a korábban alig legelt, viszonylag érintetlen, cönológiailag dinamikusan stabil állapotú állományban a normális természetes zavarások, míg a folya178

matosan, szabályos intenzitással legeltetett állományban a további mérsékelt legeltetés fenntartása szükséges. A nem megfelelô számú birkával való igen erôs legeltetés azonban fokozza a gyep állapotának leromlását.

57. ábra. A kezelések (bekerítés és újralegeltetés) hatása a florisztikai és a strukturális változásokra a dinamikusan stabil állapotú (A) és az enyhén degradált állományokban (B). Az azonos betûvel jelölt értékek jelzik a nem szignifikáns eltéréseket (t-teszt, p<0,05). Az eredmények azt mutatják, hogy a bekerítés hatása (1987–1990) eltérô mértékû a dinamikusan stabil állapotú és a degradált állományokban. A bekerítés szignifikáns csökkenést okozott a degradált állományok fajszámában, diverzitásában, a vegetáció összborításában és cönológiai állapotában már a kezeléseket követô 3. évben. Ezzel szemben a háborítatlan állomány fajösszetétele gyakorlatilag 9 év alatt (1979–1987) is változatlan maradt.

A kezelések közvetlen hatásának és állományszintû következményeinek mérése A populáció szintû beavatkozások (fajkiirtások, a növényzet foltokban történô teljes elpusztítása, a legeltetés és az újralegeltetés) közvetlen hatása állomány szinten jól detektálható a fajszám és a növényzet borításának (produkciójának) megváltozása és a fajösszetétel eredeti állapotához (kezelés elôtti) viszonyított eltérésének mértéke révén. Ez utóbbi jellemzô hasonlósági indexekkel fejezhetô ki. A zavarásokra adott idôbeli válaszreakciók leírására, a regeneráció sebességének és mértékének becslésére alkalmas módszernek bizonyultak a fajkompozíciós változásokat leíró florisztikai és cönológiai hasonlósági analízisek és többváltozós módszerek (59. ábra). A változás sebessége megadható a hasonlósági indexek évrôl évre történô változásával, míg az egyes felvételezési idôpontok és a kiindulási idôpont közötti hasonlóságok a fajkompozíciós változás irányát, trendjét mutatják (VIRÁGH 1987). Megállapítottuk, hogy az eredeti vagy a kontroll állapothoz való visszaállás jellemzésére sem az összes fajszám, sem pedig a gyakran használt diverzitás értékek nem alkalmasak (V IRÁGH 179

1989a,b, VIRÁGH 1991). A kezelések okozta drasztikus fajszámcsökkenés után a gyorsan megjelenô gyomfajok és a nagy tûrôképességû, igénytelen, vegetatíven jól szaporodó kétszikû fajok számának és tömegességének erôteljes növekedésével az állomány fajszáma jelentôsen megnôhet, ez azonban a gyep eredeti fajösszetételének regenerációja helyett a fajkompozíció leromlását jelenti. Hasonlóan nem bizonyultak informatívnak a beavatkozások hatásának kiheverésére a fajok abundancia-dominancia viszonyainak megváltozását tükrözô eloszlásgörbék sem, hiszen egyes fajok átvették a kiirtottak vagy sérültek társulásban betöltött szerepét, s bár a fajok közötti relatív fontossági arányok jelentôsen megváltoztak, az eloszlások alakja mit sem változott a regeneráció-degradáció során. Viszont a társulás zavarásokat követô visszaállásának megfelelô indikátorai voltak a fajdiverzitás és egyenletesség értékek egyidejû változásai a diverzitás fázis-síkban (60. ábra, VIRÁGH 2002).

58. ábra. A kezelések (elkerítés és újralegeltetés) hatása 3 év alatt az enyhén degradált löszgyep állomány fitomassza frakcióinak megoszlására. Legelés hiányában a 3 év alatt felszaporodott nagytömegû avar szignifikáns fitomassza csökkenést idézett elô. A felhalmozódott avar mennyisége 4,5-szer nagyobb az élô fitomasszánál a bekerített négyzetekben (legeltetés kizárása), míg a legeltetett négyzetekben ez az arány csak kétszeres. A bekerítés hatására jelentôsen megnôtt az egyszikûek tömege is a kétszikûekhez képest.

180

59. ábra. A herbicidkezelések hatása. A társulás regenerációja a kísérletes beavatkozásokat követô 5 és 9 év elteltével. Az idôpontok fôkoordináta analízise, borítási adatok, Czekanowskihasonlóság, mintavételi négyzet 5 m2. Jelölések: narancssárga: kontroll, a kétszikûek kiirtása Gabonil levélherbiciddel: kék: 4 l/ha, rózsaszín: 7 l/ha, az egyszikûek kiirtása Dalapon levélherbiciddel: zöld: 12 kg/ha, sárga: 20 kg/ha. Idôpontok: 1: 1979. jún., 2: 1979. szept., 3: 1980. jún., 4: 1980. szept., 5: 1981. jún., 6: 1981. szept., 7: 1982. jún., 8: 1982. szept., 9: 1983. jún., 10: 1983. szept., 11: 1987. jún., 12: 1987. szept. A kezelt négyzetek az elsô 5 évben még nem voltak képesek a beavatkozások hatását kiheverni, a kezelés elôtti cönológiai állapot eléréséhez legalább 9 év volt szükséges. Az 1979 júniusi és az 1987 júniusi és szeptemberi állapotok fajkompozíciós hasonlósága meggyôzôen tükrözôdik az ordinációs térben.

181

60. ábra. A regeneráció detektálása: diverzitás fázisgörbék. A fajszám 5 m2-re vonatkozik. A: kontroll, B-C: a kétszikûek kiirtása Gabonil levélherbiciddel, B: 4 l/ha dózis (optimális dózis), C. 7 l/ha dózis (optimális dózis fölött), D–E: az egyszikûek kiirtása Dalapon levélherbiciddel, D: 12 kg/ha (optimális dózis), E: 20 kg/ha (optimális dózis fölött). Bordó színû jelek: nyári idôpontok, kék jelek: ôszi idôpontok; háromszög: a vizsgálat kezdete, 1979. június, kör: 1983. aszályos év utáni idôpont, négyszög: a vizsgálat ’befejezése’, 1987.

Megállapítottuk, hogy az eredeti cönológiai struktúra és mûködés (rezisztencia és spontán regenerációs képesség) visszaállásának jelzésére a gyepben az egyszikû és kétszikû fajok tömegességének aránya, illetve a fajok dominancia sorrendjének a kiindulási állapottal való minél nagyobb megegyezése bizonyult a legmegfelelôbb és legérzékenyebb mutatónak. Jól tükrözte a regeneráció mértékét az egyes populációk relatív abundancia viszonyainak idôbeli változása is. Mindezeknek a változóknak a meghatározásához csak az állandó kvadrátokban mért fajok borításának becslésére volt szükség. A mintavételi egységek méretének hatása az állapotváltozások detektálására A beavatkozások és a természetes zavarások általában nagymértékben megnövelik a vegetáció mikroheterogenitását. Ezért a hatások és következményeik monitorozásánál nagyon fontos, hogy megfelelô számú és méretû mintavételi egységgel mintázzuk meg a növényzetet. Terepvizsgálataink eredményei alapján megállapítottuk, hogy az alkalmazott állandó négyzetek nagysága és a felvételezések idôbeli gyakorisága és hossza nagymértékben befolyásolta, hogy a térbeli és idôbeli jelenségeknek mely típusát észlelhettük a vizsgált állományban. Az évelô fûfajok dominanciájával jellemzett gyeptársulásban a fajok borításának becslését az 1 m2-es kvadrátok 400 cm2-es érintkezô négyzeteiben végeztük, hogy minél pontosabban jellemezzük a fajok tömegességének változását. A fajösszetétel változását azután 1 m2-es és 5 m2-es kvadrátokra vonatkoztatva is megvizsgáltuk. A 400 cm2-es kvadrátnagyság sok szempontból alkalmas léptéknek bizonyult a társulás fajkompozíciós viszonyainak tanulmányozásában: érzékenyen jelezte a fajok tömegességi viszonyainak megváltozását és a fajok finom léptékû együttélésének felbomlását, valamint a fajcserék intenzitását. Az érintkezô négyzetek vizsgálata lehetôvé 182

tette a szomszédos négyzetekbôl való kolonizáció nyomon követését is. Az 1 m2-es mintavételi egységeknél az állományra jellemzô lokális térbeli heterogenitásbeli különbségeket észlelhettük, míg az 5 m2-es kvadrátnagyságnál ezek az eltérések már jóval kisebbek voltak, mutatva az egész állomány fajösszetételének átlagos változását. Az 5 m2-es egységek jelentôsen csökkentették a fajkompozíció idôbeli variációját és a változások észlelhetô sebességét. A kifejezôdô szezonális dinamika (júniusi és szeptemberi felvételek) is erôsen csökkent a térbeli lépték növelésével. A beavatkozások mértéke és a szárazságra adott válaszreakciók is igen eltérôek voltak a mintavételi egységek nagyságának függvényében (VIRÁGH 1994). Sôt, míg a kontroll négyzetekben mind a három térbeli lépték hasonló eredményeket adott a kompozíciós változások idôbeli trendjérôl, addig jelentôs különbségek jelentkeztek az egyes kezelések esetében a regenerációs tendencia észlelésénél. Mindezek alapján tanulságként levonható az a következtetés, hogy csak a vizsgált növényzet térbeli heterogenitásának és az alkalmazott kezelések közvetlen hatásának ismeretében dönthetünk a térbeli és idôbeli változások detektálására alkalmas, megfelelô számú és méretû mintavételi egységek mellett. A monitorozás idôtartamának hatása a vegetációdinamikai folyamatok detektálására Állományszinten végzett vizsgálataink nyilvánvalóvá tették azt is, hogy az eltérô kezeléseknél különbözött a változások módja és sebessége. Az egyszeri beavatkozásokat követô elsô években a kezdeti állapothoz viszonyított fajösszetételbeli különbségek növekedése (divergencia), majd 5 év után „viszonylag lassú” regeneráció volt tapasztalható (VIRÁGH 1987, 1992). Ha csak 5 évig végezzük a vizsgálatokat, akkor még egyértelmûen a kezelések okozta hatások eltérô mértékét és a visszaállás hiányát detektáltuk volna a gyepben (lásd 59. és 60. ábra), ahol csak 7 év elteltével játszódtak le olyan populáció- és vegetációdinamikai folyamatok, amelyek a kiindulási állapothoz való konvergenciát lehetôvé tették. A gyep regenerációjához az adott területen 10 év kellett a rendelkezésre álló gazdag propagulumforrás mellett is. A visszaállást segítette a szomszédos vegetációtípusok fajgazdagsága és természetessége. Ha a vizsgált állomány pl. szántóföldek közé lett volna ékelôdve, vagy a beavatkozások mértéke és gyakorisága sokkal nagyobb lett volna, a gyep regenerálódása meg sem történhetett volna. Mindez annak fontosságát jelzi, hogy (1) az egyes állományok változása környezetükbôl kiszakítva, a közvetlen szomszédságban lévô növényzettôl függetlenül nem vizsgálható, illetve (2) egyes beavatkozások állományszintû drasztikus következményei a szomszédos vegetáció állapotváltozásán, leromlásán is mérhetôk.

4.1.2. Homoki gyepek spontán dinamikai folyamatai BARTHA SÁNDOR A gyepek állapotának értékelésekor a szerkezetet is figyelembe vesszük. Terepi tapasztalatai alapján a szakember felismeri a „természetes, jó szerkezetû” beállt gyepeket. Az ettôl lényegesen eltérô, túlzottan foltos mintázat általában valamilyen zavarásra, állapotváltozásra, degradációs vagy szukcessziós folyamatra utal. A szokatlanul homo183

gén mintázat is jelzés értékû, általában valamilyen szélsôségesen leegyszerûsödött, leromlott esetet jelent. A gyepkezelésekkel változásokat indukálunk, amelyek a gyepek szerkezetének a megváltozásában is megnyilvánulnak. A finom térléptékû szerkezeti vizsgálatokkal más módszereknél érzékenyebben és korábban kimutathatók a kezelések hatásai (BARTHA et al. 2004). A módszer alkalmazása – éppen nagyfokú érzékenysége miatt – nagy körültekintést és óvatosságot kíván, mivel nem könnyû az eredmények értékelésekor elválasztani a kezelések hatására létrejött változást a gyepek saját belsô dinamikájából következô változásoktól, fluktuációktól. A természetes fluktuáció mértéke gyeptípusonként különbözô. Ezt a jelenséget egy nem kezelt nyílt homokpusztagyep nyolc éven át történô monitorozásának tapasztalataival illusztráljuk (61. ábra).

61. ábra. A monitorozott nyílt homokpusztagyep állomány fiziognómiai képének változásai Csévharaszton.

Vizsgálati terület, mintavétel és adatfeldolgozás A vizsgálatokat a csévharaszti homokbuckás nyáras-borókás állományában végeztük. A mintavételre az évelô nyílt homokpusztagyep (Festucetum vaginatae) egy szép, természetes, fajgazdag állományát választottuk ki a nyáras-borókás egy jellegzetes kb. 30×30 m-es tisztásán. A tisztáson 5×5 cm nagyságú érintkezô négyzetekbôl (mikrokvadrátokból) álló, 52 m hosszú, ellipszis alakú transzszektet jelöltünk ki (BARTHA – HORVÁTH 1987, BARTHA et al. 2006c). A mintavétel évente egy alkalommal május közepén történt, amikor is a transzszekt mikrokvadrátjaiban (1040 mikrokvadrátban) meghatároztuk a jelenlévô növényfajokat. A felvételezés során jelöltük még a csíranövényeket, halott töveket, avart, mikro-zavarásokat (pl. hangyalesô és hangyaboly hatását), megkülönböztettük a mikrokvadrátban gyökerezô és a csak belógó egyedeket, illetve jelöltük az 5×5cm-nél nagyobb egyedméreteket. 1999 és 2006 között hat alkalommal történt mintavétel. A transzszektet nem állandósítottuk, de azt minden alkalommal körülbelül ugyanazon a nyomvonalon (kb. fél méteres szórással) vezettük. Tapasztalataink szerint ebben a gyeptípusban (ha nagyon vigyázunk) az évente egy alkalommal történô mintavétel jelentéktelen taposással jár, és még nem okoz kimutatható zavarást. 184

A bináris (prezencia/abszencia) adatokat tartalmazó alaptranszszektekbôl, mint speciális „egydimenziós” térképekbôl számítógéppel vettünk további mintákat, amelyeket JUHÁSZ-NAGY PÁL információstatisztikai modelljeivel elemeztünk (JUHÁSZ-NAGY 1980a, HORVÁTH 1998b, BARTHA 2001). A fajok finom léptékû térbeli asszociáltságainak meghatározásánál randomizációs tesztet alkalmaztunk (BARTHA – KERTÉSZ 1998, HORVÁTH 1998b).

Eredmények A gyepben a Stipa borysthenica és a Festuca vaginata keverten fordult elô. A vizsgálatok megkezdésekor, egy viszonylag száraz idôszakban a Stipa uralkodott, amely azonban tömegességében csak kissé haladta meg a Festuca mennyiségét (62A. ábra). 2001ben (amely Csévharaszton különösen száraz volt) mindkét domináns fû populációmérete lecsökkent. Az egyedek tömegesen pusztultak, a Festuca populációja szinte teljesen eltûnt, míg a Stipa csomóiban néhány túlélô fûszál (ramet) helyenként még felismerhetô volt. A kipusztuló fûcsomók helyén egyévesek szaporodtak fel, fôként Arenaria serpyllifolia, Erophila verna és a Myosotis stricta. Az évelôk közül azoknak a kistermetû fajoknak a mennyisége nôtt meg, amelyek korábban a fûcsomók közötti lékekben éltek (Poa bulbosa, Minuartia verna). Jellemzôen a téli egyévesek és a kora tavaszi évelô fajok mennyisége nôtt meg. Valószínû, hogy ezek a fajcsoportok még aszályos években is elegendô nedvességhez jutnak. Bár a Stipa és a Festuca visszatelepülése 2002-tôl már megfigyelhetô volt, csak 2005-tôl váltak tömegessé, amikor ismét csapadékos évek kezdôdtek. Korábbi tapasztalataink szerint száraz idôszakokban a két domináns fûfaj közül a Stipa kerül elônyösebb helyzetbe a homokpusztagyepekben. Jelen esetben érdekes módon ennek éppen az ellenkezôje történt, az igen erôs aszály hatására a Stipa által dominált gyep, Festuca által domináltra cserélôdött. Valószínûleg azért, mert míg enyhébb szárazság esetén a Stipa jobb szárazságtûrô képessége érvényesül, addig extrém aszály után, az üres helyekre való visszatelepülési képesség a döntô, és ilyenkor a Festuca kerül elônybe. Fontos megemlíteni a táji léptékû mintázat szerepét. A rendkívüli aszály után azért tudott a gyep gyorsan regenerálódni, mert a tömeges pusztulás csak a tisztást érintette, míg a fák, bokrok tövében a Poa angustifolia gyepjébe behúzódott a Stipa és a Festuca, majd az aszály elmúltával innen telepedtek vissza a tisztásra. Az aszály idején a fajsûrûség is lecsökkent (62B. ábra). A részletesebb mintázatelemzés ugyanakkor azt mutatja, hogy mindeközben a fajkombinációk száma megnôtt (62C. ábra), a térbeli asszociáltságok relatív száma viszont lecsökkent (62D. ábra). Ezek az eredmények azt jelzik, hogy az aszály elôtti gyepben érvényes társulási kényszerek, szabályok a domináns füvek pusztulása után kevésbé érvényesültek. Az aszály idején kevesebb faj, kevesebb egyede alkot közösséget, ezek azonban szabadabban kombinálódhatnak, ami a megvalósult fajkombinációk megnövekedett számából érzékelhetô. A mintavétel során a csíranövényeket is felírtuk (63. ábra). Látható, hogy mindkét domináns fûfaj jól csírázik. Csíranövényeik gyakorisága évrôl évre erôsen ingadozott, és felváltva hol a Stipa, hol a Festuca csírázott jobban. A csíranövények átlagos gyakorisága a felnôtt tövek százalékában kifejezve 59 % volt a Stipa esetében, míg 187 % a Festuca esetében. A nyolc évig tartó monitorozás eredményei szerint az évelô nyílt homokpusztagyep egy igen dinamikus rendszer, ahol alkalmanként tömeges pusztulásnak

185

vannak kitéve a domináns fajok egyedei, majd e fajok gyorsan, fôként csírázással regenerálódnak. Az évelô kétszikûekbôl nagyon kevés csíranövényt találtunk a vizsgálat ideje alatt. Mennyiségük csak 2006-ban, egy csapadékosabb évben növekedett.

62. ábra. (A) A felnôtt Stipa borysthenica és Festuca vaginata tövek mikrokvadrátos módszerekkel becsült gyakoriságainak változásai 1999 és 2006 között Csévharaszton. A monitorozott idôszak elején bekövetkezô aszály hatására megfordultak a dominancia-viszonyok. (B) Az 5x5 cm-es mikrokvadrátokban talált átlagos fajszám változása 1999 és 2006 között. (C) A fajkombinációk számának változása a vizsgált idôszakban. (D) A térbeli asszociáltságok számának visszaesése 2001-ben és 2002-ben jelzi, hogy aszály hatására a társulás szervezettsége csökkent, a fajok közötti kapcsolatok egy része átmenetileg „felbomlott”.

A gyep típusának és természetességének fluktuációi Tapasztalataink szerint az itt bemutatott mikrocönológiai mintavétel segítségével igen pontosan megbecsülhetô az egyes fajok relatív gyakorisága. Ez módot ad arra, hogy a fajok rangsorát, dominancia sorrendjét is monitorozzuk (64. ábra). Az egyszerûségés jobb áttekinthetôség céljából nem a fajok, hanem a funkciós csoportok szintjén végeztük el ezt az összehasonlítást. A dominancia rangsort azért hasznos megvizsgálni, 186

63. ábra. A Stipa borysthenica, Festuca vaginata és az évelô kétszikû fajok csíranövényeinek gyakoriság változásai 1999 és 2006 között Csévharaszton.

mert az idôjárás és más környezeti tényezôk fluktuációja hatására a gyepek összborítása és összegyedszáma évrôl-évre erôsen fluktuálhat, miközben például a beállt, egyensúlyi gyepekben a fajok (funkciós csoportok) rangsora viszonylag változatlan. Egy jelentôsebb környezeti változás, vagy egy természetvédelmi kezelés hatását ugyanakkor jól lemérhetjük a dominancia rangsor esetleges átrendezôdésén. A 64. ábrán látható, hogy a vizsgált évelô homokpusztagyep ebbôl az aspektusból nézve is igen dinamikus képet mutat. A két domináns fûfaj rangja a vizsgált nyolc év során felcserélôdött. Egyes funkciós csoportok rangja viszonylag változatlan (a dominánsokon kívüli évelô graminoid fajok csoportja, kriptogámok, nyári egyévesek), míg másoké (téli egyévesek, évelô kétszikûek) sokat változott. A leggyakoribb csoport mindig a kriptogámok közül került ki. A vizsgálat elején a zuzmók, majd a nedvesebb idôszak beálltával a gyorsabban elszaporodó mohák domináltak. Az aszály idején az évelô kétszikûek és a téli egyévesek jelentôsége átmenetileg megnôtt. Az itt bemutatott monitorozás talán legfontosabb tapasztalata, hogy ebben a dinamikus rendszerben egyetlen vizsgálat nem elegendô a társulás állapotának minôsítéséhez. Ha például a NÉMETH-SEREGÉLYES-féle természetességi mérôszámokat alkalmaztuk volna, a vizsgált gyep 1999-ben 5-ös, 2001-ben 2-es vagy 3-as, 2005-ben ismét 5-ös, majd 2006-ban 4-es minôsítést kapott volna. Fiziognómiai szempontból 1999-ben egy gazdag, tipikus nyílt évelô homokpusztagyepet láthattunk. Ugyanez az állomány 2001ben egy elszegényedett, leromlott egyéves gyepnek látszott. 2005-ben ismét nagyon szép volt, majd a csapadékos évek hatására a Festuca állománya záródott, a fûavar felszaporodott, és ennek hatására a gyep kissé már ismét elszegényedett.

187

64. ábra. A nyílt homokpusztagyepet alkotó funkciós csoportok dominancia rangsorának változásai 1999 és 2006 között Csévharaszton.

Módszertani megjegyzések Az itt bemutatott mintavételi módszer elônye, hogy nagy pontossággal és objektivitással becsüli a domináns és közepesen gyakori fajok mennyiségét, arányait és dominancia rangsoruk átrendezôdéseit. Értékes információ-többlettel jár, ha a mikrokvadrátokban a fajlistán túl további jellemzôket (mikro-zavarásokat, avarosodást, egyedméreteket, csíranövényeket, virágzó egyedeket) is rögzítünk. Az itt bemutatott példában egy állomány felvételének ideje kb. 6 óra volt. Az így nyert 52 m hosszú minta elég nagy volt ahhoz, hogy belôle a társulásszervezôdési állapot térbeli aspektusait is meghatározhattuk. Ha ennél kisebb (pl. csak 4–5 m hosszú) mintákat veszünk, az így nyert minta információstatisztikai elemzésre már csak igen korlátozottan alkalmas, ugyanakkor a domináns és közepesen gyakori fajok arányairól a hagyományos nagy kvadrátokon alapuló mintavételnél így is pontosabb adatokat szolgáltat.

4.1.3. Legelésvizsgálatok mészkedvelô nyílt homoki gyepekben ÓNODI GÁBOR A legelés és a tûz a félszáraz és száraz gyepek legfontosabb természetes zavarási tényezôi, melyeknek eltérô a gyepek kompozíciójára és struktúrájára kifejtett hatása. A tûz az erdôssztyepp élôhelyeken elsôsorban a fás vegetációt és a kriptogámokat károsítja, továbbá eltünteti a felhalmozódott avart. A fás vegetáció regenerációjának idôszükséglete a gyephez képest általában sokkal nagyobb, a tûzérzékeny fajok (pl. a Juniperus nemzetségbôl) pedig a tûz után nem is regenerálódnak, újbóli betelepedésük évtizedek alatt zajlik le. A legelô állat szelektíven fogyasztja a növényzetet, így közvetlenül alakítja a gyep összetételét, alacsony szinten tartja az avar mennyiségét, a talajfelszín bolygatásával 188

üres élôhelyfoltokat alakít ki. Az elmúlt évtizedben országszerte lecsökkent a legelô állatállomány. A Homokhátságban helyenként még mindig a túllegeltetés okoz problémákat, azonban több homokbuckás területen megszûnt a birkával, illetve marhával való legeltetés. Ezeken a területeken tovább csökkentette a legelési nyomást az üregi nyúl kipusztulása 1994–95 telén. Észak-Amerikai prérivizsgálatok alapján az alacsony legelési nyomás kedvez a tûzesetek kialakulásának és a tûz terjedésének. Az erdôs-sztyepp vegetációban a fás foltok között jelentôs szerepe van a gyep biomasszájának a tûz közvetítésében. Az elmúlt évtizedekben kiterjedt tûzesetek pusztítottak a Homokhátság több területén. A tüzek kiterjedése és hevessége a jövôben várhatóan fokozódni fog a klímaváltozás következtében, a felmelegedés és a csapadék eloszlásának szélsôségesebbé válása miatt. A több száz, illetve több ezer hektáros egybefüggô égések veszélyeztetik a szigetszerûen elhelyezkedô, endemizmusokban gazdag homokbuckás területek fajgazdagságát, mert utat nyithatnak az inváziós és egyéb generalista fajok terjedésének, illetve nagy területekrôl eltüntetik a borókásokat, megváltoztatva ezzel a nyáras-borókások és a nyílt, mészkedvelô homoki gyepek alkotta mozaikos élôhelyek mikrohabitat szerkezetét. ALTBÄCKER VILMOS és KERTÉSZ MIKLÓS vezetésével terepi kísérletek sorát indítottuk el a 90-es években a legelés és a tûz hatásainak megértése érdekében nyílt mészkedvelô homoki gyepekben. Vizsgáljuk a különbözô intenzitású, idôzítésû, illetve a különbözô állatfajokkal végzett legeltetés hatásait a gyep kompozíciójára, struktúrájára és a föld feletti fitomassza mennyiségére, illetve a tûz utáni szukcesszióra és a tûz terjedésére a gyepben. Az alábbiakban két kísérletünk eredményeit mutatjuk be röviden. Szimulált legelés hatásainak vizsgálata Évtizedek óta nem legeltetett homokpusztagyepen (Festucetum vaginatae) végeztünk szimulált legeltetéses terepkísérletet 2000 és 2003 között, a vácrátóti Tece-legelôn (ÓNODI et al. 2006). A felhagyott legelôn az avar felhalmozódását figyeltük meg. Az elôrehaladott avarosodás az ültetett erdôk által erôsen fragmentált nyílt homoki élôhelyeken a fajkészletre nézve veszélyeztetô tényezô, mert humusz-felhalmozódáshoz vezet, ami elôsegíti a nyílt homoki gyepfajok kiszorulását és a generalista fajok terjedését. Mikrokvadrátos léptékben vizsgáltuk a különbözô legelési nyomási szinteknek a vegetáció kompozíciójára és a föld feletti élô fitomassza mennyiségére kifejtett hatásait. Kezeléseket végeztünk a felhagyott legelôn, melyekkel egyes direkt legelési hatásokat szimuláltunk. A növényi részek lerágását az élô biomassza eltávolításával (vágáskezelés), az avar-felhalmozódási folyamat különbözô stádiumainak megfelelô állapotot az avarmennyiség megváltoztatásával (avarkezelés) állítottuk elô. A vágáskezelést félévente, ôsz és tavasz elején, kézi ollóval végeztük, ezzel az alapmátrixot alkotó domináns füveket (Festuca vaginata, Stipa borysthenica) kezeltük három erôsségi fokozatban (kontroll, gyenge vágás, erôs vágás). Az avarkezelésnek négy szintje volt (avar kontroll, avarmozgatás, avarelvétel és avarrárakás), ezt a kezelést 2000 ôszén, egyszeri alkalommal végeztük. Az avar- és vágáskezelések 12-féle kezeléskombinációban, nyolc ismétléssel, összesen 96 darab 80×80 centiméteres kvadrátban végeztük. A növényzet tömegességi adatait vizuális borításbecsléssel és terepi spektroszkópiás eljárással gyûjtöttük. Kísérletünkben az erôs vágás megváltoztatta a gyep lék-struktúráját. A Festuca vaginata (65. ábra) a kezelés erôs szintje hatására elvesztette dominanciáját, az így kezelt kvadrátokban kodominánssá vált a korábban szubordinált Poa bulbosa és virágzásuk 189

idején a tömegesebb kétszikû egyévesek (pl. Arenaria serpyllifolia, Cerastium semidecandrum, Plantago indica) borítása is jelentôssé vált. A lecsökkent méretû Festuca tövek között elhelyezkedô lékek kiterjeszkedtek, az efemerek által elfoglalt terület jelentôsen meghaladta a korábban domináns évelô fûfajok borítását. Ezt a folyamatot fokozta, hogy az erôs vágás pozitívan befolyásolta a lék-fajok borítását. A Festuca vaginata borításának csökkenése ellenére az összes föld feletti élô fitomassza mennyiségét tekintve a vágáskezelések hatását a gyep kompenzálta, sôt gyenge vágásnál túlkompenzáció történt, a föld feletti, élô növényi részek mennyisége a kontrollhoz képest megnôtt, ami egy ilyen kis produktivitású szemiarid élôhelyen meglepô eredmény. A gyenge vágás a Festuca vaginata borítását ugyan csökkentette, de ez csak a lábon álló holt részek mennyiségének csökkenését jelentette, a Festuca-tövek tömöttebbek és zöldebbek voltak gyenge vágás esetén, mint a kontrollban. Az erôs vágás esetén, a terepi spektroszkópiai adatok alapján, a lék-fajok tömegességnövekedése kompenzálta a domináns fûfajok mennyiségének csökkenését, illetve pusztulását. A kvadrátokban mért fajszám mindkét vágási szint esetén nôtt a vágás kontrollhoz képest a második vegetációs periódustól kezdve. A kísérleti területünk fajkészletében nem történt változás a vizsgált három vegetációs periódusban, ugyanakkor a vágáskezelt kvadrátok egységnyi területe több fajt tudott befogadni, tehát nôtt a fajsûrûség. Várakozásainkkal ellentétben az avarkezelés a gyep kompozíciós összetételét kezdetben csak kis mértékben, késôbb pedig egyáltalán nem befolyásolta.

65. ábra. A Festuca vaginata borítása (átlag +/- SE) az egyes felvételezési idôpontokban a vágáskezelés három szintje szerint. A különbözô betûjelzések a kezelések hatására létrejött, az adott idôponton belüli szignifikáns különbségeket jelölik.

Az általunk tanulmányozott évelô nyílt, mészkedvelô homokpusztagyep a vágáskezelésekkel szemben nagyon érzékenyen reagált, az erôs vágás, mely 5 birka/hektár/év legelési nyomásnak felelt meg, a gyep struktúrájának gyors megváltozásához, a domináns fûfaj tömegességének erôs csökkenéséhez vezetett. Eredményeink alapján ez a gyeptípus képes kompenzálni a nagyon enyhe, kontrollált legelési nyomás hatását, mely 190

2,5 birka/hektár/év legelési nyomásnak felelt meg, miközben az avarmennyiség csökkenése és a fajsûrûség növekedése már ilyen kis legelési nyomás esetén is megvalósul. Birka- és nyúllegelés hatásai a tûz terjedésére és a növényzet kompozíciójára A fentiekben ismertetett terepi kísérlet tanulságait felhasználva kontrollált legeltetési vizsgálatot végeztünk alacsony legelési nyomással a Kiskunsági Nemzeti Park orgoványi területén 2003-ban (ÓNODI et al. 2007). Vizsgáltuk a legelés idôzítésének, illetve a legelô állatfajnak a gyep kompozíciójára és a tûz terjedésére kifejtett hatását. Arra kívántunk választ kapni, hogy csökkenthetô-e mérsékelt legeltetéssel a tûz kiterjedése és terjedési sebessége a nyílt homoki gyepben, és vizsgáltuk a gyep rövid távú, legeltetésre és égetésre adott válaszát is. A területen egy hozzávetôlegesen egy hektárnyi részt villanypásztorral körbekerítettünk a kezelésektôl független legelési hatások minimalizálása érdekében. Ezen belül nyolc méter átmérôjû elkerítésekben vizsgáltuk birka (66. ábra) és üregi nyúl legelésének hatását a késôbbi, általunk indított égésre a gyepben. Összesen 40 elkerítést jelöltünk ki az egyhektáros terület fátlan részein. Az elkerítéseket tíz blokkba rendeztük, minden blokkba négy különbözôen kezelt elkerítés került, a legeltetéses kezelés négy fajtájának megfelelôen, melyek az áprilisi birkalegeltetés, a májusi birkalegeltetés, a májusi nyúllegelés és a legelésmentes kontroll voltak. A kontroll elkerítésbe nem került legelô állat, a kezelés többi fajtája esetében a legeltetést a föld feletti cönológiai borítás felének eltávolításáig végeztük. Minden elkerítésen belül négy darab 1×1 méteres mintavételi kvad-

66. ábra. A kísérlet egyik blokkja a legeltetés és az égetés után, 2003 júliusában az orgoványi vizsgálati területen. A képen a blokkhoz tartozó négy, különbözôen legeltetett, majd részben égetett „elkerítés” látszik, a karók az 1×1 méteres mintavételi kvadrátokat határolják.

191

rátot helyeztünk el, ezekben a kvadrátokban követtük nyomon a kezeléseknek a vegetációra gyakorolt hatásait. Július elején minden tisztás felén, mely a négybôl kettô mintavételi kvadrátot tartalmazott, elvégeztük az égetéses kezelést. Vizuális borításbecslést és terepi spektroszkópiai módszereket alkalmaztunk a növényzet tömegességének meghatározására és a tûz kiterjedésének mérésére, illetve mértük a mintavételi kvadrátok égésének idôtartamát és a vegetáció magasságát is. A május végén végzett legeltetések csökkentették a tûz kiterjedését és terjedési sebességét az április közepén végzett legeltetéshez és a kontrollhoz képest, az eltérés azonban a tûz kiterjedése esetén (67. ábra) csak a májusi birkalegeltetés, míg a tûz terjedési sebessége esetén csak a májusi nyúllegelés esetén volt szignifikáns. A tûz terjedési paraméterei erôs összefüggést mutattak az élô és holt fitomassza mennyiségén túl a növényzet magasságával is, amit a birka és a nyúl eltérô legelési szokásaik következtében eltérôen befolyásoltak. Az üregi nyúl jellemzôen a vegetáció belsejében legel, több kis termetû növényt vesz ki a gyepbôl, mint a birka, ami fölülrôl legel, és többségében a könnyen hozzáférhetô, a gyep mátrixát alkotó évelô fûfajokat fogyasztja. A gyep fajgazdagságát ugyanakkor egyik legelô állatfaj sem csökkentette jelentôsen, ami nem meglepô eredmény, hiszen a korábbi évtizedekbôl ismert fajgazdag nyílt homoki gyepek nagy számú üregi nyulat tartottak el, illetve a mérsékelt birkalegeltetésnek megfelelô gyenge vágáskezelés korábbi kísérletünkben hosszabb távon a fajsûrûség növekedését eredményezte (ÓNODI et al. 2006).

67. ábra. A tûz kiterjedése a mintavételi kvadrátok területének arányában (átlag +/- SE) a legelési kezelés típusai szerint az égetés után. A betûjelzések a szignifikáns különbségeket jelölik.

A legelés idôzítésének eltérô hatása a tûz terjedésére azzal magyarázható, hogy a vegetációs idôszak elején, áprilisban birkával legeltetett parcellák növényzetének borítása júliusig regenerálódott (68. ábra), így az aszályos idôszakot követô égetés idején az ottani növényzet borítása a kontroll parcellákhoz hasonló volt. A vegetációs periódus késôbbi szakaszában, májusban legelt területek borítása nem regenerálódott júliusig, 192

akár üregi nyúl legelte, akár birkával történt a legeltetés. Vizsgálatunk szerint az áprilisi birkalegelésnek az összesített edényes borítás tekintetében serkentô hatása volt a vegetációs periódus második felében, az ekkor legelt elkerítésekben szeptemberben a kontrollnál nagyobb volt az edényes növények összesített borítása. A májusi legelések esetében túlkompenzációt nem tapasztaltunk, a gyep regenerálódott szeptemberre.

68. ábra. Az edényes növényfajok összesített borítása (átlag +/- SE) a legelési kezelés típusai szerint az egyes felvételi idôpontokban, áprilisban a legeltetés elôtt, júliusban az égetés elôtt és szeptemberben, az égetés után 2 hónappal. A különbözô betûjelzések az adott idôponton belüli szignifikáns különbségeket jelölik.

A júliusi égetés után a nyílt homoki gyep két hónap alatt majdnem teljesen regenerálódott, szeptemberben a fajszám még alacsonyabb volt, mint a nem égett területeken, ami néhány egyéves faj rövid távú hiányát mutatja az égetés után. Az égett helyeken erôsen lecsökkent az avarborítás. A gyepben tapasztalt gyors regenerációs folyamatok a tûz után megfeleltek a várakozásainknak, a kiterjedt kiskunsági tûzesetek területén végzett hosszú távú vizsgálataink alapján a nyílt homoki gyepek változatosságának csökkenése csak akkor következik be, ha a fás vegetáció károsodik, az árnyékos és humuszban gazdagabb mikrohabitatok eltûnnek. Vizsgálatunk eredményei alapján a mészkedvelô, nyílt homoki gyepben már a rövid távú és mérsékelt legelési nyomás is csökkenti a tûz terjedését, ugyanakkor nem befolyásolja a gyep fajgazdagságát. A nyúllegelés, illetve a birkával történô kontrollált, mérsékelt legeltetés a tûzveszély szempontjából ajánlható kezelések a nyáras-borókás erdôssztyepp vegetációban. A tûzveszély csökkentése és a természetvédelmi értékek fennmaradása érdekében az üregi nyúl esetleges újbóli elterjedése a Homokhátságban hasznos lenne, ugyanakkor a birkával történô, természetvédelmi szempontból optimális legeltetési gyakorlat kialakítása érdekében további, hosszabb távú és nagyobb léptékû vizsgálatokat tartunk szükségesnek.

193

4.1.4. A legeltetés felhagyásának táji szintû következményei VIRÁGH KLÁRA és SOMODI IMELDA A vegetációt állandóan érik kisebb-nagyobb zavaró hatások. Ilyenek pl. a legeltetés, az égetés, az állatok túrása és taposása. Egyes növénytársulások evolúciójuk során adaptálódnak az ismétlôdô természetes zavarásokhoz, sôt éppen ezek a hatások akadályozzák meg, hogy a domináns kompetítorok kiszorítsák a szubordinált fajokat, s ezáltal biztosítják fajgazdagságuk fennmaradását. Ilyenek az erdôirtást követôen kialakult, nagy fajdiverzitású, vertikálisan szintezett, térben strukturált, bonyolult szerkezetû löszgyepek is, amelyek állományszinten hosszú ideig képesek fajösszetételüket megôrizni, rezisztensek a külsô stresszhatásokkal szemben, és a zavarásokat követôen gyors regenerációra képesek. Ha a zavarások nagyon erôsek és gyakoriak, vagy nagy kiterjedésû területen hatnak, akkor gyakran felbomlik a cönológiai szerkezet, átrendezôdik a fajok közötti dominanciastruktúra. Ekkor egy-egy korábban kicsi tömegességû, illetve ritka faj elszaporodik (pl. Bothriochloa ischaemum, Festuca pseudovina, Leontodon hispidus, Plantago lanceolata), kiszorítva számos fajt a gyepbôl és utat enged a gyorsan terjedô agresszív fajok megtelepedésének (Elymus repens, Calamagrostis epigeios). A gyep degradálódik, a regeneráció lassú vagy megreked, és a természetes vegetáció helyét más növényzet veszi át. Hasonló következményekkel jár a korábbi rendszeres zavarások, pl. a legelés, legeltetés megszûnése is. Általában elmondható, hogy a sok száz éven keresztül, kíméletesen kezelt gyepek jó állapotúak, fajgazdagok lehetnek. A használat elmaradása viszont ezeknél gyakran elszegényedéshez, homogenizálódáshoz, sôt pusztuláshoz is vezethet. Mindezeket az alábbiakban egy sztyeppterület felhagyásának példáján illusztráljuk. A Bükk déli lábánál, Tard község határában tanulmányoztuk a legeltetés felhagyását követô vegetációdinamikai folyamatokat a természeteshez közeli, viszonylag háborítatlan, és a múltban évtizedeken keresztül eltérô intenzitású és gyakoriságú legeltetés hatására létrejött, különbözô mértékben degradálódott gyepállományok mozaikjában. Vizsgáltuk, hogy a legeltetés megszûnését követô 20–25 év alatt milyen mértékû és irányú változások következtek be, s a vegetációs foltok közötti átalakulások szabályszerûségei alapján milyen jövôbeli változások jelezhetôk elôre (SOMODI 2004, SOMODI et al. 2004). A foltmozaik szintû változások detektálásához az egyes vegetációtípusok állományaiban (foltjaiban) 2×2 m-es cönológiai felvételeket és három, különbözô években készült digitalizált vegetációtérképet (1:1200) használtunk. A cönológiai felvételek segítségével összehasonlítottuk a vegetációtípusok egykori és jelenlegi fajkészletét, dominanciaviszonyait, valamint többváltozós módszerekkel vizsgáltuk a folttípusok fajkompozíciós hasonlóságát. A vegetációtérképek segítségével értékeltük a folttípusok területváltozásait, átmeneti mátrixok képzésével megállapítottuk a típusok közötti átmenetek szabályosságait és predikáltuk a jövôben várható változásokat. Megállapítottuk, hogy a gyep használatának megszûnése után eltelt közel 25 év drasztikus változásokat hozott, hiszen mind a foltok fajösszetételében, mind a foltmozaik szintjén feltûnôek voltak a különbségek. A folttípusokon belül a degradációs folyamatok túlsúlya volt jellemzô, amit a fajszámcsökkenés, ritka fajok eltûnése és fôként 194

néhány domináns fûfaj (Elymus repens, Chrysopogon gryllus, Calamagrostis epigeios) elôretörése, s ezáltal a fajok közötti tömegességi viszonyok jelentôs átrendezôdése jelzett. A foltmozaik szintjén tapasztalt változásokban, a foltok egymásba alakulása során, regeneráció és degradáció egyaránt megnyilvánult. Az 1988 és 2002 között eltelt idôszakban jelentôsen megváltozott növényzeti foltok területi arányait a 69. ábra mutatja be. A három vegetációtérkép alapján szembetûnô, hogy a legeltetés megszûnése után nem csak a sztyepprét vegetáció szabadult fel a legelési nyomás alól, hanem közvetve az olyan gyors terjedésû fajok is, mint pl. a C. epigeios. Degradációra utal az agresszív terjedésû C. epigeios és a nitrogénigényes E. repens dominálta típusok térnyerése, illetve a természetközeli Festuca rupicola és Sieglingia decumbens vegetációtípusok térvesztése. Regenerációt jelez a Bothriochloa-s és Leontodon-os degradált típusok eltûnése, valamint a fajgazdag Danthonia alpina sztyepprét térnyerése. Megnôtt a cserjésedés mértéke is, amely erdôklímában természetes regenerációs folyamat, és hosszú távon a területen az eredeti tatárjuharos lösztölgyes kialakulásához is vezethet, ha ezt a klíma és a megfelelô propagulumforrás lehetôvé teszi. A cserjék védelmében jól fejlôdnek a tölgyek és a tatárjuhar is, de 20–25 év elteltével a cserjésedés szerepét még nem lehetett egyértelmûen megítélni. Szintén kérdéses a C. gryllus dominálta foltok terjedésének a szerepe, hiszen ezek a Festuca-s sztyepprét egyik degradációs származékának tekinthetôk, mégis foltmozaik szintjén térnyerésük regenerációt jelez, hiszen új állományai a fajszegény, gyomos Bothriochloa-s típusok helyén jöttek létre.

69. ábra. A sztyeppnövényzet húszéves változása a Bükk déli lábánál, Tard község határában. Folttípusok. A Danthonia alpina (D) típus, a Festuca rupicola (F) típus, és a Sieglingia decumbens (S) típus természetközeli állapotokat ôriz, a Crysopogon gryllus (H) típus és Crataegus monogyna (R) típus átmeneti karakterû. A Bothriochloa ischaemum (B) típus, a Calamagrostis epigeios (C) típus, az Elymus repens (E) típus, és a 2002-re már eltûnt Leontodon hispidus (L) típus a degradáció eredménye. A legelés hatása az elsô 5 évben még nem látható (az elsô két térkép alig különbözik), késôbb azonban annál markánsabb.

195

A növényzeti folttípusok egymásba való átalakulásának valószínûségeit tartalmazó mátrixok (átmeneti mátrixok) segítségévek becsülni tudtuk a vegetációs típusok helymegtartó képességét, valamint „forrás” és „nyelô” jellegét (SOMODI 2004). Megfogalmaztuk az elmúlt 20 évben érvényes átalakulási szabályokat (70. ábra), és rámutattunk az átmenetek súlypontjának jövôben bekövetkezô eltolódására, amelyek alapján a gyepdinamika várható kimenetele a vegetációs típusok többségének további degradációjával, a degradált típusok (Calamagrostis foltok és cserjék) térnyerésével és a foltdiverzitás jelentôs csökkenésével jellemezhetô majd (71. ábra). A legeltetés felhagyását követô 5 év magas önhelyettesítési valószínûségeit a késôbbi nagy átmeneti valószínûségekkel összehasonlítva megállapítottuk, hogy a gyephasználat hatása táji szinten csak évtizedes léptékben válik felismerhetôvé, értékelhetôvé.

70. ábra. A növényzeti folttípusok átalakulását leíró átmeneti valószínûségi gráfok. Bal oldalon az 1983 és 1988 közötti átmeneti mátrix szabályai, jobb oldalon az 1988–2002 és az 1983–2002 mátrixok 30 %-nál (piros nyíl), illetve 15 %-nál (kék nyilak) valószínûbb átmenetei. A növényzeti típusok jelölése: lásd 69. ábra.

Ez az esettanulmány módszertani példa lehet a monitorozás számára is, hiszen bemutatja, hogy egyes tájak, tájrészletek állapotváltozásainak jellemzésére, illetve a kezelések regionális hatásának becslésére a növényállományok cönológiai újrafelvételezései és az ismételt folttérképek együttesen igen hatékony eljárások lehetnek. Ezen túl a térképek alapján számolt átmeneti valószínûségekkel (mátrix modellel) a foltdinamikai változások és pl. a gyephasználati módok következtében kialakuló fenntartó és megszûntetô tájstruktúrák elôre jelezhetôk. Hangsúlyozandó, hogy a tájszintû változások mértéke és sebessége mindig a szomszédos állományok fajösszetételétôl, korától és dinamikai állapotától, valamint a tájhasználat módjától függ. Így, ha egy adott területen eltérô, de idôs, nem zavart állományok vannak többségben, akkor az átalakulási folyamatok sokkal lassúbbak lesznek, mint az erôsen degradált, kezelt és kultúr állományok alkotta tájban.

196

71. ábra. Az 1983–2002 mátrix segítségével a 2002-es eloszlásból kiindulva elôre jelzett változások. A növényzeti típusok jelölése: lásd 69. ábra. A megfogalmazható jövôbeli változások a területen egyértelmûen a degradálódás felé mutatnak. Várható a Calamagrostis epigeios foltok töretlen terjedése, a cserjésedés fokozódása, valamint a Danthonia-s és Crysopogon-os típusok visszaszorulása. Ezek mellett hosszabb távon számolnunk kell az Elymus és a Sieglingia-s foltok területének csökkenésével, valamint akár a Festuca-s állományok eltûnésével.

4.1.5. A degradálódás detektálása a cönológiai állapottérben VIRÁGH KLÁRA A degradáció mindig romló környezetet és a normális természetes zavarásoknál erôsebb diszturbanciákra bekövetkezô termôhelyi leromlást, valamint strukturális változásokat és mûködési zavarokat jelent. Növényállományok esetében az utóbbiak egyaránt jelentik a fiziognómiai struktúra megváltozását, fajszegényedést, majd a fajkompozíció jelentôs átalakulását és a koegzisztenciális szerkezet esetenkénti teljes összeomlását, ezáltal a környezeti stresszel és inváziós fajokkal szembeni ellenállóképesség csökkenését. A gyakorlott szakember a leromlás tényét gyakran könnyen megállapíthatja, hiszen a fajok számának csökkenése, az özönnövények vagy a gyomfajok drasztikus elszaporodása, egy-egy faj tömegessé válása, vagy éppen a gyep jelentôs avarosodása és mikrofoltossá válása önmagáért beszél. De hogyan dönthetô el, hogy milyen mértékû a leromlás, van-e még egyáltalán esélyünk a kedvezôtlen folyamatok megfordítására, milyen kezeléseket alkalmazzunk, és hogyan vizsgáljuk beavatkozásaink eredményességét? A leromlást mindig csak valamihez képest tudjuk definiálni. Ezért megkerülhetetlen, hogy megfelelô viszonyítással, referencia állapottal rendelkezzünk. Szükségünk van a degradáció korai felismerésére és a degradáltság kvantitatív mérésére alkalmas releváns

197

változókra, annak érdekében, hogy beavatkozásainkat még idôben megkezdhessük, és értékelni tudjuk azok hatását a növényzet kedvezôbb állapotának elérése szempontjából. Míg a vegetáció állapotának minôsítése viszonylag egyszerû feladat, addig a növényközösségek viselkedésének, a zavarásokra vagy a kezelésekre adott válaszreakcióinak mérése és elôrejelzése már sokkal nehezebb, amely csak vegetációdinamikai ismeretek birtokában sikerülhet. Az állományok dinamikai (degradálódó versus regenerálódó) állapotát kell jellemeznünk, állapotváltozásokat kell nyomon követnünk, s a dinamikai folyamatokat közvetlenül a szerkezetekkel, illetve a mintázati jellemzôk változásával kell összekötnünk. Ennek a problémának a megoldására JUHÁSZ-NAGY PÁL modelljei kiválóan alkalmasak (JUHÁSZ-NAGY 1980, JUHÁSZ-NAGY – PODANI 1983, BARTHA 2001, részletesen lásd 2.3. fejezet). Ha a términtázati jellemzôket (florális diverzitás és asszociátum, 2.3.2. fejezet) közvetlenül folyamatokkal (regeneráció-degradáció) kötjük össze, akkor lehetôvé válhat a növényállományok térbeli mintázatából azok dinamikai állapotára való következtetés (cönológiai állapotteres megközelítés, vö. BARTHA 2000, 2002, 2004, BARTHA et al. 1998, 2004, CAMPETELLA et al. 2004, 46. és 47. ábra). E módszerek alkalmazásának elônyeit mutatjuk be az alábbi példán. Vizsgálatainkban eltérô ökológiai körülmények között létrejött, változatos diverzitású és vegetációdinamikai státuszú szálkaperjés erdôssztyepprét (Euphorbio pannonicae – Brachypodietum) állományok cönológiai szerkezetét hasonlítottuk össze, illetve tártuk fel a mikrocönológiailag detektálható mintázataik és dinamikai állapotaik közötti kapcsolatokat (VIRÁGH et al. 2006). Ehhez eltérô használatú és táji beágyazottságú, ismert elôtörténetû, viszonylag nagyszámú (32 db) állomány términtázati szervezôdését vetettük össze. Vizsgáltuk a természetes táji környezetben élô, hosszú évtizedeken keresztül háborítatlan, ún. intakt állományokat (Gödöllôi dombvidék: Isaszeg, Keleti-Gerecse: Máriahalom, Mezôföld: Belsôbáránd), és az ember által erôsen átalakított kultúrtájban, a közelmúltig tartó intenzív használatnak vagy más zavarásoknak kitett, enyhén degradálódott állományokat (Küdôi-hegy, Rácvölgy, Illancs). Az alábbi kérdésekre kerestük a válaszokat: • Különbözik-e az eltérô dinamikai állapotú (háborítatlan versus zavart) erdôssztyepprét állományok fajkombinációs diverzitása (strukturális komplexitása) és rendezettsége? • Milyen variációs tartományt jelölnek ki a természetközeli állományokra jellemzô finomléptékû términtázati szervezôdést leíró függvények értékei és skálaparaméterei a cönológiai állapottérben? • Az állományok állapottérbeli pozíciója indikálja-e az aktuális dinamikai állapotukat, tapasztalható-e elválás a zavarási rezsim különbözôsége szerint? Az állományok terepi felvételezése egységesen 52 m hosszú cirkuláris transzszekt mentén történt, 5×5 cm-es érintkezô négyzetekben. A komplexitást és a finomléptékû términtázati rendezettséget információstatisztikai függvényekkel (florális diverzitás – FD, asszociátum – AS) elemeztük (vö. 2.3. fejezet). A cönológiai állapotokat jellemzô állapottér tengelyeit a FD és az AS értékek maximuma jelöli ki (vö. 2.3.4. fejezet, 46. ábra).

198

A Brachypodium pinnatum erdôssztyepprét leromlásának términtázati indikációja Eredményeink azt mutatták, hogy a finomléptékû szerkezetváltozások érzékenyen jelzik a Brachypodium-os erdôssztyepprétek leromlását (72. és 73. ábra). Példaként egy intakt és két enyhén leromlott, egymáshoz közeli mezôföldi állomány florális diverzitás (FD) és asszociátum (AS) görbéinek változását mutatjuk be a térskála függvényében. Degradációra egyik esetben a Brachypodium pinnatum gyakoriságának igen magas értéke („belsô degradáció”, B állomány), a másik esetben pedig a közeli szántóföld felôl érkezô számos gyomfaj elszaporodása, az állomány felnyílása és heterogenitásának növekedése utal (C állomány). Jól látszik (72. ábra), hogy a terepi FD-nek kisebb a maximális értéke a leromlott állományoknál, és ezek a maximumok nagyobb térléptékeknél jelentkeznek. Ez azt jelenti, hogy a degradált sztyeppréteknél csökken az együttélési módok sokfélesége, a populációk finom térléptékben kevésbé képesek együtt élni. Az asszociátum értékek változásában feltûnô (72. ábra), hogy a 40–60 cm-es térléptéknél nagyobb skálatartományban mindkét degradált állomány erôsebb mintázati szervezôdést mutat, az asszociátum értékek jóval nagyobb léptéknél érik el maximumukat. Ebbôl arra következtethetünk, hogy a fajösszetételében leromlott gyepekben nagyobb a finomléptékû térbeli rendezettség mértéke, erôsebbek a fajok közötti asszociáltságok. S hogy ezt a trendet valóban a mintázat és nem módszertani mûtermék okozza, megerôsíti a függvények random mintázattól való eltéréseinek mértéke és iránya (73. ábra). Megállapítható tehát, hogy a degradált állományok mintázatilag jobban szervezôdnek, fôként durvább térléptékeknél, ahol erôsebb a térbeli függôség mértéke, és nagyobb a términtázati heterogenitás. Feltételezhetô, hogy a degradáció során megnô a domináns mintázatképzô fajok relatív mintázatképzô szerepe. Kiemelendô, hogy a térléptékeknek az enyhe leromlási folyamat detektálása szempontjából nagyobb a jelentôsége, mint a maximum értékeknek, hiszen a zavart állományokban minden esetben a mintázati jellemzôk térléptékének a nagyobb értékek felé tartó elmozdulását tapasztaltuk. (A függvényértékek maximuma nagyobb kvadrátméretnél jelentkezett.) Ez a jelenség olyan robusztus cönológiai törvényszerûség, amely számos növényi közösségben alkalmas a degradáció indikálására (vö. BARTHA 2004, 45. ábra).

72. ábra. Egy intakt (A) és két, különbözô mértékben leromlott (B, C) erdôssztyepprét állomány florális diverzitás és asszociátum görbéi a térskála függvényében.

199

73. ábra. Egy intakt (A) és két, különbözô mértékben leromlott (B, C) erdôssztyepprét állomány random referenciákhoz viszonyított asszociátum-differencia görbéi a térskála függvényében.

A természetközeli és a degradált állományok a cönológiai állapottérben Annak érdekében, hogy képet kapjunk a háborítatlan, intakt dinamikai állapotú sztyepprétek belsô, inherens variációjáról, illetve feltárhassuk a háborítatlan és a degradált állományok cönológiai állapota közötti relációkat, vizsgálatainkat térben jelentôsen kiterjesztve négy földrajzi régió 18 intakt és 14 zavart állományának términtázati jellemzôit hasonlítottuk össze a cönológiai állapottérben. Az állapottérben a pontok egy-egy állományt jelenítenek meg, amelyek cönológiai állapotát a fajkombinációk diverzitásának és rendezettségének maximumértékei reprezentálják. A 74. ábrán megfigyelhetô, hogy a természetes, nem zavart táji környezetben az intakt állományok az FD-maximum és az AS-maximum által kijelölt állapottérben viszonylag szûk tartományrészt jelölnek ki, függetlenül attól, hogy mely földrajzi régióból származnak, és milyen fajkészlettel rendelkeznek. A három régió intakt rétjei sem az együttélési módok sokféleségében, sem a térbeli rendezettség erôsségében nem térnek el szignifikánsan egymástól (vö. VIRÁGH et al. 2006). Ez azt is jelenti, hogy a természetközeli sztyepprétek strukturális komplexitása (FD) és términtázati rendezettsége (AS) olyan mértékben konzisztens, hogy a florisztikai eltérések nem befolyásolják lényegesen a társulás mikroszerkezeti és mintázati sajátságait (HORVÁTH et al. 2006). Mivel a pontok szórása az állapottérben kicsi, így az is elmondható, hogy az erdôssztyepprétek koordináltak és szabályozottak: térben nagy hûséggel ismétlik meg önmaguk términtázati szervezôdését. A korábbi zavarásokat elszenvedett és erôsen degradált vegetációs szomszédossági viszonyok között élô állományok tartománya a cönológiai állapottérben szignifikánsan eltér a szép, intakt sztyepprétekétôl. Ezek a zavart állományok a kisebb FD és a hasonló vagy nagyobb AS értékekkel kijelölt állapottérben helyezkednek el (74. ábra). Más térrészben jelenik meg a korábban példaként bemutatott Brachypodium pinnatum által erôsen dominált állomány (B) és a zavarások hatására heterogénné és gyomoso-

200

dottá váló leromlott állomány (C), jelezve ezzel azt is, hogy a kompozíciós komplexitás és a rendezettség közötti összefüggések jellege különbözik a degradáció mechanizmusától függôen. Feltûnô, hogy a zavart állományokat reprezentáló pontok szórása az intakt gyepekhez képest láthatóan jóval nagyobb. Kisebb koordináltságuk közvetve utal a szabályozási, önreprodukáló mechanizmusok gyengülésére. Dinamikai szempontból kitüntetett figyelmet érdemel azoknak az állományoknak a késôbbi sorsa, amelyeknek komplexitása az intakt állományokéhoz hasonló, csak térbeli rendezettségükben, heterogenitásukban különböznek (2 állomány, a 74. ábrán nyilakkal jelölve). Ezek azok az állományok, amelyeket felvételezésükkor táji környezetük és zavartságuk, valamint lokális fajkészletük és makrocönológiai szerkezetük alapján aktuálisan rosszabb állapotúnak ítéltünk, mint amit mikrocönológiai szerkezetük mutat. A kérdés az, hogy vajon az adott lokális feltételek mellett ezek az állományok képesek lesznek-e a természetközeli gyepekhez hasonló szervezôdést elérni, vagy tovább fognak degradálódni. Erre természetesen csak az állapotuk idôbeli változásának nyomon követésével derülhet fény. Dinamikai állapotukat az állapottérben való elmozdulásuk iránya és mértéke alapján is értelmezhetjük majd. Korábban hangsúlyoztuk a térléptékek fontosságát a degradáltság detektálásában. Ha az állományokat a maximális florális diverzitás és asszociátum léptékének függvényében ábrázoljuk (74. ábra), egyértelmûen látszik az a trend, hogy a zavart állományok komplexitásának és rendezettségének léptéke nagyobb az intakt gyepekhez képest. Kutatási tapasztalataink bizonyítják, hogy a regeneráció során a degradációval éppen ellentétes irányú folyamatok zajlanak le, amikor is az FD abszolút értéke nô, a maximumának a térbeli léptéke pedig csökken.

74. ábra. A lösz erdôssztyepprét 18 intakt (zöld) és 14 degradált (kék) állományának elhelyezkedése a florális diverzitás és az asszociátum, illetve azok térléptékének állapotterében. Az intakt és a degradált állományok elválása a feltüntetett vonalak két oldalán szignifikáns. Az A, B és C állományok egyéni görbéi a 72. és 73. ábrán láthatók.

201

Összegzés és kitekintés Az alkalmazott mikrocönológiai módszer és cönológiai állapotteres reprezentáció alkalmasnak bizonyult a növényállományok enyhe degradációjának detektálására és objektív mérésére. Megállapítottuk, hogy a términtázati szervezôdést leíró karakterisztikus függvények értékei és skálaparaméterei egy adott fajkészleten belül és megfelelô referencia állapot mellett jelzik a közösségek dinamikai állapotát, azaz az egészséges és a zavarások hatására leromlott állapot eltérését. A cönológiai állapotok értelmezéséhez és az állapotváltozások kimutatásához mindig jól definiált referenciára van szükség. Összehasonlító elemzéseinkben alkalmas referenciának a propagulumgazdag, évtizedek óta természetközeli állapotú (intakt) gyepállományok bizonyultak, amelyek makro- és mikrocönológiai szerkezetérôl és azok idôbeli változásáról korábbi 10 éves kutatási eredmények álltak rendelkezésünkre. A cönológiai állapottérben a természetközeli és az enyhén leromlott állományok között statisztikusan szignifikáns eltérést mutattunk ki, így feltételezhetjük, hogy újabb állományokat elhelyezve az állapottérben feltevéseket tehetünk azok aktuális dinamikai állapotára, és az állapottérben való elmozdulásuk irányával és mértékével további sorsuk is nyomon követhetô, illetve értékelhetô a fokozódó leromlásuk vagy regenerálódásuk szempontjából. A cönológiai állapotok közötti relációk és az állapotváltozások korrekt interpretációjához elengedhetetlen azonban, hogy ne csak térbeli mintázatokat, hanem folyamatokat, pl. fajcseréket, állapot-transzformációkat is detektáljunk. Eredményeink alapján az állapotteres reprezentáció hatékony módszerként javasolható a gyeptársulások dinamikájának, dinamikai állapotának monitorozásához. Hasznosak annak felismerésében, hogy egy növényállomány hol helyezhetô el a természetközeli, egészséges, jól szervezett állapotokhoz képest, valamint idôbeli változásuk során milyen leromlási vagy regenerációs utat járnak be. A monitorozás gyakorlatában az állományok belsô állapotának és folyamatainak e módszerrel történô indikációja – munka- és idôigényessége miatt – elsôsorban akkor tanácsolt, ha a leromlás kezdeti fázisainak kimutatására törekszünk annak érdekében, hogy meg tudjuk ôrizni védendô társulásainkat, megfelelô kezeléssel fennmaradásukat szeretnénk biztosítani, illetve ha bármilyen beavatkozásunk hatékonyságát érzékeny, pontos módszerrel kívánjuk értékelni.

4.1.6. Másodlagos szukcesszió felhagyott homoki szántókon BARTHA SÁNDOR A szukcessziós folyamatok leírásának jelentôsége és nehézségei A tájtörténeti vizsgálatok egyre több, korábban háborítatlannak hitt „ôsgyeprôl” bizonyítják be, hogy azok parlag eredetûek. A parlag eredet ellenére mégis komoly természetvédelmi értéket képviselnek, mert a szántóföldi mûvelés felhagyása után állapotuk nyilvánvalóan jól regenerálódott. A hagyományos extenzív tájhasználat fontos, értékes sajátsága, hogy fenntartja a táji léptékû regenerációs képességet. Az extenzíven mûvelt területek hosszabb idôléptékben tapasztalt átrendezôdései közben mindig megmarad

202

annyi természetes, illetve féltermészetes állapotú terület, ami a folyamatos regenerációt biztosítja. Azonban nem megfelelô kezelés esetén a mezôgazdasági mûvelésbôl kivont területek káros, inváziós gyomfajok megtelepedését és terjedését is elôsegíthetik. Megfelelô kezelés mellett viszont természetes vagy természetközeli gyepek, illetve erdôk regenerálódnak rajtuk. Ezáltal javul a táj egészének az ökoszisztéma szolgáltatása, és nô a táj természetvédelmi, esztétikai és turisztikai értéke. Fontos, hogy megismerjük, és kezelésekkel befolyásolni tudjuk a felhagyott területeken végbemenô másodlagos szukcessziós folyamatokat. Az ide vonatkozó ismereteket gyakran ún. szukcessziós gráfok formájában foglaljuk össze. Egy ilyen gráf a területen eddig megfigyelt vegetációs állapotokat és azok átmeneteit írja le (75. ábra). Ennek a megközelítésnek a fontosságát és hazai bevezetését FEKETE GÁBOR már az 1980-as években javasolta (FEKETE 1985), alkalmazása azonban csak az utóbbi években került elôtérbe. Kezdetben a szukcessziós gráfok csak a növénytársulások szintjén írták le a regenerációs folyamatokat. Késôbb kiderült, hogy a gyakorlat szempontjából lényeges 5–10–20 éves idôléptékekben ennél részletesebb felbontásra van szükség. A társulás állományait ezért tovább bontjuk jellegzetes fajkombinációkra, és ezek átmeneteit is vizsgáljuk. Gyepek kezeléséhez világviszonylatban is jól bevált a vegetáció foltdinamikáján alapuló szukcessziós megközelítés. A „foltok” az állományon belül szabad szemmel is felismerhetô fiziognómiai egységek. A munka során ezeknek a társulás-állapotoknak (cönostátusoknak) a dinamikai relációit (állapot-átmeneteit és az ezeket mozgató tényezôket) keressük. Tapasztalataink szerint a száraz-félnedves homoki vegetáció regenerációs dinamikája már 20–25 állapottal jól leírható. Ezek a foltok a terepen felismerhetôk és térképezhetôk. Az itt ismertetett vizsgálatban arra voltunk kíváncsiak, hogy az idôbeli változások részletes regisztrálása mennyiben igazolja, illetve mennyiben kérdôjelezi meg az általunk korábban rekonstrukciós módszerekkel (a térbeliségbôl az idôbeliségre való következtetéssel) készített szukcessziós gráfot (vö. BARTHA et al. 1999/2000, BARTHA 2000). Szukcessziós gráf a térbôl az idôbeliségre való következtetés módszerével Korábbi munkánk során a társulásokon belüli folttípusokat (dominancia-típusokat) a Fülöpháza környéki parlagok bejárása során fiziognómiai módszerekkel definiáltuk, majd ezeket cönológiai felvételek és klaszter-analízisek segítségével ellenôriztük. A folttípusok átmeneteire vonatkozó hipotetikus szukcessziós gráfot (75. ábra) a térbeliségbôl az idôbeliségre való következtetéssel, a cönológiai felvételek hasonlósága alapján és a domináns fajok populációi demográfiai állapotainak figyelembevételével határoztuk meg, majd az eredményeket táji léptékû, de szintén Fülöpháza és Orgovány térségére vonatkozó további terepi megfigyelésekkel ellenôriztük, illetve egészítettük ki.

203

75. ábra. Szukcessziós gráf a száraz homoki gyepek primer és szekunder szukcessziós foltdinamikájának jellemzésére (rekonstrukciós módszerekkel készült spekulatív gráf BARTHA et al. 1999/2000 alapján).

A hipotetikus szukcessziós gráfon (75. ábra) látható, hogy a magasabb és alacsonyabb térszínek szukcessziós dinamikája elkülönül, a szárazabb élôhelyen hálózatosabb a gráf (több állapottal és több átmenettel). A szukcessziós gráfon 21, a domináns fajok kombinációin alapuló folttípust különítettünk el. Ezek a jobb termôhelyû, humuszosabb talajon egyéves gyepet, valamint a Cynodon dactylon, Agropyron repens, Poa angustifolia, Festuca wagneri, Calamagrostis epigeios, Holoschoenus romanus és a Salix rosmarinifolia kombinációit foglalják magukba. Szárazabb, humuszban szegényebb termôhelyeken egyéves gyepet, moha-zuzmó dominálta foltot, illetve a Festuca vaginata és Stipa borysthenica kombinációit különítettük el. Jobb termôhelyen a szukcesszió egy többé-kevésbé lineáris sorozat: az egyévesek – tarackos füvek – csomós füvek – bokrok irányban. Szárazabb termôhelyen a primer szukcesszió fô átalakulásai a domináns fajok (Festuca vaginata, Stipa borysthenica) cönopopulációs dinamikája, regenerációs ciklusa (FEKETE 2005) által vezéreltek. Ennek során a domináns faj klonális architektúrája jellegzetesen változik, meghatározva az alárendelt fajok (egyévesek, kriptogámok, évelôk) életlehetôségeit. A betelepülô füvek egyedei ritkásan állnak, méretük nagy, köztük erôs a kompetíció, az állomány fajszegény. Késôbb méretük csökken, közéjük más fajok egyedei csatlakoznak, és fajgazdag típusok alakulnak ki. A szekunder szukcesszió szárazabb termôhelyen is egyéves gyeppel indul, ebbe kriptogámok telepednek, majd ez az állapot „becsatlakozik” a primer szukcesszió gráfjába. Monitorozási munkánkban ezt a hipotetikus gráfot teszteltük, megismételt vegetációtérképek segítségével. 204

Vizsgálati terület és módszer Vizsgálatainkat a Duna-Tisza közén, a Kiskunsági Nemzeti Park területén, Fülöpháza térségében végeztük 1998 és 2006 között. Korábbi vizsgálatokból ismert volt az évelô nyílt homokpusztagyep nagy belsô változatossága (alacsony koordináltsága) (FEKETE 1992, BARTHA 2000). Ez különösen a fülöpházi homokbuckás területen szembetûnô, ahol a homokpusztagyep populációkra, koalíciókra esik szét (FEKETE 2005). Az így keletkezett (fiziognómiai módszerekkel is megragadható) dominancia-típusok viszonylag könnyû térképezhetôsége, ugyanakkor nagy térbeli és idôbeli változatossága motivált minket arra, hogy szukcessziós vizsgálatainkhoz ezt a területet válasszuk. A vegetáció dinamikus jellegét fokozza, hogy a területet korábban erôs zavarások érték, egyes részeit felszántották, másokat katonai célokra használtak, illetve legeltettek (BIRÓ – MOLNÁR 1998). Munkánk során egy 40×100 m-es területrôl készítettünk 5×5 m felbontású idôben megismételhetô vegetációs raszter-térképeket (vö. FEKETE et al. 2002). Egy, a buckás szélén (a Somodi tanya közvetlen közelében) elhelyezkedô, a vizsgálat kezdetekor 24 éve felhagyott szántóföldet mintavételeztünk, amely a szekunder szukcesszió egy közbensô állapotát reprezentálja. A térképezést 1998 és 2006 között 4 alkalommal megismételtük. Ez alatt az idôszak alatt az idôjárás (a sokéves átlaghoz viszonyítva) inkább száraz volt, két jelentôs aszállyal 2000-ben és 2003-ban. A szekunder szukcessziós foltdinamika monitorozásának tapasztalatai A monitorozás során kapott térképek (kissé leegyszerûsítve) a 76. ábrán láthatók. A viszonylag idôsnek mondható parlag vegetációja igen heterogén. Érdekes, hogy a korai szukcessziós stádiumot jellemzô állapotok (pl. az egyévesek vagy a Cynodon foltjai) még a 32 éves parlagon is elôfordulnak. A térképsorozat összevetésébôl megállapítható, hogy egyes mozaikfoltok gyorsabban, mások lassabban fejlôdnek, eközben a fejlôdési irányok nagy változatossága tapasztalható. A foltátmenetek elemzésekor, egy kivételével (Cynodon → Calamagrostis átmenet) valamennyi, a hipotetikus gráfon feltüntetett átalakulás beigazolódott (77A. ábra). Vizsgálatunk bizonyította, hogy a parlagon az életformák döntôen a szukcessziós elmélet által feltételezett sorrendben (egyévesek – rövid életû évelôk – hosszú életû évelôk) váltották, követték egymást. Egy általános „begyepesedés” érzékelhetô, ahol az egyévesek foltjait lassan benövik az évelô füvek. Eközben a rövid életû évelôk foltjai (a beállt gyephez hasonlóan részben ide-oda vándorolva) folyamatosan jelen vannak. A Fumana procumbens a parlagon nem alkotott önálló dominancia típust, azonban a gazdag Festuca-típus egy meghatározó elemeként végig jelen volt. A fentieken túl, a parlagon még három további folttípust lehetett elkülöníteni: egy egyévesek által dominált, kriptogámokban szegény típust, a Cynodon dactylon, valamint a Calamagrostis epigeios dominálta típusokat. Emellett a zavarások nyomán nagyobb felületû önálló típusként alkalmanként megjelent az üres homokfelület is.

205

76. ábra. Szekunder szukcessziós foltdinamika a fülöpházi homokbuckásokban. Egyszerûsített vegetációtérképek (térképezett terület: 40x100 m, felbontás: 5x5 m). A fehér cellák üres homokfelszínt jelölnek.

A monitorozás során új, általunk nem várt (vagy elhanyagolhatónak tartott) átalakulási utakat is találtunk (77B. ábra). Például az üres homokfelület – itt a vizsgált parlagszukcesszió középsô szakaszában – a várakozással szemben nem a kriptogám és edényes fajokban egyaránt szegény egyévesek dominálta típussá alakult, hanem közvetlenül Cynodon-típussá, rövid-életû évelô kétszikûek dominálta típussá, vagy „fekete folttá”. A fajszegény, egyéves dominálta típus fôleg az edényesekben és kriptogámokban is gazdagabb „fekete folttá” alakult (bár ez a típus eleinte még fôleg csak Tortula ruralis-t tartalmaz és emiatt nem teljesen azonos az idôsebb gyepek hasonló típusával). Ez az állapot körülbelül azonos arányban fejlôdik tovább Festuca-, Stipa-, illetve rövidéletû évelô típusokká. A betelepülô Stipa-típus sokkal nagyobb részben alakult „fekete folttá” (ami a sikertelen kolonizációt jelzi), mint a másik domináns fû, a Festuca folttípusa. Összességében elmondható, hogy a 77B. ábra sokkal több állapot-átmenetet és sokkal bonyolultabb szukcessziós utakat tartalmaz, mint a hipotetikus gráf. Megállapítható tehát, hogy a korábbi, a térbôl az idôbeliségre való következtetéssel dolgozó módszerünkkel a valós átmeneteknek csak egy töredékét sikerült rekonstruálni.

206

77. ábra. A megismételt vegetációtérképek alapján készült szekunder szukcessziós gráf a száraz gyepek foltdinamikájának jellemzésére a fülöpházi homokbuckásban. A: a beigazolódott (fekete nyilak), és a még hiányzó (piros nyíl) átalakulások. B: nem várt, új vegetációs átalakulások (kék nyilak).

Módszertani megjegyzések A megismételt térképezés elônye (a terepbejárások fiziognómiai szerkezetekre vonatkozó élményeibôl leszûrhetô spekulatív szukcessziós rekonstrukciókkal szemben), hogy közvetlen, bizonyító erejû adatokat szolgáltat az átalakulásokról. Hátránya viszont a kisebb befogott „téridô-szelet” (túl kis terület, túl rövid idô). Tehát miközben az élô-mozgó vegetációt viselkedésében sikerül megragadni, a megragadott viselkedés rendszerint igen töredékes. Esetünkben is elmondható, hogy a vizsgálatok 8 éve alatt az érdeklôdésünk tárgyát képezô folyamatoknak csak bizonyos aspektusait láthattuk. A szélesebb körû terepi tapasztalatok alapján szintetizált, hipotetikus folyamatgráf (vö. 75. ábra) bizonyos állapotait és átalakulási lépéseit most nem sikerült megfigyelni (pl. az Agropyron által dominált állapotot vagy a Cynodon → Calamagrostis átalakulást). De ez nem feltétlenül jelenti azt, hogy ezek nem is létezhetnek. Ugyanakkor, a korábbi szintézisünk által feltüntetett átalakulásokon kívül a jelen vizsgálat sok új átalakulási lépést is feltárt. Korábban számos kutató megkérdôjelezte a klasszikus Zürich-Montpellier cönológiai módszer alkalmasságát a vegetáció térképezésére, illetve ajánlott alternatív megoldásokat (SEREGÉLYES – CSOMÓS 1995, BAGI 1998, MOLNÁR et al. 1998). Vizsgálataink igazolták, hogy a jelentôs egyszerûsítéseket alkalmazó mintavételünk (5×5 m felbontású 40×100 m-es rasztertérkép, csak dominancia-típusok rögzítése) a vizsgált objektumok esetében megfelelô volt a lényeges folyamatok megragadásához, és a Zürich-Montpellier módszernél lényegesen részletesebb és pontosabb eredményt adott. Ez azért fontos, mert az itt alkalmazott térképezés rendkívül gyors és viszonylag könnyen megvalósítható. Ezért lehetôséget nyújt arra, hogy párhuzamosan sok területen alkalmazzuk, és ezáltal az agrár-környezetgazdálkodás és a természetvédelem számára is értékesíthetô regionális érvényességû adatokhoz jussunk. A módszer elônye a gyorsaság. Hátránya viszont a nagymértékû szubjektivitás és az átmenetek kezelésének nehézsége. Ezért csak gyakorlott, a területet jól ismerô botanikus számára ajánljuk. A szubjektivitásból eredô hiba csökkentése céljából pedig ugyanannak a személynek kell megismételni valamennyi térképezést. A munkát, a térképezett folttípusok dokumentálása érdekében, állandó kvadrátos mintavétellel is ki kell egészíteni. 207

4.2. Hipotézistesztelô monitorozási rendszerek 4.2.1. Természetvédelmi célú beavatkozások monitorozása hazánkban SZITÁR KATALIN A hazai természetvédelmi beavatkozások többségérôl nem jelenik meg a széles közönség számára is elérhetô publikáció, ezért ebben a fejezetben csak részleges áttekintést nyújthatunk errôl a témáról, és elsôdleges célunknak tekintjük ezek hiányára felhívni a figyelmet. A természetvédelmi beavatkozásoknak számos típusa van. A közösségek megfelelô aktuális állapotát fenntartó, általános kezelésektôl (pl. kaszálás, legeltetés és égetés) kezdve a rehabilitációs (részlegesen sérült közösségek helyreállítása), rekonstrukciós (az adott helyen korábban létezett közösség visszaállítása) és kreációs tevékenységekig (az adott területen addig nem létezô, új közösség kialakítása). E beavatkozások legnagyobb részét hazánkban nemzeti parkok végzik. Mellettük, fôként a nem védett, de természeti értékekben gazdag területek kezelésében és helyreállításában egyre nagyobb szerepet vállalnak a civil szervezetek is. A beavatkozások hatásait többnyire intuitív módon értékelik. Tudományos szempontból kielégítô monitorozásuk – legalábbis a növényzetre gyakorolt hatásokat tekintve – ritkán valósul meg. Ezzel a témával kapcsolatban a nehézségekrôl írhatunk a legtöbbet. A beavatkozások jelentôs részében nem állnak rendelkezésre olyan hosszú távú adatsorok, amelyekbôl a közösségek dinamikájára és ebbôl a kezelések egyértelmû hatásaira lehet következtetni. Általában – többnyire kapacitáshiány miatt – még a beavatkozásokat közvetlenül megelôzô állapotfelmérésre sem kerül sor. Bár a természetvédelmi kezelési tervek felhasználják a területekrôl elôzetesen fellelhetô adatokat, sajnálatos módon nem kell kötelezôen tartalmazniuk a jövôbeni monitorozásra vonatkozó elôírásokat. A kezelések eredményeirôl elenyészô arányban készülnek közlemények, azokat többnyire csak nehezen hozzáférhetô jelentésekben dokumentálják. Bár egyre gyakrabban kerül sor természetvédelmi beavatkozások témában konferenciákra és szemináriumokra, ezek anyagaiból nem készülnek összegzô, szintetizáló munkák. A kezelési tevékenység nem mindig sikeres, de a jövôre nézve mindig nagyon tanulságos. A jövôben több sikert érhetnénk el, ha a lezajlott beavatkozások sokrétû tapasztalatait is felhasználnánk. Emellett a megszerzett ismeretek segítik a hazai természetvédelmi biológia fejlôdését, illetve felhasználhatóak a további kutatásban és a természetvédelmi oktatásban is. Ezért a módszerek és az eredmények publikációja – a sikereseké és a sikerteleneké egyaránt – nagyon fontos. Ehhez megfelelô fórumot biztosítana egy bulletin jellegû folyóirat útjára indítása, amely révén mindenki számára könnyen hozzáférhetôvé válnának a különbözô élôhelyeken végzett beavatkozások és kezelések céljairól, módszereirôl és tapasztalatairól szóló beszámolók. A gyepek kezelésérôl a nemzeti parki szakemberek és a különbözô élôlény-csoportok szakértôi közremûködésével készült, KELEMEN (1997) által szerkesztett „Irányelvek a füves területek természetvédelmi kezeléséhez” címû tanulmánykötet nyújtja a legát-

208

fogóbb összegzést. A kötet részletesen taglalja a gyepek megfelelô kezelésében alkalmazandó szempontokat és módszereket, esettanulmányok formájában számos konkrét beavatkozásról számol be, azonban nem érinti a monitorozás témakörét, így nem pótolja a beavatkozások hatásainak nyomon követésrôl szóló publikációk hiányát. A természetvédelmi beavatkozások speciális területe az inváziós növényfajok elleni védekezés. MIHÁLY és BOTTA-DUKÁT (2004, 2006) két kötetben mutatják be hazánk legnagyobb természetvédelmi problémákat okozó özönnövényeit. Egyebek mellett hazai és nemzetközi irodalmi adatok és nemzeti parki tapasztalatok alapján mérlegelik az egyes fajok elleni védekezési lehetôségeket. Az ilyen jellegû beavatkozások sikerének értékelése általában kevéssé problematikus, a monitorozás nem túl forrás- és munkaerô-igényes, valószínûleg ennek köszönhetô a kötetekben felsorolt, örvendetesen nagyszámú példa a hazai tapasztalatokkal kapcsolatban. Hazánkban az elmúlt évtizedben számos kisebb-nagyobb élôhely-rekonstrukció megvalósítására került sor. Sajnálatos módon ezekrôl is nagyon kevés közlemény jelent meg. MARGÓCZI és munkatársainak (2006) felmérése a vizes élôhelyekhez kötôdô élôhely-rekonstrukciós beavatkozások számbavételével hiánypótló munkának számít (lásd 13., 14. és 15. táblázat). Szükség lenne hasonló információgyûjtésre a száraz gyepek és az erdôk esetében is. MARGÓCZI et al. (2006) a hazai vizes élôhelyek rekonstrukciós beavatkozásairól gyûjtöttek adatokat a nemzeti parkokhoz eljuttatott kérdôívek segítségével. A felmérés a különbözô szervezetek által kivitelezett vizes élôhely-rekonstrukciók céljára, jellegére és tapasztalataira irányult. Hét nemzeti park 54 projektjének leírását összegezve megállapították, hogy a beavatkozások túlnyomó részében vízpótlási, vízvisszatartási munkálatokat végeztek a természetes vízjárás biztosítására. A projektek harmadában semmiféle monitorozás nem történt (13. táblázat). A többi esetben a leggyakrabban vizsgált élôlény-csoport a madarak voltak, míg a vegetációs változásokat mindössze az esetek 15 százalékában követték nyomon. A rekonstrukciók eredményeként az esetek 39 százalékában sikerült teljesen vagy részlegesen visszaállítani az élôhelyek fennmaradását biztosító, természetes vízjárást (14. táblázat). Az eredményekrôl 54 projekt közül 31 esetében semmiféle publikáció sem született (15. táblázat). A projektek 13 százalékát jelentés vagy dolgozat formájában tették közzé, és mindössze 21 százalékáról jelent meg valamilyen, a szélesebb közönség által is hozzáférhetô tudományos vagy népszerûsítô publikáció.

13. táblázat. A vizes élôhely rekonstrukciók monitorozása során indikátorként felhasznált élôlény-csoportok felhasználásának megoszlása 54 projekt adatai alapján (MARGÓCZI et al. 2006).

monitorozott élôlénycsoport nincs monitorozás madarak vegetáció egyéb gerincesek abiotikus faktorok gerinctelenek nincs adat

élôlénycsoport felhasználása 18 17 8 6 4 3 1

209

14. táblázat. A vizes élôhely rekonstrukciók eredményessége a különbözô indikátor csoportokat tekintve 54 projekt adatai alapján (MARGÓCZI et al. 2006).

rekonstrukció eredménye a természetes vízjárás helyreállítása (teljes vagy részleges) a vegetáció természetessége és/vagy diverzitása növekedett a madárközösségek természetessége és/vagy diverzitása növekedett, egyéb állattani eredmény nincs (még) eredmény nincs adat

eredmény megoszlása 21 13 10 8 6

15. táblázat. A vizes élôhely rekonstrukciók eredményeinek publikációs aránya 54 rekonstrukciós beavatkozás alapján (MARGÓCZI et al. 2006).

publikáció típusa nincs publikáció van publikáció (tudományos vagy népszerûsítô) nem publikált jelentés, dolgozat van nincs adat

publikációtípus megoszlása 31 11 7 4

A legjobban dokumentált beavatkozások kétségkívül az Európai Unió által támogatott LIFE-Nature pályázatok keretein belül zajlanak, ahol a programok szerves részét képezi a kezelések monitorozása és a tapasztalatok terjesztése. 2000 és 2006 között 17 program indult el hazánkban. A gyepekre irányuló projektek többségében nagy költségvetésû és nagy (száz vagy ezer hektáros) léptékû élôhely-rekonstrukciót és kezeléseket folytatnak. Többségükben a természetes vízjárás és a hagyományos gyepkezelési rezsim visszaállításával a meglévô élôhelyek állapotának javítása és gyeptelepítéssel új élôhelyek kialakítása a cél. A beavatkozások hatásait általában táji (tájszerkezeti elemzések térinformatika alkalmazásával) és lokális léptékben (populációdinamikai és cönológiai vizsgálatokkal) egyaránt felmérik, eredményeiket különbözô rendezvényeken, kiadványokban és a világhálón is közzé teszik. Az Európai Uniós szabályozások elôírják az agrár-környezetgazdálkodási programok hatásainak monitorozását. Bár a programok szakmai alapjait már 1999-ben kidolgozták (ÁNGYÁN et al. 1999), nagy részük 2002-ben el is indult, és 2005-ben elkészült egy, a monitorozás elvi alapjait megteremtô módszertani jelentés (HORVÁTH – SZITÁR 2005), átfogó természetvédelmi szempontú monitorozásuk azonban még 2006-ban sem valósult meg, az országos célprogramok hatásainak nyomon követése nem indult el. A zonális célprogramokkal kapcsolatban valamivel kedvezôbb a helyzet. A térségi agrár-környezetvédelmi programok indulását követôen az Érzékeny Természeti Területeken (ÉTT) a támogatott gazdálkodási módszerek természetvédelmi vonatkozásait vizsgáló kutatások indultak meg: 11 ÉTT-bôl két mintaterületen, a Hevesi-síkon és a Marcali-medencében. 2003-ban elkészültek az átfogó állapotfelmérések (BORBÁTH et al. 2003, KENYERES – BAUER 2003). A felmérések botanikai, zoológiai és tájszerkezeti vizsgálatokat egyaránt felöleltek.

210

Részben ezek szolgáltak alapul a TÓTH és BALCZÓ (2006) szerkesztésében 29 szakember közremûködésével elkészült jelentésnek, amely részletes módszertani ajánlásokat tartalmaz a 15 mûködô ÉTT természetvédelmi szempontú alapállapot-felméréséhez és monitorozásához. Mivel az ÉTT-k többsége kialakításának elsôdleges szempontja egyes kiemelt, fokozottan védett madárfajok állományainak védelme, a tervezett vizsgálatok jelentôs része e célok megvalósulását, azaz állománynagyságuk és élôhely-használatuk alakulását tanulmányozza. Általában a madarak indikátorként való felhasználása jóval nagyobb hangsúlyt kap az ajánlásokban, mint a többi élôlénycsoporté. Ez nem meglepô, ha arra gondolunk, hogy az ornitológusok rendelkeznek a legtöbb, a madárfajok többségére és az ország teljes területére kiterjedô, hosszú távú adatsorral. A vegetációs változásokat a különbözô mintaterületeken eltérô intenzitással, nem egységesen tervezik vizsgálni. Extenzív példának hozható a Mosoni-sík ÉTT, ahol csupán a táji léptékû változásokat kívánják követni térinformatikai alapú, élôhely-szerkezeti vizsgálatokkal. Az intenzívebb változatra példa a Dunavölgyi-sík ÉTT, ahol populációdinamikai (kiemelt növényfajok állományainak változása), cönológiai (különbözô gyeptípusok különbözô célprogramok hatására történô változása, vegyszermentes szántószegélyek vizsgálata) és táji léptékû (élôhely-szerkezeti változásokat kimutató) vizsgálatokat egyaránt terveznek. Remélhetôleg az agrár-környezetgazdálkodási programok átfogó monitorozása a közeli jövôben elindulhat, a monitorozási terveket sikerül kivitelezni, lesz lehetôség arra, hogy helyenként a tervezettnél alaposabb vegetáció monitorozást hajtsanak végre, és lehetôvé válik a tapasztalatok minél szélesebb közönséggel való megismertetése.

4.2.2. Nemzetközi tapasztalatok az agrártevékenységek hatásának monitorozásában HORVÁTH ANDRÁS Ez a fejezet egy rövid áttekintést ad a monitorozásra vonatkozó, vagy a monitorozási módszertanhoz kapcsolódó nemzetközi tudományos tapasztalatok körébôl. A bemutatott esettanulmányok az agrár területeket érô különféle tevékenységek biodiverzitásra gyakorolt hatását elemzik. Az eredeti tanulmányok általában nemcsak a növényzet monitorozásáról szólnak, de ehelyütt csak a vegetációra vonatkozó megállapításaikat tekintjük át. Hangsúlyosan foglalkozunk az európai agrár-környezetgazdálkodási rendszerek monitorozásának tanulságaival. Európai agrár-környezetgazdálkodási rendszerek monitorozása és értékelése KLEIJN et al. (2001) a madarak és a növények diverzitásának megôrzését és növelését elôsegíteni hivatott holland agrár-környezetgazdálkodási (AKG) programok hatékonyságát elemezték. A programok egyik típusa a gyepek fajgazdag vegetációjának megôrzését célozza meg. Az AKG egyezmény alá esô és a hasonló háttértényezôkkel rendelkezô, de hagyományos módon használt kontroll területekbôl összesen 39 vizsgálati párt hoztak létre. A területeken (a többféle állatcsoporton kívül) a növények abundanciáit és fajgazdagságát mérték fel egyetlen évben. A kutatók megállapították, hogy az egyezmé211

nyeknek nem volt pozitív hatása az edényes növények fajgazdagságára. Sem a mintavételi egységekre, sem a teljes parcellákra számolt átlagos fajszámban nem volt különbség az egyezmény alá tartozó és a hagyományosan kezelt területek között. A pozitív hatás hiánya független volt a vizsgált térbeli léptéktôl. KRUESS – TSCHARNTKE (2002) gyepekkel és erdôkkel mozaikos észak-német tájban hasonlította össze intenzíven és extenzíven legelt, illetve rövidebb vagy hosszabb ideje nem legeltetett rétek növény- és rovar-diverzitását. A vegetációt 1996 három idôszakában (május, június, július) háromféle mintavétellel tanulmányozták: – az összes edényes növény fajszáma mintaterületenként; – az 50 m2-nél nagyobb, elkülöníthetô növényzeti foltok száma és relatív aránya az egyes mintaterületeken (ez képviselte a vegetáció heterogenitását); – minden edényes növény százalékos borítása 25 m2-es mintavételi egységben. A kapott eredmények szerint nem volt szignifikáns különbség az extenzíven és intenzíven legeltetett területek növényzete között. A vegetáció komplexitása (fajgazdagság, vegetáció heterogenitása, növényzet magassága) csak a már nem legeltetett gyepekben volt szignifikánsan nagyobb a legelt gyepekhez képest. CAREY et al. (2002) az angol agrár-környezetgazdálkodási rendszer hatékonyságát a vegetáció felmérésével elemezték. Az ún. „Countryside Stewardship Scheme” (CSS) programba 1991 és 1997 között belépô összesen 5203 terület közül random módon választották ki a mintavételezett 451-et. A 20 m2-nél nagyobb parcellák vegetációját élôhelykategóriák szerint térképezték. A területeken szintén véletlenszerûen jelölték ki a felvételezendô kvadrátot, amely további, egyre kisebb egymásba ágyazott kvadrátokat foglalt magába (összesen 5 méret, 4 m2-tôl 200 m2-ig); a kvadrátokban a növényfajok abundanciáját becsülték. Ugyanezzel a módszerrel 1998-ban egy általános felmérést végeztek az angliai vidéki tájban – szintén random módon kijelölve a mintavételi helyeket. A kétféle minta összehasonlításából kitûnt, hogy a CSS-be tartozó területek vegetációjának természetessége jobb, mint a vidéki táj átlaga. Mindebbôl – ismételt felmérés hiányában – ugyanakkor nem következik, hogy a CSS megôrzi, vagy növeli a területek minôségét, pusztán arra utal, hogy a CSS programba az eredendôen jobb növényzeti állapotú területeket vonták be. KLEIJN és SUTHERLAND (2003) tekintették át az európai országok egyes AKG rendszereinek hatékonyságáról beszámoló tanulmányokat és publikációkat. A széleskörû keresés eredményeképp összesen 62, az egyes kezeléseknek a biodiverzitásra gyakorolt hatását értékelô, mindössze hat országból származó munkát találtak. Az AKG programok eredményességének értékeléséhez a vegetációt vizsgáló munkákban indikátorként legtöbbször a fajszámot használták. Vegetációs indikátorként szolgált még a diverzitás, a borítás, a vegetációs osztályba sorolás (a jobbak felé való elmozdulás), a területek szélén az ún. „Nature Value Index”, vagy bizonyos fajok (pl. a Fritillaria meleagris) abundanciája. A szerzôk megállapították, hogy a munkák többségében a kutatási terv inadekvát volt ahhoz, hogy megbízhatóan felmérje a rendszerek hatékonyságát (31 % nem tartalmazott statisztikai analízist, a tervezés rendszerint gyenge volt és elfogult az elvárt eredmények irányában). A leggyakoribb kísérleti elrendezés az AKG által támogatott és a kontroll területek biodiverzitásának összehasonlítását jelentette. Ez az elrendezés azonban hibás következtetések levonására hajlamosít, mert az AKG programok számára kiválasztott területek várhatóan magasabb biodiverzitással rendelkeznek a kontrollokhoz képest. 212

Fajgazdagságban vagy abundanciában a vizsgált taxonómiai csoportok 54 %-a mutatott növekedést és 6 % csökkenést a kontrollhoz képest. A növényekrôl szóló 14 tanulmány közül hatban mutattak ki fajszám vagy abundancia növekedést, kettôben csökkenést. A szerzôk szerint a robusztus kiértékelô munkák hiánya miatt nem lehetett megbízhatóan véleményezni az európai AKG rendszerek hatékonyságát. Másik fontos megállapításuk, hogy azokban az országokban vagy régiókban, ahol a mezôgazdasági mûvelés intenzitása alacsonyabb, az AKG programok hatására megvalósuló relatíve kisebb mértékû termelés-visszafogás a biodiverzitás nagyobb mértékû növekedéséhez vezethet. Elvi modelljük szerint ennek az az oka, hogy a biodiverzitás a mezôgazdasági mûvelés intenzitásával fordítottan arányos, mégpedig kezdetben erôsen, majd egyre lassabban csökkenô trend szerint (78. ábra).

78. ábra. A biodiverzitás és mezôgazdasági mûvelés intenzitásának lehetséges összefüggése. Az AKG1 és AKG2 két, egymástól az agrármûvelés intenzitásában különbözô régió hasonló mértékû agrár-környezetgazdálkodási tevékenységére utal (KLEIJN – SUTHERLAND 2003 alapján).

A brit Érzékeny Természeti Területek monitorozási rendszere Nagy-Britanniában az Érzékeny Természeti Területek (Environmentally Sensitive Areas, ESA) Program 1987-ben indult azzal a céllal, hogy elôsegítse a táji, természeti és történelmi értékek állapotát fenntartó, illetve javító mezôgazdálkodási formák terjedését. 1994-ig négy lépcsôben 22 ESA területet jelöltek ki. A kijelölés az ország mezôgazdasági területeinek tíz százalékát érinti (1,1 millió hektár). Az ESA területeken a program során elérendô célokat és a megvalósítást szolgáló elôírásokat mindig az egyes területek sajátosságait figyelembe véve határozták meg. Az ESA területek monitorozásának nemzeti stratégiáját 1995-ben dolgozták ki. Az élôhely alapú monitorozási módszergyûjtemény az általános alkalmazhatóság mellett figyelembe vette a lokális körülmények speciális hatásait is. A monitorozás kezdetét a program indításával egy idôben végzett alapállapot-felmérés jelentette, s ezt követôen öt évente terveztek újrafelvételezést. Az alkalmazott indikátorok többsége a programba való belépési arányt, valamint az elôírások teljesítési arányát mutatja, míg az indikátorok kisebb része hivatott a környezeti hatásokat detektálni. A környezet állapotát közvetlenül 213

jelzô indikátorok vizsgálata azonban sok esetben hiányzott vagy a rövid idô miatt értékelhetetlen volt, ezért a monitorozást 1998-ban felülvizsgálták és leállították. Mivel a monitorozás során néhány kivételtôl eltekintve nem jelöltek ki kontroll területeket a támogatott területeken kívül, nem lehet biztonsággal kijelenteni, hogy a kimutatott javulást a program elôírásainak alkalmazásával érték el. (A program korai fázisában használtak nem támogatott területeket kontrollként, ezek nagy részén azonban késôbb beléptek az ESA programba.) Az ESA terület botanikai monitorozási módszereit CRITCHLEY et al. (2002) értékelte részletesen, egyben ajánlásokat és javaslatokat fogalmaztak meg a késôbbi monitorozási gyakorlat számára. Az elsô két lépcsôben beindított ESA területek monitorozásánál a mintaterületek kiválasztása gyakran szubjektív volt, ezért ezek a minták gyakran nem tekinthetôk reprezentatívnak a teljes ESA terület hasonló élôhelyeire nézve. Ezekben az esetekben a mintákat esettanulmányoknak tekintik. A késôbbiekben beindított területeken a mintákat random vagy rétegezett random módon, megfelelô számban és mintaelemszámmal választották ki, ezért az adatok statisztikailag értékelhetôek és reprezentatívak az adott élôhely-típusokra nézve. A rétegezett mintavétel rétegeit különbözô tényezôk (az alkalmazott program nehézségi foka, a geográfiai elhelyezkedés, a talajtípus, a gazdálkodás intenzitása) figyelembevételével jelölték ki. A kivitelezésnél gyakori problémát okozott, hogy esetenként túl kevés volt az egy típusba tartozó vizsgálható terület, a vizsgált területen váltottak a programok között, vagy kiléptek a programból. A változások kimutatásához szükséges minimális monitorozási idôtartamot és a felvételezés optimális gyakoriságát nehezen lehetett elôre megállapítani. A síkvidéki gyepterületeken 8 éven belül tudtak kimutatni pozitív változásokat, ez az idôtartam a fenyérek esetében 3 és 6 év között változott (CRITCHLEY et al. 2002). A környezeti állapot indikátorainak többsége a növényzet és madárfajok populációinak állapotára vonatkozott. A hiányos adatszerzést mutatja, hogy a vegetáció állapotát detektáló 58 indikátorból 27-et nem vizsgáltak az utolsó monitorozáskor. Ahol a monitorozás értékelhetô volt, az eredmények alapján az ESA területek többségén fennmaradt és a területek egy részén javult a környezeti állapot. 2005-tôl korábbi programok – így pl. az ESA – eredményeire és tapasztalataira építve Environmental Stewardship néven új agrár-környezetgazdálkodási program indult be. A mûvelés felhagyásának hatása a biodiverzitásra Észak-Amerikában és Európában VAN BUSKIRK és WILLI (2004) vizsgálatának célja az volt, hogy tanulmányozzák a mezôgazdasági mûvelés felhagyásának a területek biodiverzitására gyakorolt hatását. Metaanalízis segítségével elemezték 127 észak-amerikai és európai publikált tanulmány eredményeit. Munkájukat négy taxonra fókuszálva végezték el: madarak, rovarok, pókok és növények. A metaanalízis elsô lépésében minden egyes adathalmazra kiszámolták az ún. torzítatlan hatáserôsséget (unbiased effect size), ami a felhagyás következményét mutatta meg a taxoncsoportokon belüli fajszámra, illetve a populációk denzitására. A szerzôk megállapították, hogy a mûvelés felhagyása egyértelmûen növelte a biodiverzitást a vizsgált észak-amerikai és európai területeken. A felhagyás következtében az elemzésbe bevont mind a négy élôlénycsoporton belül növekedett a fajszám és a populációsûrûség a kontroll területekhez képest. Kitûnt az is, hogy a nagyobb és a

214

mûvelés alól régebben kivont területek több fajt és népesebb populációkat tartanak el. Azt is kimutatták, hogy a felhagyás a biodiverzitás megôrzésére nézve azokban az országokban hatékonyabb, amelyekben a mezôgazdasági mûvelés általában kevésbé intenzív, és a területek nagyobb arányát vonták ki a termelésbôl. Ez a tapasztalat megerôsíti a 78. ábra grafikonján bemutatott, a mezôgazdasági mûvelés intenzitása és a biodiverzitás között fennálló potenciális kapcsolatot. Az organikus gazdálkodás hatása a biodiverzitásra TÓTH és BÁLDI (2006) tanulmányukban az organikus (ökológiai, bio-) gazdálkodásról adnak áttekintést. Az organikus gazdálkodás biodiverzitásra gyakorolt hatását több külföldi munka is vizsgálta, és jelentôs részben igazolta is a pozitív hatást. E vizsgálatokat HOLE et al. (2005) munkája foglalja össze, amelyben összesen 76, az ökológiai és a hagyományos kezelés alatt álló területek biodiverzitását összehasonlító munkát tekintenek át. A flórával foglalkozó tanulmányokat elemezve megállapítják, hogy egy kivételével azok mindegyike a gyomok magasabb abundanciájáról és nagyobb fajszámról számol be az organikusan mûvelt területek kapcsán. Ez a különbség elsôsorban a széleslevelû gyomok esetén jelentôs, és kisebb mértékû a fûfajok körében. Néhány tanulmányban pedig a regionálisan ritka vagy csökkenô növényfajok nagyobb számát mutatták ki az organikusan mûvelt területeken. Mivel az organikus gazdálkodás kisebb mértékû zavarást jelent a szegélyek vegetációjára, ezért ott szignifikánsan magasabb a fajdiverzitás a hagyományosan mûvelt táblák szegélyeihez képest. HOLE és munkatársai (2005) felhívják a figyelmet öt általános problémára, amelyek az egyes vizsgálatokat terhelték, vagy azok összevetését nehezítették: – az organikus gazdálkodás elôírásai az egyes országok között különböznek; – a külsô hatótényezôket a vizsgálatok végzôi különbözôképpen vették figyelembe (pl. nem alkottak megfelelô párokat az organikusan és a hagyományosan mûvelt területekbôl, így valójában az eltérô tájszerkezet hatását mutatták ki); – a vizsgálatok egy része csak egyetlen évre vagy évszakra terjedt ki, emiatt az életközösség eredendô variabilitása erôsen befolyásolhatta az eredményeket; – különbözô térbeli léptékekben készültek a felmérések; – a biodiverzitás kifejezésére többféle mérôszám használatos (abundancia, denzitás, fajgazdagság stb.).

Az organikus gazdálkodás kapcsán éppúgy (vö. TÓTH – BÁLDI 2006), mint más agrárkörnyezetgazdálkodási vagy természetvédelmi tevékenység esetén fontos hangsúlyozni, hogy egyrészt adott kezelés hatása, másrészt annak monitorozási módszere is igen eltérô lehet a különbözô országok között. Ezért a kezeléseket is és a monitorozási protokollokat is csak körültekintô módon, a hazai viszonyok messzemenô figyelembevételével lehet alkalmazni a hazai agrártájak természetközeli élôhelyein és mûvelt területein egyaránt.

215

216

5.

ZÁRÓ GONDOLATOK

E könyv elsô fejezetében – a korábbi figyelmeztetésekhez csatlakozva (vö. ÁNGYÁN et al. 1999) – mi is megfogalmaztuk, hogy a mezôgazdálkodásnak hazánkban is csak azok a formái tarthatók fenn hosszú távon, amelyek az agrártájak természetes és természetközeli élôvilágának ökológiai állapotát kedvezô irányban befolyásolják. Ehhez azt is hozzá kell tenni (vö. KOVÁCSNÉ-LÁNG – FEKETE 2002), hogy a beavatkozások ökológiai rendszerekre gyakorolt hatásainak megbízható monitorozása elengedhetetlen ahhoz, hogy ellenôrizni tudjuk: vajon a megvalósított kezelések valóban a kitûzött cél, a fenntarthatóság irányába mutatnak-e. A természetvédelmi célú kezelések, beavatkozások monitorozása ezért nem egyszerûen csak egy szokásos (és adott esetben – pl. az agrár-környezetgazdálkodási programok esetén, vagy a Natura 2000 területeken – formailag megkövetelt) velejárója a természeti erôforrás menedzsment rendszereknek, hanem lényegi összetevôje a jobbító szándékú törekvéseknek (vö. pl. NYBERG – TAYLOR 1995). Az ökológiai rendszerek ugyanis jóval összetettebbek annál, minthogy determinisztikus folyamatokra épülô, egyszerû szervezési tevékenységekkel irányítani lehetne ôket. Ezért a tevékenységek következményeinek monitorozása és ennek révén a tapasztalatok visszacsatolása nemcsak egyike a hatékonyságot növelô eljárásoknak, hanem a rendszeresen felülvizsgálandó és szükség esetén megváltoztatandó beavatkozások tervezésének elmaradhatatlan, elsô lépése. Az ökológiai rendszereket ért konkrét kezelések következményeinek hipotézistesztelô (vagy hatás-)monitorozása ugyanakkor nem egyszerû, de legalábbis nem mindig magától értetôdô módon történik. Ennek legfôbb oka éppen a monitorozandó ökológiai rendszerek alapvetôen komplex, nem egyensúlyi mivoltából (vö. pl. GALLÉ 1998, BARTHA 2000), a lehetséges dinamikák nagy számából, a rendszerek hierarchikus skálázottságából fakad (lásd 2. fejezet). Míg a drasztikus beavatkozások következménye rövid távon elég jól kiszámítható, a kezelések többségének hatása igen nagy mértékben függ a kezelt objektum aktuális állapotától, elôéletétôl, a szomszédos objektumoktól stb., és ezért következményeik csak bizonyos valószínûséggel jósolhatók meg. Mindezt a monitorozás tervezésekor is figyelembe kell venni ahhoz, hogy a kezelések tényleges hatását kimutatni képes indikátorváltozókat válasszunk ki. A hatás-monitorozás hatékonnyá tételéhez ezért szükség van arra, hogy jól felépített monitorozási protokollokat készítsünk, amelyek – közelítve a kísérletes tudományos kutatások megbízhatóságát (vö. pl. SIT – TAYLOR 1998) – lehetôvé teszik a kezelések hatásának elkülönítését az egyéb, nem kontrollált hatásoktól (3. fejezet). Az ökológiai rendszerek hatás-monitorozásával kapcsolatos problémák a fentieken kívül abból erednek, hogy csak az utóbbi években kezdôdtek nagyobb arányban ilyen programok, és a trend-monitorozás mûködô rendszerei is csak néhány évtizedes múltra tekinthetnek vissza (vö. LÁNG 1996). Emellett, a növényzet hatás-monitorozásának tervezéséhez elengedhetetlen vegetációdinamikai kutatások is csak korlátozott múlttal rendelkeznek, igen ritkák a néhány évtizednél hosszabb megfigyelések. Hazánkban ebben

217

a tekintetben különösen nagy az elmaradás (bár szerencsére vannak kivételek, lásd pl. 4.1. fejezet), ezért is fontos, hogy kiszélesedjen a hosszú távú ökológiai kutatásokat lehetôvé tevô mintaterület hálózat (vö. KERTÉSZ 2002) és a vizsgálatok folyamatossága biztosított legyen. Az agrártájak természetes és természetközeli vegetációját érintô beavatkozásokra nézve kevés a példa az eredményes hipotézistesztelô monitorozásra (vö. 4.2. fejezet). Hazai példa alig van és/vagy nem publikált (vö. MARGÓCZI et al. 2006). Külföldi példa már lényegesen több van, ám közülük sok a sikertelen. Ezek sikertelensége többnyire az inadekvát kutatási tervbôl, a hiányzó statisztikai elemzésekbôl, a megfelelô referenciák (pl. kontroll területek) hiányából fakadt (vö. pl. KLEIJN – SUTHERLAND 2003, CRITCHLEY et al. 2002). Ezekben az esetekben tehát nem feltétlenül a beavatkozás, hanem a monitorozás volt sikertelen, de emiatt a beavatkozások sikerességét nem lehetett értékelni. Márpedig a hosszú távú fenntarthatóságot célul kitûzô menedzsment tervek (így pl. az agrárkörnyezetgazdálkodási programok) sikerességét már rövid távon is vissza kellene tudni jelezni. Fontosságuk általánosságban nem kérdôjelezhetô meg, de a gyakorlati megvalósítást éppen a sikeres monitorozási eredmények tükrében folyamatosan szabályozni kell. A külföldi hatás-monitorozó rendszereket már csak a fenti megfontolások miatt sem lehet vakon átvenni. Van azonban ennél mélyebb érve is annak, hogy a hazai agrártájak természetközeli vegetációjára saját monitorozási rendszereket dolgozzunk ki. Mivel hazánk egy önálló biogeográfiai régión (a Pannon régión) belül helyezkedik el, ezért mind a természetföldrajzi és tájökológiai adottságok, mind maguk az élôhelyek és azok használatának története lényegileg eltér Európa más területeinek adottságaitól (lásd FEKETE – VARGA 2006). Ezt mind a kezelések, mind pedig a monitorozási protokollok tervezésekor figyelembe kell venni – nemcsak a hazai agrártájak természetközeli élôhelyein, hanem a mûvelt területeken és a nem agrártájakon egyaránt. Ráadásul Magyarország átmeneti klímája, valamint az igen változatos geológiai, geográfiai, vízrajzi tényezôk miatt elôfordulhat, hogy egy adott kezelés akár ellentétes hatással is járhat a különbözô tájegységek hasonló típusú és hasznosítású, ám a fentiek miatt dinamikájukban és szomszédsági viszonyaikban jelentôsen eltérô gyepjeiben. Mindez a kezelések és a monitorozási protokollok rendszeres térbeli és idôbeli aktualizálását követeli meg. Ha a vegetációra vonatkozó hatás-monitorozás szerepét vizsgáljuk, akkor azt látjuk, hogy nagy igény van már most is erre a tevékenységre, és még nagyobb várható a közeljövôben. A természetvédelemben egyre több rehabilitációs, rekonstrukciós és más kezelési tervet készítenek és hajtanak végre; az agrár-környezetgazdálkodási programok Európa-szerte zajlanak, és a közeljövôben talán hazánkban is újabb – kedvezôbb – fordulatot vesznek; a Natura 2000 hálózathoz tartozó hazai területeken is megkezdôdtek, és a késôbbiekben várhatóan megszaporodnak a támogatott beavatkozások. Ezeknek a részben országos körben zajló, részben kisebb lokalitásokat érintô, az agrártájak természetközeli élôhelyeire hatással bíró tevékenységeknek a monitorozása számos feladatot vet fel. A monitorozási protokollokat meg kell tervezni, a monitorozási folyamatot hosszú távon menedzselni kell, rendszeresen megismétlendôk az extenzív és intenzív terepi adatgyûjtések, az adatminôség folyamatos ellenôrzésre szorul, az adatokat rendszeresen és korrekt módon kell kiértékelni, az eredmények alapján újabb beavatkozásokat kell tervezni, és nem utolsósorban a hatás-

218

monitorozási programokat rendszeres felül kell vizsgálni. Ezeket a feladatokat csak megfelelô számú és végzettségû szakember képes eredményesen ellátni. A vegetációt érintô hatásmonitorozásra hazánkban már jelenleg is legalább 150–200, a közeljövôben pedig még ennél is több, jól képzett szakemberre van szükség. E szakemberek képzését ma már több hazai egyetemen is meghirdetett, az ökológiai rendszerek monitorozásával kapcsolatos kurzus teszi lehetôvé, emellett szükségesek a rendszeres továbbképzések. A képzések sikeréhez a már létezô hazai tankönyvek és kézikönyvek mellett e kötettel szeretnénk hozzájárulni.

219

220