Életközösségek védelme és helyreállítása
A közösségi szintű természetvédelem
szükségessége és jelentősége
Margóczi Katalin
PhD, Szegedi Tudományegyetem Ökológiai Tanszék
margoczi @ bio.u-szeged.hu
1. Bevezetés
A természetvédelmi biológia feladata a veszélyeztetett populációk, fajok és életközösségek védelmének tudományos megalapozása. Az életközösségek nemcsak a bennük előforduló fajok miatt értékesek, hanem mint önálló szünbiológiai objektumoknak, saját, inherens értékük is van. A közösségi szintű természetvédelem legfontosabb célja e sajátos érték megőrzése, amelyet a populációkat összekötő, hosszú együttélés során kialakult kapcsolatrendszer jelent, lényeges komponensét alkotva az élővilág bámulatos sokféleségének. A közösségi szintű természetvédelem célja mindig az egész közösség működőképes állapotban való megőrzése.
A cikk áttekinti a természetvédelemben felhasználható közösségi ökológiai ismereteket, különös tekintettel a hazai eredményekre, valamint példákat hoz az életközösségek védelmének gyakorlati megvalósítására.
2. Az életközösség és védelme
Az ökológiában életközösségnek a térben és időben együtt előforduló, egymással kölcsönhatásban lévő, különböző faji minősítésű állat- és növénypopulációk együttesét tekintik, amely más illetve több, mint az alkotó populációk egyszerű összege. Az ökoszisztéma pedig – Juhász-Nagy Pál után – valamely ökológiai objektum rendszerként értelmezett absztrakciója a magyar szakirodalomban. A külföldi szakirodalom a két fogalmat gyakran összemossa, így az ecosystem kifejezést általában biogeocönózisnak lehet lefordítani.
A közösségi szintű természetvédelem szempontjából a védendő objektumot kezelési szempontból szükséges lehatárolni, ekkor a lehatárolás általában területi azonosítást is jelent, tehát a védendő objektum leginkább az ökológia biogeocönózis fogalmának feleltethető meg.
A megőrzés a közösségek ökológiai integritásának fennmaradását jelenti, ami magába foglalja a közösségek diverzitását, valamint kompozícióját és struktúráját. Ezen felül megőrzendő a közösség természetes működése, funkciója és stabilitása (rezilienciája és rezisztenciája) is. A közösség integritásának és stabilitásának megőrzése azonban általában nem vonatkoztatható egyetlen konkrét életközösségre, mivel ez azt jelentené, hogy meg kell akadályozni mindennemű megváltozását, és ezzel természetes, hosszú távú dinamikáját is. Helyesebb arra törekedni, hogy a közösségtípus maradjon fenn, vagyis az adott területen egyidejűleg legyen jelen valamennyi fejlődési stádiumra jellemző közösségtípus, és ezek egymásba alakulása foltdinamika formájában érvényesüljön.
3. Lehetséges közösségi szintű természetvédelmi stratégiák
3.1. A kompozíció, a struktúra és az interakciók feltárása és tudatos megőrzése
Az életközösségek szerkezetének és működésének teljes körű feltárása hallatlan bonyolultságuk miatt szinte lehetetlen. Így nem tűnik járhatónak az az út, hogy megvárjuk, míg a tudomány kellőképpen feltárja az életközösséget, és akkor tudományos alapon tudjuk megtervezni a védelmét, kezelését. Ez természetesen nem jelenti azt, hogy nincs szükség a tudományos eredmények felhasználására, éppen ellenkezőleg, a közösségek működésének teljesebb megértése védelmüket is nagyban elősegíti. Szinte minden, az életközösségekre vonatkozó kutatási eredmény előbb-utóbb hozzájárul a hatékonyabb védelmükhöz. A nem-egyensúlyi közösségi dinamika jelentőségének felfedezése például új természetvédelmi szemléletmód kialakulását eredményezte (Pickett et al., 1992).
3.2. Nagy területi egységek védelme
A területnagyság meghatározó mértéke ebben az esetben a minimális dinamikus terület, vagyis az a területnagyság, ahol számítani lehet arra, hogy a közösség legnagyobb területigényű tagjának is elegendő az élőhely mérete, és a természetes diszturbanciák megfelelő tér- és időléptékű bekövetkezése biztosítja az életközösség korai szukcessziós stádiumainak spontán és folyamatos létrejöttét és továbbfejlődését (Pickett – Thompson, 1978). Ekkor már nem életközösségek, hanem élőhelykomplexek, szigmaközösségek védelmét kellene megvalósítani. Jelenlegi ismereteink alapján feltételezzük, hogy a védett területek legnagyobb része ez alatt a mérethatár alatt van, tehát ennek a stratégiának az alkalmazása már csak kivételes esetekben lehetséges.
3.3. Kisebb területek aktív kezelése
Jelenleg ez a leginkább megvalósítható stratégia. Ekkor a természetes foltdinamikát természetvédelmi kezeléssel imitálják, és így a foltdiverzitás és a közösségdinamika kisebb léptékben valósítható meg. Ennek a stratégiának az elméleti hátterét a Steward T. A. Pickett és munkatársai (1992) által kifejtett új ökológiai paradigma természetvédelmi alkalmazása jelenti. Javaslatuk szerint az életközösségekre az átmeneti állapotok gyakorisága, a nyíltság, a külső reguláció, a sztochasztikus folyamatok, az elágazó szukcesz-sziómenet, a többféle klimaxstádium, a természetes diszturbanciák és a foltdinamika jellemző, ezért a természetvédelemnek a folyamatok fenntartására, a közösségi és térbeli kontextusok védelmére, a fajok helyett a közösségek és ezek egymással kapcsolatban lévő csoportjai, a metaközösségek védelmére kell koncentrálnia.
3.4. Természetvédelmi szempontok érvényesítése a nem védett területeken is
Az előbbi stratégia azonban csak akkor lehet sikeres, ha bizonyos természetvédelmi szempontokat a védett területeken kívül is érvényesíteni lehet, biztosítva ezzel a metapopulációs kapcsolatok fennmaradását, az ökológiai hálózatok működését. Ez egyben a rezervátumszemlélet elvetését is jelenti, ami szerint a természetvédelem elégedjen meg a védett területeken belüli rendelkezéssel, és ne korlátozzon semmiféle beavatkozást és használatot azokon kívül. A jelenleg még meglévő diverzitás megőrzése csak e szemlélet felszámolásával valósítható meg.
4. Néhány hazai tudományos eredmény
4.1. Élőhelyek leírása és osztályozása
Az 1960-as évek cönoszisztematikai kutatásai, Soó Rezső kézikönyvsorozatának megjelenése után hosszú szünet következett, majd a Nemzeti Biodiverzitás Monitorozó Rendszer kialakítása és az európai CORINE program hazai munkálatai szükségessé tették az élőhelyek új szempontok és más lépték szerinti tipizálását, jellemzését. Ezt a célt szolgálta a Nemzeti Élőhelyosztályozási Rendszer kialakítása (Fekete et al., 1997), amely a gyakorlati természetvédelem számára is igen hasznosnak bizonyult. Nem sokkal később megjelent a Vörös Könyv Magyarország növénytársulásairól (Borhidi – Sánta, 1999), amely a hagyományos cönoszisztematikai felosztást revideálva tárgyalja a növénytársulásokat, de kitér természetvédelmi értékükre, és javaslatot tesz védelmükre is. A 2003-2005 között megvalósított MÉTA program nem kevesebbet, mint Magyarország élőhelytérképezési adatbázisá-nak elkészítését tűzte ki célul. Az előfordulás regisztrálásán kívül adatokat gyűjtöttek az adott élőhelyfolt természetességét, veszélyeztetettségét, tájökológiai kapcsolatait illetően is. Egy igen széles szakmai közösség alaposan megvitatta az élőhelyek jellemzését, a térképezési módszert, és kialakították a potenciális vegetáció újszerű fogalmát is. A természetvédelmi kezelés és helyreállítás szempontjából fontos ismerni azt a természetes vegetációtípust, amely az aktuálisan adott feltételeknek leginkább megfelel, amelynek helyreállítását érdemes megkísérelni, ezt tekintették potenciális vegetációnak, és térképezték fel az egész ország területén.
4.2. Az inváziós fajok vizsgálata
A természetes életközösségek egyik aktuális veszélyeztető tényezője az inváziós fajok elszaporodása. Bár az intakt közösségek a tapasztalatok szerint, általában jelentős ellenállóképességgel rendelkeznek az invázióval szemben (biotikus rezisztencia hipotézis), a tájidegen fajok visszaszorítása az egyik legfontosabb természetvédelmi probléma napjainkban. Török Katalin és munkatársai (2003) az inváziós növény- és állatfajok aktuális helyzetét foglalják össze. Mihály Botond és Botta-Dukát Zoltán (2004) szerkesztésében megjelent könyv a növényi invázióval kapcsolatos hazai tapasztalatokat foglalja össze. A fogalomrendszer tisztázásán kívül a könyv „közkinccsé teszi” a nemzeti parkokban ezen a téren elért gyakorlati tapasztalatokat.
4.3. Táplálkozási hálózatok kutatása
A kulcsfaj-koncepció szerint az életközösségeknek vannak különösen fontos fajai, amelyek relatív biomasszája nem nagy, mégis kihalásuk az egész életközösség pusztulását, teljes átalakulását eredményezheti. Gyakran egy faj kulcsszerepére csak akkor derül fény, ha már kipusztult, magával rántva az egész életközösséget. Jordán és Scheuring (2002) kulcsfajindexek használatával lehetőséget lát egy-egy faj kulcsszerepének felderítésére. Az elmélet közvetlen gyakorlati felhasználását nehezíti, hogy a táplálkozási hálózat megfelelő mélységű feltárása meglehetősen nehéz és időigényes kutatásokat igényel.
5. Életközösségek védelme, kezelése és helyreállítása a gyakorlatban
A biodiverzitás minél teljesebb megőrzésének igénye ma már általánosan elfogadott törekvésnek tekinthető, de egyáltalán nem mindegy, hogy az embereknek milyen áldozatokat kell ezért hozniuk, milyen gazdasági korlátozásokat kell elfogadniuk. A jelenlegi társadalom elvárása az, hogy a természetvédelem minél kisebb területen, a gazdasági érdekek minél kisebb sérülésével valósítsa meg a biodiverzitás minél nagyobb hányadának megőrzését. Ez az elvárás általában nem teszi lehetővé, hogy olyan nagyságú területeket helyezzenek védelem alá (mondjanak le a hasznosításáról), ahol a spontán, természetes diszturbanciák mesterséges beavatkozások nélkül is biztosítják az életközösségek természetes dinamikáját és valamennyi szukcessziós stádium fennmaradását. Ehelyett sokkal kisebb területen, mesterséges beavatkozásokkal igyekeznek elérni ugyanazt az eredményt. Mai tudásunk (vagy inkább reményünk) szerint például megfelelő méretű és términtázatú ritkításos vágásokkal és természetes erdőfelújítással kisebb területen lehet azokat az erdőfejlődési stádiumokat megőrizni, amit a természetes diszturbanciák (tűz, szél, hó, jég, szárazság, áradás; kártevők, gomba, vad) spontán hoznának létre. A hegyvidéki kaszálórétek fenntartása is azért szükséges, mert a természetes erdődinamika már nem hozza létre spontán azokat a nyílt élőhelyeket, ahol a ma már csak a kaszálókon előforduló fajok fennmaradhatnának.
Következésképpen ma már szinte azt mondhatjuk, hogy kialakult az „üzemszerű” természetvédelem. Árasztás, vízkormányzás, nádvágás, legeltetés, zsilip, töltés szerepel a tervrajzokon, amint azt A nádasok kezelése gazdasági és természetvédelmi szempontok szerint című kiadványban is láthatjuk (Hawke – José, 2002). Képesek vagyunk arra, hogy szántó helyén vizes élőhelyet hozzunk létre nádassal, sirályszigettel, bemutató lesházzal, amint azt a Kiskunsági Nemzeti Park csaj-tavi élőhely-rekonstrukciójánál is láthatjuk. A példákat még hosszan sorolhatnánk – az élőhely-rekonstrukció egyre népszerűbb.
Hogyan értékelhetjük a mai természetvédelem ezen eredményeit? Egyrészt mindenképpen örömteli, hogy természetvédelmi szempontból értéktelen, átalakított, degradált területeken újra madarak fészkelnek, és természetközeli vegetáció alakul ki. Másrészt viszont nem lehetünk biztosak abban, hogy ezek a „rekonstrukciók” tökéletesen pótolják az elpusztított életközösségeket. Nagyon nehéz megtalálni azt a határvonalat, ahol már a természetes folyamatok helyett mesterséges, kiagyalt és fenntartott „műdinamika” érvényesül. Reméljük, hogy a nemzeti parkok még sokáig nem válnak a „nemzet parkjaivá”, ahol a nyírott angolpázsit, színes, egynyári virágágyások, nyírott sövények és ízlésesen elrendezett, örökzöld exoták gyönyörködtetik a látogatókat a természetközeli erdők, gyepek és vizes élőhelyek helyett!
Az élőhely-rekonstrukcióknak – ameny-nyiben megfelelő tudományos vizsgálatok kapcsolódnak hozzájuk – mindig van egy igen jelentős elméleti hasznuk is. A restaurációs ökológia (a természetvédelmi helyreállítás tudománya) az életközösségek működésének megismerésében egyre fontosabb eszközzé válik. Örvendetes, hogy Magyarországon is megkezdődtek az ezzel kapcsolatos kutatások (Török et al., 2000). 2002-ben Budapesten szervezték a harmadik Európai Restaurációs Ökológiai Konferenciát.
A természetvédelmi kezelők és az élőhely-rekonstrukciók tervezői egyre több tapasztalatra tesznek szert munkájuk során, azonban a beavatkozások tudományos igényű monitorozása és kiértékelése annál ritkább. Ennek többnyire az az oka, hogy az élőhely-rekonstrukciókra és kezelésekre elnyert pályázatok időbeli és pénzbeli kötöttségei nem teszik lehetővé a megfelelő tudományos értékelést, de a gyakorlati szakemberek és a tudományos kutatók közötti kapcsolatok is hagynak kívánnivalót maguk után.
6. Egy esettanulmány: vizes élőhely-rekonstrukció a Hanságban
Végezetül egy esettanulmányt szeretnék ismertetni, ahol véleményem szerint a mesterséges beavatkozások mellett a természetes közösségdinamika is érvényesül, és eddig a kellő tudományos igényű monitorozás is megvalósult (Margóczi et al., 2002; Takács, 2003).
Lecsapolása előtt a Hanság a Kárpát-medence legnagyobb kiterjedésű lápterülete volt. Néhány sikertelen próbálkozás után a 19. század végén sikerült a lápot lecsapolni. A romboló hatású területhasználatok ellenére sok természeti érték fennmaradt a lecsapolt láp helyén (láprétek, magassásosok, láperdők), és ezért 1991-ben létrehozták a Hansági Tájvédelmi Körzetet, amely aztán 1994-ben a Fertő-Hanság Nemzeti Park (FHNP) része lett. Mivel a védett területen igen alacsony volt a vizes élőhelyek területaránya, a Nemzeti Park elhatározta egy vizes élőhely-rekonstrukció megvalósítását. Az erre alkalmas terület kiválasztásában elsősorban a biztonsági, technikai, tulajdoni viszonyok játszottak szerepet, de fontos volt az is, hogy meglévő természeti érték ne vesz-szen el. Így jelöltek ki egy közel 400 ha-os területet Acsalag község határában, ahol a Rábca folyóból és a Kismetszés nevű csatornából lehetőség volt a terület gravitációs úton való elárasztására. A kiválasztott területet három, gátakkal körülvett részre osztották, és 2001-ben zsilipeken keresztül elárasztották. A tervezett vízszint elérése után 0–90 cm közötti vízmélységek alakultak ki a domborzattól függően.
Az SZTE Ökológiai Tanszéke az FHNP igazgatóság felkérésére és vele szorosan együttműködve vesz részt a rekonstrukció monitorozásában. Közvetlenül az árasztás előtt vegetációtérképet készítettünk a területről, majd a területet reprezentáló, állandó mintavételi egységekben évente végzett felvételezésekkel követtük nyomon a vegetáció átalakulását. 2003-ban egy nagyfelbontású, egyedi megrendelésű légifotó segítségével az egész területet feltérképeztük. A térképezett foltok adataiból térinformatikai adatbázis készült. A rekonstrukció területén a madarak és a vízi gerinctelenek rendszeres monitorozása is folyik. A vizsgálatok alapján lehetőség adódik a főbb vegetációtípusok dinamikájának követésére, a bekövetkező változások okainak kiderítésére.
Már a rekonstrukció tervezésekor világos volt, hogy az ősi Hanság, mely egy igen nagy kiterjedésű úszóláp volt 3-4 m-es vízmélységgel, a jelenlegi területhasználat és a megváltozott hidrológiai viszonyok miatt nem állítható helyre. Az árasztott területen azonban olyan természetközeli vegetációtípusok alakultak ki, amelyek domináns fajai az ősi Hanságban is jelen voltak (sásos, nádas, gyékényes, harmatkásás, pántlikafüves, hínáros), a vegetáció mintázata mozaikos, változatos, sok a nyílt víz. A terület alkalmas madárélőhelynek bizonyult, nagy számban jelentek meg értékes madárfajok. A lezajló folyamatok jól dokumentáltak, sokféle értékelést tesznek lehetővé. A kialakított vizes élőhely természetközelinek tekinthető, nem igényel folyamatos és költséges fenntartó kezelést, a természetes közösségdinamikai folyamatok érvényesülni látszanak.
Támogatta: OTKA SUP 042877
Kulcsszavak: életközösség, természetvédelmi kezelés, megőrzés, helyreállítás
Irodalom
Borhidi Attila – Sánta Antal (1999): Vörös Könyv Magyarország védett növénytársulásairól I. Természetbúvár Alapítvány, Budapest
Fekete Gábor – Molnár Z. – Horváth F. (1997): A magyarországi élőhelyek leírása, határozója és a Nemzeti Élőhely-osztályozási Rendszer – Nemzeti Biodiverzitás Monitorozó Rendszer I. MTA ÖBKI, Vácrátót – MTM, Budapest
Hawke, Carl J. – José, Paul V. (2002): A nádasok kezelése gazdasági és természetvédelmi szempontok szerint. RSPB-MME, Budapest
Jordán Ferenc és Scheuring István (2002): Searching for Keystones in Ecological Networks. Oikos. 99, 607–612.
Margóczi Katalin – Takács G. – Pellinger A. – Kárpáti L. (2002): Wetland Reconstruction in Hanság Area (Hungary). Restoration Newsletter. 15, 14–15.
Mihály Botond – Botta-Dukát Zoltán (szerk.) (2004): Biológiai inváziók Magyarországon. Özönnövények. A KvVM Természetvédelmi Hivatalának tanulmánykötetei 9. Természetbúvár Alapítvány, Bp.
Pickett, Steward T. A. – Parker, V. T. – Fiedler, P. L. (1992): The New Paradigm in Ecology: Implications for Conservation Biology above Species Level. In: Fiedler, Peggy L. – Jain, Subodh K. (eds.): Conservation Biology. Chapman and Hall, New York, London, 65–88.
Pickett Steward T. A. & Thompson, John N. (1978): Patch Dynamic and the Design of Nature Reserves. Biological Conservation. 13, 27–37.
Takács Gábor (szerk.) (2003): A dél-hansági élőhelyrekonstrukció komplex ökológiai monitoringja (2003). Szakmai előrehaladási jelentés. Sarród
Török Katalin – Szili-Kovács T. – Halassy M. – Tóth T. – Hayek Zs. – Paschke, M. W. – Wardell, L. J. (2000): Immobilization of Soil Nitrogen as a Possible Method for the Restoration of Sandy Grassland. Applied Vegetation Science. 3, 7–14.
Török Katalin – Botta-Dukát Z. – Dancza I. – Németh I. – Kiss J. – Mihály B. – Magyar D. (2003): Invasion Gateways and Corridors in the Carpathian Basin: Biological Invasions in Hungary. Biological Invasions 5, 349–356.
<-- Vissza a 2006/6 szám tartalomjegyzékére
<-- Vissza a Magyar Tudomány honlapra
[Információk] [Tartalom] [Akaprint Kft.]