A Víz Keretirányelv
és a vízi habitatdiverzitás konzervációbiológiai vonatkozásai
Padisák Judit Ács Éva
az MTA doktora, Pannon Egyetem, Limnológia a biológai tudomány kandidátusa
Tanszék, Veszprém –padisak @ tres.blki.hu MTA–ÖBKI Dunakutató Állomás, Göd
Borics Gábor Buczkó Krisztina
PhD, Tiszántúli Környezetvédelmi, Természet- PhD, Magyar Természettudományi
védelmi- és Vízügyi Felügyelőség, Debrecen Múzeum, Növénytár
Grigorszky István Kovács Csilla
PhD, Debreceni Egyetem, PhD-hallgató
Hidrobiológiai Tanszék, Debrecen Pannon Egyetem Limnológia Tanszék, Veszprém
Mádl-Szőnyi Judit Soróczki-Pintér Éva
PhD, ELTE Földrajzi- és Földtudományi Intézet egyetemi tanársegéd
Alkalmazott és Környezeti Földtan Tanszék Pannon Egyetem Limnológia Tanszék, Veszprém
A vízi élőlényközösségek rendkívüli változatossága régóta foglalkoztatja a természetbúvárokat. Olyan világ ez, mely általában csak akkor kelti fel az érdeklődést, ha valamely esztétikailag szép (például a szibériai nőszirom, Iris sibirica számos, egyébként erősen módosított vízfolyás mentén) vagy vörös listás (például a rovarfogó aldrovanda, Aldrovanda vesiculosa egyedüli hazai lelőhelyén, a Baláta-tóban) faj fordul elő. Felszíni vizeink apró, sokszor mikroszkopikus tartományba eső élővilágának fajgazdagsága csak esetlegesen kerül a természetvédelem górcsövének látómezejébe, s főleg akkor, ha ezek az élőlények kedvezőtlen állapotokat vagy folyamatokat jeleznek. A természetvédelmi szempontból kiemelt jelentőségű magasabbrendű növényzet nem jelzi biztosan az adott vizes élőhely értékét, mert azt a szigorúan vízi fauna és flóra alapján lehet becsülni.
A hazai természetvédelmi biológia – feltehetően hagyományok híján – vajmi kevés figyelmet fordított a vízi habitatdiverzitásra. A Növénytársulások Vörös Könyve (Borhidi – Sánta, 1999) ezt több helyütt példázza. A szikes vagy szikes-jellegű parti társulások leírásában az egyébként kiváló munka számos alkalommal javasol mesterséges vízpótlást, de annak felmérése nélkül, hogy honnan is kéne megfelelő minőségű (tehát a H2O-n kívül az egyéb komponensek tekintetében is megfelelő) vizet szerezni a pótláshoz. Ha ugyanis nem megfelelő összetételű és minőségű vízzel pótlunk, akkor a lehető legbiztosabb utat választjuk a társulás elpusztítására. Elrettentő példaként elég a Vadkerti-tó, a Kun-Fehér-tó vagy a Szelidi-tó kiédesülésére gondolni. Arról már nem is beszélve, hogy az ilyen vizek parti vegetációja evolúciósan adaptált az akár többéves száraz periódusok átvészelésére. Sőt, mint a Balaton alacsony vízállása (2000-2003 [Padisák et al., in press]) idején megindult rohamos nádregeneráció mutatja, azt még igényli is. Hasonló a gond a tőzegmohalápok kezelési célú vízutánpótlásával is (bár természetesen ezek esetén természetes állapotban csak vízszintingadozással és nem teljes kiszáradással állunk szemben).
A hazai szikesek kiemelten fontos természetvédelmi értéke miatt érdemes itt egy kitérőt tenni. A limnológia – a klasszikus hidrogeológia tanítását követve – a felszín alatti vizeket durván két alaptípusra osztja: talajvízre (mely a legfelső vízzáró felett helyezkedik el) és rétegvízre (mely két vízzáró között található, emiatt a felszíni vizekkel elvileg kapcsolata nincs [Padisák, 2005]). A Duna-Tisza közi tavak szikes (NaHCO3 iondominancia) vagy sziksós (Na2CO3 iondominancia) jellege magyarázható (de a csapadék–éves átlaghőmérséklet adatpár figyelembe vételével nehezen [Padisák, 2005]) az általános módon, vagyis úgy, hogy zárt hidrológiájú (endoreikus: nincs kifolyó és befolyó) vizek lévén a párolgás, és a csapadék hosszú távon egyensúlyban van, mely végül is töményedéshez és karbonátos alapkőzeten szikesedéshez vezet (karbonátszegény alapkőzeten NaCl iondominancia alakul ki). A legújabb hidrogeológiai kutatások eredményei szerint azonban mélységi sós vizek táplálhatják őket. Elsősorban algológiai indíttatású kutatások révén régóta tudjuk, hogy a területen nem ritkák a szikes vízfeltörések (Kiss 1979, 1990), ám ezek eredete, jelentősége nem volt tisztázott. A modern hidrogeológia nem tesz különbséget a talajvíz és a rétegvíz között, azokat összefüggő talajvízrendszerként (groundwater-flow system) kezelve, hidraulikailag folytonos medencékben gondolkodik. Az ennek szellemében a közelmúltban végzett kutatások világítottak rá, hogy a Duna-Tisza közén a csapadékból pótlódó felszín alatti vizek gravitációs mozgásai nem mindenütt érik el a Tisza- illetve a Duna-meder közvetlen környékét. A két folyómeder mentén helyenként mélységi sós vizek túlnyomás okozta feltörési zónája található, izolált sós talajokat és vizenyős területeket (wetlandeket) hozva létre. E felszín alatti, különféle eredetű és sótartalmú vizek áramlási mintázatai okozzák, hogy habár a Kolon-tó és a Kelemenszék egymástól csak 15 km-re fekszenek, vízkémiai jellegük erősen eltérő. A homokhátságról édesvizet szállító, gravitációsan mozgó víz a Kolon-tó tájékán ér a felszín közelébe, biztosítva ezzel a tó édesvízi jellegét. A Kelemenszék körzetében mélységi, túlnyomásos, sós vízfeltöréseket találunk, melyek stabilizálják a tó szikes jellegét (Mádl-Szőnyi – Tóth, in press). A terület felszín alatti vízmozgásainak sematikus ábrázolását a 1. ábra mutatja. Figyeljük meg, hogy a fenti modell szakít a hidrogeológiában hagyományos „vízzáró” szemlélettel: ha a mélységi vizek ténylegesen zárórétegek között lennének, nem lenne lehetséges felszínre jutásuk (ezért alkalmazza a régi „vízzáró” helyett a „vízfogó” kifejezést) – viszont tönkre lehet tenni a természetes sós vizet azzal, ha átfúrják, kikotorják stb. a medrét, és édesvíz kerül bele. A példa világossá teszi, hogy a felelős természetvédelmi kezeléshez nemcsak biztos botanikai (kell-e egyáltalán pótolni a vizet, vagy a többnyire klonális növényzet regenerációját még segíti is az időszakos kiszáradása?) és limnológiai (milyen minőségű víz jöhet egyáltalán szóba, és honnan?) tudás kell, hanem még a hidrogeológiai viszonyok mozaikszerű mintázatának ismerete is – és természetesen nem árt ismerni a vízi flórát és faunát sem.
Nem kevésbé „ludas” a vízi társulások természetvédelmi szemléletének hiányában a hazai (és nemzetközi) hidrobiológia. Bár a különleges élőhelyek faunisztikai és florisztikai leírásában igen gazdag a hazai szakirodalom (gondoljunk akár csak arra, hogy Kol Erzsébet [1968] nevéhez fűződik a máig, nemzetközi viszonylatban is egyedülálló, egyetlen kriobiológiai monográfia), e kutatások soha nem álltak rendszerbe. A vízminőség úgynevezett biológiai monitorozása a mintavételi szabvány által megkövetelt módon a nagyobb vizekre (s főképp a határon be- vagy kilépő folyókra, a kifejezetten nagy tavakra) koncentrált, a kisvizeket (s főleg a kis folyóvizeket) teljesen figyelmen kívül hagyva. A vizsgált változók közül a trofitást a konzervációbiológiai szempontból használhatatlan (mert faji információt nem tartalmazó) klorofill-a tartalom mérte. Ezt különféle nemzetközileg használt skálák (például OECD, 1982) alkalmazásával minősítették, s ad absurdum egy adott érték ugyanazt a minőséget jelentette akkor is, ha a Bajkálból, vagy ha egy szukcessziójában előrehaladott holtágból származott a minta. A faji összetétel (ha volt egyáltalán szakember, aki képes volt faji szinten határozni) megállapítása pedig a szinte teljesen használhatatlan, szaprobitásfokot esetleg mérő Pantle–Buck-index kiszámítására szolgált, másra nem. Az index, kétségkívül, alkalmas például erős szerves terhelés kimutatására. A legtöbb, konzervációbiológiai szempontból értékes, ritka fajnak még csak a szaprobiológiai indikátorértékét sem állapították meg – minek, ha úgyis olyan ritka, hogy „nem számít”.
Fentiek alapján nem lehet csodálkozni azon, hogy a vízi élőlényközösségek és élőhelyek természetvédelmi értékéről tudásunk fragmentált, és csak remélni lehet, hogy a közeljövőben ez alapvetően megváltozik. E változást – ha kellően odafigyelünk – nagymértékben katalizálhatja az EU közelmúltban kiadott Víz Keretirányelve (EC Parliament and Council, 2000, a továbbiakban VKI).
A VKI alapvető szemléleti váltást jelent az eddigi monitorozási és univerzális skálákon alapuló minősítési rendszerhez képest, mely az alábbiakban foglalható össze:
1.) Európát ökorégiókra osztja, s a minősítést ökorégiókon belüli összehasonlítások alapján kell megoldani. E megközelítés lehetővé teszi a biogeográfiai szemlélet beépítését: például lehetséges, hogy egyazon faj „mást jelentsen” elterjedési területének centrumában és szélén. Magyarország egyetlen (Pannon) ökorégiót képez, melyen belül alrégiók felállítására van lehetőségünk.
2.) Az egy ökorégión belül előforduló vizeket tipizáljuk, mégpedig az adott ökorégiónak megfelelő, „értelmes” bontásban (például a Pannon ökorégióban nem kell a nagy esésű, alhavasi patak kategóriát bevezetni, mert ilyen nincs.) Ez (tavak és folyók esetén külön) úgynevezett tipológiai paramétereken alapul. Tipológiai paraméter olyan változó lehet, melyet emberi beavatkozás nem (vagy legalábbis nem kis erőfeszítéssel) tud változtatni. Folyók esetén ilyen tipológiai paraméterek például a következők: alapkőzet, esés, mederanyag, vízgyűjtő nagysága. Következésképp, valamilyen kémiai összetevő értéke (például nitrát- vagy foszfáttartalom) nem lehet tipológiai paraméter; egyébként is kötelező a szeny-nyezések megszüntetése.
3.) A minősítés alapvetően biológiai indikátorcsoportok (és nem kémiai változók!) alapján történik. Jelen állapotban ezek: fitoplankton, bevonatlakó kovaalgák, makrogerinctelenek, makrofiton és halak. (Tavak esetén súlyos hiányosság a zooplankton mint indikátorcsoport hiánya.) Természetvédelmi szempontból különösen fontos ajánlása a VKI-nek, hogy a minősítést a lehető legnagyobb taxonómiai felbontással (faji szintű határozás) kell megoldani.
4.) Az egyes típusokra meg kell állapítani minden biológiai indikátorcsoport jellemző mintázatát (hegyi patakjainkban például a fitoplankton mint indikátorcsoport a „nincs” értéket kapja, mert ha netán van, az már nagy valószínűséggel eltérés a természetes állapottól), melyet általában egy kellő gondossággal kijelölt referenciavíz alapján tehetünk meg.
5.) Az egyes indikátorcsoportokra ki kell jelölni indikátorváltozókat, melyek értékei végül is a minősítés alapját képezik. Ez a legbonyolultabb s alapkutatásokat nem nélkülöző követelmény, melynek részletezése meghaladja e rövid összefoglaló kereteit. Lényeges azonban, hogy bármit is válasszunk változónak, azt öt fokozatra kalibráljuk, melyek a „rossz”, „gyenge”, „közepes”, „jó”, „kiváló” közérthető kvalitatív minősítést adják az adott víz ökológiai állapotára vonatkozóan. Érdekes példa: nem kötelező a Fertőt Ausztriának és Magyarországnak azonos változók alapján minősítenie, de a minősítésnek magának már egyeznie kell (szerencsére egyezik is: „kiváló”). Az egyezések és a különbözőségek vizsgálata az úgynevezett interkalibrációs vizsgálatok tárgya, melyet jórészt a tagállamoktól kapott adatok alapján az EU közös kutatóközpontja (JRC – Joint Research Center) végez.
6.) A VKI bevezetése során igen fontos feladat az úgynevezett természetes és mesterséges víztestek kijelölése. Mesterséges egy víztest akkor, ha annak természetes jellemzőit ért beavatkozások azt oly mértékben megváltoztatták, hogy a típusának megfelelő karaktert nem képes mutatni. Például ha egy viszonylag jelentős esésű hegy- vagy dombvidéki patakot tározósorozattal szabdalunk teljes hosszában, akkor attól továbbá nem várható el, hogy a saját típusa referencia-kritériumainak megfeleljen. Ebben az esetben nem a jó/kiváló ökológiai állapot elérése a távlati cél, hanem az úgynevezett jó ökológiai potenciálé. Ez azt jelenti, hogy a víz legyen „jó”, akár egy másik típusnak megfelelő módon. Olyan, kisebb mértékű, de szükséges (például árvízvédelem) beavatkozás, mely kis területre terjed, s az alapjelleget nem változtatja meg súlyos mértékben, nem indoka a módosított víztestté nyilvánításnak.
7.) A VKI messzemenően tekintettel van a természetvédelmi szempontokra. Alapvető célja, hogy vizeink minél inkább közelítsék a természetes állapotot (hegyvidéken ez egyszerűbb, mint a lecsapolt, agyonszabályozott csatornarendszerekkel rendelkező síkságokon), a módosításokat (keresztgátak, hosszirányú elterelés, partvédő struktúrák, vízátvezetések, tározás, kotrás, vízelterelés… stb.) csökkentsük, illetve olyan megoldásokat válasszunk, melyek az élőhely jellegét a lehető legkevésbé változtatják. Vannak olyan módosítások, melyek természetvédelmi célúak (például folyamatos vízpótlás egy, a területen reliktumnak tekinthető úszóláp fenntartása miatt), s erős módosítást jelentenek (mert például a természetes vízjárást változtatják meg alapvetően). Ebben az esetben a természetvédelmi kezelés fenntartandó, az adott víz pedig módosítottnak minősül.
Magyarországon a VKI implementálásával kapcsolatos előkészületek 2002-ben kezdődtek, de igazán 2004-től gyorsultak fel. A fitoplankton minősítésére kidolgoztunk egy asszociációindexet (Q [Padisák et al., 2006]), mely a fajokat, illetve asszociációkat a különféle tótípusokban különféle faktorral súlyozza, emiatt a konzervációbiológiai szempontokat is messzemenően figyelembe tudja venni. A régi (összes biomassza vagy klorofill-a tartalom alapján történő) és az új (típust figyelembe vevő asszociációindex, Q) alapján történő minősítés különbségét a Boroszlókerti Holt-Tisza példáján mutatjuk be. A holtág egyike a legjobb állapotú, szentély-jellegűnek tekintett holtágainknak, a mintavételek egy éven át, annak hossztengelye mentén történtek, ahol az egy-három mintavételi pontok a sekélyebb, szukcesszióban előrehaladottabb részen találhatók, a többi pedig a mélyebb, nyíltvizű szakaszon. A biomassza alapú minősítés a szukcesszióban előrehaladott holtágvéget rendre, de különösen májusban alulminősíti (2. a ábra), az asszociációindex viszont mindvégig jelzi a jó–kiváló állapotot (mely a VKI-ban célállapot).
A kisvízfolyások diatomológiai kutatásai során ilyen látványos, a VKI és a konzervációbiológia szempontrendszerét integrálni képes eredményt még nem tudunk felmutatni, aminek az az oka, hogy hazai kutatási eredmények nincsenek (eddig ha határozások történtek is, a relatív gyakoriságokat nem becsülték, pedig ez az alapja a nemzetközi gyakorlatban használt indexek alkalmazásának). Kezdeti eredményeink azonban biztatóak: az úgynevezett súlyozott átlag (WA) statisztikai alkalmazásával – ami a paleolimnológiai kutatásokban már régóta széles körben használt módszer – sikerült kis vízfolyásokra is olyan modelleket kifejleszteni, melyek a diatómakép alapján a pH-t és az összes foszfortartalmat (TP) meglehetős biztonsággal jelzik előre (3. ábra). Ugyanezzel a módszerrel meg tudjuk állapítani az egyes fajok ökológiai optimumát, illetve toleranciahatárait.
Habár Magyarországon az algafajok természetvédelmi szempontú besorolása hiányzik, az számos más országban megtörtént (diatómákra vonatkozóan a német adatokon alapuló munka az irányadó [Lange-Bertalot, 2000]). Hiánypótló e tekintetben Németh József (2005) munkája. Az utóbbi években a VKI-kutatások keretében végzett diatomológiai vizsgálataink fajlistáit Németh (2005) jegyzékével összevetve megállapítható, hogy számos olyan faj új lelőhelyét tártuk fel, mely a veszélyeztetettség valamilyen kategóriájába esik.
A fenti példa igen jól mutatja, hogy a VKI faji minősítést szorgalmazó, s a habitatdiverzitást figyelembe vevő koncepciója a természetvédelmi megfontolásokkal összhangban van. Még kellőképpen nem tudatosult az a probléma, hogy a faji szintű határozás specialistákat igényel (képzésük taxoncsoporttól függően 2-4 év is lehet), s a hazai vízminőségi monitorozó szervezeteknek súlyos szakemberhiánnyal kell majd szembenézniük, amit tovább nehezít a műszerezettség és a szakkönyvtárak jelen állapota.
A kutatásokat az OTKA (T-034414, T-047159), valamint a Békésy György Posztdoktori Ösztöndíj támogatta.
Kulcsszavak: Víz Keretirányelv, diatómák, vizes élőhelyek, ökológiai állapot, interdiszciplinaritás, hidrogeológia
1 ábra • Alapvető hidrogeológiai folyamatok a Duna-Tisza közén (Mádl-Szőnyi – Tóth [in press] alapján)
2. ábra • A fitoplankton biomassza (a) és az asszociáció index (b) változása a Boroszlókerti Holt-Tisza 1–7, a hossztengely mentén elhelyezkedő mintavételi pontján. Az ábrán a VKI szerinti minősítést is megadtuk.
3. ábra • A súlyozott átlag módszerén alapuló összefüggés a mért és a becsült (a) pH illetve (b) TP (gl-1) koncentrációk között.
Irodalom
Borhidi Attila – Sánta Antal (1999): Vörös Könyv Magyarország védett növénytársulásairól I. Természetbúvár Alapítvány, Budapest
EC Parliament and Council (2000): Directive of the European Parliament and of the Council 2000/60/EC Establishing a Framework for Community Action in the Field of Water Policy. European Commission PE-CONS 3639/1/100 Rev 1, Luxembourg
Kiss István (1979): Vízfeltörések szerepe a szikes talajok „tarkasága” kialakításában. Botanikai Közlemények. 66, 177–184.
Kiss István (1990): A vízfeltörések formái és szerepük a szikes területek kialakulásában. Hidrológiai Közlöny. 70, 281–287.
Kol Erzsébet (1968): Kryobiologie. Biologie und Limnologie des Schnees und Eises. – Die Binnengewässer 24. Schweizerbart’sche Verlagsbuchhandl., Stuttgart
Lange-Bertalot, Horst (2000): Iconographia Diatomologica Volume 9: Phytogeography – Diversity – Taxonomy. Koeltz Scientific Books, Königstein
Mádl-Szőnyi Judit – Tóth J. (in press): The Duna-Tisza Interfluve Hydrogeological Type-Section, Hungary. Hydrogeology Journal.
Németh József (2005): Red List of Algae in Hungary. Acta Botanica. 47, 379–417.
OECD (1982): Eutrophication of Waters. Monitoring, Assessment and Control. OECD, Paris
Padisák Judit (2005): Általános limnológia. ELTE Eötvös, Budapest
Padisák Judit – Molnár G. – Soróczki-Pintér É. – Hajnal É. – Jones, D. G. (in press). Four Consecutive Dry Years in Lake Balaton (Hungary): Consequences for Phytoplankton Biomass and Composition. Verhandlungen der Internationale Vereinigung für Limnologie 29.
Padisák Judit – Borics G. – Grigorszky. I. - Soróczki-Pintér É. (2006). Use of Phytoplankton Assemblages for Monitoring Ecological Status of Lakes within the Water Framework Directive: The Assemblage Index. Hydrobiologia 553, 1–14.
<-- Vissza a 2006/6 szám tartalomjegyzékére
<-- Vissza a Magyar Tudomány honlapra
[Információk] [Tartalom] [Akaprint Kft.]