A WWF Magyarország

"Az EU Víz Keretirányelvének bevezetése a Dráva vízgyüjtőjén" című tudományos tanácskozásának összefoglalója

MTA Pécsi Akadémia Bizottságának székháza

Pécs, 2002. február 12.

 

Előszó

 

A globális felmelegedés, az aszályok, a vizek szennyezése mára világméretű problémává vált. Sajnos nem csak a vizek, de az ezekhez kapcsolódó élőhelyek, növény- és állatközösségek is végveszélybe kerültek.

A WWF Magyarország programjainak több mint fele vizes élőhelyek védelmével foglalkozik. A Zöld Duna program, a Tisza LIFE, a Kisvizek védelme program de a fajvédelmi programok közül a hód-visszatelepítési, a mocsári teknős védelmi- és a vidravédelmi program is a vizes élőhelyek védelmét szolgálja.

Magyarországnak 2015-ig be kell vezetni az EU Víz Keretirányelvet, amely az EU tagországokban egységes alapokon nyugvó vízügyi szabályzást biztosít. A keretirányelv első pontjában szerepel a felszíni és felszín alatti vizek jó ökológia állapotának megőrzése.

A WWF Magyarország, mint társadalmi szervezet csatlakozni kíván ahhoz az előkészítő munkához, amely a keretirányelv hazai bevezetést megelőzi. Ezért egy új vizes élőhelyvédelmi projektet indított, melynek címe: “Az EU Víz Keretirányelvének bevezetése a Dráva vízgyűjtőjén.” A projekt a KAC G keret támogatásával valósul meg. Munkánk több részből tevődik össze. Tanulmányt készítünk a Dráva alsó vízgyűjtőjének tájhasználatáról, és kidolgozzuk a térség integrált folyókezelési irányelveit. Mindkét tanulmány célja a majd kidolgozásra kerülő Vízgyűjtő Gazdálkodási Terv szakmai támogatása, a környezet- és természetvédelmi érdekek érvényesítése.

Modell értékű terepi munkát is végzünk, egy Dráva menti nem védett holtág természetvédelmi szempontú rehabilitációján dolgozunk. Végül, de nem utolsó sorban tudományos konferenciát szerveztünk Pécset, “Az EU Víz Keretirányelv bevezetése a Dráva vízgyűjtőjén címmel”, melynek összefoglalóját a tisztelt olvasó most a kezében tartja.

A konferencia célja EU Víz Keretirányelvéhez igazodó víztértipológiai módszer kidolgozása különböző vízi rendszerekhez kapcsolódva, eltérő szakmai és tudományos megközelítéseken keresztül. A több mint 90 érdeklődő 14 előadást hallgathatott végig az aktuális és az eddig még nem alkalmazott vízügyi és természettudományos tipológiai módszerek témájában.

Reméljük, hogy ezzel a konferenciával a WWF Magyarország hozzájárul az EU Víz Keretirányelvének sikeres magyarországi bevezetéséhez, és ezzel is elősegíti a hazai vizes élőhelyek megmentését.

Márkus Ferenc,

igazgató

WWF Magyarország

Tartalomjegyzék

Holló Gyula
Dr. Szilágyi Ferenc
Dr. Csányi Béla

Guti Gábor

Dr. Majer József
Závoczky Szabolcs
Ortmann-né Ajkai Adrienne, Czirok Attila, Dénes Andrea, Oldal Imre, Fehér Gizella, Gots Zsuzsa, Kamarásné Buchberger Edit, Szabó Eszter, Vörös Zsolt és Wágner László
Sallai Zoltán
Fehér Gizella és Oldal Imre
Horváth Gábor
Gyenizse Péter és Lovász György
Dolgos Gergely

Tájékoztató "A vízügyi politika területén a közösségi cselekvés kereteinek meghatározásáról "szóló, 2000/60/EK európai parlamenti és tanácsi irányelvről és annak hazai végrehajtásával kapcsolatos intézkedésekről

 

Holló Gyula

1. Előzmények

A kilencvenes évek közepén hozták nyilvánosságra az Európai Közösség vizekre vonatkozó új politikáját. Érvényesítéséhez az Európai Parlament és a Tanács kidolgozta és elfogadta "A vízügyi politika területén a közösségi cselekvés kereteinek meghatározásáról " (2000/60/EK) szóló irányelvet, (rövidített nevén: Keretirányelvet) amely 2000. december 22-én lépett hatályba.

Az EK tagállamai számára kötelező feladat a Keretirányelv előírásainak végrehajtása, a csatlakozásra készülő országoknak pedig jogharmonizációs feladat.

Az irányelv keretet ad a vizek védelméhez (1. cikk), így új alapokra helyezi a teljes vízgazdálkodást. Célja, hogy megakadályozza a vízminőség további romlását, elősegítse a fenntartható vízhasználatot, fokozatosan csökkentse a felszíni és felszín alatti vizekbe jutó káros anyagok mennyiségét, az áradás és az aszályok okozta károkat és hogy megvalósítsa a vonatkozó nemzetközi egyezmények céljait. Hatálya kiterjed mind a felszíni, mind a felszín alatti vizekre, a vízi ökoszisztémákra és a vízi ökoszisztémáktól közvetlenül függő szárazföldi ökoszisztémák állapotának védelmére, a vízgyűjtő-gazdálkodásra, a vizek mennyiségi és minőségi védelmére, a vizekre káros szennyező anyagok kibocsátásainak csökkentésére, a megfelelő minőségű víz biztosítására, a vízgazdálkodás nemzeti rendszerére, a nemzetközi együttműködésre, valamint az árvizek és aszályok hatásainak ellensúlyozására is.

A vizekhez kapcsolódó egyéb tevékenységeket, (például hajózás, turizmus, vízi-energia felhasználás) csak olyan mértékben érinti, amennyiben azok feltételeinek biztosításában fontos szerepe van.

A Keretirányelv előírja, hogy legkésőbb 2015. december 22-éig el kell érni a vizek jó állapotát, amely felszíni vizek esetében a víztest ökológiai, és kémiai állapotára, felszín alatti vizek esetében pedig mennyiségi és kémiai állapotára vonatkozik. Az irányelv a víz állapotára vonatkozó osztályozás alapjait minden víztest típusra vonatkozóan meghatározza. Ennek keretei között meghatározza a jó állapotot az emberi beavatkozások által súlyosan módosított vizek (víztestek) esetében is.

A Keretirányelv megvalósításának fontos eleme a felszíni és a felszín alatti vizek állapotának figyelemmel kisérése, a vizekre káros kibocsátások ellenőrzése, mérése. Ez szükségessé teszi a jelenleg működő monitoring rendszer fejlesztését, kiegészítését (például bio-monitoringgal).

A Keretirányelv nem egy lezárt szabályozás. Számos kapcsolódó szabályozás kidolgozása szükséges a következő években (például szennyező-anyagok listája, felszíni és felszín alatti vizek vízhasználatoktól függő minőségi követelményrendszere, az ökológiai vízigény követelményrendszere). Kiterjedt munkát igényel - számos nemzetközi munkacsoportba szerveződve - az irányelv egységes értelmezésének és a végrehajtását szolgáló különféle segédleteknek, útmutatóknak a kidolgozása. Ezek nagy része várhatóan 2002-ben elkészül.

A Kormány a 2094/2001. (IV. 30.) Korm. határozatának 3. pontjában rendelte el az irányelvvel kapcsolatos feladatok meghatározásáról szóló intézkedési terv kidolgozását, és az erről szóló kormány-előterjesztés benyújtását.

 

2. A Keretirányelv legfontosabb rendelkezései

(a) Koordinálni kell az adminisztratív intézkedéseket a vízgyűjtőkön belül a kijelölt részvízgyűjtőkre vonatkozóan. Ki kell jelölni a hatáskörrel bíró hatóságo(ka)t, és ki kell alakítani az együttműködésük módszerét.

Meg kell határozni azokat a hatóságokat, amelyek a Keretirányelv előírásainak érvényesítésében hatáskörrel bírnak, az előírások érvényesítéséért felelősek az egyes vízgyűjtőkön és biztosítani kell azokat az intézkedéseket, amelyek a környezeti célkitűzések eléréséhez, a vizek minőségének és élővilágának védelméhez, a hatékony vízgyűjtő gazdálkodáshoz, a vízgazdálkodási és vízvédelmi tevékenységek koordinációjához szükségesek. A hatáskörrel bíró hatóság(ok)ról jelentést kell készíteni a Bizottság részére. Ebben többek között pontosan meg kell adni ezek jogi és igazgatási szerepét. Több hatóság esetén meg kell adni a koordináció érdekében létrehozott intézményi kapcsolatok rendszerét.

Környezetvédelmi célkitűzéseket kell meghatározni annak biztosítására, hogy elérjék a felszíni és a felszín alatti vizek jó állapotát a Közösségben mindenütt és, hogy közösségi szinten előzzék meg a vizek állapotának romlását.

Meg kell határozni a vízgyűjtőkre vonatkozó intézkedési programokat, amelyek végrehajtása biztosítja azt, hogy a vizekkel kapcsolatos környezeti célkitűzések megvalósuljanak és a víztestek az előírt határidőre (2015) jó állapotba kerüljenek. Az intézkedési programokban foglalt intézkedéseknek minden olyan jelentős kedvezőtlen környezeti hatást meg kell szüntetnie, illetve csökkentenie kell a még elfogadható mértékűre, amelyet az emberi tevékenységek okoznak a vizek állapotában. Az intézkedési programok megfogalmazásánál újszerű elemként a gazdaságosság vizsgálata is beépül a folyamatba.

Meg kell határozni továbbá a mesterséges és az erősen módosított víztesteket, és alkalmazni kell az ezekre vonatkozó környezeti célkitűzésekről a Keretirányelvben megadott előírásokat. Ide tartoznak például az öntöző-, és belvízvédelmi főművek, -tározók, holtágak. A Keretirányelv különös figyelmet fordít ezeknek a víztesteknek az ökológiai állapotára, illetve potenciáljára, mivel ezek jó állapotúra való feljavítása a nemzetgazdaság szempontjából milliárdos nagyságrendű hasznot, vagy veszteséget is jelenthet.

 

 

 

 

(b) El kell készíteni a részvízgyűjtők, ökorégiók víztesteinek jellemzését

A jellemzést az irányelv által megadott módszerek, és paraméterek alapján kell elvégezni. Meg kell állapítani a referenciaviszonyokat víztípusonként, amelyek a hidromorfológiai, fiziko-kémiai és biológiai feltételeket is tartalmazzák. Össze kell gyűjteni, és karban kell tartani a jelentős antropogén terhelések típusára és nagyságára vonatkozó információkat, különös tekintettel a jelentős pontszerű és diffúz szennyezésekre, kifejezetten az irányelv mellékletében felsorolt anyagokra vonatkozóan, valamint a jelentős vízkivételi és vízkormányzási munkák és egyéb antropogén hatások, terhelések becslésére és azonosítására.

 

(c) Elemezni kell az emberi tevékenységek jelentős környezeti, a vizek állapotára gyakorolt hatásait

Az elemzésnek tartalmaznia kell annak az értékelését, hogy a víztestek állapota mennyire érzékeny a fent meghatározott terhelésekre. Az emberi tevékenységeknek a vizek ökológiai, kémiai és mennyiségi állapotára gyakorolt hatását is vizsgálni kell. Az elemzéshez fel kell használni az előző pont alatt szerzett információkat és a meglévő környezeti mérő-megfigyelő rendszerekből származó adatokat is.

 

(d) El kell végezni a vízhasználatok gazdasági elemzését

A vízhasználatok körébe tartozik a Keretirányelv fogalom-meghatározásai szerint minden olyan emberi tevékenység, amelynek jelentős hatása van a vizek állapotára. Tehát ide tartozik többek között a mezőgazdasági, illetve a területi vízgazdálkodás keretében végzett minden tevékenység így például:

Alkalmazni kell a költségek visszatérülésének elvét. Biztosítani kell, hogy a vízhasználatok közvetlen költségein felül a "környezeti" és a "készlet" költségek is visszatérüljenek. Figyelembe kell venni a "szennyező fizet" elvet. A Keretirányelv előírásainak teljesítéséhez el kell végezni a vízügyi szolgáltatáshoz kapcsolódó árak és költségek becslését, és a szükséges beruházásokkal kapcsolatos beruházási, környezeti és készlet költségek figyelembe vételével kell vizsgálni a költségek visszatérülését és kiválasztani a leginkább költség-hatékony módszert.

 

 

 

 

(e) Ki kell jelölni a Keretirányelv előírásai szerint különös védelemben részesítendő területeket

A különösen védendő területek közé tartoznak többek között az ivóvízbázisok, a szabadtéri fürdőhelyek, tápanyag-érzékeny területek, valamint a víztől függő és a vizekhez kapcsolódó élőhelyek- és fajok megőrzése céljából kijelölt területek.

 

(f) Monitoring programokat, rendszereket kell kialakítani

A felszíni, felszín alatti vizek és a védett területek víztestei állapotának nyomon követésére - a meglévő rendszerekkel harmonizálva - az ökológiai és kémiai állapotra, az ökológiai potenciálra és térfogatra, szintre és vízhozamra vonatkozóan a Keretirányelvben foglalt elvek alapján monitoring programokat, rendszereket kell kialakítani.

 

(g) A tagállamok és a csatlakozásra készülő országok teljes területére a Keretirányelv előírásainak megfelelő Vízgyűjtő Gazdálkodási Tervet kell készíteni

A tervnek tartalmaznia kell a vízgyűjtő jellemzőit, az emberi tevékenységek a vízgyűjtő vizeinek állapotára gyakorolt hatásainak elemzését, a védett területeket, a monitoring hálózatok térképeit, előírásait és eredményeit, a vizek állapotának jellemzését, a környezeti célkitűzéseket, a vízhasználatok gazdasági elemzését, a vizek védelmére vonatkozó intézkedési programokat és a jogi intézkedések összefoglalóját, a közvélemény tájékoztatásának összefoglalását, az illetékes hatóságok listáját. Ahhoz, hogy a Keretirányelvnek az előbbiekben említett előírásait teljesítsük, a vízgazdálkodási tevékenységeket is részletesen meg kell tervezni. Ez gyakorlatilag azt jelenti, hogy minden tervezési munkát el kell végezni, amit a kilencvenes évek közepén kidolgozott hazai Vízgyűjtő Gazdálkodási Tervezési Irányelvek előírtak és a különböző szektor-terveket (így például a belvízvédelmi rendszerek fejlesztési terveit), a Keretirányelv előírásainak megfelelően át kell dolgozni.

 

(h) A Keretirányelv előírásainak érvényesítésébe és különösen a Vízgyűjtő Gazdálkodási Tervezés folyamatába be kell vonni a társadalmat

A tagállamoknak gondoskodni kell az összes érintett fél bevonásáról az irányelv végrehajtásának folyamatába. A társadalmat informálni kell a Keretirányelv bevezetésével kapcsolatos tevékenységekről, biztosítani kell a teljes körű nyilvánosságot és a társadalmi konzultáció lehetőségét.

 

(i) Az Európai Bizottság számára jelentéseket kell készíteni a Keretirányelv előírásainak betartásáról

Az előbbiekből kitűnik, hogy a Keretirányelvnek sok olyan előírása van, amely a vízminőség- és az élővilág-védelem, valamint a vízgazdálkodás teljes területére vonatkozik, és amelyek érvényesítésének módjáról a Bizottság számára készülő jelentésekben be kell számolni.

 

3. A felkészülési stratégia fő elemei

A Keretirányelv a közösségi politika integrált részeként írja elő (utalva a tartósan hatályban maradó más vízzel foglalkozó, illetve egyéb irányelvekre) a vizek jó állapotának eléréséhez, és fenntartható használhatóságának biztosításához szükséges intézkedéseket.

A Keretirányelv meghatározó eleme a vízgyűjtő-gazdálkodási terv, amelyet minden, a Keretirányelv szerint meghatározott vízgyűjtőre, illetve rész-vízgyűjtőkre el kell készíteni. A vízgyűjtő fogalmának meghatározása szerint a teljes Duna-medence tekintendő nemzetközi tervezési egységnek, vagyis vízgyűjtő kerületnek és egyúttal nemzetközi adminisztratív egységnek is.

A Duna-medencére vonatkozó vízgyűjtő-gazdálkodási tervet tehát az egész vízgyűjtőre kiterjedő illetékességgel rendelkező intézményrendszer segítségével kell megvalósítani.

Magyarország részére ez a Duna-medencebeli országokkal való szoros együttműködést feltételez. A Duna-medence szintű együttműködésre biztosíték a Duna védelméről és fenntartható használatáról szóló 1998. évben hatályba lépett szófiai konvenció, melynek végrehajtó intézménye a Duna Védelmi Konvenció Bizottsága.

A nemzetközi vízgyűjtőkre kidolgozandó tervek mellett az ország teljes területét lefedő rész-vízgyűjtőkre is ki kell dolgozni a vízgyűjtő gazdálkodási terveket, amelyeknek hierarchikusan illeszkedniük kell a "nemzetközi" tervekhez. Ennek végrehajtása érdekében, fejleszteni kell a hazai vízgazdálkodás, vízminőség- és élővilág-védelem államigazgatási intézményrendszerét is.

A jogharmonizációt és az intézményrendszer fejlesztését 2003. 12. 22-ig be kell fejezni. Az irányelv 24. cikke (1) bekezdése 2003. 12. 22-i dátumot jelöl meg a tagállamok számára az irányelvnek megfelelést biztosító jogszabályok és közigazgatási intézkedések hatálybaléptetésére.

Ugyanakkor hangsúlyozni kívánjuk, hogy ez az időpont a nemzeti jogszabályok hatálybaléptetésének legkésőbbi időpontja, ami azt feltételezi - figyelemmel a megfelelő felkészülési idő biztosításának a jogalkotási törvényből eredő kötelezettségére -, hogy a vonatkozó jogszabályokat ennél előbb el kell fogadni.

Az intézményrendszer fejlesztésének egyik meghatározó eleme a monitoring hálózat fejlesztéséhez szükséges reális igények felmérése és kielégítése. A vizek állapotának ismerete elengedhetetlen a megfelelő intézkedések megtételének tervezéséhez, illetve megvalósításához. A Keretirányelv végrehajtásához szükséges a meglévő tudományos-műszaki ismeretek fejlesztése is, amelynek feltételeit a területi szerveknél is meg kell teremteni, továbbá szükséges egy központi háttérintézmény megteremtése is a vízgyűjtő tervezési feladatok országos összefogására.

Az intézkedési programoknak részét képezik a más irányelvek átvételéből eredő intézkedési programok (így például 1991/271/EGK irányelv a települési szennyvíztisztításról: a Szennyvízelvezetés- és Tisztítás Nemzeti Programja, a Nitrát Akcióprogram, I.-II. listás anyagok szennyezés csökkentési programjai).

A Keretirányelv nyitott szabályozás abban a tekintetben, hogy számos, a vizekre vonatkozó környezeti- és természeti célkitűzés meghatározását, a meglevő előírások kiegészítését írja elő közösségi, illetve a tagállamok szintjén, mint jövőbeli feladatot. Egyelőre a hangsúly az olyan jogi és intézményi keret megteremtésén van, ami a lehető legjobban szolgálja a Keretirányelvben foglaltak megvalósítását, és biztosítja, hogy a menetközben elfogadásra kerülő kiegészítő szabályozások a lehető legkevesebb zökkenővel beépíthetőek legyenek a hazai szabályozási rendszerbe. A végrehajtáshoz szükséges a meglévő tudományos - műszaki ismeretek fejlesztése, a szakemberekkel és eszközökkel megfelelően ellátott háttérintézmények biztosítása. Meg kell teremteni továbbá a területi szerveknél a hatósági munkavégzés feltételeit.

 

 

4. A Keretirányelv átvételére való felkészülés helyzete

(a) A 2000-ben megtett intézkedések

Már 1996-tól – amikor a Keretirányelv tervezet szintjén ismertté vált – a KöM, a KöViM, majd később az FVM finanszírozásában is több tanulmány foglalkozott a magyarországi helyzet felmérésével, a feladatok meghatározásával, valamint a Keretirányelv átültetésének várható hatásaival. 2000-ben a hangsúly a Keretirányelv egészét tekintve az előkészítő tanulmányok elkészíttetésén volt. Egyes előírásait viszont már a folyamatban levő jogharmonizációs munka során is figyelembe vettük. Ez egyrészt azt a célt szolgálta, hogy a Keretirányelvhez történő jogközelítés minél hamarabb megkezdődjön, másrészt azt, hogy a hazai vizekkel foglalkozó új szabályozást ne kelljen alapvetően módosítani rövid időn belül a Keretirányelvvel kapcsolatos jogharmonizációs kötelezettségek miatt. A csatlakozási tárgyalások során is számot kellett adni a tervezetben foglaltak figyelembe vételéről.

 

(b) 2001-ben megtett és tervezett intézkedések

A Kormány 2158/2001. (VI. 27.) Korm. határozatával elfogadott hatályos jogharmonizációs program már tartalmazza a Keretirányelv hazai végrehajtásával kapcsolatos jogalkotási feladatokat, a KöViM első helyi felelőssége mellett a 2002. évre ütemezve.

A jogharmonizációs és intézményfejlesztési feladatokon túlmenően 2001-ben folytatódott a különféle szakmai feladatok előkészítése is. Ennek az ad különös jelentőséget, hogy a Keretirányelv hazai megvalósítása szempontjából számunkra meghatározó jelentősége van a többi dunai országgal történő együttműködésnek.

A Keretirányelvvel kapcsolatban több előkészítő munka is folyamatban van a leginkább érintett tárcák (KöViM, KöM, FVM) finanszírozásában. Ezek részben a jogharmonizációs feladatok megalapozását, részben a különféle szakmai feladatok előkészítését szolgálják. A legfontosabbak:

A fenti stratégiai jellegű szakmai tevékenység mellett konkrét lépéseket is szükséges tenni ez évben. A Keretirányelv rész-vízgyűjtő területre való alkalmazását kezdeményeztük a Tisza vízgyűjtő területére kiterjedően, mely programjavaslat kedvező fogadtatásra talált, mind a tiszai országok, mind a Nemzetközi Duna Védelmi Bizottság részéről. Ahol szükséges, a kétoldalú határvízi egyezmények módosítása is napirenden van az irányelv végrehajtásának az országhatárokon átnyúló vízgyűjtők gazdálkodásának közös fejlesztése érdekében.

 

 

5. A Keretirányelv végrehajtásával kapcsolatban sürgősen megoldandó legfontosabb feladatok

A Kormány 2329/2001.(XI. 21.) határozata és annak melléklete tartalmazza azokat a feladatokat, amelyek megoldása 2002.-ben és az azt követő években lehetővé fogja tenni, hogy az irányelv hazai végrehajtása az elvárt ütemben megtörténje.

A Keretirányelv végrehajtása során arra törekszünk, hogy teljesítsük a "minimum követelményt". Az ezen felüli feladatokat olyan mértékig oldjuk meg, ameddig ezt a hazai érdekek indokolttá teszik.

A megoldandó legfontosabb feladatokat az alábbiakban mutatjuk be.

 

5.1. Ki kell dolgozni a Keretirányelv végrehajtásának hazai Stratégiai Dokumentumát

Elemezni kell a Keretirányelvet és a benne hivatkozott irányelveket abból a szempontból, hogy a hazai végrehajtásukhoz várhatóan milyen részfeladatokat kell majd megoldaniuk a vízgazdálkodásban, a víz- és természetvédelemben hatáskörrel bíró különböző főhatóságoknak és irányításuk alá tartozó intézményeknek főfelelősként, illetve közreműködőként.

Az előbbi elemzés eredményei alapján, az EK Víz Igazgatók Stratégiai Dokumentuma, a Nemzetközi Duna Védelmi Bizottság munkaprogramja és az EK-tól kapott, a jelenleg elvégzendő feladatokat kijelölő útmutató figyelembe vételével Stratégiai Dokumentumot kell kidolgozni a Keretirányelv hazai végrehajtásához.

A Stratégiai Dokumentum alapján részletes munkaprogramot kell kidolgozni a rövidtávon megoldandó feladatok elvégzésére. Az ütemezésben az EK szintjén illetve a Duna vízgyűjtő szintjén készült munkaprogramokban megjelölt határidőket, a módszertani útmutatók határidejét, továbbá a Keretirányelv végrehajtásának programját különböző szinteken terhelő bizonytalanságokat is figyelembe véve meg kell becsülni a feladatok megoldásának erőforrás-szükségletét.

 

5.2. Ki kell alakítani a Keretirányelv végrehajtásához szükséges szervezetet és intézményrendszert.

Ki kell alakítani a vízgazdálkodásban, a víz- és természetvédelemben hatáskörrel bíró hazai hatóságok együttműködésének a Keretirányelvben előírt szervezeti formáját, és törekedni kell a nemzetközi vízgazdálkodás koordinálási lehetőségeinek mielőbbi megteremtésére. A szervezet létrehozását az EK Bizottság Víz Igazgatói által kialakítandó Közösségi szintű és a Nemzetközi Duna Védelmi Bizottság által kialakítandó Duna vízgyűjtő szintű szervezethez hasonlóan, azzal összhangban kell végezni. Törekedni kell olyan szervezet létrehozására, amely az EK szintű célkitűzéseknek megfelelően, nem formális, hanem minél nyitottabb formában, a szakemberek széles rétegeinek véleményét figyelembe véve működik.

A vízgazdálkodás, a víz- és természetvédelem teljes feladatkörére kiterjedő, alapos vizsgálatokkal kell eldönteni azt, hogy milyen átalakításokat kell végezni az érintett szakterületek jelenlegi intézményrendszerén ahhoz, hogy a Keretirányelv eredményesen és hatékonyan végrehajtható legyen. Különös súlyt kell helyezni a Közösségi szintű és a Duna vízgyűjtő szintű vízgazdálkodási intézményrendszerbe való beilleszkedésre.

 

5.3. Ki kell jelölni a vízgyűjtő gazdálkodás területi egységeit

Alapos vizsgálatok eredményei alapján ki kell választani a vízgyűjtő gazdálkodásnak azokat a hazai területi egységeit, amelyekről a Bizottság számára elkészítjük a Keretirányelvben előírt jelentéseket (valószínűleg 3-5 terület-egységről lehet szó) és el kell dönteni azt, hogy ezeken a terület-egységeken belül készül-e több, kisebb terület-egységre hazai Vízgyűjtő Gazdálkodási Terv.

 

5.4. Biztosítani kell a Keretirányelv végrehajtásához szükséges pénzeszközöket

A Keretirányelv végrehajtásának gazdasági hatásait több vizsgálat is elemezte az utóbbi három évben. A Keretirányelv foglalkozik mindazokkal az európai szabályozásokkal, amelyek a vízkészlet-gazdálkodás, vízvédelem témakörét érintik, vagy a jövőben érinteni fogják. Egyes előírásaiban idéz hatályos irányelveket, vagy ezeknek előírásait, amelyek szerint az adott cikkben megfogalmazottak értelmében kell eljárni. Idéz olyan, jelenleg még hatályos irányelveket és egyéb jogszabályokat, amelyeket a Keretirányelv adott határidőben hatályon kívül helyez, mert az őket helyettesítő új előírások addigra elkészülnek. Mind a kétféle szabályozás csoport szerepel a magyarországi jogharmonizációs programban. A harmonizálandó jogszabályok gazdasági elemzését el kell végezni. A Keretirányelv ernyője alá tartozó egyéb irányelvek között vannak nagyon jelentős gazdasági hatásúak is (így például települési szennyvízirányelv, új ivóvízminőség irányelv, integrált szennyezés megelőzés-ellenőrzés irányelv, nitrát irányelv).

A Keretirányelv végrehajtásához szükséges költségek egy része beruházási költség, más része pedig a szükséges intézményfejlesztések következtében előálló működési költség. Az intézményfejlesztések zömét 2003. dec. 22-ig kell végrehajtani. Az egyéb beruházási jellegű költségek főként észlelőhálózat, labor- és egyéb eszközfejlesztésben jelennek meg.

 

 

 

6. Azonnali hatállyal megkezdendő munkák

A Keretirányelv azonnali alkalmazása a vízgyűjtőterületeken a bonyolult törvényi szabályozás és annak ráfordítás-igényes műszaki-természettudományi kapcsolódási pontjai miatt nem lehetséges. Számos feladat, mint például a jellemző célállapotok kidolgozása, a víztestek tipológiai besorolása, a referencia-feltételek megállapítása és elsősorban a folyók, tavak ökológiai minőségének megállapítását célzó értékelési eljárás kidolgozása, eddig nem képezte a vízgazdálkodási megközelítés tárgyát. A Közösség országai - a tagjelölt országok bevonásával- jelenleg végzik a végrehajtás módszertani egységesítését szolgáló segédletek, útmutatók kidolgozását. Ebben a munkában a Duna-medencére vonatkozóan igen tevékeny részt vállalnak a Szófia-i konvenció keretében működő különböző munkacsoportok is. A tervek szerint ezek a módszertani útmutatók nagyrészt 2002-ben készülnek el.

Ezen túlmenően már most is lehetőség van néhány munka, így különösen a 2004-es határidővel elvégzendő állapotfelmérés, valamint a megfelelő hazai intézményrendszer kialakításának megkezdésére.

A haladéktalanul megkezdendő munkák átfogóan a következő témákban foglalhatóak össze;

Előzőekből következik, hogy az EU csatlakozásunk egyik meghatározó feltétele lesz a Keretirányelvben foglalt feladatok végrehajtása.

 

Előzetes javaslat az EU Víz Keretirányelvének megfelelő hazai felszíni víztér tipológia elemeire

 

Dr. Szilágyi Ferenc

 

 

1. Bevezetés

Hazánk területének ma már csak kb. 2 %-át borítják felszíni vizek, amelyből jelentős részt az állóvizek tesznek ki. (FFB 1998). Az EU Vízügyi Keretirányelve a vízkészletek védelmét tűzi ki célul. E célnak megfelelően első lépésben a Víz Keretirányelv javasolja a vízkészletek felmérését és jellemzését. A felszíni vizeket tartva szem előtt a Víz Keretirányelv előírja egyebek között e vizek tipizálását, majd a típusok szerinti referencia területek (vagy referencia állapotok) kijelölését. A vízterek állapotának javítására vízgazdálkodási tervet kell készíteni, melynek keretében meghatározzák azokat az intézkedések, amelyek a jó állapot, illetve potenciál (referencia állapothoz közeli status) eléréséhez szükségesek. Jelen munka e folyamat első lépésével foglalkozik, célja a magyar viszonyoknak és a Víz Keretirányelvnek egyaránt megfelelő felszíni víztér tipológia előzetes javaslatának kidolgozása.

A Víz Keretirányelv jelenleg még számos kérdést nyitva hagy, a tagországokra bízza azok eldöntését, ebben is tükröződik a keretirányelv jellege. A Víz Keretirányelv bevezetésének számos területén nemzetközi munkacsoportok dolgoznak annak érdekében, hogy egységes, az egész Unióra alkalmazható Víz Keretirányelv bevezetés jöjjön létre. Az EU munkacsoportok ajánlásai ebben a tekintetben rendkívül fontosak lesznek, mert előírják majd a konkrét elvégzendő feladatokat. A munka ezeken a területeken év végével zárul. Hazánknak az EU ajánlásokon kívül a Duna Konvenció e területen végzett munkáját is figyelembe kell venni. A nemzetközi munkacsoportokban való részvétel a hazai sajátosságok érvényesítése miatt fontosnak tűnik, bár valószínűleg az eredményre ráhatásunk kevéssé lesz.

A dolgozatban egyelőre csak a tipológia fontosabb elemeivel, a magyar viszonyoknak megfelelő szempontok kidolgozásával foglalkozunk. A végleges tipológia kidolgozása az év végére, vagy jövő év elejére várható. A véglegesítés esetén figyelembe kell vennünk azokat a szempontokat is, amiket a vonatkozó EU munkacsoport javasol majd.

 

 

2. Alapelvek, peremfeltételek

 

2.1. Ökológiai alapelv

A Víz Keretirányelv szövegezésében nincs direkt utalás figyelembe a készítés során vett ökológiai alapelvre. Az irányelv szelleméből az olvasható ki, hogy a vízterek az emberi hatások következtében váltak a természetes állapotuktól eltérővé, és helyre állításuk is az emberi hatások csökkentése után lehetséges. A vízterek állapotának megítélésében pedig ökológiai mutatók fontosak elsősorban.

Nézzük meg, hogyan értelmezhető a Víz Keretirányelv az ökológiai ismeretek tükrében. A Víz Keretirányelv alapvető ökológiai elve a komplementaritás elve lehetne, mely a környezeti spektrum (miliő spektrum) és az élőlények tűrés spektruma (tolerancia spektrum) összehangoltságát jelenti. Az ökológia a természetet élő és élettelen összetevőkre osztja. Az élettelen természet bármely adott jelensége a külső viszonyok függvénye, azaz belső állapota közvetlenül annak a mozgásnak az eredménye, amely vele szemben külsőként jelentkezik. A biológiai jelenségek belső tartalma azonban időlegesen és átmenetileg képes függetlenedni a környezettől. A külvilág hatásai ezért nem közvetlenül, hanem áttételen keresztül jelentkeznek, ami az élőlényeknek viszonylagos önállóságot kölcsönöz. Az abiotikus faktorok alapján elsősorban a környezet állapotáról kaphatunk információt, a biotikus faktorok pedig egy hosszabb időszak történéseit is tükrözik (Dévai et al. 1992).

Az abiotikus faktorokban tehát elsősorban a fizikai, kémiai, morfológiai, stb. környezeti tényezők jelennek meg, míg a biocönózisok összetételében e környezeti tényezők hatásain kívül az élőlények közötti kölcsönhatások eredője is megnyilvánul.

Ennek az ökológiai alapelvnek az érvényesülését a Víz Keretirányelv esetében a következőkben határozhatjuk meg (1. ábra):

 

A természetes, emberi hatásoktól mentes miliő spektrumban egy vele fedésbe hozható tűrésspektrumú biocönózis alakul ki, amelyet eredeti biocönózisnak nevezhetünk. A Víz Keretirányelv ennek megtartását, vagy visszaállítását tűzik ki célul. Az emberi hatások következtében megváltozik a környezeti spektrum, melynek szükségszerű velejárója az is, hogy a megváltozott állapothoz módosult biocönózis fog kialakulni az adott víztérben. Amilyen mértékben erősödnek az emberi hatások, olyan mértékben módosul a környezeti spektrum, és vele a biocönózis is. Ezt a folyamatot szoktuk a köznapi nyelvben degradációnak nevezni. Az emberi hatások tehát elsősorban az élettelen környezetet érik (pl. folyószabályozás történik, kotorják a vízteret, partfalat építenek, jelentős a vízkivétel, stb.), és ezen keresztül módosul a biocönózis.

Az ábrán megfigyelhető kettős nyilak azt jelzik, hogy a környezet és a biocönózis egymásra hatásáról van szó a folyamat során. Az élőlények amellett, hogy alkalmazkodnak a környezetükhöz, meg is változtatják azt. Ez a folyamat a meghajtója például a szukcessziónak. Ez az egymásra hatás a Víz Keretirányelv értelmezésében egyáltalán nem jelenik meg sem fogalmi, sem hatáselemzési szinten. Csak remélni lehet, hogy azért nem, mert a kölcsönhatás eredményeképpen megfigyelhető változások nagyobb időléptékűek, mint az emberi hatások.

A komplementaritás elvének elfogadásából az alábbi alapvetően fontos következtetések adódnak:

A tipológiát elsősorban a morfológiai, fizikai és kémiai környezeti tényezők jellemzésére, vagyis az élettelen természet jellemzésére kellene használni.

A referencia indikátorok elsősorban és főként biológiai mutatók lennének, amik jelzik (indikálják) a környezet megváltozását.

Az emberi hatásoknak már a tipológiai szintjén meg kellene jelenniük (Simonffy 2001). Már ezen a szinten be kellene sorolni a víztereket természetes, vagy erősen módosított kategóriákba az emberi hatások mértékétől függően.(A mesterséges vízterekkel nincs gond, mivel ide azok a vízterek tartoznak, amiket az ember hozott létre.). A besorolás alapja az volna, hogy az emberi hatások következtében a víztér a természetes állapotához képest vált-e típust, vagy nem. A vízterek besorolásának helye és elve nem jelenik meg ilyen világosan és egyértelműen a Víz Keretirányelvben.

A Víz Keretirányelvben a fenti ökológiai alapelv sajnos nem tükröződik konzekvensen, és ez a gondolatmenet nem érvényesül a Duna-menti EU országok Víz Keretirányelv implementálásában sem. Ezért azután:

A tipológia kapcsán biológiai típusokat is emlegetnek.

A referencia indikátorok között hidromorfológiai és kémiai tulajdonságok is megjelennek.

A következménye e fogalmi és felépítési zavarnak az, hogy a Víz Keretirányelv értelmezésében jelentősek az országonkénti különbségek.

 

 

 

2.2. A Víz Keretirányelv bevezetésének alapelvei

A Víz Keretirányelv bevezetésének alapelvei a következőkben foglalhatók össze:

Összességében az a következtetés vonható le, hogy módosított “B” rendszer alkalmazása volna jobb hazánkban, melyben a helyi sajátosságok és a Víz Keretirányelv meglévő hibáinak kijavítási igénye egyaránt tükröződnek.

 

2.3. A Víz Keretirányelv bevezetésének folyamata

A Víz Keretirányelv bevezetése a Duna-medencében a dominánsnak tekinthető német és osztrák álláspont felülről lefelé, vagy alulról felfelé haladva képzelhető el. Az első esetben a Víz Keretirányelv betűjének megfelelő víztér lehatárolás, tipizálás, stb. történik, majd az elkészült “skatulyákba” illesztik a meglévő víztereket. A második szemlélet szerint szintén a Víz Keretirányelv betűit szem előtt tartva, de a felszíni vizek és a meglévő információ alapján kiindulva történik meg alulról felfelé építkezve a besorolás, tipizálás, referencia indikátorok, stb. kijelölése. Mindkét szemlélet abból indul ki, hogy a Víz Keretirányelv minden tekintetben jó, és annak az előírásait szó szerint be kell tartani, bevezetésére megfelelő adatbázis és elegendő pénz áll rendelkezésre.

A mi véleményünk ettől kissé eltér. Víz Keretirányelv bevezetésének szerintünk helyes folyamatát, és abban a tipológia helyét a 2. ábra mutatja. Az ábra alapján az alábbi megállapítások tehetők:

 

 

A továbbiakban szűkítsük a kört a tipológiára, és nézzük meg, milyen követelményeket ír elő erre a Víz Keretirányelv.

 

 

 

3. A víztér tipológiára vonatkozó EU követelmények

 

3.1. Az EU Víz Keretirányelv követelményei

Az EU a víztér tipológiára, a felszíni vízterek elsődleges jellemzésére, vonatkozó követelményeit az alábbiak szerint rögzíti:

“A tagországoknak meg kell határozniuk a felszíni vízterek elhelyezkedését és határait, és az összes víztérre - az alább következő módszertannak megfelelően - el kell végezniük azok elsődleges jellemzését. A tagországok a felszíni víztereket az elsődleges jellemzés céljaira csoportosíthatják.

 

 

3.2. Folyók

A folyók tipizálásának Víz Keretirányelv szerinti rendszerét az 1. táblázat tartalmazza.

1. táblázat: Folyók tipizálásának “A” és “B” rendszere az EU Víz Keretirányelv szerint

"A" rendszer

Rögzített tipológia

Jellemzők

Típus

Tengerszint feletti magasság tipológia:

  • magas: > 800 m
  • középmagas: 200–800 m
  • alacsonyan fekvő terület: < 200 m

A vízgyűjtőterület méretén alapuló tipológia:

  • kicsi: 1–100 km2
  • közepes: 100–1.000 km2
  • nagy: 1.000–10.000 km2
  • nagyon nagy: > 10.000 km2

Geológia:

  • meszes
  • szilikátos
  • szerves

 

 

"B" rendszer

Alternatív jellemzés

Azon fizikai és kémiai tényezők, melyek a folyó vagy folyó egy szakaszának jellemzőit és ezen keresztül az élővilág szerkezetét és összetételét meghatározzák.

Kötelező tényezők

  • tengerszint feletti magasság
  • földrajzi szélesség
  • földrajzi hosszúság
  • geológia
  • méret

Szabadon választott tényezők

  • folyótorkolattól (eredetétől) való távolság
  • áramlási energia (áramlás és esés függvényében)
  • közepes vízszélesség
  • közepes vízmélység
  • közepes esés
  • a főmeder formája és alakja
  • a folyó vízhozam kategóriája
  • völgy alakja
  • hordalékszállítás
  • a savasságot semlegesítő kapacitás
  • klorid
  • levegő hőmérsékleti tartománya
  • közepes léghőmérséklet
  • csapadék

 

 

3.3. Tavak

A tavak (állóvizek) tipizálásának Víz Keretirányelv szerinti rendszerét a 2. táblázat tartalmazza.

2. táblázat: Tavak tipizálásának “A” és “B” rendszere az EU Víz Keretirányelv szerint

"A" rendszer

Rögzített tipológia

Jellemzők

Típus

Tengerszint feletti magasság tipológia:

  • magas: > 800 m
  • középmagas: 200–800 m
  • alacsonyan fekvő terület: < 200 m

Átlagos mélységen alapuló mélységi tipológia:

  • < 3 m
  • >3 m – 15 m
  • 15 m

A tó felszínén alapuló tipológia:

  • 0,5–1 km2
  • 1–10 km2
  • 10–100 km2
  • >100 km2

Geológia:

  • meszes
  • szilikátos
  • szerves

 

"B" rendszer

Alternatív jellemzés

Azon fizikai és kémiai tényezők, melyek a tavak jellemzőit és ezen keresztül az élővilág szerkezetét és összetételét meghatározzák

Kötelező tényezők

  • tengerszint feletti magasság
  • földrajzi szélesség
  • földrajzi hosszúság
  • átlagos vízmélység
  • geológia
  • méret

Szabadon választott tényezők

  • tó alakja
  • tartózkodási idő
  • közepes léghőmérséklet
  • a levegő hőmérsékleti tartománya
  • a víz elkeveredési jellemzői
  • savasságot semlegesítő kapacitás
  • a háttér tápanyagterhelés
  • altalaj összetétel
  • Vízszintingadozás

 

3.4. Ökorégiók

A Víz Keretirányelv az EU területét ökorégiókra osztja. Magyarország teljes területe a Magyar Alföld régióba tartozik. Ilyen értelemben szerencsés helyzetben vagyunk, mert más országokban számos ökorégió található, és ezeket külön kell ott kezelni a Víz Keretirányelv bevezetése során.

 

3.5. A tipológia peremfeltételei

A Víz Keretirányelvnek a tipizálásra vonatkozó irányelveit figyelembe véve az alábbiak állapíthatók meg:

 

Az irányelv fenti passzusaiból a magyar viszonyokra nézve az alábbiak következnek:

Ahhoz, hogy a víztér tipológiát a magyar viszonyokra adaptáljuk, nemcsak a hazai víztereink főbb jellegzetességeinek, hanem annak ismeretére is szükség van, hogy nálunk milyen víztér tipológia használatos.

 

3.6. Vízfelületek tipologizálása Magyarországon

Magyarországon a vízterületek tipizálásának nincs kötelezően előírt, szabványban is rögzített rendszere. A vizek tipizálásának tudományos igényű, alapos és szinte minden ismert jellemzőre kiterjedő tipizálását Dévai et al. (1992) készítette el. Ez a rendszer azonban eddig még nem vált a magyar vízügy bevett gyakorlatává. Ugyanakkor ez a rendszer alapul szolgálhat a Víz Keretirányelv hazai víztér tipológiájának elkészítéséhez. A FÖMI földfedettséget elemző, és távérzékelésen alapuló, CORINE rendszere is használ víztér tipizálást (FÖMI 1999). Ennek figyelembe vétele is célszerű gyakorlati szempontok miatt, mivel az ország területének felszínborítása e rendszert alapul véve készült el. A hazai tavakra vonatkozóan Szilágyi (2001) készített morfológiai, vízminőségi és vízhasználati jellemzőkön alapuló, viszonylag egyszerű, tipizálást, aminek elemei a Víz Keretirányelv szerinti típusok meghatározása során esetleg használhatók. Itt részletesen nem elemeznénk terjedelmi korlátok miatt, hogy a különböző tipizálási rendszerek milyen mértékben felelnek meg a Víz Keretirányelvnek. Azt megállapíthatjuk, hogy mindegyik rendszer tartalmaz értékes és használható elemeket, azonban annak a kettős feltételnek, hogy a rendszer megfeleljen a Víz Keretirányelvnek és az alkalmazásának költsége is elfogadható legyen, egyik sem felel meg változtatás nélkül.

 

4. A javasolt víztér tipológia egyes elemei

A felszíni víztereket a Víz Keretirányelvnek megfelelően a következő alaptípusokba kell sorolni:

Mivel a tipizálást ezután annak a természetes víztér típusnak megfelelően kell végezni, amelyhez az erősen megváltoztatott vagy a mesterséges felszíni víztér tartozik, ezért a továbbiakban a természetes felszíni vízterek tipizálásával törődünk. A vízterek elsődleges kijelölése megtörtént, ennek megfelelően mintegy 400 hazai víztérrel kell majd dolgoznunk. A végleges víztér kijelölés ez év végére várható. A különböző vízterek elhelyezkedésének földrajzi szélesség és hosszúság szerinti meghatározása értelemszerű, ezért a továbbiakban nem foglalkozunk vele.

 

4.1. Folyóvizek

 

4.1.1. Kötelező tényezők

A kötelező tényezők kategóriáit legfeljebb újabb kategóriák beépítésével lehet módosítani, ha szükséges, de a kötelező kategóriákat meg kell tartani.

Vízgyűjtő terület

A fentiek alapján a javasolt vízgyűjtő terület szerinti kategóriák a következők:

 

Tengerszint feletti magasság

A Víz Keretirányelv tengerszint feletti magasságra az alábbi kategóriákat teszi kötelezővé:

Ez a kategorizálás Európa domborzati viszonyait figyelembe véve készült, ahol a tengerszinttől a több ezer méter magas hegységekig mindenféle magasság megtalálható. A magyarországi domborzati viszonyokra az alföldek és a középhegységek a jellemzőek, nincsenek magashegységek. A tipizálásnál ezeket a körülményeket figyelembe kell venni.

A Dévai et al. (1992) szerinti tipizálásban a magasság tipológia (50 m és 1050 m közötti 50 m-es bontásban összesen 20 kategória) túl részletes, indokolatlanul megnövelné ennek alkalmazása a szükséges referencia vízterek számát, ezért egyszerűsítés indokolt.

Magyarországon 800 m felett nem nagyon található állandó vízfolyás. Ugyanakkor 200 és 800 m-es magasság között számos eltérő jellegű vízfolyást van, melyekben a különböző esésviszonyok és tartózkodási idő miatt gyökeresen más biocönózist találunk. A Víz Keretirányelv tengerszint feletti magasság típusok módosítása szükséges tehát. Célszerű egy 200-500 m-es magassági kategória beiktatása azért, hogy árnyaltabb legyen a tengerszint feletti magasság szerinti osztályozás. A javasolt típusok ezért a következők:

Látható, hogy a többlet kategória beépítése úgy történt, hogy szükség szerint az a Víz Keretirányelv szerinti kategóriákká összevonható legyen.

 

Geológia

A Víz Keretirányelv kötelező jelleggel az alábbi geológiai típusok megkülönböztetését javasolja:

Ezzel szemben a Dévai et al. (1992) szerinti alapkőzet tipológia közel 50 fő és altípust vesz figyelembe a prekambriumi kőzetektől a holocén üledékekig. Nyilvánvaló, hogy ennyi típussal a Víz Keretirányelv hazai adaptációja során nem tudunk dolgozni. Még a hat fő alapkőzet típus szerinti osztályozás is soknak tűnik. Ezért az a javaslatunk, hogy a csak a Víz Keretirányelv által előírt fenti három alaptípust vegyük figyelembe a geológiai háttér tipizálása során. A vízfolyás vízminőségének alaptípusaihoz elegendő a három geológiai alaptípus figyelembe vétele.

A három alaptípus mindegyikébe sorolható vízfolyás az országban, bár a szerves (tőzeges?) típusba valószínűleg csak nagyon kevés. A vízfolyásaink túlnyomó része a szilikátos, vagy a meszes alaptípusba tartozik. Megfontolandó, hogy a meszes kategórián belül megkülönböztessük-e a karsztos területeket is, mivel a karsztos területek az ország nagy részén találhatók. A karsztos területeken a felszíni vizek kommunikálhatnak a felszín alatti vizekkel, és ebben az esetben ezek különösen érzékenyek a felszínről jövő szennyezésekre. Ezt a kérdést akkor dönthetjük el, amikor meghatároztuk a karsztos területek vízfolyás rendszerét. Egyelőre maradjunk a Víz Keretirányelv geológiai típusainál.

 

4.1.2. Szabadon választott jellemzők

Magyarország valószínűleg a Víz Keretirányelvben szereplő “B” változat szerinti tipológiát választja, mivel az “A” változat szerint nem tipizálhatók kielégítő részletességgel a hazai vízfolyásaink. A Víz Keretirányelv “B” változatában a kötelező jellemzők mellett szabadon választható jellemzők is szerepelnek, ezek az alábbiak:

Ezek közül bármelyiket figyelembe lehet venni a tipizálás során, sőt újabb, fel nem sorolt jellemző figyelembe vétele is lehetséges.

 

Tartózkodási idő

Az EU Víz Keretirányelvben szereplő szabadon választható tényezők közül a vízfolyás hosszát, az áramlási energiát, a közepes vízszélességet, a közepes vízmélységet, a közepes esést és a főmeder formáját és alakját nem szükséges külön tipizálni. Ökológiai szempontból ugyanis az átlagos tartózkodási idő az, ami a víztér élőlény társulásait a legjobban befolyásolja. A tartózkodási idő pedig magában foglalja a fenti jellemzőket, mivel:

Az átlagos tartózkodási idő tulajdonképpen a vízfolyás átlagos vízhozamának és a meder átlagos vízhozamához tartozó térfogatának a hányadosa. Az új jellemző bevonásával számos, a Víz Keretirányelvben szereplő, jellemző megtakarítható anélkül, hogy azok releváns ökológiai szignifikanciája elveszne. Ugyanakkor megjegyzendő, hogy a vízfolyások átlagos vízhozamához tartozó medertérfogat az esetek többségében ma nem ismert, azt mérésekkel kell meghatározni. A tartózkodási idő esetében az alábbi tipizálást javasoljuk:

A három napnál kisebb átlagos tartózkodási idejű vízfolyások közé főként a hegyvidéki patakok és egyéb kisvízfolyások tartoznak. Ezekben a vízterekben a plankton tagjai közül csak a rövid életciklusú tudnak elszaporodni (baktériumok és egyes algafajok). A víztérre az alacsony planktonikus elsődleges termelés jellemző, a termelést főként az élőbevonat közösségei, illetve a makrofiton tagjai adják. A fogyasztó szervezetek esetében is a rögzült társulások dominálnak (makrozoobenton, élőbevonat). A halállomány esetében főként a hűvös és tiszta vizet kedvelő fajok élnek ebben a víztípusban. A 3 és 10 nap közötti kategóriát az indokolja, hogy ennyi idő alatt a vízfolyásra jellemző eutrofizációs folyamatok nagyrészt lezajlanak, a zooplankton kifejlődése is megkezdődik. A 10 és 50 nap közötti tartózkodási idő típus esetén a plankton kifejlődése végbemegy, az ökológiai rendszerre jellemző táplálkozási szintek kialakulnak. Ebbe a típusba a melegedő és lassuló vizű vízfolyások a jellemzőek. Az 50 napnál nagyobb átlagos tartózkodási idejű hazai vízfolyásokra inkább az állóvízhez közeli viszonyok a jellemzőek (minimális esésű alföldi területek vízfolyásai). Kivételt talán csak a nagy folyók és a Duna jelentenek. E vízfolyások esetében az átlagos tartózkodási időt nem az országba érkező és az országot elhagyó szelvény különbsége alapján, hanem az eredettől mért átlagos tartózkodási idő alapján kell figyelembe venni. Az még további megfontolást igényel, hogy mindig a teljes vízfolyáshosszt vegyük-e figyelembe, vagy pedig a két szelvény közötti változást.

 

Vízhozam

A vízhozam a vízgyűjtő terület nagysága a fajlagos lefolyási tényező és csapadék döntően meghatározza a vízfolyások vízhozamát és vízjárását. A vízhozam kategóriákat az alábbiak szerint javasoljuk megállapítani:

Összességében a vízhozam alapján végzett tipizálás eléggé hasonló képet ad az ország folyóvizeiről, mint a vízgyűjtő nagyság szerint végzett tipizálás. A különbséget csak a fajlagos lefolyási tényező területileg változó értékei fogják okozni. Megfontolandó, hogy a vízhozamot, mint önálló tipológiai paramétert figyelembe vegyük-e, vagy pedig a fajlagos lefolyási tényező szerint tipizáljunk.

 

Éghajlati vízhiány vagy víztöbblet

A levegő hőmérsékleti tartományát, a közepes léghőmérsékletet és a csapadék viszonyokat külön-külön nem szükséges tipizálni. Ez szükségtelenül megnövelné a változók számát. Ennél sokkal elfogadhatóbbnak tűnik Dévai et al. (1992) nyomán az éghajlati vízhiány vagy víztöbblet évi összege alapján egy integrált tipológia bevezetése. Ez a mutató a terület jellemző párolgás és a csapadék viszonyainak eredőjét tükrözi, vagyis a vízellátottság szerint két fontos tényezőt kapcsol össze. A párolgásban tükröződik a levegő hőmérsékleti tartománya és a közepes léghőmérséklet, ily módon ezek a jellemzők implicite benne vannak ebben az integrált jellemzőben. Az alábbi tipológiát javasoljuk:

 

4.1.3. Esetleg még figyelembe vehető jellemzők

A vízfolyás kanyargóssága jelenlegi is használatos morfológiai jellemző. A kanyargósság kombinálása az esésviszonyokkal olyan új tipológiai paraméter megalkotását jelenthetné, amely a vízfolyás szabályozásra rendkívül érzékeny. A vízsebesség tipológiai jellemzőként történő alkalmazása is figyelembe vehető lehetne. A h

ordaléktranszport, mely a víz átlátszóságát, ezáltal élőlény társulásait nagy mértékben befolyásolja hasonlóképpen fontos tipológiai faktor lehetne.

A természet-közeli vízfolyásokat jelentős parti nedvesített sáv jellemzi, ami részt vesz a vízfolyás anyagforgalmában, és a külső szennyezésekkel, vagy az erózióval szemben védelmet ad. Parti zóna épsége ezért nemcsak a vízfolyás állapotának, de az emberi hatások mértékének is jó fokmérője lehetne.

Jelenleg a hidromorfológiai és kémiai referencia indikátorok között számos olyan szerepel a Víz Keretirányelvben, ami inkább tartozna a 2. fejezetben leírtak miatt a tipológiai jellemzők közé. Jelenleg ezeket meghagyjuk az eredeti helyükön, mert különben ellentétbe kerülnénk a VKI jelenlegi szövegével. Mindenesetre megjegyezzük, hogy szerintünk azok közül több jelenleg ott szerintünk rossz helyen van.

 

4.1.4. Kihagyandó jellemzők

A savasságot semlegesítő kapacitást (más néven puffer kapacitás) és a víz klorid-ion koncentrációját és a hordalékszállítást nem javasoljuk a “B” rendszer szerinti tipológiában figyelembe venni. Mindkét jellemző az ökológiai állapot leírásánál, a referencia víztér jellemzésénél később valószínűleg figyelembe vehető lesz, ezt azonban célszerű lesz majd a munka későbbi fázisában megvizsgálni, akkor, amikor a referencia területek kijelölése lesz napirenden. A völgy alakja szerinti tipizálást szükségtelennek tartjuk, mivel azt a domborzati és a geológiai viszonyok nagyrészt meghatározzák. Síksági, dombvidéki és középhegységi területekre jellemző völgy alak szerinti tipizálás volna lehetséges, ezek a kategóriák azonban már szerepeltek a kötelező tényezők között (magasság tipológia).

 

4.2. Állóvizek (tavak)

Az állóvizek (a Víz Keretirányelv terminológia szerint "tavak") esetében is először vegyük szemügyre azokat a főbb típusokat, amiket a tipizálás során célszerű elkülöníteni. A besorolásnál csak az 50 ha-nál nagyobb vízterületeket vesszük figyelembe. A terület megállapítása esetén az évi átlagos állóvíz felület számít.

 

4.2.1. Kötelező tényezők

Ebben az esetben is (miként a vízfolyásoknál) a kötelező tényezők kategóriáit legfeljebb újabb kategóriák beépítésével célszerű módosítani, a de a kötelező kategóriákat meg kell tartani.

Tengerszint feletti magasság

A Víz Keretirányelv tengerszint feletti magasságra az alábbi kategóriákat teszi kötelezővé:

Ez a kategorizálás Európa domborzati viszonyait figyelembe véve készült, hasonlóan, mint a vízfolyások esetében. A magyarországi domborzati viszonyokra az alföldek és a középhegységek a jellemzőek. A tipizálásnál ezeket a körülményeket figyelembe kell venni. Magyarországon 800 m felett nem található 50 ha-nál nagyobb állóvíz. Ugyanakkor 200 és 800 m-es magasság között számos eltérő jellegű állóvizet találunk. A Víz Keretirányelv tengerszint feletti magasság típusok módosítása szükséges. Célszerű egy 200-500 m-es magassági kategória beiktatása azért, hogy árnyaltabb legyen a tengerszint feletti magasság szerinti osztályozás. A javasolt típusok ezért a következők:

 

Átlagos vízmélység

A Víz Keretirányelv mélységi tipológiája a következő átlagos vízmélység kategóriák figyelembe vételét ajánlja:

Ez a tipizálás a mély tavakhoz szokott országokban jogosnak tűnik, hazai sekélytavi viszonyaink között azonban módosításra szorul. Magyarországon 15 m-nél nagyobb átlagos mélységű állóvíz nincs, a legmélyebb hegyvidéki tározóinkban is a maximális vízmélység 15 m és 20 m között van. Ilyen módon a > 15 m-es kategóriának Magyarországon nem sok értelme van. Ennek ellenére megtartható, de ide nem fog vízterület tartozni. Ugyanakkor a magyar állóvizekre a kis vízmélység a jellemző, ezért a < 3 m-es kategóriát fel kellene bontani két egységre, egy < 1 m-esre és egy 1 m és 3 m közötti kategóriára. A 3 m és 15 m közötti kategória is túl tág, mivel ide tartozik a sekély tóként viselkedő Balaton és a hegyvidéki tározók zöme, amelyek mély tavak. Ezek jellegükben annyira különböznek egymástól, hogy nem sorolhatók egy kategóriába. Ezt a kategóriát ezért javasoljuk tovább bontani egy 3 m és 5 m közötti, valamint egy 5 m és 15 m közötti kategóriára.

A fentiek alapján az alábbi átlagos vízmélység szerinti kategorizálást javasoljuk:

Megjegyzendő, hogy a > 15 m kategóriában nincs hazai állóvíz, az csak a Víz Keretirányelv iránti hűség miatt maradt.

 

A vízfelület nagysága

A Víz Keretirányelv vízfelület szerinti tipológiája a következőképpen néz ki:

A 100 km2-nél nagyobb állóvizekhez a Balaton és a Tisza-tó fog tartozni. A legtöbb állóvizünk az 50-100 ha-os első kategóriába kerül majd. Összességében ez a kategorizálás megfelelő, nincs szükség rajta változtatni.

 

Geológia

A Víz Keretirányelv kötelező jelleggel az alábbi geológiai típusok megkülönböztetését javasolja:

Hasonló okok miatt, mint arról már írtunk a vízfolyások esetében az a javaslatunk, hogy a csak a Víz Keretirányelv által előírt fenti három alaptípust vegyük figyelembe a geológiai háttér tipizálása során. Az állóvizek vízminőségének alaptípusaihoz elegendő a három geológiai alaptípus figyelembe vétele. A három alaptípus mindegyikébe sorolható állóvíz az országban, bár a szerves (tőzeges?) típusba valószínűleg csak nagyon kevés. Az állóvizeink túlnyomó része a szilikátos, vagy a meszes alaptípusba tartozik.

 

4.2.2. Szabadon választott jellemzők

Magyarország valószínűleg a Víz Keretirányelvben szereplő “B” változat szerinti tipológiát választja, mivel az “A” változat szerint nem jellemezhetők kielégítően a hazai állóvizeink. A Víz Keretirányelv “B” változatában a kötelező jellemzők mellett szabadon választható jellemzők is szerepelnek, ezek az alábbiak:

Az állóvíz alakja helyett a sekély és a mély tavak elkülönítésére alkalmas tényezőt, a vízfelület és víztérfogat arányát javasoljuk figyelembe venni új tényezőként. A fentiek közül javasoljuk figyelembe venni a tartózkodási időt, a víz elkeveredési jellemzőit és a vízszint ingadozás mértékét. Szintén új tényezőként jelenik meg a makrofita fedettség aránya a vízfelülethez képest. A továbbiakban vegyük sorra a szabadon választott tényezők tipológiáját.

 

 

Tartózkodási idő

A tartózkodási idő esetében az alábbi tipizálást javasoljuk:

Ez gyakorlatilag megfelel a Víz Keretirányelv szerinti kategóriáknak.

 

A vízszint ingadozás és az átlagos vízmélység aránya

A vízszint ingadozás mértéke vízoszlop magasságban kifejezve – ahogy ezt az irányelv megjelöli – szerintünk önmagában nem megfelelő mérőszám. Ezt könnyen beláthatjuk, ha megvizsgáljuk egy mély és egy sekély tó vízszint ingadozását. Tegyük fel, hogy a mély tó átlagos mélysége 10 m, a sekély tóé pedig 1 m, és mindkét tó felülete egyforma. Mindkét tó esetében az éven belüli vízszint ingadozás mértéke ± 1 m legyen. A mély tó esetében ez a vízszintingadozás az átlagos vízmélységet csak ± 10 %-kal változtatja meg, míg a sekély tó egész jellege változik meg, mert a tó kiszárad. A vízszint ingadozás mértékére tehát célszerű egy arányt bevezetni, ami az éven belüli vízszintingadozást fejezik ki az átlagos vízmélység százalékában. Erre az arányra a következő tipológiát javasoljuk:

Ha az átlagos vízmélység feletti és alatti vízszintek ingadozása eltérő nagyságú, akkor a nagyobb értéket kell figyelembe venni. Az első kategóriába tartoznak az időnként, vagy rendszeresen kiszáradó állóvize, a másodikba a tározók egy része, a harmadikba pedig a tavak többsége.

 

Makrofita fedettség

A makrofita fedettség a tavak és az állandó vízborítású vizenyős területek elkülönítésére alkalmas. Ezt a tényezőt azért is célszerű figyelembe venni, mert a makrofita társulás jellemzése a vízterek ökológiai állapotának és a természetvédelmi értékességének megítélésénél fontos tényező lesz.

Javasolt kategóriák a makrofita fedettség mértékére a vízfelület arányában:

Az első kategóriába tartozó állóvizek esetében az ökoszisztéma szervesanyag termelését túlnyomóan a fitoplankton végzi, a makrofiton szerepe jobbára csak a part menti területekre korlátozódik. A második kategóriában a makrofiton szerepe nő az elsődleges termelésben, bár még a fitoplankton domináns. A harmadik kategóriában a fitoplankton mellett főként a makrofiton fontos a szervesanyag termelésben. A negyedik kategóriába a makrofitonnal túlnyomóan fedett állóvizek tartoznak.

 

4.2.3. Esetleg még figyelembe vehető tipológiai jellemzők

A fentieken kívül néhány tipológiai jellemző figyelembe vételét megfontolásra javasoljuk. Ezek közé tartozik az állóvizek esetében a parti zonáció épsége, ami egyben fokmérője is egy tó épségének. Ez olyan paraméter volna, ami jellemezni tudná az emberi tevékenység mértékét. A Balaton esetében például a déli partvédő művek kiépítésével, a part beépítésével a zonáció gyakorlatilag megszűnt.

A másik figyelembe vehető jellemző volna a hozzáfolyás változás a természetes állapothoz képest. Olyan esetben, ha egy állóvizet tápláló vízfolyás hozama lényegesen megváltozik (mert pl. azt öntözésre használják), a hozzáfolyás változása miatt a tó vízszint változása, élőlénytársulásai jelentősen módosulhatnának.

Jelenleg a hidromorfológiai és kémiai referencia indikátorok között szereplő számos jellemző esetében hasonló a véleményünk, mint amit a folyók esetében már leírtunk.

 

4.2.4. Kihagyandó tipológiai jellemzők

A savasságot semlegesítő kapacitást (más néven puffer kapacitást) nem javasoljuk a “B” rendszer szerinti tipológiában figyelembe venni. Ez a jellemző valószínűleg az északi tavak savasodása miatt került be a Víz Keretirányelv rendszerébe. Nálunk a vizek puffer kapacitása elegendően nagy ahhoz, hogy a közeljövőben a savasodás ne okozzon problémát (Szilágyi 2001). Ez a jellemző az ökológiai állapot leírásánál, a referencia víztér jellemzésénél később valószínűleg figyelembe vehető lesz (hasonlóan a vízfolyásokhoz), azonban célszerű lesz ezt majd a munka későbbi fázisában megvizsgálni.

Szintén egyelőre nem javasoljuk figyelembe venni az altalaj összetételt sem. Bár Dévai et al. (1992) munkája számos típust mutat be a mederanyagra vonatkozóan is, ezt a tipológiát itt nem javasoljuk figyelembe venni, mert az nagyon megnövelné a vízterek számát. Csak a geológiai háttérhez hasonló "részletességű" tipológia bevezetése volna célszerű a mederanyagra is, ettől azonban nyugodtan eltekinthetünk, mivel a legtöbb esetben a mederanyag minősége tükrözi a vízgyűjtőn előforduló kőzetek összetételét. Ezért valószínűleg nem várhatunk például vulkanikus alapkőzeten meszes tavat.

A levegő közepes hőmérsékletét és a levegő hőmérsékleti tartományát sem tartjuk szükségesnek külön tipizálni, az éghajlati vízmérlegben ezeknek a tényezőknek az eredője szerepel.

A víz átkeveredési jellemzőit azért javasoljuk figyelmen kívül hagyni, mert a sekély és a mély tavak különválasztásával a tavak átkeveredését is jellemeztük (vízfelület nagysága és átlagos vízmélység).

A háttér tápanyagterhelés (ami az emberi beavatkozások nélküli tápanyagterhelést jelenti) nagyon fontos volna figyelembe venni. Ebben az esetben azonban komoly módszertani nehézséggel állunk szemben. Az emberi tevékenység mára már olyan nagymértékben megváltoztatta az állóvizeink korábbi terhelését, hogy a háttérterhelés becslésére csak olyan nagy hibával lenne mód, amilyen nagy hiba nem elfogadható. Ezért tehát azt gondoljuk, hogy az állóvizek háttérterhelését a tipizálásnál egyelőre hagyjuk figyelmen kívül. A háttérterhelés becslésére kutatási programot javasolunk indítani.

 

5. Konklúziók

A dolgozatban az EU Víz Keretirányelvének hazai alkalmazása során javasolható felszíni víztér tipológia egyes elemeit mutattuk be. Olyan pragmatikus megközelítést alkalmaztunk, amely a jelenlegi domináns külföldi nézetekhez képest több lényeges újdonságot tartalmaz, ezeket megfontolásra érdemesnek tartjuk szélesebb (akár nemzetközi) vitafórumon is. Az újdonságok közé tartozik a Víz Keretirányelv ökológiai alapelvének lehetséges értelmezése, az irányelv bevezetésének iteratív megközelítése, az új és integrált tipológiai paraméterek alkalmazása és a folyók és állóvizek tipizálásának közelítése egymáshoz.

A folyók tipológiájára vonatkozó javaslatunkat összegezve a kötelező elemeken túl a javasolt szabadon választható elemek közül a következő két új és integrált paraméter figyelembe vétele látszik indokoltnak: (1) az átlagos tartózkodási idő; (2) az éghajlati vízmérleg. A vízhozam figyelembe vétele további diszkussziót igényel. A három szabadon választott jellemzőre vonatkozó tipológiát megadtuk. További szabadon választott jellemzők figyelembe vételét megfontolandónak tartjuk, ezek: kanyargósság, parti sáv épsége, hordaléktranszport, vízsebesség. A savasságot semlegesítő kapacitást (más néven puffer kapacitás) és a víz klorid-ion koncentrációját nem javasoljuk a “B” rendszer szerinti tipológiában figyelembe venni. Mindkét jellemző az ökológiai állapot leírásánál, a referencia víztér jellemzésénél később valószínűleg figyelembe vehető lesz, ezt azonban célszerű lesz majd a munka későbbi fázisában megvizsgálni, akkor. A völgy alakja szerinti tipizálást szükségtelennek tartjuk, mivel azt a domborzati és a geológiai viszonyok nagyrészt meghatározzák. Síksági, dombvidéki és középhegységi területekre jellemző völgy alak szerinti tipizálás volna lehetséges, ezek a kategóriák azonban már szerepeltek a kötelező tényezők között (magasság tipológia).

Az állóvizek tipológiájára vonatkozó javaslatunkat összegezve a kötelező elemeken túl a javasolt szabadon választható elemek közül a tartózkodási idő figyelembe vétele látszik indokoltnak. Ezen kívül javasoljuk két új és integrált jellemző figyelembe vételét, ez pedig az éghajlati vízmérleg és a vízszint ingadozás és vízmélység aránya. Ez utóbbi kiváló indikátora lehet egyes emberi hatásoknak. A három szabadon választott jellemzőre vonatkozó tipológiát megadtuk. A fentieken kívül néhány tipológiai jellemző figyelembe vételét megfontolásra javasoljuk (parti zonáció épsége, a hozzáfolyás változás a természetes állapothoz képest, a parti sáv épsége). A savasságot semlegesítő kapacitást (más néven puffer kapacitás) és a víz klorid-ion koncentrációját, az altalaj összetételt, a levegő közepes hőmérsékletét és a levegő hőmérsékleti tartományát különböző okok miatt nem javasoljuk a “B” rendszer szerinti tipológiában figyelembe venni. A háttérterhelést fontos volna figyelembe venni, mert ez a jellemző mutatná az emberi tevékenység hatásait (természetes és erősen módosított állapot megkülönböztetése), de egyelőre meghatározási nehézségek miatt ezzel a jellemzővel nem foglalkoznánk. Később, a tapasztalatok bővülése után, figyelembe lehet venni ezt a tipológiai paramétert. Az elkeveredési jellemző figyelembe vétele még kérdéses, mert részint az elkeveredés függ a vízmélységtől és a vízfelülettől, amik tipológiai paraméterek, ugyanakkor az arányuk adná meg a sekély, vagy mély tó közötti megkülönböztetést. Másrészt viszont az elkeveredési jellemzőkkel újabb paraméterrel bővülne a tipológia és a szükséges referencia területek száma.

A felszíni vizek esetében a hidromorfológiai és kémiai referencia indikátorok között szereplő számos jellemző esetében az a véleményünk, hogy sokkal inkább a tipológiai jellemzők között volna a helyük. A Víz Keretirányelv kifogásolható értelmezése miatt ezeket azonban egyelőre ott kell szerepeltetnünk, ahol vannak.

Javasoljuk, hogy a jövőben valamennyi VKI bevezetéssel kapcsolatos döntést előkészítő fórumon a magyar fél kellő súllyal képviselje azt, hogy a VKI bevezetésénél a csatlakozni kívánó országok speciális feltételeit vegyék figyelembe az EU-ban. Ez nem jelenthet halasztást a feladatokat és a határidőket illetően, de a VKI teljesítés pragmatikusabb útjának választását megengedi. Nem arról van szó tehát, hogy a német-osztrák rendszert el kellene vetni, hanem azt a mi viszonyainkhoz kellene adaptálni (akár egyes elemeit lényegesen módosítva). Ehhez a törekvéshez feltételezésem szerint a többi csatlakozni kívánó ország is partner lehet.

 

6. Köszönetnyilvánítás

Megköszönöm Simonffy Zoltánnak, a MTA Vízgazdálkodási Kutatócsoportja tudományos munkatársának, mindazt a segítséget, amit a Víz Keretirányelv értelmezése során olyan önzetlenül nyújtott számomra.

 

7. Irodalomjegyzék

FFB (1998): A biológiai sokféleség állapota és védelme Magyarországon. - Fenntartható Fejlődés Bizottság kiadványa, Budapest, pp. 116

FÖMI (1999): Az 1:50.000 léptékű országos CORINE Felszínborítási (Land Cover) Projekt nómenklatúrája. - Földmérési és Távérzékelési Intézet, kézirat.

Dévai G., Dévai I., Felföldy L., Wittner I. (1992): A vízminőség fogalomrendszerének egy átfogó koncepciója 3. rész: Az ökológiai vízminőség jellemzésének lehetőségei. – In: Dévai Gy. (szerk.): Vízminőség és ökológiai vízminősítés. – Acta Biol. Debr. Oecol. Hung. 4:1-240.

Simonffy Z. (2001): A Vízügyi Keretirányelv hazai bevezetésével kapcsolatos feladatok. – MTA Vízgazdálkodási Kutatócsoport, témabeszámoló, kézirat

Szilágyi F. (2001): Állóvizeink vízminőségi problémái hasznosításukkal összefüggésben. - In: Somlyódy L. (szerk.): A hazai vízgazdálkodás stratégiai kérdései MTA kiadvány sorozat (in press).

 

 

 

Vizes élőhelyek minősítése a vízi gerinctelen fauna (makrozoobenton) alapján

 

Dr. Csányi Béla

 

 

1. Bevezetés

Az Európai Unió tagállamaiban 2000 decemberében életbe lépett Víz Keretirányelv (Water Framework Directive, magyar rövidítéssel VKI) általánosan szabályozza a vízzel kapcsolatos politika tennivalóit az Unió államaiban. Kiindulási alapját az a paradigma-váltás jelenti, amely szerint a vízkészletekkel kapcsolatos minden tevékenységnek a biológiai vízminőség javítását kell céloznia. Megállapítják ugyanis, hogy ha a víz minősége megfelel az eredeti állapotú, természetes körülmények között, vagyis az emberi tevékenység zavaró hatásai nélkül kialakult, s éppen ezért változatos társulás-struktúrával jellemezhető vízi élőlény-együttesek számára, akkor ugyanez a vízminőség a legkülönfélébb emberi vízhasználatok számára is minden kétséget kizáróan alkalmas. Ennek értelmében tehát a VKI a vízterek minőségének ellenőrzését az ökológiai állapot korábban nem tapasztalt mértékű hangsúlyozásával írja elő, vagyis egyértelműen a biológiai komponensek rendszeres megfigyelésére, tehát a biológiai szempontú vízminősítés országhatárokon átnyúló, egymással harmonizált módszereinek kialakítására tesz keretszerű javaslatot.

A VKI keret-jellegéből következik, hogy a tennivalók pontos módját illetően nem egyetlen közös módszert határoz meg az összes tagország számára, hanem csak a vizsgálni köteles komponensek körét szabályozza. Ezek alapján érthető, hogy az EU tagországai között jelenleg a különféle VKI munkabizottságokban intenzív egyeztető folyamatok indultak a vízminőségi monitorozás lehetőség szerint egységes kialakításáról. Az uniós csatlakozás reményében a VKI hazánkban is széleskörű módszertani és infrastrukturális változtatásokat indított el a víz-politika további fejlesztésének terén, mivel Magyarországon a vízminőség-védelmi gyakorlatban a biológiai vizsgálatok részletessége még messze nem közelíti meg a VKI által előírt szintet.

A VKI által kötelezően vizsgálni rendelt biológiai komponensek három fő csoportja (1/. mikro- és makrofiton, beleértve a fitbentoszt is, 2/. a makrogerinctelenek, valamint 3/. a halak együttese) számára olyan módszertani kézikönyvek összeállítására lesz sürgető szükség, amelyek szabványhoz hasonló részletességgel határozzák meg a tennivalókat. A jelenlegi gyakorlat tükrében könnyen megállapítható tehát a továbbfejlesztés iránya. Az évtizedek óta folytatott mikrofiton (fitoplankton) vizsgálata, valamint a 2001-ben bevezetett vízi makroszkopikus gerinctelen együttes jelenleg még kezdeti stádiumban lévő rendszeres felmérése mellé egyéb biológiai komponensek felmérését és monitorozását is tervbe kell venni, sürgetően napirendre tűzve ezzel párhuzamosan a megfelelő módszer-elméleti és módszertani problémák tudományos elemzését, feltárását.

A kötelezően vizsgálni javasolt biológiai komponensek rendszeres megfigyelését megelőzően a VKI általános előírásainak megfelelően a kezdeti lépést minden tagország számára az egységes nemzeti, a későbbiekben pedig az egymással harmonizált, Európai Unión belüli, nemzetközi víztér-tipológia megalkotása, a víztér-típusok megfelelő elkülönítése jelentette, illetve jelenti. Hazánkra nézve ez szintén nem elodázható feladatként fogalmazható meg, hiszen a felszíni vizek közül az áramló, az álló, valamint a mesterségesen létrehozott víztereket egyaránt alkalmasan megválasztott típusokba kell sorolni a közeljövőben.

 

2. Hazai fejlesztési feladatok az EU Víz Keretirányelv alapján

 

2.1. A Víz Keretirányelv ökológiai célváltozói

Az EU Víz Keretirányelv keret-jellegét éppen az jelenti, hogy nem javasol kötelező módszert a vízterek biológiai változóinak nyomon követésére, csupán a vizsgálni kívánt komponensek körét teszi kötelezővé. A Keretirányelv tehát azt javasolja, hogy az elérni kívánt vízminőségi célállapot ún. ökológiai cél-változói olyan meghatározott biológiai objektumok legyenek, amelyeknek a mennyiségi és minőségi nyomon követése képezi a nemzeti vízminőség-védelmi programok alapját. Csupán annyit rögzít tehát, hogy az irányelvben említett három vízi élőlény-együttessel kapcsolatban kvalitatív és kvantitatív adatgyűjtésre egyaránt szükség van.

A Keretirányelv a következő ökológiai cél-változók körét (ecological target) jelöli ki:

A biológiai komponensek mellett előírja bizonyos kémiai és fizikai komponensek rendszeres nyomon követésének szükségességét is a következőkre nézve:

Az ökológiai állapot minősítése három minőségi fokozat alapján történik.

A hazai fejlesztés első számú feladata tehát annak célba vétele, hogy a felsorolt ökológiai célváltozók rendszeres vizsgálata minden ide vonatkozó intézmény- és személyi állomány-fejlesztéssel együtt, bele kerüljön nemzeti vízminőség-védelmi programunkba.

 

2.2. A víztér-tipológia kialakítása

A VKI alapvetően kétféle tipológiai keretet ajánl a vízterek típusainak elkülönítésére a tagországok számára. Az A-típus egy szűkített, míg a B-típus egy bővített keretet jelent. Mindkettőben közös elem, hogy válaszolni kell a 1/. hol, 2/. milyen geológiai alapkőzeten, valamint a 3/. mekkora alapkérdésekre. Az első és a második kérdés magában foglalja a földrajzi koordinátákat, a tengerszint feletti magasságot, valamint a földtani környezetet, ahol a kérdéses víztest található. A harmadik kérdés a vízgyűjtő terület (áramló vízterek), illetve a felület (állóvizek) nagyságára vonatkozik. A bővített tipológiai keret esetében számos egyéb, a víztest dimenzióira, kiterjedésére, egyéb tulajdonságaira vonatkozik.

A magyarországi felszíni vízfolyásokat DÉVAI és mtsai (1993) tipológiája a méretük alapján a folyam, a folyó és a kisvízfolyás fő kategóriákba sorolta. A megkülönböztetés legfontosabb szempontja a vízgyűjtő terület nagysága és a vízfolyás hosszúsága. Ezen tulajdonságok szerint hazánkban csak egyetlen folyam, a Duna található, amely Európa 10 országát érinti hosszabb-rövidebb szakaszokon, sokszor határt képezve az egyes országok között. Hazai folyóink közül a Tisza a nagy folyók alcsoportjába tartozik. A közepes nagyságú folyók jellegzetes képviselője a Bodrog, a Dráva, a Hármas-Körös és a Rába. A kis folyók között említhetjük meg a Berettyót, a Kerkát, a Marcalt, a Répcét/Rábcát, a Zagyvát és a Zalát.

Kisvízfolyásaink a patakok (hegyvidék), a csermelyek (dombvidék) és az erek (síkság), amelyek a meder esés-viszonyai szerint más-más áramlási sebességgel, hordaléktípussal jellemezhetők, ebből következően pedig élőviláguk is jellegzetesen alakul.

Ezeket a kategóriákat sürgősen összhangba kell hozni a VKI által felsorolt tipológiai határértékekkel, valamint tekintetbe kell venni a geológiai alapkőzet jellege és az egyéb jellemzők alapján megkülönböztethető víztér-típusokat is. Nem lenne túl szerencsés, ha a végeredmény hazánkban túlságosan nagyszámú víztípust tartalmazna. A kialakuló típusok számát az értelmesen feltett, megfelelően célirányos kérdések számával lehetne korlátozni. Ebben a tekintetben tehát izgalmas és sürgető feladatok mutatkoznak a hazai víztipológiai megalkotói számára, annál is inkább, mivel ennek a módszertani alapvetésnek a kezdeti lépései nélkül nem tudunk további eredményeket biztosítani a Keretirányelv hazai alkalmazása során.

Hazai vízfolyásaink közül az elmúlt évtized során a folyam kategóriába sorolható Duna hazai szakaszának, valamint a nagy, a közepes és a kis folyóknak a ökológiai állapot-felmérésére került sor. Kisvízfolyásaink, a patakok, a csermelyek, az erek, valamint a mesterséges csatornák hasonló, országos léptékű ökológiai felmérése azonban még egyetlen alkalommal sem történt meg. Hasonlóképpen hiányzik az állóvizek, így a tavak és a tározók ilyen szempontú felmérése is. Olyan alapadatok hiányoznak tehát a biológiai vízminősítéshez, amelyek nélkül gyakorlatilag nem lehet túllépnünk az EU VKI által hazánkra rótt kötelezettségek alapvető kezdeti lépcsőfokain sem. A hazai vízterek megnevezését és típusokba sorolását követően meg kell neveznünk az emberi tevékenység által legkevésbé befolyásolt ún. referenciális víztereket és referenciális élőlény-együtteseket is. Ezen objektumok kijelölése a bennük található élőlények ismeretének hiányában nyilvánvaló módon nem végezhető el megfelelő bizonyossággal.

Látható tehát, hogy az EU VKI előírásaihoz képest ezek a lemaradásaink miért súlyosak, különös tekintettel a Víz Keretirányelvben megfogalmazott előírásokra.

 

2.3. Referenciális vízterek és élőlény-együtteseik kijelölése

A Keretirányelv alapvetően abból az alaptételből indul ki, hogy ha a víztér természeteshez közeli, illetve az eredeti, természetes állapotában van, akkor a benne található élőlény-együttesek is sértetlenül, az emberi beavatkozástól és szennyezésektől mentes természetes állapotukban vannak jelen. Az elérhető legmagasabb rendű célnak tehát a természetes állapotot tekintik, mivel az alapfeltételezés szerint ez jellemezhető kiváló vízminőséggel, s ez az élőlény-együttesek számára fennálló vízminőség egyben a különféle emberi használatok számára is kiváló minőséget jelent.

A keretirányelv éppen ezért előírja, hogy minden EU tagországban nemzeti listán kell feltüntetni azokat a természetes állapotban fennmaradt víztereket, amelyek referencia-helyek lehetnek a többi, kisebb, vagy nagyobb mértékben emberi hatások által befolyásolt víztér számára. A referenciális vízterek vízminősége tehát kiváló fokozatnak felel meg, amelyet a bennük található referenciális élőlény-együttes indikál. Ezek tehát azok az ökológiai szempontból szentély jellegű élőhelyek, amelyeket minden egyes felállított víztípusra vonatkozóan meg kell határozni.

Az embernek a bioszférában betöltött rövid és hosszú távú szerepéről jelenlegi tudásunk alapján nehéz messze menő következtetéseket levonni. Valószínűnek tűnik azonban, hogy a Föld életének evolúciójára jelentős mértékű, hosszú távú hatást gyakorlunk létünkkel, tevékenységünk által. Így például vizeink túlnyomó többségének tápanyag-terhelése mára már alapvetően és irreverzibilis módon megváltozott. Ennek értelmében a referenciális állapot ma jószerével értelmezhetetlen. Jelenleg ugyanis messze más tapasztalható a vizes élőhelyek túlnyomó többségére nézve európai viszonylatban is, mint a technikai civilizációt megelőző időkben, amikor ezek az irreverzibilis változások még egyáltalán nem voltak nyilvánvalóak.

Az Európai Unió tagállamainak többségben határozottan jelentkezik ez a probléma: a referencialitással kapcsolatban valószínűleg nehéz viták előtt állunk. Valamilyen módon azonban meg kell tudnunk fogalmazni azokat a prioritásokat, amelyek alapján eldönthető, hogy egy adott víztér, valamint annak élőlény-együttese milyen mértékben jelent faunisztikai, illetve természetvédelmi, ezen keresztül pedig minden bizonnyal unikális értéket, amely éppen az eddigi emberi tevékenység dacára maradhatott fenn, és amely vitathatatlanul védelemre szorul.

A referencia-helyek szentély-jellegének hangsúlyozása hazánkban némely esetben félreértésre adhat okot. A szentély kifejezéssel ugyanis nálunk egyes kutatók elsősorban olyan holt-ágakat és holt medreket jelölnek, amelyeknek a folyó fő medrével való közvetlen összeköttetése mára már erősen korlátozott, illetve sok esetben meg is szűnt. Ezzel kapcsolatban megjegyezzük, hogy a szentély jellegűnek nevezett lefűzött, lefűződött holt medrek ökológiai állapota egyáltalán nem – adott esetben viszonylagos érintetlenségük ellenére sem – nevezhető eredetinek, természetesnek, tehát követendő ökológiai célállapotnak sem. A 2000 folyamán lebonyolított Tisza-hossz-szelvény vizsgálataink tapasztalatai épp azt mutatták, hogy ezek a holt medrek a feltöltődés különféle, általában igen előrehaladott stádiumában vannak, s inkább sürgős beavatkozásra szorulnak, mintsem fokozott védelemre. Semmi sem indokolja megkülönböztetett státusukat, viszont vízpótlásuk, fenntartásuk, hasznosításuk a jelenlegi Víz Keretirányelv értelmében egyaránt jelentős revízióra szorul.

A Keretirányelv éppen azt hangsúlyozza, hogy a szentély jellegű víztereket típus-specifikusan, tehát minden vegyes víztípusra nézve kell meghatározni. A Keretirányelv értelmében tehát fel kell tárni minden egyes víztípus esetében azokat a még természetes állapotban létező élőhelyeket, ahol az eredeti mikro- és makrofiton, makroszkopikus gerinctelen együttesek és halegyüttesek találhatók.

Vízfolyásaink, kisebb-nagyobb folyóink és a Duna folyam esetében tehát szó sem lehet holtágak és holt medrek erre a referencia céljára történő kiválasztásáról, hiszen ezek mind erőteljes emberi beavatkozás révén jöttek létre, s egyáltalán nem az eredeti, túlnyomórészt áramlóvízi feltételekkel rendelkeznek. Még azt is vitatni lehet, hogy milyen mértékben jöhetnek szóba ezek az erősen izolált állapotú vízterek a folyó szennyezések miatt különféle mértékben sérült, áramló vízi élővilágának rehabilitációja, regenerációja szempontjából, tekintettel arra, hogy ma már teljesen más összetételű élőlény-együttesek léteznek bennük, mint korábban.

Az egyes áramló víztér-típusok esetében ezért referencia-helyként kizárólag azok az élőhelyek jöhetnek szóba, amelyek a folyó adott viszonyok között elképzelhető leggazdagabb élőlény-együtteseivel jellemezhetők, vagyis még jelentős értékekkel rendelkeznek. Egész nyugodtan ki lehet indulni abból a feltevésből, hogy az eredeti flóra és fauna jóval gazdagabb volt, mint a mai viszonyok között tapasztalható. A napjainkban is végzett faunisztikai feltárásoknak, valamint a KöFe biológusai által végrehajtott monitorozásnak éppen abból a szempontból van vitathatatlan jelentősége, hogy segítségükkel várhatóan jelentős adatmennyiség áll elő, s ezek alapján várhatóan könnyebben lesznek kiválaszthatók az egyes vízterek típus-specifikus referencia-helyei és ökológiai referencia–állapotai.

A Keretirányelvben szereplő ökológiai vízminőség fogalmát úgy lehet általánosan meghatározni, hogy az a zavartalan, emberi beavatkozástól mentes vízi élet számára nyújtott megfelelő életfeltétel-együtteseket jelenti. Ennek alapján az illető víztér az említettek értelmében a “Kiváló” minősítésű osztályba sorolható. A Kiváló minősítéssel jellemezhető élőhelyek, mintavételi szelvények képviselik érintetlen élőviláguk révén a viszonyítási – tehát referencia – állapotot. Ezek alapján minden országban össze kell állítani a referenciális vízterek nemzeti listáját. A Keretirányelv előírja, hogy ennek a munkának ki kell terjednie minden víztípusra. A referencia-állapotra az eredeti élővilág faj-együttesei jellemzők, az eredeti, emberi zavarástól mentes élőhely jellemző fizikai, kémiai és biológiai komponenseivel együttesen. A további biológiai minősítő eljárás során ezek biológiai állapotához kell az összes többi vizsgált szelvény biológiai állapotát viszonyítani annak érdekében, hogy a környezeti károsodás foka az adott vízminőségi osztály értékével reálisan kifejezhető legyen.

Könnyen belátható, hogy ez mennyire nehéz kérdés. Elenyésző ugyanis az olyan vízterek száma Európa szerte, amelyekről a XXI. Század elején még elmondható, hogy mentesek mindennemű emberi beavatkozástól, élőviláguk tehát az eredeti érintetlen állapotban van. Ilyen vízfolyások, állóvizek elsősorban a magashegyi zónában, az emberi településektől távol találhatók. Elméleti szempontból felső-szakasz jellegű folyó-szelvény azért sem lehet közép- és alsó-szakasz jellegű szelvény viszonyítási alapja, mert az eltérő hidromorfológiai és hidraulikai viszonyok alapvető faunisztikai különbségeket eredményeznek az eltérő helyeken. Erre a legkiválóbb példát a magyarországi Tisza Szamos-torkolat feletti rövid és az alatti hosszú szakaszának alapvetően eltérő bentonikus faunája mutatja. KOVÁCS és mtsai (2000) a Felső-Tiszán több mint 30 olyan kérész-fajt mutattak ki, amelyek egyáltalán nem fordulnak elő az alatta elterülő mintegy 600 km-nyi hosszú folyó-szakaszon.

A vízterek döntő többsége azonban olyan területeken fekszik, amelyek többé-kevésbé sűrűn lakottak, így a bennük található vízi élőlény-együttesek nyilvánvaló módon az eredeti állapothoz képest már többnyire jelentős fokú degradáción mentek keresztül. A múlt században például a Nyugat-Európában a folyókban sokfelé közönséges előfordulású tiszavirág (Palingenia longicauda) mára mindenhonnan kipusztult. Magyarországon azonban a kérésznek még számos populációja él, ami esetünkben bizonyos emberi tevékenységek (pl. vízszennyezés) hiányának köszönhető. A múlt században végzett folyószabályozási tevékenységnek azonban számos olyan biológiai vonzata van, ami miatt az eredeti, az emberi beavatkozást megelőzően létezett hazai flórára/faunára igen nehéz megbízható becslésekbe bocsátkozni. A tiszavirágra nézve a folyam-szabályozás valószínűleg azért nem volt katasztrofális hatással, mert a beavatkozás az állat eredeti élőhelyeinek (szakadó márgás partfalak) létét nem veszélyeztette.

Nyugat-európai példák mutatják, hogy a referencialitással kapcsolatban némely kutatók elsősorban a vízfolyások felső szakaszain kutatnak megfelelő viszonyítási alap után. A középső és alsó folyószakaszokon tehát alapvetően más referenciális, azaz viszonyítási alapnak kell érvényesülnie, mint a felső szakaszon.

Az elmondottak alapján jól láthatók a megfelelő referencia-állapot jellemzésének nehézségei. A további elemzés helyett inkább arra utalunk, hogy számos esetben, elsősorban az alsó folyó-szakaszokra vonatkozóan valószínűleg deduktív módszerekre van szükség a korábbi, természetes állapotot tükröző ökológiai állapot és fauna becsléséhez. Végül - csupán utalásszerűen - megfogalmazható az a “gyanú”, hogy az ökológiai állapot, valamint az ökológiai vízminőség becsléséhez a legalkalmasabb módszer-családot valószínűleg a szünbiológiai, azaz a társulás-szintű, több fajból együttesen előálló jelzések fogják majd – elegendő alapkutatás birtokában – biztosítani. A magyarországi biológiai vízminősítés további céljaival kapcsolatban tehát világosan lehet látni azokat az igényeket, amelyeket az EU irányelvei számunkra is egyértelműen kijelölnek.

Az EU Víz Keretirányelvben megfogalmazott hosszabb távú ökológiai cél-állapot az, hogy a hatályba lépést követő tizenhat éven belül minden EU tagállam összes vízterében az összes mintavételi szelvény biológiai minősége legalább a “Jó” kategóriába (vízminőségi osztályba) kell, hogy sorolható legyen. A vízterek ökológiai státuszának megítélésére tehát a makroszkopikus és mikroszkopikus vízinövényzet (makrofiton és fitoplankton) állományai, a vízi makroszkopikus gerinctelen (makrozoobenton) élőlény-együttes állományai, valamint a halak állományai jelentik az ökológiai (szünbiológiai) cél-változók rendszeresen vizsgálni kívánt körét.

A Keretirányelvben szintén rögzítik a biológiai szempontból releváns fizikai-kémiai mutatók rendszeres vizsgálatának, valamint az ún. elsődleges szennyezőanyag-komponensek rendszeres nyomon követésének szükségességét is. Felszíni vizek esetében a szünbiológiai és a fizikai-kémiai, felszín alatti vizek esetében pedig a vízmennyiségi és fizikai-kémiai változók rendszeres vizsgálatát írják elő.

Összefoglalóan tehát azt kell megjegyezni, hogy az EU Víz Keretirányelv teljes koncepcionális váltást tükröz. Az eddig érvényben lévő, a vízre vonatkozó számos direktíva (pl. felszíni vizek, felszín alatti vizek, nitrát, települési szennyvíz direktívák aspektusai) szétdarabolt, részletekbe bocsátkozó szabályozásával ellentétben a Víz Keretirányelv átfogó, ökológiai szempontú szabályozást biztosít. Emellett az is nyilvánvaló, hogy bevezetésekor számítani kell egy olyan átmeneti időszakra, amelynek során egy ideig mindkét szabályozási eljárás párhuzamosan érvényben lesz.

 

 

 

 

 

 

3. A vízi gerinctelenek vizsgálatának módszertani kérdései

A vízi makroszkopikus gerinctelen élőlény-együttes (a makrozoobenton) rendszeres rutin vizsgálata a KöM előírásai alapján 2001 folyamán indult meg a regionális Környezetvédelmi Felügyelőségeken. A vizsgálati módszer bevezetését a mintavétel, feldolgozás és értékelés kérdéskörével kapcsolatos, több fordulós tréning előzte meg. A mintavételre az angolul “kick and sweep”, magyarra fordítva rugdosásos-hálózásos módszer került bevezetésre (1. kép), amely első közelítésben kvalitatív minták gyűjtését eredményezi, később azonban a mintavételre fordított erőfeszítés és idő egységesítése során olyan ún. szemi-kvantitatív adatokat lehet nyerni általa, amelyek már akár a szaprobitás-index számolását is lehetővé fogják tenni.

1. kép. “Kick and sweep” mintavétel a Felső-Tiszán, Tiszabecsnél a cianid-szennyezést követően közepesnél kisebb, csökkenő vízállásnál

Bár az eljárást világszerte kis és közepes méretű folyók tanulmányozására használják, megállapítható, hogy alkalmasan megválasztott kis vízállás és vízhozam mellett nagyobb folyók eredményes vizsgálatára is megfelelő. Nagy folyók esetében, amelyeket időközönként tekintélyes mértékű, több métert meghaladó vízszintváltozások jellemeznek, a gerinctelen élőlényekben leggazdagabb zóna a legkisebb vízállás zónájának közvetlen környezetében lelhető fel. Ha az aktuális vízállástól függetlenül sikerül ezt a zónát vizsgálni, a mintavétel nagy valószínűséggel eredményes, a minta pedig reprezentatív lesz. Az egyelő-hálózásos “kicking” eljárás tehát akkor lehet megfelelő mintavételi módszer akár nagy folyók esetében is, ha a vízállás az évi legkisebb érték környezetében mozog.

Növekvő vízhozam és emelkedő vízállás esetén az a probléma áll elő, hogy az egyelő-hálózás során kényszerűen el kell távolodni a legnépesebb zónától, s a gerinctelen állatok közül csak azokat sikerül a mintában regisztrálni, amelyek aktívan úszva követik a vízszint emelkedését, s kikerülnek a part menti sekély vízterekbe. Azokat a taxonokat pedig, amelyek nem így viselkednek, hanem lent maradnak az átmenetileg nagyobb mélységben, értelemszerűen nem sikerül kimutatni a derékig érő parti sávban. A vízállás változását aktívan jól követő állatok például a felemás lábú rákok (Amphipoda). Az Isopoda csoportba tartozó apró méretű Jaera istri azonban biztos, hogy lenn marad nagy vízálláskor azokon a helyeken, amelyek kis vízhozam idején is el vannak öntve. Mélyebb vizek mintázására többféle módszer mutatkozik, a nyári időszakban például nincs akadálya közvetlenül a víz alól, nagyobb mélységből búvárkodva mintázni, ha a víz nem szennyezett jelentős mértékben (2. kép).

2. kép. Mély, part menti vízből közvetlen merüléssel reprezentatív mintát lehet venni, ha sikerül lemerülni az évi legkisebb vízállás zónájáig, ahol a leggazdagabb a benton-együttes (Nemzetközi Duna-Expedíció, 2001 augusztusában Jugoszlávia területén)

A vízicsigák és a kagylók szintén csupán kis mértékben szeretnek feljebb vándorolni a meder mentén emelkedő vízállás esetén. Ha a nagy vízszint tartósan fennáll, akkor megfigyelhető, hogy bizonyos taxonok aránylag jól követik a víz emelkedését. A Fagotia esperi például fel tud jutni az újonnan elárasztott parti zónába akár már két hetes árhullám idején is. A Fagotia acicularis ugyanebben az idő-intervallumban jóval kisebb magasságig jut fel, s ebből következik, hogy az előző faj egyedei nagyobb mennyiségben elpusztulnak a rákövetkező szárazra kerülés alkalmával, mint az utóbbi faj példányai. A kagylókkal ugyanez a helyzet. Ha tartósan szárazon maradnak, elpusztulnak. Mintavételkor ezért nagy helyismeretre és az élőhely jó felismerésére van szükség az eredményes gyűjtéshez.

A mélyebb vízterekből való eredményes mintavételhez megfelelően kialakított mederkotró alkalmazható. A kotrás nem veszélytelen, ugyanis számos akadó lehet a víz fenekén, amelyből alkalmasint nehéz lehet kiszabadulni. A műveletnek tehát számos munkavédelmi szempontból kritikus mozzanata van (motorcsónak, mentőmellény, kisegítő személyzet, stb.), ami miatt nehezen szabványosítható, s amelyet hely hiányában jelenleg nem lehet ismertetni. Az eddigi kedvező és kedvezőtlen tapasztalatok alapján néhány képen lehet bemutatni az eljárás lényegét (3. kép).

3. kép. A kotrást célszerű a motorcsónak orrából, hátramenetben végezni. Mintegy 5-10 m hosszúság megtétele után a kötél előre menetben felszedhető, ami nem jelent túlságosan nagy erőfeszítést, csupán az üledékminta felszínre emelése a nehéz.

 

4. kép. Nemzetközi Tisza-Expedíció, a Maros tiszai torkolata felett 2 km-rel, 2001 október: a hidraulikus polip-markoló rendkívül költséges módszerét célszerű a kis kotró alkalmazásával helyettesíteni…A németek által kifejlesztett módszer amúgy igen eredményes, de egy laboratóriumi célokra kifejlesztett hajó kell hozzá.

Nagy folyók parti zónája csökkenő, vagy kis vízállásnál példátlan mennyiségű élőlény nyomait rejtheti (5). Ilyenkor mutatkozik meg ugyanis, hogy mely szervezetek milyen ütemben voltak képesek az újonnan elárasztott területet birtokba venni, illetve onnan a biztonságot adó vizes zónába nem tudtak visszatérni.

5. kép. A Duna Paks alatti jobb partja (1526 fkm) kis vízálláskor kagylóhéjakkal

 

4. Vizes élőhelyek minősítése vízi gerinctelenek alapján

A felsorolt mintavételi módszerek célja az, hogy lehetőleg ne csupán minőségi, kvalitatív adatokat, hanem lehetőség szerint mennyiségi, kvantitatív, a tömegesség becslésére alkalmas adatokat, mérőszámokat nyerjünk. Cél továbbá az is, hogy az adott mintavételi szelvény élőhelyeinek lehetőleg minél részletesebb taxon-, illetve faj-listáit sikerüljön előállítani. A mintavételi hely ökológiai állapotának jellemzésére, valamint a vízminőség megfelelő osztályba sorolásához számos jellemző, akár alapadat, akár pedig származtatott adat felhasználható.

A részletes taxon-lista előállításához alapos helyszíni vizsgálat, aprólékos mintavétel, más kifejezéssel: időigényes “faj-vadászat” szolgálhat. Ennek eredménye a faj-gazdagság jellemzésére használható ún. faj-szám. Ez a szám azonban nagymértékben függ a mintavételre fordított időtől, az erőfeszítéstől, valamint a minta méretétől is. Rendkívül nehéz ezt a mérték-számot megszabadítani a szubjektív elemek terhétől. A kérdéssel szerteágazó szakirodalom foglalkozik, részletes elemzés helyett csupán PLAFKIN és mtsai (1989), CUFFNEY és mtsai (1993), RESH és McERLAVY (1993), VINSON és HAWKINS (1996), COURTEMANCH (1996) és BARBOUR és GERRITSEN (1996), zömmel észak-amerikai szerzők munkáira hivatkozunk.

Az mindenképpen bizonyos, hogy az ökológiai állapot jellemzésénél, valamint az egyes vízterek biológiai minősítésénél az elemi információ a faj, mivel a faj-szintű határozás szolgáltatja az alap-adatokat. Ezekből az alapadatokból származtatott adatok nyerhetők, amelyek valamilyen módon mind felhasználhatók az ökológiai vízminősítés céljára. Megállapítható, hogy jelenleg az EU tagországok között szakbizottsági egyeztetés folyik abból a célból, hogy a különféle országokban ez idáig alkalmazott biológiai eljárásokat a lehetőségek szerint megpróbálják egységes nevezőre hozni. Ezeknek a harmonizációs erőfeszítéseknek még nemigen látni a végső eredményét.

Épp itt az ideje azonban, hogy szakértői szinten bekapcsolódjunk ebbe a módszertani egyeztető folyamatba, amely szerte Európában nagy lendülettel folyik. Számos lehetőség van a biológiai információk vízminősítés célú felhasználására. Akár a fajösszetétel, akár a trofikus csoportok összetétele, akár pedig különböző, társulás-szintű, integritás-mutatók alkalmazása hasznos lehet. A különféle származtatott adatok közül egyik sem rendelkezik kitüntetett szereppel. A faj-egyed diverzitás, a különféle biotikus indexek bármelyike lehet hasznos, illetve kevésbé használható erre a célra.

Hiába rendelkeznek egyes EU országok hosszú időre visszautaló hagyományokkal, így például a német nyelvterületen a szaprobiológiai értékelés terén, biztos, hogy a jövőben nem ez az eljárás lesz az egyedüli módszer felszíni vizek ökológiai állapotának, illetve szennyezettségének, az emberi beavatkozás mértékének megítéléséhez. A szaprobiológiai elemzés eredményeképpen előállított hét osztályt először át kell alakítani a Keretirányelvnek megfelelően a kiváló, jó, stb. kategóriák osztályaivá, tehát az általánosan használatos öt minőségi kategóriává. Kérdéses, hogy ebben az esetben a minősítés miképpen működik majd a gyakorlatban. A legutóbbi évtized egyik fő problémáját éppen az jelentette, hogy a vizsgált vízfolyások többsége az -mezoszaprób, azaz a közepesen szennyezett kategóriába tartozott. Kérdéses továbbá, hogy a szaprobiológiai elemzés mellett mely további biológiai értékelés alkalmazható majd az állóvizek ökológiai állapotának jellemzésére.

Ugyanilyen problémákkal birkóznak azok az angolszász, mediterrán, illetve skandináv országok, amelyekben egyéb, nemzeti keretek között kifejlesztett biotikus index-módszerek voltak ez idáig használatosak. Mennyire alkalmasak ezek az eljárások a tipizálásra, a referenciális vízterek elkülönítésére, a vízi élőlény-együttesek alapján történő osztályozásra? A sokféle lehetőség közül a gyakorlat számára nagyon nehéz lesz a választás. Minden országban várhatóan széleskörű módszertani kutatómunka segíthet majd, s hazánkra nézve ez fokozott mértékben tűnik igaznak.

Ha az ember kitekint arra a jelenlegi gyakorlatra, amelynek során a különféle vízterek tipizálása, biológiai állapotának jellemzése történik, megállapíthatja, hogy napjainkban a több fajból álló közösségeken, együtteseken, társulásokon alapuló jelzéseket még nehezen lehet értelmezni szerte a világon. A többváltozós matematikai statisztikai módszer-családnak erre a célra történő alkalmazása ugyan számos helyen megjelenik a napi gyakorlatban, azonban rengeteg olyan szünbiológiai jelzést lehetne még elképzelni alkalmasnak a vízterek jellemzésére, amelyről ma még szó sincs.

Lehet, hogy ezek a jelzések pofon-egyszerűek. Csak egyetlen, az eddigi gyakorlati tapasztalatokon alapuló esetet említünk erre a típusú, lényegét tekintve szinte megragadhatatlan példára. Már viszonylag régen felfigyeltünk arra, hogy ha egy áramló víztérben a hazánkban előforduló négy Gomphidae szitakötő család-tag (Gomphus vulgatissimus, G. (Stylurus) flavipes, Onycogomphus forcipatus, Ophiogomphus cecilia) együttesen előfordul, akkor az minőségét, általános faj-gazdagságát, természetvédelmi értékét nézve nagyon jó víz. Magyarországon csupán néhány ilyen helyszínt találtunk eddig (pl. A Duna bal partja, Zebegény szelvényében).

Rendkívül egyszerű jelzés-típusról, az együttes előfordulásról (koexisztencia) van tehát szó. Kevesebb, mint a társulás-szintű, de több mint a szimpla faj-szintű jelzés. Ebben a tekintetben tehát a tereptapasztalatoknak még nagyon az elején járunk, az ilyen és ehhez hasonló gyakorlati lehetőségek felderítése csupán idő és természetesen rengeteg helyszíni vizsgálat kérdése.

A nemzetközi szakértői egyeztetésnek éppen ebben a tekintetben van hatalmas jelentősége: ebbe a folyamatba kell nekünk, magyar kutatóknak is időben bekapcsolódnunk, hiszen az EU Víz Keretirányelv hazai bevezetése ezek nélkül a jelenleg kialakulófélben lévő módszer-családok nélkül nem képzelhető el eredményesen.

 

5. Következtetések

Az EU Víz Keretirányelv hazai bevezetésének és gyakorlati alkalmazásának az eddigi megállapításaink alapján számos nehézsége, akadálya látható.

Ki kell alakítani a magyarországi felszíni vízterek a keretirányelv által előírt tipológiai rendszerét;

Be kell vezetni a hazai vízminőség-ellenőrző gyakorlatban a keretirányelv által kötelezően előírt biológiai komponensek rendszeres, kézikönyvben (Manual) rögzített módszertanon alapuló vizsgálatát;

Fel kell tárni az ökológiai állapot megítéléséhez alkalmazható kiváló viszonyítási alapot, azaz a referenciális víztereket és élőlény-együtteseiket;

A hazai vízterek, vízfolyások, állóvizek és mesterségesen létrehozott vízterek részletes ökológiai alapállapot-felmérését el kell végezni;

Ennek a munkának az alapján ki kell alakítani azt az ökológiai szempontú értékelő rendszert, amely minden vizsgált biológiai komponens alapján használható lesz a vízminősítési, -osztályozási, -tipizálási gyakorlatban.

A tennivalók nagy számúak és szerteágazók, a hazai kutatói kapacitás rendelkezésre áll. A vízminőség-védelmi mérőhálózat infrastrukturális fejlesztésre és személyi állományát illető továbbfejlesztésre szorul. Az egyetemek, kutatóintézetek szakembergárdája szintén szorosan bevonható a feladat magas tudományos szinten történő megoldásába. Megállapítható tehát, hogy mindenképpen szép közös munka előtt állunk Magyarországon.

 

 

 

 

 

 

6. Irodalom

BARBOUR, M.T., AND J. GERRITSEN 1996. Subsampling of benthic samples: a defense of the fixed-count method. Journal of the North American Benthological Society 15: 386-398.

COURTEMANCH, D.L. 1996. Commentary on the subsampling procedures used for rapid bioassessments. Journal of the North American Benthological Society 15: 381-385.

CUFFNEY, T.F., M.E. GURTZ, AND M.R. MEADOR 1993. Methods for collecting benthic macroinvertebrate samples as part of the National Water-Quality Assessment Program. 1stedition. US Geological Survey, Raleigh, North Carolina, Open-File Report, 93-406.

PLAFKIN, J.L., M.T.BARBOUR, K.D.PORTER, S.K.GROSS, AND R.M. HUGHES 1989. Rapid bioassessment protocols for use in streams and rivers: benthic macroinvertebrates and fish. United States Environmental Protection Agency, Washington D.C., EPA/440/4-89/001.

RESH, V.H., AND E.P. McELRAVY 1993. Contemporary quantitative approaches to biomonitoring using benthic macroinvertebrates pp. 159-194. In: D.M. Rosenberg and V.H. Resh (editors) Freshwater biomonitoring and benthic macroinvertebrates. Chapman & Hall, New York.

VINSON, M.R., AND C.P. HAWKINS 1996. Effects of sampling area and subsampling procedure on comparisons of taxa richness among streams. Journal of the North American Benthological Society 15: 392-399.

 

 

 

 

Vízfolyások ökológiai állapotának minősítése a halállomány alapján az EU Víz Keret-irányelv szerint

 

Guti Gábor

 

 

1. Bevezetés

A halállomány egészségi állapota és a vízminőség közötti összefüggés felismerésének több mint másfél évszázados hagyománya van. Ennek ellenére a vízfolyások környezeti állapotát a halállomány alapján értékelő standardizált módszerek csak az 1980-as években kezdtek megjelenni. A kifejlesztett eljárások egyik csoportja egyetlen fajra irányul (pl. Habitat Quality Index, Habiat Suitability Index). Ezek alkalmazása elsősorban a vízfolyások felső szakaszán, az ún. pisztráng szinttájon jellemző, ahol gyakran csak néhány faj alkotja a halállományt.

A halakra alapozott vízminősítő eljárások másik nagy csoportja a halak fajegyütteseinek vizsgálatára irányul. Alkalmazásuk a nem lazacos-pisztrángos vizekre jellemző elsősorban. Közülük a biológiai integritás index – IBI, ’Index of Biotic Integrity’ – (Karr 1981) a legismertebb. A biológiai integritás index meghatározását eredetileg egyes észak-amerikai patakok környezeti változásainak minősítésre dolgozták ki. Az eljárás sajátossága, hogy egy vízfolyás vízgyűjtőjére, vagy egy ökorégióra kidolgozott értékelései módszer általában csak jelentős átdolgozást követően alkalmazható egy másik vízgyűjtőn, vagy ökorégióban. Ez azonban nem jelentett problémát, mivel egyre több új regionális vízminősítési eljárás igazolja a módszer eredményes adaptálását. A biológiai integritás index európai adaptálására Franciaországban, Litvániában és Belgiumban történtek próbálkozások.

A halállomány felmérésére alapozott biológiai vízminősítés növekvő jelentőségét jelzi, hogy az EU Víz Keretirányelvben a vizeket minősítő biológiai elemek között a halak is szerepelnek. A hazai gyakorlatban használt biológiai vízminősítő eljárások azonban nem felelnek meg az EU Víz Keret-irányelvben felvázolt követelményeknek, ezért Magyarország EU csatlakozásának előkészítéseként időszerű feladat a Víz Keret-irányelv által javasolt biológiai megfigyelőrendszerek módszertani megalapozása. Annak érdekében tehát, hogy Magyarország eleget tudjon tenni az EU elvárásainak, a hazai vízminősítő rendszert ki kell egészíteni a halállományt elemző eljárásokkal.

 

2. A vízfolyások ökológiai állapota

Az EU Víz Keret-irányelvben körvonalazott minősítési elv lényege, hogy egy adott vízterület aktuális ökológiai állapota és egy zavartalannak tekintett ökológiai állapot közötti eltérés mértékének kifejezése. Ennek megfelelően a direktíva részletesen foglalkozik a minősítési fokozatok definiálásával, és többek között meghatározza a vízfolyások minősítési fokozataihoz rendelhető fontosabb halbiológiai kritériumokat is.

 

Kiváló állapot:

 

Jó állapot

 

Tűrhető állapot

 

Gyenge állapot

 

Rossz állapot

 

A vízfolyások minősítésének halbiológiai módszereit általánosan körvonalazza az EU direktíva, de ugyanakkor nem foglalkozik olyan fontos kérdésekkel mint például a halbiológiai mintavételi módszerek leírása, a vizsgálati eredmények értékelési eljárásának részletezése. Ennek elsődleges oka, hogy a vonatkozó európai szabványok kidolgozása még nem történt meg. A halakkal kapcsolatban ezért csupán annyit határoztak meg, hogy a felmérések terjedjenek ki a halállomány fajösszetételének, mennyiségének és koreloszlásának vizsgálatára.

 

 

 

 

 

3. Biológiai integritás index

Az EU Víz Keretirány-elvben minősített ökológiai állapot összefügg a biológiai integritás fogalmával. Ökológiai szempontból az integritást úgy értelmezhetjük, mint egy természetes ökológiai rendszernek az emberi tevékenység hatásaitól mentes, eredeti állapota, pontosabban az integritás egy rendszer zavartalan állapotát illető funkcionális entitás.

A biológiai integritás halakra alapozott vizsgálatát (Karr 1981) Észak-Amerikában gyakran rutinszerűen alkalmazzák a vízfolyások ökológiai állapotának minősítésére. Az értékelési eljárás a halállomány szerkezetében megfigyelhető általános degradálódási folyamatok numerikus jellemzésével történik. A vízfolyások ökológiai állapotának romlását jelzi például:

A vízfolyások ökológiai állapotát minősítő integritás fokozatok halbiológiai ismérvei (Karr 1981) számos vonatkozásban megegyeznek az EU Víz Keret-irányelvben (EC 2000) meghatározott kritériumokkal:

 

Kiváló:

 

:

 

Tűrhető:

 

Rossz:

Nagyon rossz:

 

Halmentes vízfolyás (a leromlás végső állapota):

 

Az ökológiai állapot alakulására érzékeny változók megfigyelési eredményeit gyakran minőségi arány formájában fejezik ki. A minőségi arány egy-egy biológiai változónak az adott helyszínen megfigyelt értéke és a kiváló ökológiai állapot (ideális referencia feltétel) fennállása esetén jellemző értéke közötti viszonyt jeleníti meg. Az arány kifejezhető például relatív értékrendekkel, úgy, hogy a kiváló ökológiai állapotot a nagyobb, a rossz ökológiai állapotot a kisebb számértékek jelentik. A vízfolyások halállományának monitorozása többnyire 10-12 biológiai változó együttes megfigyelésével történik. Az egyes változókra megállapított minőségi arányokat összegezve (indexben összesítve, IBI) értékelhető egy adott vízfolyás biológiai integritása, illetve ökológiai állapota.

 

4. Az ökológiai integritás többszintű értékelése

A vízfolyások ökológiai integritásának minősítésére a közelmúltban fejlesztettek ki egy újabb módszert, a halakra alapozott többszintű értékelési eljárást – MuLFA, ’Multi-level concept for fish-based assesment – (Schmutz és társai 2000), ami a bióta hierarchikus szerveződésére, valamint a tér- és időbeli szerveződési szintek közötti összefüggésekre épül (1. ábra).

 

1. ábra: A bióta hierarchikus szerveződési szintjeinek elhelyezkedése tér- és időbeli skálák mentén, valamint az azokból származó megfigyelési és értékelési szempontok (Schmutz és társai 2000).

A bióta felső szerveződési szintjei (fauna/zoogeográfiai terület) – az alsóbb szintekkel (egyed/mikroélőhely) összehasonlítva – állandóbbak, stabilabbak, nagyobb térséget érintenek és hatásuk erősebb az alsóbb szintekre, mint azok visszahatása. Ennek megfelelően a felsőbb szinteket csak a jelentős és kiterjedt antropogén terhelések képesek megváltoztatni. A hierarchikus szerveződésre való tekintettel, célszerű az ökológiai integritást is több szinten monitorozni. Ha a megfigyelési és értékelési szempontok rendszere illeszkedik a biológiai szerveződési szintekhez, akkor hatékonyabbá válik a különböző mértékű emberi tevékenységek hatásainak kimutatása. Schmutz és társai (2000) hét megfigyelési szempontot javasoltak a vízfolyások halállományának a biológiai szerveződési szintek (fauna, közösség, funkcionális fajcsoport, populáció, egyed) szerinti felméréséhez (1. ábra):

  1. vízfolyás típusára specifikus halfajok száma
  2. önfenntartó állománnyal rendelkező specifikus halfajok száma
  3. hal szinttáj szerinti fajösszetétel
  4. funkcionális fajcsoportok száma
  5. funkcionális fajcsoportok összetétele
  6. populáció egyedsűrűsége és biomasszája
  7. populáció koreloszlása.

Az ökológiai integritás minősítésekor lényegében egy adott vízfolyás aktuális állapota és a típusának megfelelő, pontosan meghatározott referencia állapot közötti eltérés mértékét jellemzik. A referencia állapot azonos a természetes állapotú, zavartalannak tekintett ökológiai integritással. Alapvető az a követelmény, hogy a referencia helyszín típusa (a vízfolyás rendűsége, esése, geomorfológiája, vízjárása, tengerszint feletti magassága, szinttája és ökorégiója) feleljen meg a minősítendő folyószakasznak.

A referencia viszonyok meghatározásának egyik eljárása (Schmutz és társai 2000) kiterjed történelmi abiotikus adatok, történelmi hal adatok, referencia helyszínek felmérési adatai és referencia modellek értékelésre:

Történelmi abiotikus adatok

A zavartalan állapotú vízfolyások leírásához hasznos információt adnak a régi térképek és vízrajzi dokumentumok. Ezek alapján megállapítható a vízfolyások eredeti medrének típusa, az árterek kiterjedése. Igen értékesek továbbá a folyószabályozások előtti geomorfológiai és hidrológiai viszonyok leírásai.

Történelmi hal adatok

A vízi szervezetek között csak a halakról található számottevő történelmi adat a régi levéltári dokumentumokban, tekintettel halászati és élelmezési jelentőségükre. Értékelhető információt adnak a halfogási eredmények nyilvántartásai, a halászati szerződések, a halpiacok kereskedelmi adatai és a halak elterjedésére vonatkozó biológiai adatok. A történelmi leírások több évszázadra visszanyúlnak, de elsősorban a 19. század kezdete utáni időszak adatai nyújtanak hasznos tájékoztatást.

Referencia helyszínek

A referencia viszonyok meghatározásának legegyszerűbb módja a megfelelő referencia helyszínek felmérése lehetőleg ugyanazon a vízfolyáson. Ha a felmérendő folyón nincs megfelelő referencia helyszín, akkor alternatívát jelenthet az ökorégió egy másik azonos típusú folyója.

Referencia modellek

Az emberi tevékenység zavaró hatásaitól mentes referencia helyszínt az esetek többségében nem lehet találni ma már, ezért a referencia viszonyok meghatározásához a rendelkezésre álló adatokat felhasználó referencia modelleket kell kialakítani. Ezzel kapcsolatban alapvető követelmény a standardizált mintavételi protokollra épített és megfelelő színvonalú adatfeldolgozással megvalósított monitoring programok létrehozása.

Az ökológiai integritás minősítési fokozatai gyakorlatilag megegyeznek az EU Víz Keret-irányelvben definiált ökológiai állapot öt fokozatával. Az egyes fokozatok több szinten történő értékelésének vázlatát az 1. táblázat fogalja össze. A ’kiváló’ állapot teljesen, vagy közel teljesen megfelel a zavartalan referencia állapotnak. A ’jó’ fokozatot szignifikáns, de még mérsékelt eltérés jellemzi a zavartalan viszonyokhoz képest. Ekkor már a víztípusra specifikus halfajok közül hiányzik néhány, számos természetesen honos faj már nem rendelkezik önfenntartó állománnyal, a funkcionális fajcsoportok és a populációk mérete mérsékelten megváltozott, azonban a szinttájak és fajcsoportok száma még változatlan. A ’tűrhető’ szinten valamennyi kritérium alapvetően eltér a zavartalan referencia állapottól. Eltolódás mutatható ki a szinttájak helyzetében és egy funkcionális fajcsoport is hiányzik. A ’gyenge’ állapotú vízfolyásokat jelentős, a ’rossz’ állapotú vizeket pedig szélsőséges eltérések jellemzik az érintetlen viszonyokhoz képest.

 

 

1. táblázat: Az ökológiai integritás minősítési fokozatainak meghatározása a halakra alapozott többszintű értékelés szerint (Schmutz és társai 2000).

szempont

ökológiai integritás minőségi fokozatai

kiváló

tűrhető

gyenge

rossz

típus specifikus (FTS) fajok

Nem, vagy alig hiányzik

Néhány hiányzik

Több hiányzik

Sok hiányzik

A legtöbb hiányzik

önfenntartó fajok

Nem, vagy néhány hiányzik

Több hiányzik

Sok hiányzik

A legtöbb hiányzik

Csaknem mind hiányzik

hal szinttáj

Nincs eltolódás

Nincs eltolódás

Eltolódás

Eltolódás

Eltolódás

funkcionális fajcsoport szám

Nem hiányzik

Nem hiányzik

Egy hiányzik

Több hiányzik

A legtöbb hiányzik

funkc. fajcsop. összetétel

Nincs eltérés

Mérsékelt eltérés

Alapvető eltérés

Teljes eltérés

Teljes eltérés

egyedsűrűség, biomassza

Nincs, vagy alig van változás

Mérsékelt változás

Alapvető változás

Igen jelentős változás

Rendkívüli változás

populáció koreloszlás

Nincs, vagy alig van változás

Mérsékelt változás

Alapvető változás

Igen jelentős változás

Rendkívüli változás

 

5. Megoldandó feladatok

A magyarországi (’Hungarian lowlands ecoregion’ ≈ Pannonicum faunakörzet) vízfolyások ökológiai állapotának minősítésére alkalmas halbiológiai megfigyelőrendszer kidolgozása több évig tartó munka, amelynek során számos részfeladatot kell megoldani (2. ábra). A módszertani problémák feldolgozása az EU tagállamokban is általában kezdeti stádiumban van még. A témakörhöz kapcsolódóan a különböző méretű hazai folyókra és kisvízfolyásokra kiterjedő, nagyszabású halbiológiai felméréssorozatok elvégzésére lesz szükség az elkövetkező években, aminek feltételei ma még nem biztosítottak.

 

6. Köszönetnyilvánítás

A tanulmány a Bólyai Kutatási Ösztöndíj, az FVM Vadgazdálkodási és Halászati Főosztály (87.970/2000), valamint a KöM Környezetvédelmi Hivatal (KAC 4. 90/2000) támogatásával készült.

 

7. Irodalom

EC 2000: Directive of the European Parlament and of the Council 2000/60/EC Establishing a framework for community action in the field of water policy. European Union, Luxembourgh PE-CONS 3639/1/00 REV 1.

Karr, J. R. 1981: Assessment of biotic integrity using fish communities. Fisheries 6:21-27.

Schmutz, S., M. Kaufmann, B. Vogel, M. Jungwirth, S. Muhar 2000: A multi-level concept for fish-based, river-type-specific assesment of ecological integrity. Hydrobiologia 422/423: 279-289.

 

2. ábra: A hazai vízfolyások ökológiai állapotát minősítő halbiológiai megfigyelőrendszer módszertani kidolgozásának tervezete.

 

 

Az integrált biotikai index (IBI) alkalmazási lehetősége halakon

Possibility the Index of Biotic Integrity (IBI) in indication of fish community

 

Dr. Majer József

 

Kulcsszavak: Integrált biotikai index (IBI), Dráva, halak, monitoring.

Key words: Index of Biotic Integrity (IBI), Drava rive, fish, monitoring

Abstract: Our primary purpose is to provide a fish community level assessment of lotic systems along the Drava river. Within our fish survey work we try use fish community structure to evaluate water quality of Drava River. The integration of functional, structural and compositional metrics, which form the basis of IBI. It is the first step in Hungary to use the IBI of fishes in the bioassessment. However our knowledge on fish should be more exact, to make effective this method.

 

1. Bevezető

Az élőhelyek jellemzésére a korábban indikátor fajokat próbált keresni. Ez azonban többnyire nem működik. Közismert, hogy az egyes élőhelyek minőségének legsokoldalúbb indikátora az ott található élőközösség tér és időbeli mintázata. Elvárás az egyes élőhelyek élőközösségei adott csoportjának (jelen esetben a halak) mennyiségi és minőségi adataiból valamilyen számszerűsített adat megjelenítése, amit a különböző területek összehasonlítására, vagy az adott terület időbeli változásának indikálásra használnak (Gammon, 1980, Plafkin et al, 1989, Allan, 1995). Ilyenek a különféle wildlife, vagy egy adott élőközösség egyedei különféle paramétereiből számított Integrált Biotikai Indexek (IBI). A Nemzeti Biodiverzitás Programból hiányzik a halak monitoringjának protokollja. Ez részben a halfaunánk összetétele (sok tág tűrésű faj, a Cyprinidae fajok túlsúlya, az egyes fajok tűrőképességének hiányos ismerete, a mintavételezések standardizálásának nehézsége, stb.), részben az ichtiológiai kutatások nem kellő mértékű támogatottsága miatt van. Ezen hiányosságok pótlásán neves hazai ichtiológusok dolgoznak. Ehhez kíván segítséget nyújtani a halakra kísérlet képen adoptált és átdolgozott számított Integrált Biotikai Index (IBI). Ezt több tényező tette szükségessé. A Dráva hazánk halfajokban leggazdagabb vizei közé tartozik, ennek ellenére a fauna tervszerű, szisztematikus feltérképezése csak most folyik a Dunan Dráva Nemzeti Park Igazgatósága által 2 éve megkezdett biomonitoring keretében. Az állomány módszeres felmérésével a Drávában élő fajok száma (betelepített és bevándoroltakkal együtt) valószínűleg a 60-at is meghaladja. A folyó alsószakasz jellegű részén történő beavatkozások (gát, erőmű építés, stb.) megváltoztatja a környezeti tényezőket, amire az élőközösség, így a halfauna mennyiségi és minőségi összetétele megváltozással reagál. A meder és a hidrológiai viszonyok változása a halfauna változását is egyértelműen maga után vonja. Ezt a hatást folyamatában vizsgálva az élőhely komplex minőségi módosulásai indikálhatók. Az egyes élőhelyek halfaunája mennyiségi és minőségi változása folyamatának figyelemmel kiséréshez szükséges valamilyen számszerűsített komplex adat, ilyen az Integrált Biotikai Indexe (IBI).

 

2. Előzmények

A halak Integrált Biotikai Indexe (IBI) hazai alkalmazására már korábban is tettünk kísérletet (Majer, 1992). Az indexáláshoz szükséges mennyiségű és megbízhatóságú adatok azonban nem álltak rendelkezésre. A Dráván tervezett beavatkozások a gyakorlat számára is szükségessé tettek, a folyó élővilágának, így annak halainak felhasználását az élőhely minőségének változása indikálására. Sajnos a Dráva hossz-szelvényében módszeres tudományos halfelmérés korábban nem volt. Mindössze a szokványos faunisztikai adatok állnak rendelkezésünkre. A magyarországi Dráva-szakasz halairól összesítést először Harka (1992) készített. A kimutatás irodalmi adatokon, valamint a szerző kevésszámú gyűjtésén alapul. A DDNP megalakulása óta a halfauna felmérése tervszerűen folyik (Majer, 1996, 1998, 2001). A Drávából a mintegy 80 hazai halfajból 59-ről van adat. Megjegyzendő, hogy a jelenlegi halfauna nem tükrözi teljesen a folyószabályozása, a közép és felső szakaszon lévő vízierőművek létesítése előtti fajösszetételt. A folyószabályozása, a kanyarulatok átvágása és így a mederszakasz rövidüléssel szükségszerűen együtt járt a folyóvíz sebesség növekedésével, ami az áramláskedvelő halaknak az alsóbb szinttájakon való megjelenésének kedvezett. A faunaképet módosították a faunaidegen, nemegyszer a faunára káros fajok (naphal, razbora, törpeharcsa, fekete törpeharcsa, ezüstkárász, stb.).

 

3. Feladat

A Dráva halfaunája mennyiségi és minőségi összetétele a folyó típusos élőhelyein és hossz szelvénye mentén végzendő alapállapot felvétele, valamint ennek változása tér - időbeli figyelemmel kisérése, a fő korlátozó faktorok megállapítása, közöttük a halak Integrált Biotikai Indexe (IBI) megadása.

Jelen esetben fel kell mérni, hogy milyen alapvető, szignifikáns különbség van a Dráva Zákány - Őrtilos közötti része és a Bélavár – Vízvár menti szakasz halfaunája összetétele között. Ez nélkülözhetetlen ahhoz, hogy ha a horvát oldalon mégis megépülne a Novo Virje térségében a vízi erőmű, akkor a megfelelő, egzakt összehasonlító adatok álljanak rendelkezésünkre.

 

3.1. Az halak Integrált Biotikai Indexe (IBI) meghatározásához szükséges vizsgálatok összefoglalása

A munka faj és közösségi szintű monitoringot egyaránt magába foglal.

Vizsgálandó változók:

  1. A változók és alapadatokhoz az alábbi forrásokból származnak
  2. Fajok és egyedszáma, gyűjtés helye, módja valamint a meterológiai és hidrometerológiai háttéradatok felvételezése.
  3. A fajkicserélődés (T) évenkénti megadása.
  4. A morfometriai méretek (Györe, 1995-ös munkájában foglaltak szerint).
  5. Esetenkénti kormeghatározás pikkelygyűrűk alapján.
  6. Testtömeg mérés.
  7. A víz alapváltózói mérése. Hőmérséklet, konduktivitás, vízmélység, áramlási sebesség. A víz oxigénháztartása mérése.
  8. Fajösszetétel megállapítása.
  9. A halak osztályozása táplálkozásuk, tűrőképességük és eredetük szerint.
  10. A mennyiségi viszonyok felvételezése.
  11. A fajok gyakoriságának megállapítása pij, a hibridek és rendellenesen fejlettek feljegyzése.
  12. A szorzótényezők megállapítása. A fajok Guti (1995) szerinti (relatív és abszolút) természeti értékének megadása
  13. Az integrált biotikai index (IBI) kiszámítása.

 

Faj szintű monitoring

A mintavételi helyek halfaunája mennyiségi és minőségi felmérése. Az egyes fajok részesedése a mintavételi hely faunájából.

 

Fajszintű feladatok

  1. 1.A védett fajok feltérképezése élőhelyeik védelme.
  2. Védett és veszélyeztetett fajok (a Vörös Könyvben vagy a Berni Egyezményben szereplők) kimutatása állományuk felmérése.
  3. A bioszférára, a hazai faunára és a regionálisan egyedi fajok felmérése, ezek állománya monitoringja és élőhelyeik fenntartása. A faunára új fajok védelemre való felterjesztése.
  4. A vizsgált területek faunája felmérése, a faunakép összerakása.
  5. A faunaképet meghatározó kényszerfeltételek megadása (vízminőség, mederalak, klimatikus tényezők, növényzet, stb.).

 

A fajszintű természeti érték megállapítása

Az élővilág értékelésére a nemzetközi szakirodalom fontossági sorrendet állapít meg, amelyet az egyes fajok minősítésénél a faj besorolási kategóriájához tartozó ponttal ismer el, lehetővé téve a fauna objektív értékelését. Az alábbi kategóriákat célszerű használni csökkenő értéksorrenddel, egyúttal vastagon szedtük a Dráva esetében kiemelten kezelendő kategóriákat:

 

fajszintű természeti érték megállapítása

pont

kategória

12.

Bioszférában egyedi fajok

11.

Országosan egyedi fajok

9.

Bioszférában ritka fajok

8.

Országosan ritka fajok

7.

Regionálisan ritka fajok

6.

Bioszférában gyakori, országosan ritka fajok

5.

Bioszférában ritka, országosan gyakori fajok

4.

Gyakori fajok országosan, egyedi regionálisan

3.

Veszélyeztetett fajok

2.

Vöröskönyves fajok

1.

Védett fajok

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

Közösség szintű monitoring

A fauna természeti értékei kiszámítását Guti (1993) idézett munkájában megtaláljuk, ezzel itt részletesebben nem kívánunk foglalkozni.

 

A fajkicserélődés (T) kiszámítása

A környezeti (limitáló) tényezők változásának legérzékenyebb, komplex indikátora az élőközösségek mennyiségi és minőségi összetételének (mintázatának) a változása. A fajszintű változások nyomon követését egyszerűen megadhatjuk az éves intervallumokban bekövetkezett fajkicserélődéssel., amit a következő képlettel számítunk ki:

Hosszútávú monitoring

A hosszútávú monitoring vizsgálatoknak alkalmasnak kell lenniük, hosszabb, 8-10 éves trendek prognosztizálására.

 

Mire kell válaszolni?

  1. A felmérések során meghatározandó:
  2. A korlátozó faktorok okai és gyakoriságuk (adatlap segítségével).
  3. Az egyes halközösségek előfordulásának gyakorisága, a múltbeli és jelenlegi állapotuk meghatározása.
  4. Az egyes halközösségek állapotának területenkénti, vagy szakaszonkénti változása.
  5. A változások iránya (növekszik vagy csökken, oszcillál, random, vagy kaotikusan változik, stb.).
  6. A víztömeg típusának és méreteinek térbeli és időbeli összefüggése más korlátozó faktorokkal.
  7. A javulás vagy a degradáció valószínűsége.
  8. Vizsgálandó fő korlátozó tényezők:

  1. A halfauna integritása (IBI pontszám alapján) időszakonkénti változása, a változás trendje.

 

 

 

 

 

A természetesség foka alapján definiálható minőségi kategóriák

A természetességet külön adjuk meg, de az értékelés szüksége az IBI egyes pontja értéke meghatározásához is.

 

A halfauna komplex Integrált Biotikus Indexének (IBI) megállapítása.

Az alábbi táblázatban foglaltaknak megfelelően a biotikus index, ami maximum 5 lehet minőségenként, és mivel 12 minőséget veszünk figyelembe így összesen 60 pont lehet.

 

Az integrált biológiai index (IBI) megállapítása

(adható pontok: 5, 3, 1)

   

adható pontok

 

A vizsgált minőség

5

3

1

 

A bennszülött fajok aránya

>67%

67-33%

33%>

 

A fenéklakó fajok aránya (harcsa, csíkok, stb.)

>67%

67-33%

<33%

 

Tipikusan állóvízi fajok aránya

>67%

67-33%

<33%

 

A hosszú élettartamú fajok aránya

>67%

67-33%

<33%

 

Az érzékenyek (szűktűrésűek) aránya

>30%

30-15%

<15%

 

A tágtűrésűek aránya

<33%

33-67%

>67%

 

A mindenevők aránya

>67%

67-33%

33%>

 

A rovarevők aránya

>45%

20-45%

<20%

 

Csúcsragadozók

>5%

1-5%

<1%

 

A minta fajai részesedése a régió halfaunájából *

>67%

67-33%

<33%

 

Hibridek és adventívek aránya

>0%

0-1%

>1%

 

Betegek és rendellenesen fejlettek aránya

<1%

1-5%

5%<

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

*Jelenleg a Drávából 59 halfaj ismert ez = 100%

 

 

 

A fenti értékelés alapján elkészítettünk egy előzetes értékelést a Dráván végzett 3 mintavételi pontja halfaunájára, amit az alábbi táblázatban mutatunk be (a maximális pontszám 60).

Vizsgálati hely

IBI

Őrtilos

46

Bélavár, holtág

26

Vízvár, kőgát

36

 

 

4. Értékelés

A fenti adatok várhatóak voltak. Az őrtilosi mintavételi hely nagy vízbőségű, kiegyenlített vízhozamú, 3-4 m mélységű élőhely. A bálavári holtág sekély és mély részekből (0,5-4 m) álló, a Drávával csak időszakos kapcsolatban álló víz. A vízvári mintavételi hely egy mellékág befolyója, a Drávával való kapcsolat állandó. A halállomány összetételét korábban már publikáltuk (Majer és Bordács, 2001). A kapott adatok sokkal pontosabbak ha majd lesznek, ha 5-8 év rendszeres mintavételi adatok állnak rendelkezésünkre, továbbá egyértelművé tehető az hogy mely fajok sorolhatók a 2-8 pontokba.

 

5. Összefoglalás

Munkánkban a Dráva halfaunája értékelése során kidolgozás alatt álló Integrált Biotikai Indexet használatát mutattuk be. A Dráva 3 pontján állapítottuk meg a halak integrált minősítő mutatóját. A módszer továbbfejlesztéshez a hazai halfajok életmódbeli besorolását még pontosítani kell.

 

6. Irodalom

Allan, D. J., 1995. Stream Ecology, Structure and function of running waters. CHAPMAN & HALL, London, 16-18 pp.

Gammon, J. R. 1980. The use of community parameters derived from electrofishing catches of river fish as indicators of environmental quality, in Seminar on Water Quality Management Tradeoffs. Report No. EPA-905/9-80-009. U. S. EPA, Washington, D. C.

Guti, G. 1993. A magyar halfauna természetvédelmi minősítésére javasolt értékrendszer. Halászat, 86:141-144.

Györe K. 1995. Magyarország természetesvízi halai. Vízi természet és környezetvédelem. 1. Körny.gazd. Intétézet. Bp. Pp.339.

Harka Á, 1992: A Dráva halai.- Halászat, 85 (1): 9-12.

Majer, J. 1992: Certain possibility of biological monitoring to estimate of value of nature. XX. Congress of the Hungarian Biological Societi., Kecskemét.

Majer, J., 1995. Adatok a Dráva halfaunájához és egyes holtágak vízminőségéhez. - Dunántúli Dolgozatok, Term. Tud. Sorozat, 8: 189-202.

Majer, J., 1998. Adatok a Dráva éa a Dráva menti területek hal-, kétéltű és hüllőfaunájához (Pisces, Amphibia, Reptilia). - Dunántúli Dolgozatok, Term. Tud. Sorozat, 9: 13-36.

Majer, J., és Bordács, M., 2001. A Dráva magyarországi szakaszának természetvédelmi értékelése halfaunája alapján. Term.véd. Közlemények, 9.: 251-263.

 

Összefoglaló jelentés a Dráva folyó természeti monitoringjának tevékenységéről

 

Závoczky Szabolcs

 

1. Előzmények

A 720 km hosszú Dráva folyó teljes magyarországi szakasza 1996-óta, mint a Duna-Dráva Nemzeti Park része szolgálja a vizes élőhelyek, vízi és ártéri ökoszisztémák, védelmét. Maga a folyó mintegy 130 km-en keresztül az államhatárt képezi a Magyar Köztársaság és a Horvát Köztársaság között. Ez a határmenti fekvés és az ebből eredő viszonylagos elzártság és háborítatlanság természetvédelmi szempontból kedvező, ugyanakkor figyelemmel kell lenni arra is, hogy a határ túloldalán végzett emberi tevékenységeknek komoly hatásai lehetnek a Duna-Dráva Nemzeti Park területére vonatkozólag is

1999-ban felmerült egy új, horvátországi vízi erőmű létesítésének terve Novo Virje térségében. Mivel az ilyen jellegű beruházások a környezetükre - így az élővilágra is - jelentős hatással lehetnek, a kormány hivatkozva az 1988-ban aláírt Dráva Egyezményre a 2066/1999. (III. 31.) számú határozatában "a Dráva térség környezeti és természeti értékeinek védelmével kapcsolatban elrendeli a Dráva térség részletes környezeti és természeti monitorizáló rendszerének létrehozását és működtetését". Ennek részeként szervezte meg a Duna-Dráva Nemzeti Park Igazgatóság a Környezetvédelmi Minisztérium Természetvédelmi Hivatalának irányításával az élővilágban bekövetkező változásokat nyomon követő természeti monitoring hálózatot.

 

2. A monitoring rendszer

 

2.1. Célja

Egy komplex regionális léptékű rendszer kidolgozása, amely a vizsgált élőlényeken, élőlénycsoportokon keresztül átfogó képet nyújt a Duna-Dráva Nemzeti Park természeti értékeiről és az itt előforduló élővilág változásáról.

- részletes alapállapot-felvétel készítése a mintavételi helyeken a vizsgált objektumokra vonatkozólag

- a vizsgát élőlények, élőlénycsoportok változásának hosszú távú nyomon követése

- a monitoring tárgyát képező élőlények, együttesek változásainak egymással történő összevetése, a mintavételi területre vonatkozó trendek felállítása

- az élővilágban bekövetkező esetleges változások okainak feltárása, szükség esetén a természetvédelmi feladatok tudományos megalapozása

 

 

2.2 Vizsgálati komponensek

-botanika: cönológiai felvételezések fix kvadrátokban; fajmonitoring: szibériai nőszirom (Iris sibirica), kockás liliom (Fritillaria meleagris), csermelyciprus (Myricaria germanica); asszimilációs felület nagyságának vizsgálata

-zoológia: puhatestűek (Mollusca); rákok (Crustacea); szitakötők (Odonata); tegzesek (Trichoptera); lepkék (Lepidoptera); bogarak (Coleoptera); halak (Pisces); kétéltűek (Amphibia); madarak (Aves); denevérek (Chiroptera); kisemlősök (Insectivora, Rodentia); kisragadozók (Mustellidae); vidra (Lutra lutra), európai hód (Castor fiber)

 

2.3. Módszertan

A Duna-Dráva Nemzeti Park Igazgatóság 1999-ben a felkért kutatókkal kidolgoztatta a monitoring mintavételi módszereket (protokoll). A módszerek kidolgozásánál alapvető szempontok voltak a standardizálási lehetőség, a rendszeres megismételhetőség, valamint az, hogy a lehetőségekhez mérten beilleszthető legyen a Nemzeti Biodiverzitás-monitorozó Rendszerbe is. A kutatási jelentésekhez kötelezően csatolni kell egy egységes Excel táblázatot, valamint a mintavételi pontokat feltüntető térképet a térinformatikai feldolgozás elősegítéséhez.

 

2.4 Résztvevői

név

szervezet

feladat

Dénes Andrea

Janus Pannonius Múzeum

botanika

Dr. Juhász Magdolna

Somogy Megyei Múzeum

botanika

Dr. Kevey Balázs

Janus Pannonius Múzeum

botanika

Csete Sándor

Janus Pannonius Múzeum

botanika

Héra Zoltán

Somogy Megyei Múzeum

puhatestűek

Dr. Körmendi Sándor

Kaposvári Egyetem

rákok

Dr. Tóth Sándor

Zirci Múzeum

szitakötők

Dr. Uherkovich Ákos

Janus Pannonius Múzeum

tegzesek

Dr. Ábrahám Levente

Somogy Megyei Múzeum

lepkék

Bérces Sándor

Balaton-felvidéki Nemzeti Park Igazgatóság

futóbogarak

Rózner György

Duna-Dráva Nemzeti Park Igazgatóság

bogarak

Dr. Majer József

Pécsi Egyetem

halak

Sallai Zoltán

Kőrös-Maros Nemzeti Park Igazgatóság

halak

Kovács Tibor

Fővárosi Állatkert

kétéltűek

Fenyősi László

Duna-Dráva Nemzeti Park Igazgatóság

madarak

Dombi Imre

Tolna Megyei Természetvédelmi Alapítvány

denevérek

Dr. Horváth Győző

Pécsi Egyetem

kisemlősök

Szemethy László

Szent István Egyetem

kisragadozók

Heltai Miklós

Szent István Egyetem

kisragadozók

Lanszki József

Kaposvári Egyetem

vidra

Fridrich István

Gyűrűfű Műhely Kft

térinformatika

Dr. Kalotás Zsolt

KÖM Természetvédelmi Hivatal

szakmai felügyelet

Parrag Tibor

Závoczky Szabolcs

Duna-Dráva Nemzeti Park Igazgatóság

koordináció

koordináció

 

3. A mintaterületek jellemzése

Horvátország az erőmű telepítését a Drávának arra, a Zákány és Vízvár közötti szakaszára tervezi, ahol a folyó eltávolodik a határtól és teljes egészében horvát területen folyik. A tervezett erőmű hatása várhatóan a Duna-Dráva Nemzeti Park Zákány és Vízvár közötti szakaszain lesznek fokozottan érezhetőek. Ez részben közvetlenül a Dráva keskeny holocén árterét jelenti, részben a Dráva vízjárása által befolyásolt hidrofil erdőket, réteket. A Nemzeti Park ezen szakaszait elsősorban a vízi és vizes élőhelyek uralják. A vízi élőhelyek között legfontosabb a Dráva folyó, mellék- és holtágaival valamint a jelenkori ártéren található kavicsbánya-tavak. A fás vizes élőhelyek között legnagyobb arányban a fűz- és égerligetek valamint keményfa (tölgy-kőris-szil) ligeterdők az uralkodóak, a fátlan társulások közül a magassásosok és üde rétek a kiemelendők. Ennek megfelelően az Nemzeti Park Igazgatóság egyeztetve a kutatókkal három nagy monitoring mintaterületet jelölt ki:

I. Zákány-Őrtilos környéke

A monitoring terület tervezett erőmű fölött helyezkedik el, a Duna-Dráva Nemzeti Park Nyugat-Dráva Tájegységének része. A Dráva felső folyására jellemzőek a kavicszátonyok, részben növényzet nélkül, részben csigolya bokorfüzesekkel (Salicetum purpurae) borítva. Ezeken a zátonyokon fedezték fel a hazánkban csak itt előforduló csermelyciprus (Myricaria germanica) igen jelentős állományait. A csermelyciprus élőhely igényét és populációméretét tekintve különösen alkalmas monitorozásra, mivel a kavicszátonyok pionir társulásának alkotója és az esetleges a vízszintet és a hordalékszállítást érintő változások az élőhelyét jelentősen befolyásolhatják.

A viszonylag keskeny ártér iszapos partszakaszait mandulalevelű bokorfüzesek (Salicaetum triandre) borítják. Akárcsak a lentebbi, vízvári szakaszon, itt is fontos, antropogén élőhelyek a működő és felhagyott kavicsbánya tavak.

A folyóvízi elöntések és a talajvíz által erősen befolyásol ligeterdei élőhelyek egy esetleges duzzasztásnál igen jelentős változásokon mehetnek át.

 

II. Lankóci-erdő

A monitoring terület tervezett erőművel párhuzamosan helyezkedik el, a Duna-Dráva Nemzeti Park Nyugat-Dráva Tájegységének része. A természetes növénytakaró kialakulását alapvetően a folyó közelsége határozza meg. Az itt jelenlévő természetes növénytársulások ennek megfelelően különböző ligeterdők és állandóan vagy időszakosan borított más – fás vagy fátlan – növénytársulások.

Az állandóan vízzel borított termőhelyek jellemző fás növénytársulása az égeres mocsárerdő (Carici pendulane-alnetum). Ennek tömeges fafaja az enyves éger (Alnus glutinosa), jellemző cserjéi a kányabangita (Viburnum opulus), a rekettyefűz (Salix cinerea) gyepszintjében tömeges a posványsás (Carex acutiformis). Az aljnövényzetben több ritka, védett faj is megtalálható: foltokban tömegesen jelenik meg a békaliliom (Hottonia palustris), a lápi csalán (Urtica kioviensis), a nyári tőzike (Leucojum aestivum). Az égeres mocsárerdőkhöz kapcsolódóan szintén állandóan vízzel borított nádasok és magassásos társulások is vannak, melyeknek egy része a csökkenő vízborításnak köszönhetően beerdősülőben van. Betelepülő fák elsősorban az éger (Alnus glutinosa) és a hamvas fűz (Salix cinerea).

A vizsgálati területen nagy kiterjedésben találhatóak égerligetek (Carici pendulae – Alnetum, Paridi quadrifoliae-Alnetum). Ezeknek talaján csak magasabb vízállás esetén van felszíni vízborítás, de a talajvízszint mindig magas, a talaj a felszínig nedves. Az égerligetek területét hajdani sekély folyók-mellékágak meanderező meder-maradványai hálózzák be, ebben a kacskaringós árokrendszerben az év nagy részében víz van, partjait kísérve tavasszal tömegesen virágzik a védett tavaszi tőzike (Leucojum vernum).

Az égerligetek lombkorona szintjében az éger (Alnus glutinosa) uralkodik, de helyenként nagyobb szerephez jut a kőris (Fraxinus angustifolia ssp. pannonica) és gyakori a vénic szil (Ulmus laevis), valamint a mezei szil (Ulmus minor). A cserjeszintben tömeges a veresgyűrű som (Cornus sanguinea) és a bodza (Sambucus nigra). Az aljnövényzetben helyenként a ligeterdei fajok máshol a bükkös fajok uralkodnak.

Az égerligeteknél magasabb térszíneken tölgy-kőris-szil ligeterdők (Fraxino pannonicae-Ulmetum) alkotják a természetesen növénytakarót. A természetszerű állományok cserjeszintje gazdag, bennük az általános elterjedt veresgyűrű som, mezei szil és kányabangita mellett előfordul a védett farkasboroszlán (Daphne mezerum) is. Az aljnövényzet tavaszi aspektusa általában fejlett, tömeges fajai az odvas keltike (Corydalis cava), a bogláros szellőrózsa (Anemone ranunculoides), a salátaboglárka (Ficaria verna).

A vízrendezések következtében a növénytársulások területi kiterjedése bizonyára módosult az elmúlt másfél évszázadban, de a viszonylag mély fekvésnek köszönhetően a vizeket innen nem sikerült elvezetni, most is jelentős az állandóan vagy időszakosan vízzel borított területek aránya. A vizsgált terület talajvízszintjének alakulása összhangban van a Dráva folyó aktuális vízjárásával.

 

III. Vízvár térsége

A monitoring terület tervezett erőmű alatt helyezkedik el, Duna-Dráva Nemzeti Park Közép-Dráva Tájegységének része. A Dráva itt szintén kavicszátonyokat épít. A mai főmeder néhol egész a belső-somogyi magaspart tövében található, máshol eltávolodik tőle és hozzávetőlegesen 1000 m szélességet is elérő árteret képez fattyúágakkal. A holtágak, morotvák a Vízvár alatti részen jellemzők. Vízvár ás Bélavár községek között több kavicsbányató található.

A természetes növényzetet a Vízvár környéki alacsony árterületen fűzligetek (Leucojo aestivi -Salicetum albae) jelentik. A folyómenti füzesekben védett fajok közül elterjedt a tavaszi tőzike (Leucojum aestivum), magasszárú kocsord (Peucedanum verticillare), téli zsurló (Equisetum hyemale). A füzeseknél kisebb területet foglalnak el az égeresek (Alnetum), az uralkodó enyves éger (Alnus glutinosa) mellett szálanként a hamvas éger (Alnus incana) is. A folyó zátonyait elsősorban durva homok és kavics alkotja, de helyenként finomabb hordalék is megjelenik. A zátonyokon a megtelepedő lágyszárú pionír növényzetet a bokorfüzesek követik a szukcesszió során.

Vízvártól lejjebb, a széles ártéri síkon főként tölgy-kőris-szil ligetek (Carici brizoidis-Ulmetum), égerligetek (Paridi quadrifoliae-Alnetum) és gyertyános-tölgyesek (Veronico montanae-Carpinetum) alkották a természetes növénytakarót. Maradványaik megtalálhatók, de az ármentessé vált területen az egykori erdők helyén kiterjedt szántóföldek is húzódnak.

 

4. Eredmények

 

4.1. Kutatási jelentések

A 16 különálló kutatási jelentésből felépített adatbázis összesen 15 000 rekordot tartalmaz. A kutatási jelentések összesítéséből kiderül, hogy 200 helyen történt mintavételezés.

 

 

4.2. Térinformatikai feldolgozás

A természeti monitoring rendszer megszervezésénél alapvető szempont volt, hogy a beérkező jelentések alkalmasak legyenek az egységes kezelésre és értékelésre, ugyanis csak így érhető el, hogy ne csak monitorozott objektumokról, hanem a terület általános természeti állapotában bekövetkezett változásokról is a lehető legobjektívabb és átfogó képet nyerjük. Ezért már a kutatási eredmények bekérésénél egységes adatformátumot írtunk elő, így a beérkezett adatokból egy Acces alapú adatbázist egy ezzel szoros kapcsolatban lévő ArcView alapú térinformatikai rendszert hoztunk létre. Az adatbázist az Igazgatóság által a kutatók rendelkezésére bocsátott Excell táblák felhasználásával építettük fel. A térinformatikai feldolgozáshoz az Igazgatóság beszerezte és igény esetén a kutatók rendelkezésére bocsátotta az alábbi térképeket:

- 1:10 000-es és 1: 25 000-es méretarányú topográfiai térképek (papír és digitális)

- erdészeti térképek (papír és digitális)

- 1:10 000 méretarányú kataszteri térképek (papír és digitális)

- SPOT-4 műholdfotók (digitális)

- egyes területek légifotói (részben papír, részben digitális)

- egyéb digitális térképek (OTAB, DTA50, stb.)

 

4.3 Publikálás

A beérkezett kutatási jelentésekből az Igazgatóság minden évben éves jelentést állít össze és bővíti a Dráva-monitoring adatbázisát. A monitoring vizsgálatok 2-3 évig egy célirányos alapállapot felmérésnek tekinthetők. Ennek az időszaknak a lezártával el kell készíteni egy összefoglaló ökológiai és természetvédelmi értékelést.

A monitoring eredményeit meg kell ismertetni a szakmai és a szélesebb laikus közönséggel is, ebből a célból rendszeres szakmai fórumok és időszakos sajtótájékoztatók szervezését tervezi az Igazgatóság. A nagyközönség, elsősorban az érintett terület lakosságának tájékoztatása céljából ismeretterjesztő kiadványok szerkesztését tervezzük.

 

Dráva holtágak komplex állapotértékelése

 

Ortmann-né Ajkai Adrienne, Czirok Attila, Dénes Andrea, Oldal Imre, Fehér Gizella, Gots Zsuzsa, Kamarásné Buchberger Edit, Szabó Eszter, Vörös Zsolt és Wágner László

 

 

 

1. Előzmények

A Dráva-síki kultúrtájban fontos természetes élőhely-szigetek a feltöltődés különböző szakaszaiban lévő holtágak. Kutatásuk sokáig esetleges volt (Boros 1924, Horvát 1942, Klujber et al. 1963, Kovács és Kárpáti 1973, 1974, Vöröss 1964, 1965), ezek a munkák is túlnyomórészt a cún-szaporcai és a kisszentmártoni holtágrendszerekről közöltek adatokat. A Dráva mente állattani feltárásának eredményeit két gazdag tanulmánykötet (Uherkovich 1995, 1998) tartalmazza, melyekben egyes nagyobb holtágakból (elsősorban a régóta védett cún-szaporcai holtágrendszer, illetve a könnyen megközelíthető Mattyi-tó és Zalátai Ó-Dráva) is találunk adatokat (puhatestűek, rákok, ászkák, kérészek, szitakötők, poloskák, futóbogarak, vízibogarak, levélbogarak, tegzesek, nagylepkék, zengőlegyek, böglyök, halak, kétéltűek, hüllők, madarak és kisemlősök). A kilencvenes évek közepétől – a vizes élőhelyek világszerte, így hazánkban is tapasztalható felértékelődése miatt – több dolgozat foglalkozott a holtágak történetével (O.Ajkai 1999, O.Ajkai és Dénes 1999), növényzetével, Vörös 1995, O.Ajkai 1997, O.Ajkai és Dénes 1997, 1999, Pálfai 1998, Dénes és O.Ajkai 1999), vízminőségével (Majer et al. 1998) és természetvédelmi kérdéseivel ((Borhidi et al. 1994, Pálfai 1996, Dénes et al.1998).

Természetvédelmi szempontból a holtágak többségének helyzete rendezetlen. A Duna-Dráva Nemzeti Parkba – a szakértői vélemény (Borhidi et al. 1994) ellenére – a már 1969 óta védett Szaporcai Ó-Dráva mellett csak véletlenszerűen kerültek be (a gáton belül fekvők), a kívül maradtak legértékesebbjei (Hótedra, Adravica, Mrtvica, Piskói-tó) a mai napig is csak védelemre javasoltak. A vidék gazdasági elmaradottsága miatt napjainkig szépen fennmaradtak, a hasznosítási törekvések (intenzív horgászat, turizmusfejlesztés) azonban egyre inkább veszélyeztetik őket. Ismereteink a fenti eredmények ellenére még nagyon hiányosak, pedig egyre sürgetőbb lenne legalább a legértékesebbek jövőbeli szerepét tisztázni és kidolgozni a természetvédelem szempontjait is figyelembe vevő kezelési stratégiáikat.

A Dévai és munkatársai (2001) által kidolgozott értékbesorolási javaslat nemcsak arra ad lehetőséget, hogy a holtágakat sok szempontból értékeljük és egy országos rendszerben hazánk más hasonló élőhelyeivel összevessük, de arra is, hogy összegezzük a különböző forrásokból származó meglévő adatokat és a hiányok alapján kijelöljük a jövőben szükséges kutatások területeit.

 

2. Tíz nagy Dráva-holtág részletes értékelése

A rendelkezésünkre álló adatok a 44 szempontból (Dévai et al. 2001) 33 megválaszolását tették lehetővé (75%), a hiányzók némelyikét (6 szempont) hasonló saját adattal pótoltuk. Így az eredeti 400 pontos rendszer helyet 355 ponttal dolgoztunk, a 20%-os kategóriák ponthatárait ennek megfelelően módosítottuk. Két nagyobb szempont-csoportra nem volt semmiféle adatunk: a morotvák természetes elöregedését jelző feltöltődésre (7 szempont) és a mérgező kémiai anyagok (nehézfémek, növényvédő szerek) miatti veszélyeztetettségre (2 szempont).

A legnagyobb holtágak közül tízet értékeltünk (zárójelben a községhatár): Belső-Hobogy (Cún), Bresztik (Drávasztára), Hótedra (Gordisa), Kisinci (Cún), Mrtvica (Felsőszentmárton), Piskói-tó (Piskó), Recska (Alsószentmárton), Szilháti-tó (Cún), Adravica vagy Zalátai Ó-Dráva (Drávasztára), Vájási-tó (Drávasztára). (1.ábra)

 

  1. ábra: Az értékelésbe bevont holtágak

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

3. Védettség

A terület védettségére, a holtmederben, illetve környékén (100 méteres védőzóna) élő fajok, társulások védettségére kérdezünk rá (Dévai et al. 2001).

2.ábra: A holtágak értékelése védettség szempontjából

A DDNP határain belül országos védelmet élveznek a Szaporcai Ó-Dráva feltöltődés miatt mára már elkülönülő morotvatavai (Belső-Hobogy, Kisinci, Szilhát), illetve a Vájási-tó. Fokozottan védett állatfajok: vidra (Lutra lutra), barnakánya (Milvus migrans), cigányréce (Aythya nyroca), melyek közül az első kettő elég gyakori (vidrát 7, barnakányát 4 holtágban észleltünk). Fokozottan védett növényfajt nem találtunk. Védett növény-, illetve állatfajok a holtmedrekben mindenhol, a védőzónákban -- a legdegradáltabb környékű Recska és Bresztik kivételével -- szinte mindenhol élnek. Fokozott védelemre javasolt társulás holtmedrekben a gyékényes ingóláp (Thelypteridi-Typhaetum angustifoliae), mely a Hótedrában, Mrtvicában, Vájási-tóban és Bresztikben található; védőzónában a kálmosos (Acoretum calami – Mrtvica).

 

4. Általános természeti állapot

A holtmeder és a védőzóna fajainak és társulásainak veszélyeztetettségét, érzékenységét, és az ember általi degradációs hatásokat értékeltük (Dévai et al. 2001).

3.ábra. A holtágak általános természeti állapota

A holtmedrek többsége eléri a “nagyon értékes” (60%) minősítést, annak ellenére, hogy a szárazföldi védőzónák ennek jóval kedvezőtlenebb képet mutatnak. A legjobb a helyzet az 1969 óta védett Cún-Szaporcai Ó-Dráva morotvái esetében, ahol az azóta nem kezelt erdők természetességi állapota szépen javul; ám a természetközeli védőzóna itt is helyenként csak néhány 10 m széles. Egy fokozattal rosszabb a védelemre javasolt Adravica, Mrtvica, Piskói-tó és Hótedra környékének állapota; a fő gondot a sok helyen a partig nyúló szántóföldi művelés és a horgászattal együtt járó degradáció (sok horgászállás, a szárazföldi (pl. a Hótedrát a környező szántóktól elválasztó cserjesáv) és vízi növényzet irtása és a szemét) jelenti. Szinte teljes mértékben degradált a Bresztik és Recska, illetve a DDNP határain belül fekvő Vájási-tó környéke; utóbbinál a védelem alá helyezés óta jelentkeznek a javulás jelei.

 

4.1. Növényzet

A holt meder makrovegetációjának tömegességére (a holtmedrek természetes pusztulása, a feltöltődés kulcstényezője), annak változatosságára, illetve a védőzóna szélességére, állapotára kérdeztünk rá (Dévai et al. 2001). A terepi bejáráson túl motoros sárkányról készült, nagyfelbontású légifényképeket is használtunk a különböző növényzeti típusok kiterjedésének becslésére, melyeken elkülöníthetők a hínárnövényzet egyes típusai (pl. békalencsés, kolokános), a nádas öv egyes társulásai (nádas, gyékényes), és az erdőkről is sok információt adnak (kor, szerkezet, fafajok változatossága, egyes fajok, pl. fehérnyár felismerhetők).

 

 

4.ábra: Védett, védelemre javasolt és mérsékelten értékes holtágak értékelése a növényzet alapján

Tengelyek:

  1. A hínár/mocsári növényzet borítása
  2. A növényzet összetétele

  1. Zonáció kifejlődése
  2. A növényzet mozaikossága
  3. A növényzet művi fragmentáltsága
  4. A védőzóna természetessége
  5. A védőzóna szélessége


5.ábra: Védett, védelemre javasolt és mérsékelten értékes holtágak értékelése a lehetséges beavatkozások alapján

Tengelyek:

  1. Kapcsolatrendszer
  2. Beavatkozás típusa
  3. Vízpótlás lehetősége
  4. Jelenlegi hasznosítás
  5. Tervezett hasznosítás

 

5. Kezelés

A természetmegőrzési célú kezelés lehetőségeit nagymértékben befolyásoló víztértípus, illetve a vízpótlás lehetőségei mellett a meglévő és a tervezett hasznosítás, a szükséges természetvédelmi beavatkozás típusa és a “természeti értékmegőrzés szempontjából megítélt kapcsolatrendszer” (kapcsolódik-e védett vagy környezetileg érzékeny területhez) szerepelnek itt (Dévai et al. 2001).

A diagramok (5.ábra) tanúsága szerint a “gyenge pont” a legtöbb esetben a vízpótlás nehézsége. Figyelemre méltó, hogy milyen rosszul állnak ebből a szempontból a cún-szaporcai holtágrendszer morotvái, viszont az átlagosnál jobban a védelemre javasolt holtágak csoportja. Utóbbiak tehát sokkal alkalmasabbak a jelenlegi állapot megőrzésére, mint jelenleg védettek. A nem védett holtágak állapotának másik rontó tényezője hasznosítás: a horgászat, annak minden, korábban említett káros hatásával.

 

6. Vízkémia és hidrobiológia

A Dráva Környezeti Monitoring Felügyelőségünkön 2000-ben indult. A program szerint 7 kavicsbánya tavat, 24 holtágat, és 3 fattyúágat vizsgálunk. Ezen adatok egy részének felhasználásával elvégeztük tíz baranyai Dráva holtág lehető legtöbb szempont szerint értékelését. Értékelésünk alapja a Dévai és mtsai. (2001) által kidolgozott holtág értékelési eljárás, melyet kibővítettünk néhány általunk mért paraméterrel (szerves és szervetlen N, alga biomassza, zooplankton biomassza, hínár biomassza, makrozoobenton család prezencia index (Csányi 1997)). Lehetőségenk korlátai miatt kimaradt a vízforgalom, az üledék és a kémiai veszélyeztetettség vizsgálata, illetve a vizsgálatok nem függélyben történtek. Így az értékelésbe a következő élettelen ill. vízkémiai paramétereket, illetve hidrobiológiai jellemzőket vontuk be:

Élettelen és vízkémiai paraméterek:

Hidrobiológiai jellemzők

Vezetőképesség

A-klorofill

pH

Alga biomassza

Secchi-átlátszóság

Hínár biomassza

O2 telítettség

Baktérium i/ml

PO4

Zooplankton biomassza

NH3, NO2, NO3

Makrozoobenton család prezencia index (Csányi, 1997)

Szerves N

KOI ps

Az eredeti, és az általunk használt holtágértékelési módszer vízkémiai hidrobiológiai mutatócsoportjának összehasonlítása

Az eredeti Dévai-féle rendszerben a hidrobiológiai mutatók közül csak az a-klorofill koncentráció és baktérium egyedszám szerepelt.

Összehasonlítva az általunk használt-vízkémiai és hidrobiológiai területen bővített-minősítő rendszer által adott értékelést az eredeti változattal, azt tapasztaltuk, hogy a két eljárás hasonló képet ad a vízminőségről, azonban a vízkémiai és hidrobiológiai mutatócsoport által adott kép minden esetben javult, azonban ez nem módosította érdemben a végeredményt.

 

7. A holtágak élettelen és hidrobiológiai jellemzőinek részletes bemutatása

 

A következő diagramokon a élettelen és a hidrológiai mutatók 2000 és 2001 nyári adatait ábrázoltuk sugárdiagramon. Az értékek az egyes mutatók értékeinek kódszámait (Dévai, 1999) ábrázolják %-os formában.

 

A Hótedra és a Kisinci tó vízkémiai és hidrobiológiai jellemzői

A Belső-Hobogy és a Szilháti tó vízkémiai és hidrobiológiai jellemzése

 

A Zalátai Ó-Dráva és a Recska vízkémiai és hidrobiológiai jellemzése

 

A Bresztik és a Vájás vízkémiai és hidrobiológiai jellemzése

 

A Mrtvica vízkémiai és hidrobiológiai jellemzése

 

A Piskói tó vízkémiai és hidrobiológiai jellemzése

 

 

8. Összegzés

Rendkívül értékes (I.osztályú, a lehetséges összpontszám 80%-át vagy többet kapott) holt meder nem volt. 8 holtág bizonyult nagyon értékesnek (II.osztályú, 60-80% között): Belső-Hobogy, Hótedra, Kisinci, Mrtvica, Piskói-tó, Szilháti-tó, Zalátai Ó-Dráva, Vájási-tó; 2 pedig számottevően értékesnek (III.osztályú, 60-80% között): Bresztik, Recska. Ez az értékbesorolás alátámasztja a Hótedra, a Mrtvica, a Piskói-tó és a Zalátai Ó-Dráva mielőbbi védetté nyilvánításának fontosságát. Az eredmények alapján sürgető feladat a védőzónak természetességének javítása, mielőtt degradációjuk a ma még nagyon értékes holtmedrekre is hatással lesz. Figyelemre érdemes, hogy még a horgászat miatt erősen bolygatott morotvák is jelentős természeti értéket képviselnek, amit a további hasznosítás, fejlesztés mellett is meg kell őrizni. A legfontosabb feladat azonban, hogy eldöntsük: az egyes holtágaknak mi lesz a jövőbeni fő szerepük. A legtöbb természeti értéket őrzők nyerjenek mielőbb védelmet, és készüljön mindegyikre olyan kezelési terv, mely a természetvédelem szempontjait akkor is figyelembe veszi, ha a holtágat elsődlegesen más célra (horgászat, turizmus) használjuk.

 

9. Irodalom

Borhidi A., Juhász M., Kevey B., O.Kovács Zs. (1994): A Dráva menti Tájvédelmi Körzet botanikai értékei. Természetvédelmi állapotfelmérés. Kézirat.

Boros Á: (1924): A Drávabalparti síkság flórájának alapvonásai, különös tekintettel a lápokra. Magy.Bot.Lapok 23:(1924) 1-56.

Dénes A., Kevey B., Ortmann-né Ajkai A., Pálfai L. (1998): A Dráva-sík védelmet érdemlő területei. Janus Pannonius Múzeum Évkönyve (41-42) pp.5-12.

Dénes A., Ortmann-né Ajkai A. (1999): Baranyai Dráva-holtágak általános .és botanikai jellemzése és javaslatok természetvédelmi kezelésükre. Janus Pannonius Múzeum Évkönyve 43. pp.5-26.

Dévai Gy.,Aradi Cs., Wittner I., Lajos P., Gőri Sz., Nagy S.(2001): Javaslat a Tiszai-Alföld vízi és vizes élőhelyeinek állapotértékelésére a holt medrek példáján. In: Borhidi A., Botta-Dukát Z.: Ökológia az ezredfordulón III. pp.183-205

Horvát A.O. (1942): A Mecsekhegység és déli síkjának növényzete. Pécsi Ciszterci Rend kiadása.

Klujber L., Tihanyi J., Vöröss L.Zs. (1963): Adatok a Dráva menti holtágak cönológiai és florisztikai ismeretéhez. Pécsi Tanárképző Főiskola Tud.Közl. 7:71-303.

Kovács M., Kárpáti I. (1973): Untersuchung über die Zonations- und Produktionsverhältnisse im Überschwemmungsgebiet der Drau I. Verlandung der toten Arme und die Zonationen des Bodens und der Vegetation im Inundationsgebiet der Drau. Acta Bot.Hung. 18:323-353.

Kovács M., Kárpáti I. (1974): A Mura- és a Dráva-ártér vegetációja. Földr. Ért. 22:21-31.

Majer J., Buchert E., Kóczán K. (1998): Vízminőség vizsgálatok a Dráva barcs alatti szakaszának holtágain. In: Uherkivch Á.(szerk): A Dráva mente állatvilága II. Dunántúli Dolgozatok Természettudományi Sorozat 9:13-26.

Ortmann-né Ajkai A. (1997): Égerlápok Kisszentmárton határában.

Kitaibelia 2(2): pp. 302-303. Debrecen.

Ortmann-né Ajkai A (1999): Vízrendezés és a táj átalakulása a Drávamenti-síkságon. A táj változásai a Kárpát-medencében. II.Tájtörténeti konferencia. Nyíregyháza, pp.381-384.

Ortmann-né Ajkai A., Dénes A. (1997): A baranyai Dráva holtágak ritka növényei.

Kitaibelia 2(2): pp. 227-229. Debrecen.1997.

Ortmann-né Ajkai A., Dénes A.: (1999): Baranyai Dráva-holtágak fátlan növénytársulásai. Janus Pannonius Múzeum Évkönyve 43. pp.27-39.

Ortmann-né Ajkai A., Dénes A. (1999): Changing floodplain ecosystems in the last 200 years in the plain of Drava. Kertészeti és Élelmiszeripari Egyetem Közleményei, különszám.pp. 129-134.

Pálfai L.(1996): Arra alá, a Baranya szélén... Értékmegőrzés és pusztulás a Dráva mentén. Falu-Város-Régió. 3 (4-5): 13-22.

Pálfai L. (1998): A Dráva-sík természeti értékei. pp.12. Ormánság Alapítvány, Pécs.

Uherkovich Á.(szerk., 1995): A Dráva mente állatvilága I. Dunántúli Dolgozatok Természettudományi Sorozat 8, Pécs, pp.

Uherkovich Á.(szerk., 1998): A Dráva mente állatvilága II. Dunántúli Dolgozatok Természettudományi Sorozat 9, Pécs, pp.510.

Vöröss L.Zs. (1964): Újabb adatok a szaporcai holtágak cönológiai és florisztikai ismeretéhez. Szegedi Tanárképző Főiskola Tud.Közl. 8:75-95.

Vöröss L.Zs. (1965): Adatok a szaporcai Dráva hullámtér vizeinek cönológiai és florisztikai ismeretéhez. Pécsi Tanárképző Főiskola Tud.Közl. 9:123-145.

Vörös Zs. (1995): Cönológiai vizsgálatok a Hótedra területén. Szakdolgozat. Janus Pannonius Tudományegyetem, Növénytani Tanszék, Pécs.

 

A drávai vizes élőhelyek minősítése halfauna alapján

 

 

Sallai Zoltán

 

1. Bevezetés

A Dráva teljes hossza közel 700 km, 1238 m magasságban ered a Karni Alpok nyugati végénél. Vízgyűjtőjének nagyságát 40.000 km2-ben állapították meg. Hazánk területére mindössze 170 km esik, többször metszi a határt. Hosszát és vízgyűjtőjét tekintve a Duna legnagyobb mellékfolyói közé tartozik.

A horvát kormány Vízvárral szemben, Novo Virjénél egy drávai erőmű megépítését tervezte. Az erőmű komoly kihatással lenne a Dráva teljes hazai szakaszának élővilágára. A Duna-Dráva Nemzeti Park Igazgatóság megkereste egyesületünket, hogy végezzünk halfaunisztikai célú monitorozást Dráva hazai szakaszán.

 

2. Irodalmi áttekintés

A folyó halfaunáját az 1990-es évekig főként XIX. századi és XX. század eleji adatok jellemezték.

Juranic (1880, 1881, 1884) dolgozatai a Varasd (Varaľdin) környéki Dráva szakaszra vonatkoznak. A szinonimok leszámításával 34, illetve 38 faj előfordulását regisztrálta.

Glowacki (1885) összesen 63 faj előfordulását írta le a Drávából, melyben több szinonim is található.

Vutskits (1904, 1918), főként a fenti szakirodalmak feldolgozásával 46 fajt sorol fel a folyóból.

Rotarides (1944) 18 faj fogásáról számol be dolgozatában, melyet az alsó-drávai halászok zsákmányából határozott meg.

A Dráva alulkutatottságát hűen tükrözi az a tény, hogy Mihályi (1954) múzeumi revíziójában egyetlen drávai gyűjtésből származó halat sem tudott említeni. Mindössze néhány Drávaszögből származó, Rotarides gyűjtéséből származó halat közöl a Béllyei- és a Kopácsi-tóból.

Vásárhelyi (1961) nem a saját vizsgálódásainak eredményeit, hanem korábbi, főként XIX. századi fajlistákat vett át – melyre a későbbiekben visszatérünk –, így a Dráva esetében a felsorolt fajokat figyelmen kívül hagyhatjuk.

Giczi (1966) a kecsege és a márna Drávából történő eltűnésének okait magyarázza.

Berinkey (1972) múzeumi revíziójában mindössze 10 fajt sorol fel a folyóból.

Honsig-Erlenburg (1989) a Dráva osztrák (karintiai) szakaszáról 34 fajnál jelöli meg a Drávát lelőhelynek. Továbbá két fajt közönségesnek jelez – a domolykót (Leuciscus cephalus) és a sebes pisztrángot (Salmo trutta m. fario). Majd később Honsig-Erlenburg & Friedl (1995a, 1995b) beszámolnak arról, hogy a Dráva mellékfolyójában, a Lavantban 1994. decemberében megtalálták a felpillantó küllőt (Gobio uranoscopust). Majd 2001-ben ugyancsak a Lavantban, sikerült gyűjteniük a korábban kipusztultnak hitt, Petényi-márnát (Barbus peloponnesius).

Povľ & Sket (1990) könyvükben konkrétan 35 fajnál tüntetik fel a Drávát lelőhelyként, az általánosan elterjedt fajoknál nem sorolják fel a lelőhelyeket.

Povľ (1992) a Dráva szlovén szakaszáról 50 halfajt és 2 ingolafajt sorol fel.

Harka (1992a) saját vizsgálatai, valamint a horgászok és halászok fogási adatai alapján összeállította a Dráva jelenlegi halfauna listáját, összesen 48 faj előfordulását regisztrálta.

Micsku (1993) kéziratos dolgozata főként néprajzi értéket képvisel, de néhány gazdaságilag hasznosított halfaj, - mint pl. az angolna - drávai előfordulásáról is információhoz juthatunk írásából.

Ezt követően Majer (1998) szintén saját vizsgálatokra és horgászok fogásaira alapozva 48 faj jelenlétét írta le a Drávából. A fajlistában a küsz (Alburnus alburnus) kétszer szerepel, eltérő magyar névvel (küsz – szélhajtó küsz). Továbbá a kurta baingnak (Leucaspius delineatus) nincs adatolt előfordulása, de a fajlistában szerepelteti a szerző.

P. L. (2000) közlése nem faunisztikai jellegű, de az interjúban szereplő Plecskó Mihály vízvári halász – aki Harka (1992a) cikkéhez is szolgáltatott adatokat – beszámol az utóbbi években fogott sebes és szivárványos pisztrángról.

Majer (2001) korábbi szerzők adatai alapján közli a dunai ingola (Eudontomyzon mariae) előfordulását a Drávából. Az egyik hivatkozás Vásárhelyi (1961) könyvére vonatkozik. Vásárhelyi könyvének kéziratát a hagyatékból, egy antikváriumban sikerült megvásárolnunk. Ez alapján kijelenthető, hogy Vásárhelyi a könyvében, Vutskits (1918) faunakatalógusában szereplő lelőhelyeket szerepelteti, néhány esetben – Tisza és vízrendszere – egészítette csak azt ki saját észlelésekkel. A másik hivatkozás Gyeginszki (1967) cikkére vonatkozik, ő azonban nem a Dráván, hanem a Rábán találkozott az ingolával, a publikációban a Dráva egyáltalán nincs említve.

Majer & Bíró (2001) Somogy megye halfaunáját foglalja össze. Dolgozatukban a megye víztereiből összesen 64 halfaj előfordulásáról számolnak be, melyből 57-re teszik a drávai halak fajszámát. Mivel ez a fajszám főként szakirodalmi adatokon alapul ezzel a fajszámmal nem jellemezhető a Dráva recens faunája, továbbá a fajlistából nem derül az ki, hogy melyek azok a fajok valójában, ami alapján az 57-es drávai fajszámot megállapították. A dolgozatban több pontatlansággal találkozhatunk: a szerzők a bevezetőben leírják, hogy a leánykoncért (Rutilus pigus virgo) egyetlen korábbi szerző sem jelezte a Drávából. Harka (1992a) leírta a folyó osztrák szakaszáról, míg Majer (1995, 1998) korábbi publikációi nem tartalmazzák a fajt, holott a fajlistán, a leánykoncérnál mindhárom említett szakirodalom citálva van. Harka (1992a) publikációja egy faunisztikai áttekintést ad a folyóról, így azokat a fajokat is felsorolta, amelyek a XIX. század végén és XX. század elején kerültek leírásra, de ezekre a fajokra vonatkozóan nincsenek recens észlelések. Így dolgozatában a folyóból leírja a dunai nagy heringet és a vaskos csabakot is, a viza és sőregtok mellett, de a fenti két szerző összefoglalójában az előbbi két faj egyáltalán nem szerepel. Összességében megállapítható, hogy a Majer & Bíró (2001) által összeállított faunakatalógusban a recens és archív adatok nem választhatók szét.

A rencens fajszám megállapításánál, felsorolt fajlisták közül tehát Harka (1992a) és Majer (1998) adatait vehetjük csak figyelembe, melyek között átfedések és eltérések egyaránt vannak. Ha ezt kiegészíthetjük a Majer & Bíró (2001) által közölt leánykoncér (Rutilus pigus virgo) előfordulási adataival, a fajlistákat egybevetve, a Dráva hazai szakaszáról az utóbbi 25 évben 55 halfaj alkalmi és rendszeres előfordulását írták le.

 

3. ANYAG ÉS MÓDSZER

 

3.1. A mintavételi helyek rövid jellemzése

A mintavételi helyeket GPS segítségével mértük be, a méréshez WGS84-koordinátákat használtunk. A WGS84-koordinátákat a VETULET nevű alkalmazás segítségével konvertáltuk EOV-koordinátákká, melyet ponttérképen (1. ábra) és 10x10 UTM-hálós térképen (2. ábra) egyaránt ábrázoltuk.

A mintahelyek kijelölésénél olyan helyeket kerestünk, amelyeknél a legváltozatosabb folyóvízi élőhelyek együtt is megtalálhatók, ahol a legtöbb áramláskedvelő fajunk megtalálja életfeltételeit. Ezt azért láttuk indokoltnak, mert az erőmű esetleges megépülésénél ezeken az élőhelyeken észlelhetjük a legkorábban, az érzékenyebb, magas oxigénigényű fajoknak az állomány-, egyedszámváltozásait.

 

3.1.1. Őrtilos és térsége

Őrtilos térségében vízállástól függően két vagy három helyen szoktunk, összesen 8*15 percet halászni. Az első mintahelyünk a vasútállomás előtti partvédelmi kőszórás. Itt a mély víz miatt partról, vagy a vízben félig beállva halászunk a kövezésen. Többnyire sügérfélék fajai, pontyfélék fiatal korosztályú egyedei, menyhal és ritkán botos kölönte is előkerül. A mintahely megnevezése: Dráva, őrtilosi vasútállomás előtt lévő kövezés. A második fix mintahelyünk a 4-es őrház előtt elterülő, nagykiterjedésű kavicszátony. Először itt találtuk meg a felpillantó küllőket. A mintahelyet sekély, de nagy sebességű víz, durva kavicsos aljzat jellemzi. Nagyobb vízállásnál az itt található mellékágban is van víz, melynek parti zónájában, a vízben gázolva szoktunk halászni. Itt is főként áramláskedvelő pontyfélék fiatal egyedeivel találkozhatunk. Ez a szakasz inkább a paduczóna jellemzőit mutatja, gyakran kerül elő a német bucó is. A hely megnevezése: Dráva, 4-es őrház előtti kavicszátony. A fentmaradó őrtilosi mintahelyek a 4-es őrház kavicszátonya és a vasútállomás előtti kövezés között találhatók, az előbbihez közelebb. Az alábbi megnevezésű mintahelyen csak ritkán van víz: Dráva, 4-es őrház kavicszátonya előtti mellékág. Megfelelő vízállásnál behúzódnak a mellékágban a pontyfélék különböző fajú és korosztályú egyedei. Vízbedőlt fák, finom sóderes aljzat, a parti zónában nagyobb lágyüledék jellemzi a helyet. Itt gyakran találkozhatunk vágó csíkkal is. Dráva, 4-es őrház kavicszátonya feletti kövezés megnevezésű mintahelyeken csak kisvíz idején szoktunk halászni, mikor a korábbi mintahelyeken nincs víz. Ezek a kisebb kőruganyok, a 4-es őrháztól néhány száz méterrel, a folyásiránnyal szemben, felfelé találhatók. Itt is partról halászunk.

 

3.1.2. Vízvár és térsége

Vízvár térségében általában négy mintahelyen szoktunk halászni, a protokoll szerinti 8*15 percig. A 191 fkm tábla felett található egy kőgát, merőlegesen a partra, a kiépített hajósorjázó hely mellett. Innen került elő általában a legnagyobb egyedszámban a botos kölönte, de a sügérfélék legtöbb faja is megtalálható. A hajósorjázó helynél viszonylag nagy lágyüledék található, ahol tömegesen szoktak vágó csíkok tartózkodni. A parti növényzet között gyakran leselkednek fiatal csukák. A kövezésen szintén nem ritka itt sem a menyhal. A kövezésen itt is partról szoktunk halászni. A mintahely megnevezése: Dráva, 191 fkm-nél, kövezés. Közvetlenül a kőgát alatt található egy kisebb kavicsos aljzatú mellékág. Itt a vízparti fák gyökerei között legtöbb pontyfélénk fiatal egyede megtalálható. A lágyüledékkel borított részeken gyakori a vágó csík. A gyors sodrású részeken finom kavicsos az aljzat itt többször került már elő német bucó is. A kőgát mellett induló mellékágszakaszról már kétszer sikerült fognunk leánykoncért. A hely megnevezése: Dráva, 191 fkm-nél, kövezés alatti mellékág. Eleinte ezt a két mintahelyet együtt kezeltük ezért korábban az alábbi megnevezésen szerepeltettük: Dráva, 191 fkm-nél, kövezés és mellékág. A kőgát felett kb. egy km-rel található egy, általában 80-100 cm mély gyors sodrású durva, kavicsos aljzatú mellékág. Itt többnyire vízben gázolva szoktunk halászni, de tavaszi nagyvíznél csónakból történt a mintavételezés. Innen került elő az első kőfúró csík, a gyors kavicsos aljzatú részen gyakori a német bucó. Őszi időszakban itt is sikerült leánykoncért fognunk és viszonylag sok szilvaorrú keszeg került elő innen. A parti zónában a gyökerek között gyakori a sügér, bodorka és a domolykó. A megnevezése: Dráva, 192 fkm-nél, kövezés feletti mellékág. Ha ezen a mellékágon átkelünk, folyásirányban lefelé kigázolunk a főmederig, itt a lassan mélyülő, gyors, durva kavicsos aljzatú vízen is szoktunk halászni. Nyári időszakban márna és domolykó ivadékok bandáznak a partközelben. Itt német bucó és nyúldomolykó is szokott tartózkodni. Innen került elő 2001. októberében a felpillantó küllő egy fiatal példánya. A mintahely megnevezése: Dráva, 192 fkm-nél, kövezés feletti kavicszátony.

A Dráva, 190 fkm, kavicszátonyán és a fent ismertetett kőgáttal szemben, a Dráva, kövezés a jobb parton mindössze egyszer-egyszer halásztunk, csónakból közelítettük meg mindkét mintahelyet. Ez utóbbi mintahelyen több botos kölöntét, menyhalat és széles durbincsot fogtunk, valamint a magyar bucó is előkerült innen. A Dráva, 193 fkm-nél lévő mellékága szintén csak csónakból közelíthető meg, a mellékágat gyér vízinövényzet, viszonylag nagy lágyüledék jellemezte, ahonnan tömegesen kerültek elő a vágó csíkok. A Dráva, a Vízház előtti mellékágon mindössze néhány esetben történt mintavételezés partról és csónakból egyaránt. Enyhe áramlás jellemzi a mellékágat ennek megfelelően a lágyüledék különböző vastagságban borítja az aljzatot. A mellékág vízbe dőlt fái között ritkán idősebb ragadozóhalak is tartózkodnak a nagyobb domolykók mellett. A Dráva, a B456 határkőnél lévő holtág, a Vízház alatt megnevezésű mintahely már vizuálisan is potenciális élőhelyének tűnt a mocsári élőhelyet kedvelő halfajainknak. Nyári időszakban a gazdag vízi vegetáció szinte teljesen elborította a holtág felszínét, melyet az alábbi fajok jellemeztek: érdes tócsagaz, sulyom, vízitök, rucaöröm, békatutaj a parti zónában pedig nád kisebb-nagyobb állományai tenyésznek. A mély lágyüledék miatt csak a parti zónában tudtunk halászni, ahol főként a gazdag vízi vegetációnak köszönhetően szerény eredményeket értünk el, compó, sügér és naphal néhány egyede került elő.

 

3.1.3. Barcs és térsége

Barcs térségében általában három fix mintahelyen szoktunk halászni, összesen 8*15 percig. Az egyik mintahelyünk jóval Barcs alatt helyezkedik el. A C28-as határkő mellett található egy kisebb gyalogos ösvény, ami az ártéri erdőbe, majd a kőzáráshoz vezet. Itt egy hosszabb kőzárás található, melynek mindkét oldalán van víz. A külső része erősen sodrott, a belső oldala állóvízi jellemzőket mutat. A külső részéről került elő 2000-ben a dunai ingola két példánya. Emellett gyakori a kövezésen a széles durbincs, menyhal, botos kölönte és előfordul a magyar bucó is. A pontyfélék közül a sujtásos küsz, márna és a domolykó kerül elő a leggyakrabban. A kőzárás belső oldalán általában ökle, bodorka, küsz szokott szerepelni a kifogott halak között. Itt a kőzáráson partról szoktunk halászni, a megnevezése: Dráva, C28 határkőnél lévő kövezés, Barcs alatt. A másik mintahelyünk közvetlenül a barcsi határátkelő hídja alatt van. Itt sekélyen mélyülő a meder, a parti zónában kisebb lágyüledék borítja a finom kavicsos aljzatot. A híd lábánál lévő, felakadt uszadékfák ágai között a legtöbb pontyféle megtalálható. Itt fogtunk már idősebb jászokat, domolykókat, szilvaorrú keszegeket, került már elő menyhal, leánykoncér és botos kölönte is. Itt mindig vízben gázolva halászunk. A mintahely neve: Dráva, barcsi hídnál. A Dráva, barcsi hajókikötő, kövezés szintén a bal parton található, kissé Barcs felett. Az itt lévő partvédelmi kőszóráson, mindössze néhány alkalommal mintáztunk, amikor a vízállás nem tette lehetővé, hogy az előző mintahelyen halásszunk. A harmadik fix mintahelyünk a Dráva, strand. Ez a mintahely is Barcs felett található. Lassan mélyülő kavicsos aljzatú meder, ami az algabevonat miatt gyakran csúszós. Vízállástól függően begázolunk a meder közepén lévő kavicszátonyig. Itt a gyors vízben gyakori a német bucó, márna és halványfoltú küllő. A parti zónában lévő füzek vízbe dőlt ágai között legtöbb pontyfélénk megtalálható: bodorka, domolykó, ökle, ritkán nyúldomolykó, márna is. A parti zónában a finom lágyüledékben rendszeresen ott tartózkodnak a vágó csíkok.

A Dráva, Dráva-holtág, Netecs, Szigecske elnevezésű mintahely egy régi Dráva-holtág. Gazdag vízi vegetáció jellemzi, ami valószínűsítette mocsári élőhelyet kedvelő halfajok jelenlétét. A réti csík több példánya előkerült erről az élőhelyről. A Dráva-holtág, Nagy-Bók, Vörös-part megnevezésű mintahelyet szintén gazdag vízi vegetáció jellemzi. A társulást alkotó vízi növények közül az alábbi fajokat sikerült azonosítanunk: érdes tócsagaz, vízidara, békatutaj, keresztes békalencse, a partot nád és rekettyefűz szegélyezi. A holtág felső része horgászkezelésben áll. Az első próbálkozásunkra előkerült egy fiatal lápi póc. A póc mellett mindössze néhány széles kárászt sikerült fognunk. A faj jelenléte kiemelkedő természetvédelmi jelentőséggel bír, hiszen a Dráva hazai szakasza mellett nem volt ismert a faj jelenléte.

A további élőhelyeken is rendszeresen halásztunk, ott ahol mindössze egyszer fordultunk meg és nem tűnt ígéretesnek, illetve kiemelkedőnek, a mintahely jellemzésétől és leírásától eltekintünk.

 

3.1.4. Matty és térsége

Matty térségében egy állandó mintahelyünk van, a Dráva, Fahíd léniája végén, kövezés. Az élőhely Keselyősfapusztán, a Fahíd léniája végén található. Itt egy kisebb partvédelmi kőszórás található, a kőszórás alatt van egy homokpad, majd ismét egy kőszórás. Innen került elő az első folyami géb. A sujtásos küsz is rendszeresen előfordul, de fogtunk itt már paducot, domolykót, márnát, menyhalat, magyar bucót és egy horgász zsákmányából itt került elő egy 300 mm-es leánykoncér is. A Dráva itt lép ki az országból. Ezt a mintahelyet azért jelöltük ki, hogy a Dunában tömegesen élő pontokaszpikus gébfélék drávai megjelenését itt észlelhetjük a legkorábban. Az élőhelytől, kb. 1-1,3 km-rel fentebb torkollik be a Gordisai-csatorna. A csatorna torkolati tájékán gyakori a vágó csík, a csatornába a legtöbb drávai faj felhúzódik, feltehetően ez a csatorna által szállított táplálékbázissal magyarázható. Így fogtunk itt már szilvaorrú keszeget, jászt, pontyot, küszt, öklét, folyami gébet stb. A mintahely megnevezése: Dráva, Gordisai-csatorna torkolatánál.

3.1.5. Drávakeresztúr (Révfalu) és térsége

Az egykori Révfalu ma már csak hétvégi látogatók otthona. A Korcsina torkolata alatt található egy hosszabb partvédelmi kőszórás. Innen, a nagysebességű vízből került elő az első drávai botos kölönte, amelyet akkor alkalmi előfordulásként kezeltünk. A 2001. októberi mintavétel azonban cáfolta korábbi feltételezésünket, ugyanis több példánya is előkerült a kölöntének, több kövicsíkkal együtt. Emellett fogtunk itt már magyar bucót, széles durbincsot és harcsát is. A horgászok zsákmányából innen is előkerült a leánykoncér és a szilvaorrú keszeg. A botos kölöntét ez alatt a pont alatt még nem sikerült megtalálnunk. A mintahely megnevezése: Dráva, Korcsina torok alatti kövezés, Révfalu. Ettől a mintahelytől mindössze néhány száz méterrel fentebb található a Dráva, C131 határkőnél lévő kőgát, Révfalu. A kőgát vége már horvát területre esik. A kőgát mindkét oldalán szoktunk halászni, itt gyakori a vágó csík és a tarka géb. Mindkét mintahelyen partról végeztük a halászatot.

3.1.6. Tótújfalu és térsége

Ehhez a mintahelyhez három egymáshoz közel lévő élőhely tartozik. Dráva, Korcsina (Darányi-árok) betorkollásánál lévő T-gát egy kőszórás, ahol főként sügérfélék és menyhal alkotta zsákmányunkat. A T-gát felett néhány száz méterrel található a mellékágon egy kőzárás, ami egy szigetre vezet át. A kőzáráson nagyvíz idején átfolyik a víz, így viszonylag sok faj képviselője tartózkodik itt. Fogtunk itt már márnát, paducot, jászt, harcsát és viszonylag nagy egyedszámban került elő széles durbincs. 2001. tavaszán előkerült a botos kölönte egy fiatal példánya is. A mintahely neve: Dráva, Korcsina (Darányi-árok) betorkollásánál lévő kőzárás. Ha a kőzáráson átmegyünk a szigetre, kijuthatunk a főmederhez (Dráva, Korcsina (Darányi-árok) betorkollásánál lévő főmeder). Itt sikerült már fognunk kőfúró csíkot, vágó csíkot és márnát is. Mindhárom helyen partról halásztunk.

3.1.7. Dráva, Cún-Szaporcai-Holt-Dráva, Szilháti rész

Kiemelkedő jelentőségű mocsári élőhely, melyre a gazdag vízi vegetáció is utal. A vízi növényzet fő állományalkotói az érdes tócsagaz, békatutaj, kolokán, rucaöröm, a partot nád szegélyezi. A mély lágyüledék miatt csak a partról tudtunk halászni, de a mocsári haltársulás faunaelemi, szinte kivétel nélkül előkerültek: vörösszárnyú keszeg, compó, széles kárász, réti csík, lápi póc, csuka.

3.1.8. Dráva, Nagyszigeti zárás, keresztgát

Többnyire csak nagyvíz idején látogatjuk a mintahelyet, ugyanis a kőzáráson átbukó, oxigéndús vízben a legtöbb halfajunk megtalálható. Így fogtunk itt már paducot, márnát, sujtásos küszt, fenékjáró küllőt és kövi csíkot is. A kőzárás felett viszonylag nagy a lágyüledék, ahol gyakran megtalálható a vágó csík is.

3.1.9. Dráva, szentborbási kutatóház

A Duna-Dráva Nemzeti Park Igazgatóság szentborbási kutatóháza előtt lévő partvédelmi kövezésen szoktunk halászni. Itt partról és csónakból egyaránt folytattunk már halászatot. Erről az élőhelyről került már elő magyar bucó és menyhal is.

 

3.2. A mintavételezés módszere

A faunisztikai adatok gyűjtését egy lengyel gyártmányú, IUP-12 típusú (350 V, 4-15 A, 40-120 W) és egy német gyártmányú, HANS GRASSL IG600 típusú (max. 565 V, 30 A, 1200 W) pulzáló egyenáramot előállító, akkumulátoros halászgéppel végeztük, melyek semmilyen maradandó sérülést nem okoztak a kifogott halakban, azok rövid időn belül magukhoz tértek és elúsztak. A kifogott halakat a meghatározást követően szabadon engedtük, begyűjtésre nem került sor. A halászatokat többnyire partról és partról begázolva végeztük, de alkalmanként csónakból is folytattunk adatgyűjtést. A begázolással történő halászatnál többnyire 100-150 méteres partszakaszokon végeztünk mintavételezést. A legtöbb mintavételi helyen a vízminőségi paramétereket is megmértük egy japán gyártmányú, HORIBA típusú, kombinált terepi vízminőségmérő műszerrel, ami hat paraméter mérésére alkalmas: pH, vezetőképesség (mS/cm), turbiditás, oldott oxigéntartalom (mg/l), hőmérséklet (ºC) és sótartalom (%). A gyûjtési helyeket egy GARMIN eTrex Summit típusú GPS segítségével mértük be, a koordinátákat az ArcView asztali térinformatikai szoftverrel dolgoztuk fel. A fajonkénti egyedszámok, a vízminőségi paraméterek, valamint a GPS-koordináták rögzítésére egy TOSHIBA DMR-SX-1 típusú digitális diktafont használtunk. A terepi tájékozódásban, főként az 1:25.000 méretarányú katonai térképek voltak segítségünkre.

A faunisztikai adatok feldolgozását Access adatbázis-kezelő programmal, a térinformatikai megjelenítést az ArcView 3.0a verziójával végeztük. A GPS-es mérések adatait a VETULET nevű alkalmazás segítségével adaptáltuk EOV-koordinátákká.

A monitoring jellegű vizsgálatokat három meghatározott térségben – Őrtilos, Vízvár, Barcs – végeztünk. Ezeken a mintahelyeken az MNBMR által kidolgozás alatt lévő halfaunisztikai monitoring protokolljának megfelelően (Guti, 2001), 8*15 percet halásztunk, mindhárom térségben, három időszakban május (június), augusztus, október. A 15 percenkénti egyedszámok rögzítésére itt is a fent ismertetett digitális diktafont használtuk, ami az adott rekordhoz hozzárendeli a pontos időpontot (év-hó-nap; óra-perc-másodperc). Ez alapján utólag is jól visszaellenőrizhetőek az időegység alatt fogott egyedszámok. A monitoring helyeken a protokollban szereplő két halfaj – bodorka (Rutilus rutilus) és a csuka (Esox lucius) – standard testhosszait ugyancsak rendszeresen rögzítettük. A bodorka esetében a nagyobb kifogott mennyiség esetén, több alkalommal csak a becsült mérettartományokat rögzítettük, hogy azok ne pusztuljanak el – erre főként a nyári melegben került sor.

Eltérés a protokolltól: A protokoll a nagy folyóvizek halfaunisztikai célú monitorozását csónakból írja elő. A Dráva vízsebessége miatt ez gyakorlatilag kivitelezhetetlen, illetve sokkal szerényebb eredményeket kaphatunk csónakból történő mintavételezésnél, mint partról történő halászat esetében. Erre kísérletet tettünk az egyik barcsi mintavételi helyen. Az egyik nap kora délutáni órákban csónakból próbáltunk a parti zónában a kövezés mellett halat fogni. Több esetben a gyors víz olyan hamar elvitte a halakat, hogy mindössze néhány példányt sikerült kifognunk. Másnap ugyanebben az időszakban partról végeztünk halászatot ugyanezen a helyen. Fajszámban és egyedszámban a többszörösét fogtuk az előző napinak. Mivel biodiverzitás monitorozásról van szó, véleményünk szerint a Dráva esetében, a folyót a nagyobb fajszám megfelelőbben reprezentálja, melyet csak az utóbbi módszer alkalmazásával érhetünk el. Ettől függetlenül 2000 és 2001 évben egyaránt végeztünk csónakból folytatott adatgyűjtést, 2000-ben Vízvár és Szentborbás, 2001-ben Vízvár és Drávasztára között.

 

4. Eredmények

4.1. A drávai halfauna természetvédelmi oltalom alatt álló fajainak egyedszám arányai

Fontosnak tartjuk bemutatni a Drávából előkerült, természetvédelmi oltalom alatt álló fajok egyedszám arányait. A fajonként előkerült egyedszámokat nem az össz-egyedszámhoz viszonyítottuk, hanem a természetvédelmi oltalom alatt álló, illetve Habitat Directive függelékeibe tartozó fajok összes előkerült egyedszámához. Meg kívánjuk jegyezni, hogy az 1999-2001 közötti időszakban az előkerült természetvédelmi oltalom alatt álló fajok össz-egyedszámhoz viszonyított egyedszámaránya 22,2 % volt (19 faj), míg a Habitat Directive függelékeibe tartozó faunaelemek össz-egyedszámmal összevetett aránya 20,9 % (18 faj) volt. Az 1999-2001 közötti időszakban kifogott természetvédelmi oltalom alatt álló és a Habitat Directive függelékeibe tartozó fajok egyedszámarányait a 3. ábrán szemléltettük. A közölt ábrákon a fajnevek rövidítve szerepelnek, melyet a nemzetség és a fajnév első három betűje ad, pl.: az Umbra krameri – umbkra, stb. A tíz leggyakoribb természetvédelmi oltalom alatt álló faj egyedszámarányait a 2000. és 2001. év bontásában kördiagrammon is ábrázoltuk (4. és 5. ábra). Így a leggyakoribb, legnagyobb egyedszámban előkerült, természetvédelmi oltalom alatt álló faj mindkét évben a sujtásos küsz (Alburnoides bipunctatus) volt. Ugyancsak jelentősnek mondható a vágó csík (Cobitis elongatoides), a szivárványos ökle (Rhodeus sericeus amarus), a tarka géb (Proterorhinus marmoratus), a széles durbincs (Gymnocephalus baloni), a halványfoltú küllő (Gobio albipinnatus), a botos kölönte (Cottus gobio), a német bucó (Zingel streber), a kőfúró csík (Sabanejewia aurata) és a kövi csík (Barbatula barbatula) előkerült egyedszáma.

A természetvédelmi oltalom alatt nem álló fajok előkerült egyedszámának százalékos arányait is ábrázoltuk, éves bontásban (6. ábra). Figyelemre méltó, hogy a két eurytop faj (küsz – Alburnus alburnus és a bodorka – Rutilus rutilus) magas egyedszámarányát két reophil faj követ, a domolykó (Leuciscus cephalus) és a paduc (Chondrostoma nasus). A paduc magas egyedszámaránya néhány egyéb szinttájra jellemző faj jelenlétével együtt igazolja, hogy a Dráva hazai felső szakasza a paduczónához áll közelebb. A paduczóna alatt a márnazóna felső, majd alsó szakasza következik. Az előkerült egyedszámok arányában ezeket a fajokat az eurytop ezüstkárász (Carassius auratus), majd két adventív faj (exota) követ – razbóra (Pseudorasbora parva) és a naphal (Lepomis gibbosus). Ugyancsak figyelmet érdemel a Habitat Directive V. függelékében is szereplő márna (Barbus barbus) magas egyedszámaránya, ami pedig a márna szinttájat jellemzi. A fenti fajok mellett szintén jelentősnek nevezhető a csuka (Esox lucius), a karikakeszeg (Blicca bjoerkna), a szilvaorrú keszeg (Vimba vimba) és a menyhal (Lota lota) előkerült egyedeinek száma.

 

4.3. A hazai és európai veszélyeztetettségű fajok drávai állományainak jellemzése

Dunai ingola - Eudontomyzon mariae Berg, 1931

2000-ben két alkalommal is sikerült találkoznunk a fajjal a barcsi C28-as határkőnél lévő kőszóráson. A 2001-es mintavételezések során szisztematikusan kerestük a fajt a lágyüledékkel és detritusszal borított részeken, de nem került elő egyetlen mintahelyről sem. Eddigi ismereteink alapján kijelenthetjük, hogy a faj állandó faunaeleme a Drávának, de állománya igen kicsi, ugyanis azokon a lelőhelyeken, ahol stabil állománya van jelen, az év bármely időszakában megfogható (Sallai, 1999). Fokozottan védett faj, továbbá a Habitat Directive II. függelékében is megtalálható.

 

Simatok - Acipenser nudiventris Lovetsky, 1828

A faj egyetlen drávai bizonyító példánya 1989-ben került elő Heresznyénél, melyet egy Petrik Péter nevű horgász fogott. Ezt az adatot hivatkozta meg Harka (1992a) és Majer (1995) is, tehát nem több példány előkerüléséről van szó. A fajnak ismertek olyan formái, melyek egész életüket az édesvizekben töltik. Mivel a tokfélék fogása elektromos halászgéppel szinte teljességgel lehetetlen más halászeszközöket, így kecét is alkalmaztunk, de a Dráva átlátszósága miatt ezen próbálkozásunk több alkalommal is eredménytelenséghez vezetett. Védett faj, valamint a Habitat Directive V. függelékében is megtalálható.

 

Kecsege - Acipenser ruthenus Linnaeus, 1758

Ennek a fajnak a jelenlétét is csak a horgász szaklapokból ismerhetjük. 1975 és 1987 között, összesen 3 darab rekord méretű kecsegét fogtak a horgászok a Dráva hazai szakaszán. Érdekes tényként fogadhatjuk, hogy 1987 utáni, horgászok által fogott, Drávából származó rekordkecsege fogásáról nincsenek adataink. Ezt az alapján jelenthetjük ki, hogy a Magyar Horgász 25, a Sporthorgász 10 utóbbi évfolyamát vizsgáltuk át. Horgászokkal folytatott beszélgetések alapján többen azt nyilatkozták, hogy az utóbbi években nem találkoztak a fajjal és tudomásuk sincs kecsege-fogásról. Mindenképpen ritkának nevezhető, veszélyeztetett, Habitat Directive V. függelékében is megtalálható faunaelemünk.

 

Leánykoncér - Rutilus pigus virgo Heckel, 1852

Veszélyeztetett, dunai endemizmusunk. 2000-ben két példánya került elő a horgászok fogásából. 2001-ben saját vizsgálataink során is sikerült jelenlétét kimutatnunk. 2001-ben a horgászok zsákmányának átvizsgálása során újra megtaláltuk, Mattynál és Révfalunál (Drávakeresztúr), összesen 3 példányát. Saját fogásaink Barcsról és Vízvárról vannak, összesen négy példányát sikerült kifognunk. Ezek az adatok egyértelműen igazolják, hogy a faj végig jelen van a hazai Dráva-szakaszon, ami kiemelkedő természetvédelmi jelentőséggel bír. Hazai védettséget is élvező és Habitat Directive II. függelékében is megtalálható ritka halunk.

 

Balin - Aspius aspius Linnaeus, 1758

Európai veszélyeztetettségű fajunk, melynek hazai állományai stabilnak nevezhetőek. Az 1999-es év során 1, 2000-ben összesen 38, 2001-ben 11 példánya került elő. A teljes hazai szakaszon jelen van, Habitat Directive II. és V. függelékében is megtalálható.

 

Kurta baing - Leucaspius delineatus Heckel, 1843

Mindössze egyetlen példánya került elő a Tornyi-Rinyából 2000-ben. Többszöri mintavételezés ellenére sem került elő több példánya, pedig Harka (1992a) több száz egyedének megkerüléséről számolt be. A Dráva menti mocsaras élőhelyeken kerestük a fajt, de mindeddig nem sikerült megtalálnunk. Hazai védettséget élvező, ritka faunaelemünk.

 

Sujtásos küsz - Alburnoides bipunctatus Bloch, 1782

A természetvédelmi oltalom alatt álló fajok közül a legnagyobb egyedszámban előkerült, faunaelem. Ezt a fajt a korábbi faunisztikai munkák (Harka, 1992a, Majer, 1995, 1998) egyáltalán nem tartalmazták, pedig a folyó hazai szakaszán végig megtaláltuk. 1999-ben 20, 2000-ben 397, 2001-ben 489 egyedét sikerült megfognunk, védett.

 

Márna - Barbus barbus Linnaeus, 1758

A gazdaságilag jelentős fajok közül a legnagyobb egyedszámban a márna került elő. A nagy egyedszámú populációit reprezentáló, előkerült egyedszámok (1999: 5 pld., 2000: 206 pld., 2001: 466 pld.) azt jelzik, hogy a faj optimális szaporodási körülményeket talál a Drávában. Habitat Directive V. függelékében megtalálható fajunk.

 

Fenékjáró küllő - Gobio gobio Linnaeus, 1758

Az első példánya 2000 novemberében került elő Drávasztáránál. A Drávában ritkának mondható – melyet Harka (1992a) is megállapított –, 2000-ben egy, 2001-ben 8 példánya került kézre a folyóból. Többen a mai napig tévesztik a közel rokon, halványfoltú küllővel (Gobio albipinnatus), mely általánosan elterjedt nagyobb folyóinkon (Harka, 1996). Védett.

Halványfoltú küllő - Gobio albipinnatus Lukasch, 1933

A Dráván végig jelen van, általánosan elterjedt, stabil, önfenntartó állománnyal rendelkező faj. Mindezek ellenére érdekes tényként fogadhatjuk, hogy a korábbi drávai dolgozatok közül egyedül Harka (1992a) cikke említi. 1999-ben 42, 2000-ben 82, 2001-ben 202 példányát sikerült megfognunk. Védett és Habitat Directive II. függelékében is megtalálható fajunk.

Felpillantó küllő - Gobio uranoscopus Agassiz, 1828

A faj kimutatása a Drávából munkacsoportunk nevéhez fűződik. A gyors sodrású kavicsos aljzatú felső szakaszok jellemző, ritka faja. A Dráva mellett két hazai lelőhelye ismert: a Felső-Tisza és a Mura. 2000-ben 6, 2001-ben 14 példánya került elő. A fajt eddig kizárólag Őrtilos térségében találtuk meg, azonban 2001 októberében egy fiatal példánya Vízvárnál is előkerült. Drávai állománya kicsi, sérülékeny! A Dunai medencéjének endemikus, veszélyeztetett faunaeleme, mely a hazai védettség mellett a Habitat Directive II. függelékében is megtalálható.

Szivárványos ökle - Rhodeus sericeus amarus Bloch, 1782

A taxon hazai populációi stabilnak nevezhetők, ahol a szaporodásához szükséges kagylófajok megfelelő mennyiségben vannak jelen, népes állományai alakultak ki. 1999-ben 49, 2000-ben 181, míg 2001-ben 259 példányát sikerült megfognunk. Védett és a Habitat Directive II. függelékében is megtalálható.

Réti csík - Misgurnus fossilis Linnaeus, 1758

Mocsári haltársulás jellemző, ritka faja. Állandó vizű, feliszapolódott, gazdag vízi vegetációval rendelkező mellékágakban és holtágakban találkoztunk a fajjal. 1999-ben 1, 2000-ben 13, 2001-ben 6 példányát sikerült kézre kerítenünk. A vizsgált élőhelyeken közepesen nagy populációi vannak jelen. Hazai védettsége mellett, az európai jelentőségű Habitat Directive II. függelékében is megtalálható.

Vágó csík - Cobitis elongatoides Linnaeus, 1758

A hazai természetes vizeinkben és a Dráva mellékén egyaránt, általánosan elterjedt fajnak mondható. A Drávában és mellékágaiban stabil önfenntartó populációi élnek. 1999-ben 18, 2000-ben 248, 2001-ben 279 példányát fogtuk ki. Védett és a Habitat Directive II. függelékében is megtalálható.

Kőfúró csík - Sabanejewia aurata Filippi, 1865

Ritka, veszélyeztetett faunaelemünk. A fajnak nem volt korábbi, recens időszakra vonatkozó publikált adata a Drávából. Elsőként Vízvár térségében találtuk meg 2000. márciusában. Ezt követően Őrtilostól egészen Révfaluig (Drávakeresztúrig) több pontról is előkerült. Kisebb, de stabil önfenntartó populációja él a folyóban. 2000-ben 13, 2001-ben 47 példányát sikerült kifognunk. Ritka, veszélyeztetett faunaelemünk a hazai védettsége mellett a Habitat Directive II. függelékében is megtalálható.

Kövi csík - Barbatula barbata Linnaeus, 1758

A korábbi szakirodalmak (Harka, 1992a, Majer, 1995, 1998) nem említik a Dráva hazai szakaszáról. A murai előfordulások miatt (Sallai, 1999) a Drávában is számítottunk jelenlétére. Őrtilostól Révfaluig (Drávakeresztúrig) találtuk meg, 1999-ben 1, 2000-ben 6 és 2001-ben 24 példánya került elő. A drávai állománya kicsi, magas oxigénigényű fajunk, védett.

Galóca - Hucho hucho Linnaeus, 1758

A Duna medencéjének bennszülött faja. Egyetlen bizonyított előfordulási adatát Tóth Péter fityeházi horgász bocsátotta rendelkezésünkre, 1988. decemberében Őrtilosnál fogott egy 14.500 g-os példányt. A horvát oldalon megépült erőmű a felső szakaszokon élő egyedek lejutását gátolja, így faunaterületünkön áthaladó Dráva-szakaszról, az eltűnt fajok közé sorolhatjuk, ami az esetlegesen lesodródó példányok megkerülését nem zárja ki. Fokozottan védett faj, ami a Habitat Directive II.és V. függelékében is megtalálható.

Lápi póc - Umbra krameri Walbaum, 1792

A faj jelenléte a Dráva hazai szakaszán szintén nem volt korábban ismert. Povľ (1992) a Mura szlovén szakaszáról jelzi, de a faj jelenlétét a magyar oldalon is kimutatták (Sallai, 1999). A 2001-es évben két holtágban – Cún-Szaporcai-Holt-Dráva, Szilháti rész (Cún) és a Nagy-Bók, Vörörs-part (Barcs) – is sikerült megtalálnunk. Mivel mindkét helyen elég nehéz terepi körülmények között halásztunk, – gazdag vízi vegetáció, nagy lágyüledék – a populációk nagyságára még nincs rálátásunk, de az élőhelyi adottságokból adódóan mindkét élőhely típusos, ami stabil, önfenntartó állományokat valószínűsít. Fokozottan védett és a Habitat Directive II. függelékében is megtalálható.

Széles durbincs - Gymnocephalus baloni Holčik & Hensel, 1974

A fajnak stabil, önfenntartó állománya él a Dráva teljes hazai szakaszán. Őrtilostól Mattyig végig megtaláltuk, az előkerült egyedek száma magáért beszél: 1999-ben 20, 2000-ben 119, 2001-ben 318 példányát sikerült kifognunk. A hazai védettsége mellett a Habitat Directive II. és IV. függelékében is megtalálható.

Selymes durbincs - Gymnocephalus schraetzer Linnaeus, 1758

Saját adatokkal nem rendelkezünk a faj drávai előfordulásáról. Egyetlen példánya Őrtilosnál került elő egy horgász fogásából. A horgász nekünk próbált segíteni ugyanis jelezte, hogy szokott fogni ezen a szakaszon selymes durbincsot. Megkértük, hogy amennyiben fogna, vödörben tartsa életben, amíg visszaérkezünk. Sajnos az egyed mélyen benyelte a horgot és minden igyekezet ellenére elpusztult. Az egyedet magunkkal hoztuk, melyet a Természettudományi Múzeum halgyűjteményében fogunk elhelyezni. Igen ritka, veszélyeztetett, endemikus faunaelemünk, védett, valamint a Habitat Directive II. és V. függelékében is megtalálható.

Magyar bucó - Zingel zingel Linnaeus, 1758

Igen ritka, a Duna vízgyűjtőjének bennszülött, veszélyeztetett faja. A Dráva teljes hazai szakaszán jelen van egy kisebb állománya, ami az előkerült egyedszámok alapján stabilnak nevezhető. Őrtilos és Matty között – a két végpontot is beleértve – a mintahelyek többségéről előkerült, 2000-ben 9, 2001-ben 16 példányát sikerült kifognunk. Fokozottan védett fajunk, ami a Habitat Directive II. és V. függelékében is megtalálható.

Német bucó - Zingel streber Siebold, 1863

Szintén endemikus, igen ritka, veszélyeztetett faj. 1999-ben 8, 2000-ben 18, 2001-ben 48 példányát fogtuk ki. Az előkerült egyedszámok stabil, önfenntartó populációt jeleznek. Az előző fajnál magasabb az oxigénigénye, ezért csak Őrtilos és Barcs között találtuk meg. Fokozottan védett fajunk, ami a Habitat Directive II. függelékében is megtalálható.

Tarka géb - Proterorhinus marmoratus Pallas, 1811

Pontokaszpikus faunaelemünk, melynek drávai állománya is növekvő tendenciát mutat. A 2001-es évi szaporulat különösen nagyon jó volt, ugyanis több mintahelyről tömegesen kerültek elő a 0+ korosztályhoz tartozó egyedek. Stabil önfenntartó a populációja a fajnak, melyet az előkerült egyedszámok is alátámasztanak: 1999-ben 39, 2000-ben 71, 2001-ben 351 példány kézre kerülését regisztráltuk. Hazai védettségét a Habitat Directive II. és IV. függeléke indokolta.

Botos kölönte - Cottus gobio Linnaeus, 1758

A faj első hazai, drávai előfordulását Majer (1995, 1998) közölte, mely adatok inkább alkalmi előfordulást valószínűsítettek. Az elmúlt időszakban azonban ezt a feltételezést saját eredményeink teljesen szétoszlatták. A Dráva hazai szakaszán, Őrtilos és Révfalu (Drávakeresztúr) között szinte kivétel nélkül minden mintahelyünkön megtaláltuk. A faj önfenntartó állománya stabilnak nevezhető, melyet az előkerült egyedszámok is megfelelően bizonyítanak: 1999-ben 2, 2000-ben 89, 2001-ben 98 példánya került elő. A faj jelenléte a Drávában kiemelkedő természetvédelmi jelentőséggel bír, ugyanis a szigetközi populáción kívül más hazai állománya nem ismert a fajnak! Ritka, veszélyeztetett faunaelemünk, mely a hazai védettség mellett a Habitat Directive II. függelékében is megtalálható.

 

4.4. Egységnyi mintavételre jutó halfogás – abundancia

A MNBMR által javasolt protokollnak megfelelően a három korábban kijelölt mintahelyen – Őrtilos, Vízvár, Barcs – 8*15 percet halásztunk. Az eredmények birtokában kifejeztük az egységnyi időre jutó halfogást is. Mivel a digitális diktafont csak május hónapban sikerült beszereznünk a júniusi, augusztusi és októberi mintavételezés eredményeit tudtuk időegységre bontani. Az eredményeket grafikonon is ábrázoltuk (12. ábra.), melyből szezonális vándorlásokra vonatkozó vagy egyéb messzemenő következtetéseket könnyelműség lenne levonni. Az egy órányi időtartamra eső kifogott halegyedek számát a 2. táblázatban is összegeztük.

2. táblázat. Az egy óra alatt fogott halegyedek száma 2001-ben

június

augusztus

október

Barcs

93

167

234

Vízvár

228

345

221

Őrtilos

327

78

124

 

5. Következtetések

5.1. A halfauna jellemzése

A halfauna minőségi összetételét az előforduló fajok száma, a mennyiségi összetételt pedig a fajok gyakorisága adja. A halfaunisztikai kutatások célja a halak tömeges és rendszeres gyűjtése és a kifogott példányok fajonkénti meghatározása. A halak kifogását azonban - fontos gazdasági jelentőségük miatt - törvények szabályozzák, melyekhez a vizsgálat során alkalmazkodnunk kellett.

A Dráva gyors áramlású vize, meanderező medre epipotamon jellegű, mindenekelőtt a folyók paduc- és márnaszinttáján élő fajok számára kedvez, ezért faunáját is elsősorban ezek az áramláskedvelő, reofil fajok alkotják (3. ábra), mint pl. a domolykó (Leuciscus cephalus), a paduc (Chondrostoma nasus), a sujtásos küsz (Alburnoides bipunctatus), a márna (Barbus barbus), a halványfoltú küllő (Gobio albipinnatus), a széles durbincs (Gymnocephalus baloni), a szilvaorrú keszeg (Vimba vimba), a menyhal (Lota lota), a botos kölönte (Cottus gobio), a német bucó (Zingel streber). A felsorolt fajok mellett olyan, szintén áramláskedvelő, ritka, veszélyeztetett, endemizmusok is jelen vannak kisebb populációikkal a faunában, mint a leánykoncér (Rutilus pigus virgo), felpillantó küllő (Gobio uranoscopus) és a magyar bucó (Zingel zingel).

A reofil fajok mellett, közel azonos egyedszámban kerültek elő a lotikus és lenitikus jellegű víztereket egyaránt jól viselő, eurytop fajok, ilyen pl. a küsz (Alburnus alburnus), a bodorka (Rutilus rutilus), az ezüstkárász (Carassius auratus), a szivárványos ökle (Rhodeus sericeus amarus), a tarka géb (Proterorhinus marmoratus), a csuka (Esox lucius), a karikakeszeg (Blicca bjoerkna), a sügér (Perca fluviatlis).

A felsorolt fajokon kívül néhány tágtoleranciájú, a környezeti feltételekkel szemben igénytelen, adventív faj is jelentős állománnyal képviselteti magát, mint pl. razbóra (Pseudorasbora parva) és a naphal (Lepomis gibbosus).

Néhány régebben lefűződött mellékágban és holtágban a mocsári élőhelyeket kedvelő, stagnofil fajok is kedvező életfeltételeket találnak, ilyen faj pl. a vörösszárnyú keszeg (Scardinius erythophthalmus), a compó (Tinca tinca), a kárász (Carassius carassius), a réti csík (Misgurnus fossilis) és a lápi póc (Umbra krameri).

A Dráva főágában a reofil fajok dominanciája a jellemző, ami részben a kedvező szaporodási feltételekkel magyarázható. Ezt a megállapítást igazolják az előkerült reofil fajok, fiatal korosztályú egyedeinek magas egyedszám aránya is. A mellékágakban, az áramlási viszonyoktól függően, azonban az eurytop fajok dominanciája a jellemző a reofil fajokkal szemben. A legkisebb mennyiségben a mocsárjellegű élőhelyeket kedvelő, stagnofil fajok képviselői vannak jelen.

 

5.2. A halfauna természeti értékének kifejezése

Guti (1993, 1995) a hazai halfajok természetvédelmi státuszának kifejezésére az IUCN-kategóriák felhasználásával egy értékrendszert hozott létre. Az általa javasolt értékrendszer alapján a fajok természetvédelmi státuszával minősíthetjük természetes vizeinket, kifejezhetjük azoknak abszolút és relatív természeti értékét. A vízterek halfaunájának abszolút természeti értékét (TA) a faunaelemek értékrendjeinek és az endemikus fajok számának az összege adja, a relatív természeti értéket (TR) pedig úgy kapjuk, ha az abszolút természeti értéket (TA) osztjuk az értékrenddel minősített faunaelemek számával (Guti, 1993, 1995).

A faunák természeti értékének számszerűsítése során az abszolút természeti érték (TA) elsősorban a veszélyeztetett halfajok mennyiségét jelzi, míg a relatív természeti érték (TR) azok arányát tükrözi.

Az értékrendszer alapján besoroltuk a Drávából az általunk eddig igazoltan kimutatott fajokat és szemléltettük ezek értékrendjeit, melyet a 3. táblázatban foglaltunk össze.

A 3. táblázat alapján meghatároztuk a Dráva halfaunájának abszolút és relatív természeti értékét. Összehasonlításként, a Györe (1995) könyve alapján feltüntettünk néhány más hazai víztér halfaunájának abszolút (TA) és relatív természeti értéket (TR) (4. táblázat).

 

3. táblázat. A drávai hafajok veszélyeztetettségi státusza és természetvédelmi értékrendje

 

 

 

 

tudományos név

 

 

 

 

család név

 

 

 

 

magyar név

veszélyeztetett- ségi státusz

Természetvédelmi értékrend

Eudontomyzon mariae Berg, 1931

PETROMYZONTIDAE

dunai ingola

E

4

Acipenser nudiventris Lovetsky, 1828

ACIPENSERIDAE

simatok

E

4

Acipenser ruthenus Linnaeus, 1758

ACIPENSERIDAE

kecsege

R

2

Rutilus rutilus Linnaeus, 1758

CYPRINIDAE

bodorka

A

1

Rutilus pigus virgo Heckel, 1852

CYPRINIDAE

leánykoncér

V*

4

Ctenopharyngodon idella Cuvier & Valenciennes, 1844

CYPRINIDAE

amur

In

0

Scardinius erythrophthalmus Linnaeus, 1758

CYPRINIDAE

vörösszárnyú keszeg

A

1

Leuciscus leuciscus Linnaeus, 1758

CYPRINIDAE

nyúldomolykó

R

2

Leuciscus cephalus Linnaeus, 1758

CYPRINIDAE

domolykó

A

1

Leuciscus idus Linnaeus, 1758

CYPRINIDAE

jászkeszeg

R

2

Aspius aspius Linnaeus, 1758

CYPRINIDAE

balin

R

2

Leucaspius delineatus Heckel, 1843

CYPRINIDAE

kurta baing

V

3

Alburnus alburnus Linnaeus, 1758

CYPRINIDAE

küsz

A

1

Alburnoides bipunctatus Bloch, 1782

CYPRINIDAE

sujtásos küsz

V

3

Blicca bjoerkna Linnaeus, 1758

CYPRINIDAE

karikakeszeg

A

1

Abramis brama Linnaeus, 1758

CYPRINIDAE

dévérkeszeg

A

1

Abramis sapa Pallas, 1811

CYPRINIDAE

bagolykeszeg

R

2

Vimba vimba Linnaeus, 1758

CYPRINIDAE

szilvaorrú keszeg

V

3

Chondrostoma nasus Linnaeus, 1758

CYPRINIDAE

paduc

R

2

Tinca tinca Linnaeus, 1758

CYPRINIDAE

compó

R

2

Barbus barbus Linnaeus, 1758

CYPRINIDAE

márna

A

1

Gobio gobio Linnaeus, 1758

CYPRINIDAE

fenékjáró küllő

A

1

Gobio albipinnatus Lukasch, 1933

CYPRINIDAE

halványfoltú küllő

R

2

Gobio uranoscopus Agassiz, 1828

CYPRINIDAE

felpillantó küllő

E*

5

Pseudorasbora parva Schlegel, 1842

CYPRINIDAE

razbóra

In

0

Rhodeus sericeus amarus Bloch, 1782

CYPRINIDAE

szivárványos ökle

A

1

Carassius carassius Linnaeus, 1758

CYPRINIDAE

kárász

R

2

Carassius auratus Linnaeus, 1758

CYPRINIDAE

ezüstkárász

A

1

Cyprinus carpio Linnaeus, 1758

CYPRINIDAE

ponty

A

1

Hypophthalmichthys molitrix Cuvier & Valenciennes, 1844

CYPRINIDAE

fehér busa

In

0

Misgurnus fossilis Linnaeus, 1758

COBITIDAE

réti csík

R

2

Cobitis elongatoides Linnaeus, 1758

COBITIDAE

vágó csík

R

2

Sabanejewia aurata Filippi, 1865

COBITIDAE

kőfúró csík

V

3

Barbatula barbata Linnaeus, 1758

BALITORIDAE

kövi csík

R

2

Silurus glanis Linnaeus, 1758

SILURIDAE

harcsa

R

2

Ictalurus nebulosus LeSueur, 1819

ICTALURIDAE

törpeharcsa

In

0

Ictalurus melas Rafinesque, 1820

ICTALURIDAE

fekete törpeharcsa

In

0

Hucho hucho Linnaeus, 1758

SALMONIDAE

galóca

E*

5

Umbra krameri Walbaum, 1792

UMBRIDAE

lápi póc

V*

4

Esox lucius Linnaeus, 1758

ESOCIDAE

csuka

A

1

Lota lota Linnaeus, 1758

GADIDAE

menyhal

V

3

Lepomis gibbosus Linnaeus, 1758

CENTRARCHIDAE

naphal

In

0

Micropterus salmoides Lacepedé, 1802

CENTRARCHIDAE

pisztrángsügér

In

0

Perca fluviatilis Linnaeus, 1758

PERCIDAE

sügér

A

1

Gymnocephalus cernuus Linnaeus, 1758

PERCIDAE

vágódurbincs

A

1

Gymnocephalus baloni Holčik & Hensel, 1974

PERCIDAE

széles durbincs

R*

1

Gymnocephalus schraetzer Linnaeus, 1758

PERCIDAE

selymes durbincs

V*

4

Stizostedion lucioperca Linnaeus, 1758

PERCIDAE

süllő

R

2

Zingel zingel Linnaeus, 1758

PERCIDAE

magyar bucó

V*

4

Zingel streber Siebold, 1863

PERCIDAE

német bucó

V*

4

Neogobius fluviatilis Pallas, 1811

GOBIIDAE

folyami géb

R

2

Proterorhinus marmoratus Pallas, 1811

GOBIIDAE

tarka géb

R

2

Cottus gobio Linnaeus, 1758

COTTIDAE

botos kölönte

V

3

Jelmagyarázat:

E: Endangered - Eltűnő: A XX. sz. folyamán állománya megfogyatkozott, az utóbbi évtizedben alkalmanként előkerülő faj. Populációjának mérete és/vagy az élőhelyének kiterjedése feltehetőleg kritikus szint alá csökkent. Kipusztulása közvetlen veszélyként fenyeget - értékrend: 4

V: Vulnerable - Veszélyeztetett: Léteznek biztos lelőhelyei, de a populáció egyedszáma csökken és élőhelyei fogyatkoznak. Ha az állomány csökkenésében szerepet játszó tényezők állandósulnak, “eltűnő” kategóriává válik - értékrend: 3

R: Rare - Ritka: Általában kis egyedszámban és bizonyos élőhelyekhez kötődve fordul elő. Az előző kategóriáktól eltérően állománya potenciálisan veszélyeztetett. Élőhelyeinek megfogyatkozása esetén “veszélyeztetett” kategóriává válik - értékrend: 2

A: Abundant - Tömeges: Gyakran nagy egyedszámban fordul elő a természetes vizek többségében, különböző típusú élőhelyeken. Az antropogén hatásokkal szemben viszonylag ellenálló, de ha természetes utánpótlása nem megfelelő “ritka” kategóriává válik - értékrend: 1

In: Introduced - Exotikus (Adventív): Az utóbbi száz év folyamán céltudatosan vagy akaratlanul betelepített faj a Kárpát-medencében, amelynek tartósan önfenntartó állományai alakultak ki - értékrend: 0

*: Endemic – Endemikus: A Duna vízgyűjtőjének endemikus faunaeleme

 

4. táblázat. Néhány természetes vizünk halfaunájának abszolút és relatív természeti értéke Györe (1995) könyve alapján (abszolút természeti érték (TA) alapján csökkenő sorrendben).

 

Természeti érték

Víztér

Szerző

Abszolút (TA)

Relatív (TR)

Tisza

Györe, 1995

120

2,034

Duna

Guti, 1995

112

1,931

Dráva

Saját+horgászfogás

105

1,981

Felső-Tisza

Györe et al., 1995

98

2,279

Rába

Harka, 1992

90

1,800

Dráva

Saját, 2000

89

1,854

Tisza-tó

Györe, 1995

88

1,660

Mura

Sallai, 1999

84

1,953

Bodrog

Harka, 1992

64

1,778

Hármas-Körös

Györe, 1988

58

1,634

Maros

Nalbant, 1995

56

1,647

Sajó

Harka, 1992

54

1,800

Hortobágy-Berettyó

Sallai, 1996

51

1,378

Túr

Harka, 1994

50

1,428

Zagyva

Harka, 1989

47

1,566

Hernád

Harka, 1992

43

2,047

Balaton

Bíró, 1993

43

1,303

Fertő-tó

Guti, 1990

34

1,308

 

 

5.3. A Dráva halfaunája

A Drávára vonatkozó szakirodalmi adatok és saját vizsgálataink alapján összeállítottuk a Dráva recens halfaunalistáját, melyet az 5. táblázatban szemléltettünk. A táblázatban külön jelöltük a szakirodalmi és saját vizsgálatokból származó adatokat. Ez alapján a Dráva hazai szakaszán 62 faj alkalmi vagy rendszeres előfordulása valószínűsíthető. A természetvédelmi oltalom alatt álló fajok száma 22, melyből 5 faj fokozottan védett (dunai ingola – Eudontomyzon mariae, galóca – Hucho hucho, lápi póc – Umbra krameri, magyar bucó – Zingel zingel, német bucó – Zingel streber). A megállapított fajszámból 22 faj a Habitat Directive függelékeiben is megtalálható. A halfauna értékét tovább növeli az a tény, hogy 8 faj a Duna vízgyűjtőjének endemikus faunaeleme (leánykoncér - Rutilus pigus virgo, felpillantó küllő - Gobio uranoscopus, galóca – Hucho hucho, lápi póc – Umbra krameri, széles durbincs - Gymnocephalus baloni, selymes durbincs - Gymnocephalus schraetzer, magyar bucó – Zingel zingel, német bucó – Zingel streber).

5. táblázat. A Drávából és mellékvizeiből az utóbbi 15 év alatt kimutatott fajok, szakirodalmi adatok és saját eredmények alapján (A védett fajok vastagon szedve)

Teljes fajlista

Szakirodalmi adatok

Saját eredmények

1.

Dunai ingola - Eudontomyzon mariae

+

2.

Simatok - Acipenser nudiventris

(+)

3.

Kecsege - Acipenser ruthenus

HÁ, MJ

(+)

4.

Angolna - Anguilla anguilla

5.

Bodorka - Rutilus rutilus

HÁ, MJ

+

6.

Leánykoncér - Rutilus pigus virgo

+

7.

Amur - Ctenopharyngodon idella

HÁ, MJ

+*

8.

Vörösszárnyú keszeg - Scardinius erythrophthalmus

HÁ, MJ

+

9.

Nyúldomolykó - Leuciscus leuciscus

HÁ, MJ

+

10.

Domolykó - Leuciscus cephalus

HÁ, MJ

+

11.

Jászkeszeg - Leuciscus idus

HÁ, MJ

+

13.

Balin - Aspius aspius

HÁ, MJ

+

14.

Kurta baing - Leucaspius delineatus

+*

15.

Küsz - Alburnus alburnus

HÁ, MJ

+

16.

Sujtásos küsz - Alburnoides bipunctatus

+

17.

Karikakeszeg - Blicca bjoerkna

HÁ, MJ

+

18.

Dévérkeszeg - Abramis brama

HÁ, MJ

+

19.

Laposkeszeg - Abramis ballerus

HÁ, MJ

20.

Bagolykeszeg - Abramis sapa

HÁ, MJ

+

21.

Szilvaorrú keszeg - Vimba vimba

HÁ, MJ

+

22.

Garda - Pelecus cultratus

HÁ, MJ

23.

Paduc - Chondrostoma nasus

HÁ, MJ

+

24.

Compó - Tinca tinca

HÁ, MJ

+

25.

Márna - Barbus barbus

HÁ, MJ

+

26.

Fenékjáró küllő - Gobio gobio

MJ

+

27.

Halványfoltú küllő - Gobio albipinnatus

+

28.

Felpillantó küllő - Gobio uranoscopus

+

30.

Razbóra - Pseudorasbora parva

HÁ, MJ

+

31.

Szivárványos ökle - Rhodeus sericeus amarus

HÁ, MJ

+

32.

Kárász - Carassius carassius

HÁ, MJ

+

33.

Ezüstkárász - Carassius auratus

HÁ, MJ

+

34.

Ponty - Cyprinus carpio

HÁ, MJ

+

35.

Fehér busa - Hypophthalmichthys molitrix

HÁ, MJ

+*

36.

Pettyes busa - Aristichthys nobilis

HÁ, MJ

38.

Réti csík - Misgurnus fossilis

HÁ, MJ

+

39.

Vágó csík - Cobitis elongatoides

HÁ, MJ

+

40.

Kőfúró csík - Sabanejewia aurata

+

37.

Kövi csík - Barbatula barbatula

+

41.

Harcsa - Silurus glanis

HÁ, MJ

+

42.

Törpeharcsa - Ictalurus nebulosus

HÁ, MJ

+

43.

Fekete törpeharcsa - Ictalurus melas

MJ

+

44.

Pénzes pér - Thymallus thymallus

MJ

45.

Galóca - Hucho hucho

MJ

(+)

46

Sebes pisztráng - Salmo trutta m. fario

HÁ, MJ

47.

Szivárványos pisztráng - Oncorhynchus mykiss

48.

Pataki szaibling - Salvelinus fontinalis

MJ

Lápi póc - Umbra krameri

+

50.

Csuka - Esox lucius

HÁ, MJ

+

51.

Menyhal - Lota lota

+

52.

Naphal - Lepomis gibbosus

HÁ, MJ

+

53.

Pisztrángsügér - Micropterus salmoides

HÁ, MJ

+

54.

Sügér - Perca fluviatilis

HÁ, MJ

+

55.

Vágódurbincs - Gymnocephalus cernuus

HÁ, MJ

+

56.

Széles durbincs - Gymnocephalus baloni

HÁ, MJ

+

57.

Selymes durbincs - Gymnocephalus schraetzer

HÁ, MJ

+

58.

Süllő - Stizostedion lucioperca

HÁ, MJ

+

59.

Kősüllő - Stizostedion volgense

60.

Magyar bucó - Zingel zingel

HÁ, MJ

+

61.

Német bucó - Zingel streber

HÁ, MJ

+

62.

Tarka géb - Proterorhinus marmoratus

HÁ, MJ

+

63.

Folyami géb - Neogobius fluviatilis

+

64.

Botos kölönte - Cottus gobio

MJ

+

Összesített fajszám:

48/47 (54)

53 (62)

Jelmagyarázat:

HÁ:

Harka Ákos, 1992a

+:

a Drávából mutattuk ki jelenlétét

MJ:

Majer József, 1998

(+):

horgászok fogása (képpel hitelesített)

 

új faj a korábbi fajlistákhoz képest

*:

a vízrendszerből került elő

 

6. Összefoglalás

1999 novembere és 2001 decembere között vizsgáltuk a Dráva folyó halfaunáját. A vizsgálathoz kisteljesítményű, pulzáló egyenáramot előállító, akkumulátoros rendszerű elektromos halászgépet használtunk. Az 1999-es évben összesen 821, 2000-ben 8.072, 2001. évben 7.421 halegyedet fogtunk és határoztunk meg. Az eddig fogott 16.314 halpéldány összesen 50 fajt képviselt. Saját adatainkat kiegészítettük horgászoktól származó, képdokumentációval hitelesített fajok előfordulási adataival, így összesen 53 faj jelenlétét tudtuk eddig bizonyítani. Az 53 bizonyított előfordulású fajból 21 faj természetvédelmi oltalom alatt áll. A természetvédelmi oltalom alatt álló fajok közül 5 faj fokozottan védett (dunai ingola – Eudontomyzon mariae, galóca – Hucho hucho, lápi póc – Umbra krameri, magyar bucó – Zingel zingel, német bucó – Zingel streber). A megállapított fajszám alapján kifejeztük a halfauna abszolút (TA: 105) és relatív természeti értéket (TR: 1,981). A Dráva halfaunájának magas (105) abszolút természeti értéke hűen tükrözi az előforduló veszélyeztetett fajok magas számát.

Szakirodalmi és saját adatok alapján összeállítottuk a folyó recens faunalistáját, mely alapján összesen 62 faj alkalmi vagy rendszeres előfordulása valószínűsíthető. A korábbi publikált fajlistákhoz képest új fajként sikerült a Dráva hazai szakaszáról kimutatnunk 8 fajt, melyek a következők: dunai ingola (Eudontomyzon mariae), leánykoncér (Rutilus pigus virgo), sujtásos küsz (Alburnoides bipunctatus), felpillantó küllő (Gobio uranoscopus), kőfúró csík (Sabanejewia aurata), kövi csík (Barbatula barbatula), lápi póc (Umbra krameri), folyami géb (Neogobius fluviatilis).

A Lengyel (1998) a vízlépcsők biológiai hatására vonatkozó dolgozata igazolja, hogy a Novo Virje térségében tervezett vízierőmű megépülével a folyó élővilága komoly károkat szenvedhet, ezért a Dráván, mint faunaterületünk legtisztább és egyik legértékesebb folyóvizén kormányzati szinten kell megakadályozni, hogy az itt lévő jelenlegi értékes fauna a legkisebb károkat is szenvedje!

 

7. Felhasznált szakirodalom

Bănărescu, P. 1956: Importanţa speciilor de Gobio ca indicatori de zone biologice in riuii. Buletinul Institutului de Cercetări Piscicole, 15/3:53-56.

Bănărescu, P. 1961: Wietere systematische Studien über die Gattung Gobio (Pisces, Cyprinidae), insbesondere im Donaubecken. Vest. Českoslov. Zool. Spol., 25:318-346.

Bănărescu, P. 1962: Phylletische Beziehungen der Arten und Artbildung bei der Gattung Gobio (Pisces, Cyprinidae). Vest. Českoslov. Zool. Spol., 26:38-64.

Bănărescu, P. 1964: Pisces – Osteichthyes. Vol. XIII. Fauna Republicii Populare Romîne. Editura Academiei Republicii Populare Romîne, Bucureşti, pp. 959.

Bănărescu, P. 1965: Peşti rari şi cu areal restrîns din fauna ţării noastre şi problema ocrotirii lor. Ocrotirea naturii şi a mediului înconjurător, 9/1:5-21.

Bănărescu, P. 1969: Cyclostomata Şi Chondrichthyes. Vol. XII. Fauna Republicii Socialiste Romănia. Editura Academiei Republicii Socialiste Romănia, Bucureşti, pp. 102.

Bél, M. 1740-45: Tractus de re rustica Hungarorum. De piscatione Hungarica. In: DEÁK, A. 1984: Bél Mátyás élete és munkássága. Budapest, 1984, p. 29-73.

Berg, L. S. 1962: Freshwater Fishes of the U.S.S.R. and Adjacent Countries I-III. Translated from Russian, Published for the National Science Foundation, Washington, D.C. by the Israel Program for Scientific Translations, Jerusalem, I., pp. 494, II., pp 493, III., pp. 503.

Berinkey, L. 1966: Halak, Pisces. Magyarország állatvilága (Fauna Hungariae) 20(2), pp. 132.

Berinkey, L. 1972: Magyarország és a szomszédos területek édesvízi halai a Természettudományi Múzeum gyűjteményében. Vertebrata Hungarica. 13:3-24.

Friedl, T. 2000: Fischzug von der Drau in die Vellach durch die Neuerrichtung der Fischaufstiegshilfe wieder möglich. Österreichs Fischerei, 53/5-6:178.

Giczi, F. 1966: Eltűnt-e a kecsege és a márna a Drávából? Halászat, 59/3:88.

Glowacki, J. 1885: Die Fische der Drau und ihres Gebietes. Separatabdruck aus dem XVII. Jahresbericht des Steiermärk. Landschul-Untergymnasiums Pettau. Pettau, 1885.

Glück, I. 1898: A “Duna-Dráva köz”-ben. A Természet, II. évf. p. 2-6.

Grossinger, J. 1794: Universa Historia Physica Regni Hungariae Secundum Tria Regna Naturae Digesta. Tomus III. Regni Animalis Pars III. Ichthyologia, sive Historia Piscum, et Amphibiorum. Posonii et Comaromii, p. 1-247.

Guti, G. 1993: A magyar halfauna terrmészetvédelmi minõsítésére javasolt értékrendszer. Halászat, 86(3):141-144.

Guti, G. 1995: Conservation status of fishes in Hungary. Opuscula Zoologica Budapest, XXVII-XXVIII. évf. p. 153-158.

Guti, G. 2001: II. PROJEKT. Felszíni vizek és vizes területek életközösségei. II/a. ALPROJEKT. Folyók és tavak élővilága. Halfajok, halközösségek. Kézirat, pp.13.

Gyeginszki, B. 1967: Találkozás az ingolával. Halászat, 60(13)/3:86.

Györe, K. 1995: Magyarország természetesvízi halai. Környezetgazdálkodási Intézet, Budapest, pp. 339.

Györe, K. 1996: Az elektromos áram hatása a természetes vizek élővilágára. Környezetgazdálkodási Intézet, Budapest, pp. 121.

Gyurkó, I. 1972: Édesvízi halaink. “CERES” Könyvkiadó, Bukarest, pp. 187.

Hankó, B. 1931: Magyarország halainak eredete és elterjedése. Sárospatak, pp. 34.

Harka, Á. 1986a: A törpe csík (Cobitis aurata Filippi, 1865). Halászat, 79:24.

Harka, Á. 1986b: Újabb adatok a Gobio kessleri Dybowski, 1862 (Pisces: Cyprinidae) magyarországi előfordulásáról és élőhelyi viszonyairól. Állattani Közlemények, 73:125-127.

Harka, Á. 1986c: Vizeink küllőfajai. Halászat, 37:180-182.

Harka, Á. 1992a: A Dráva halai. Halászat, 85/1:9-12.

Harka, Á. 1992b: Adatok a Mura halfaunájához. Halászat, 85/2:60-61.

Harka, Á. 1993: A folyóvizek halrégiói. A Természet, 44/5:85-87.

Harka, Á. 1996: A küllőfajok hazai elterjedése. Halászat, 89/3:95-98.

Harka, Á. 1997: Halaink. Kiadja a Természet- és Környezetvédő Tanárok Egyesülete, Budapest, pp. 175.

Heckel, J. & Kner, R. 1858: Die Süsswasserfische der Österreichischen Monarchie mit Rücksicht auf die Angränzenden Länder. Wilhelm Engelmann Verlag, Leipzig, pp 388.

Heckel, J. 1847: Magyarország édesvízi halainak rendszeres átnézete, jegyzetekkel s az új fajok rövid leírásával. Fordította s a tudomány újabbkori haladásával bővítette Chyzer Kornél. A magyar orvosok és természetvizsgálók VIII. nagygyűlésének évkönyve. 1847, p. 193-216.

Herman, O. 1887: A magyar halászat könyve I.-II. K. M. Magyar Természettudományi Társulat, Budapest, pp. 860

Honsig-Erlenburg, W. & Shulz, N. 1989: Die Fische Kärntens. Klagenfurt, pp. 57.

Honsig-Erlenburg, W. & Friedl, T. 1995A: Erstnachweis des Steingreβlings (Gobio uranoscopus, Agassiz, 1828) in Kδrnten. Carinthia II. 185/105:693-695.

Honsig-Erlenburg, W. & Friedl, T. 1995b: Erstnachweis des Steingreβlings (Gobio uranoscopus, Agassiz, 1828) in Kδrnten. Österreichs Fischerei, 48:229-231.

Honsig-Erlenburg, W. & Friedl, T. 1999: Zum Vorkommen des Sterlets (Acipenser ruthenus L.) in Kärnten. Österreichs Fischerei, 52/5-6:129-133.

Honsig-Erlenburg, W. 2001: Der Semling (Barbus peloponnesius Valenciennes, 1842) – eine verschollene Fischart in Kärnten – wiederendeckt. Österreichs Fischerei, 54/120-122.

IUCN, 1999: IUCN Red List of Threatened Animals Database Search Results. http//info@wcmc.org.uk, Internet, pp. 35.

Jaskó, S. 1996: Folyóvízi lerakódások a Dráva mentén. Hidrológiai Közlöny, 76/1:41-46.

Jurinac, A. E. 1880: O ribah u Dravi, Plitvici i Bednji. (De piscibus, qui in fluminibus Dravo, Plitvitza et Bednja reperiuntur). Izvjeąće Kraljevske Velike Gimnazije U Varaľdinu, 1879-80. Varaľdinu, p. 3-7.

Jurinac, A. E. 1881: O ribah u Dravi, Plitvici i Bednji. (De piscibus, qui in fluminibus Dravo, Plitvitza et Bednja reperiuntur). Izvjeąće Kraljevske Velike Gimnazije U Varaľdinu, 1880-81. Varaľdinu, p. 3-28.

Jurinac, A. E. 1884: Kičmenjaci okolice Varaľdinske. Izvjeąće Kraljevske Velike Gimnazije U Varaľdinu, 1883-84. Varaľdinu, p. 52-55.

Károli, J. 1879: Kalauz a Magyar-Nemzeti Museum halgyüjteményében. Budapest, pp. 103.

Kirchoffer, A. & Hefti, D. 1996: Conservation of Endangered Freshwater Fish in Europe. Birkhäuser Verlag, Basel-Boston-Berlin, pp. 341.

Kubassek, J. 1991: Az Ormánság, ahol a víz volt az úr. Búvár, 46/4:19-22.

Ladiges, W. & Vogt., D. 1965: Die Süsswasserfische Europas. Verlag Paul Parey, Hamburg und Berlin, pp. 250.

Lábadi, K. 1994: Kopács, a víz melletti falu. Budapest, pp. 638.

Lábadi, K. 1996: Drávaszög ábécé. Eszék-Budapest, pp. 520.

Lelek, A. 1987: Threatened Fishes of Europe. In European Committee for the Conservation of Nature and Natural Resources, Council of Europe (eds): The Freshwater Fishes of Europe, Vol. 9. AULA-Verlag, Wiesbaden, pp. 343.

Lengyel, Sz. 1998: Kitekintés a vízlépcsők biológiai szakirodalmára. Természetvédelmi Közlemények, 7:19-32.

Lovász, Gy. 1972: A Dráva-Mura vízrendszer vízjárási és lefolyási viszonyai. Akadémiai Kiadó, Budapest, pp. 158.

Maitland, P. S. 1994: Conservation of freshwater fish in Europe. Nature and environment 66:1-50.

Majer, J. 1995: Adatok a Dráva halfaunájához és egyes holtágak vízminőségéhez. Dunántúli Dolgozatok, 8:189-202.

Majer, J. 1998: Adatok a Dráva és a Dráva menti területek hal-, kétéltű- és hüllőfaunájához (Pisces, Amphibia, Reptilia). Dunántúli Dolgozatok, 9:431-440.

Majer, J. 2001: Somogy megye körszájúinak katalógusa. Körszájúak (Cyclostoma), Zsákorrúak (Hyperoartia), Ingolafélék (Petromyzontidae). Natura Somogyiensis, Kaposvár, 1:437-438.

Majer, J. & Bíró, P. 2001: Somogy megye halainak katalógusa. Halak (Pisces). Natura Somogyiensis, Kaposvár, 1:439-444.

Marosi, S. & Somogyi, S. (szerk.) 1990: Magyarország kistájainak katasztere II. MTA Földrajztudományi Kutató Intézet, Budapest, p. 541-546.

Marosi, S. & Szilárd. J. (szerk.) 1967: A dunai Alföld. Akadémiai Kiadó, Budapest, pp. 358.

Mátrai, I. 1949: Hallépcsők szerkezeti megoldása. Hidrológiai Közlöny, 29/9-10:309-311.

Micsku, E. 1993: Adatok a Dráva menti halászat történetéhez. Kézirat, Dráva Múzeum, Barcs, pp. 31.

Mihályi, F. 1954: Revision der Süsswasserfische von Ungarn und der angrenzenden Gebieten in der Sammlung des Ungarischen Naturwissenschaftlichen Museums. Természettudományi Múzeum Évkönyve, 5:433-456.

N. László, E. 1985: Aranyászok a Dráván és a Murán. Somogy, 13:73-79.

Nelson, J., S. 1984: Fishes of the world. John Wiley & Sons, New York, USA, pp. 523.

Németh, F. 1982: Az őrtilos-zákányi dombvidéken. Búvár, 37/3:110-111.

Offermanns, H. 1986: So fing ich den Rekord-Huchen von 34,8 kg. Österreichs Fischerei, 39/10:305-306.

P. L. Á. 2000: Az utolsó drávai halász. Népszabadság, Dél-Dunántúl, p. 28.

Pintér, K. 1987: Magyarország halfajainak jegyzéke az újabb faunisztikai vizsgálatok tükrében. XXIX. Georgikon Napok, Keszthely, p. 32-41.

Pintér, K. 1989: Magyarország halai. Akadémiai Kiadó, Budapest, pp. 202.

Povľ, M. & Sket, B. 1990: Naąe Sladkovodne Ribe. Narodna in univerzitetna knjiľnica, Ljubljana, pp. 370.

Povľ, M. 1992: Sladkovodno ribiątvo in ribe v porečju Drave v Sloveniji. Mednarodna konferenca o Dravi. International Conference about The Drava River. ®ivljenje v vodi in ob vodi. p. 29-39.

Reisinger, J. 1830: Specimen Ichthyologiae sistens Pisces Aquarum Dulcium Hungariae. Budae, Typis R. Univetsitatis Hungaricae, pp. 98.

Rotarides, M. 1944: Halászat a Dráva-szögletben. ALBERTINA, I. vol., p. 185-191.

Sallai, Z. 1999: Adatok a Mura és vízrendszere halfaunájához. Halászat, 92/2:69-87.

Schulz, N. 1985: Das Wachstum des Huchens (Hucho hucho L.) in der Drau in Kärnten. Österreichs Fischerei, 38:133-142.

Stundl, K. 1976: A Mura és Dráva vízminősége. Hidrológiai Közlöny, 6:268-272.

Szalai, M. 1961: Vízierőművek tervezésének halgazdasági szempontjai. Hidrológiai Közlöny, 2:136-144.

Szántó, G. 1990: A vadregényes Dráva-völgy. Búvár, 45/5:20-23.

Uherkovich, Á. 1998: Zoológiai kutatások a Duna-Dráva Nemzeti Park Dráva menti területein, 1995-1997-ben. Dunántúli Dolgozatok, 9:7-11.

Vásárhelyi, I. 1961: Magyarország halai írásban és képekben. Borsodi Szemle Könyvtára, Miskolc, pp. 134.

Vida, A. 1998: Nyugat-Magyarország folyóvizeinek halfaunája (Pisces). SAVARIA, A Vas megyei Múzeumok értesítője (1997) Szombathely, 24/2:97-114.

Vutskits, Gy. 1901: Magyar- és Horvátország ritkább halfajainak újabb termőhelyeiről és földrajzi elterjedéséről. Természettudományi Közlemények, Pótfüzet, 33:158-162.

Vutskits, Gy. 1904: A Magyar Birodalom halrajzi vázlata. A Keszthelyi Kath. Főgimnázium Értesítője az 1903-1904 évről, Burány, G. (szerk.), Keszthely, pp. 57.

Vutskits, Gy. 1918: Pisces. Fauna Regni Hungariae. A K. M. Természettudományi Társulat, Budapest, pp. 42.

Zauner, G. 1998: Der Semling – eine verschollene Fischart wurde wiederentdeckt. Österreichs Fischerei, 51:218.

 

8. KÖSZÖNETNYILVÁNÍTÁS

Kiemelt köszönet illeti meg Énok Ferencet, Lengyel Pétert, Kontos Tivadart és Vas Gábort a halászatokhoz nyújtott segítségért.

Ugyancsak hálás köszönetet mondunk a Duna-Dráva Nemzeti Park Igazgatóság munkatársainak a mintavételezéseknél és helyismeretükkel nyújtott segítségükért: Daczóné Tarlósi Hajnalka, Deme Tamás, Fenyősi László, Horváth Zoltán, Mezei Ervin, Stix József, Wágner László, Závoczky Szabolcs.

Köszönjük Tóth Péter, fityeházi horgásznak, hogy rendelekzésünkre bocsájtotta az általa fogott galóca képdokumentációját.

 

 

A Dráva menti vizes élőhelyek minősítése fitoplankton vizsgálatok alapján

Fehér Gizella és Oldal Imre

 

 

A Dráva magyarországi szakaszának Őrtilostól Drávaszabolcsig terjedő holtág-rendszeréről nagyon kevés algológiai adat van, annak ellenére, hogy a vizsgált holtágak közül 17 a Duna-Dráva Nemzeti Park (DDNP) területéhez tartozik, védelmet élvez. A holtág-rendszer a folyamszabályozó beavatkozások következtében jött létre, a kialakult holtágak természetes kapcsolata a folyóval egyre inkább csökken.

A Dráva-mente vizes élőhelyeinek átfogó kutatása, a holtágak és kavicsbánya-tavak alapállapotának felmérése a múlt évben kezdődött. A Dráva Környezeti Monitoring Rendszer (DKMR) keretében 31 holtág és 12 kavicsbánya-tó tavaszi, nyári és őszi algológiai vizsgálatát végeztük el. Ezzel párhuzamosan a program keretén belül havi gyakorisággal a Drávából is történt mintavétel.

A fitoplankton - vizsgálatokhoz merített mintákat vettünk a holtágak és kavicsbánya – tavak nyílt vízéből, melyekből a-klorofill, fitoplankton – egyedszám és alga – biomassza meghatározást végeztünk.

2000-ben a holtágakban a tavaszi mintavételek alkalmával a biomassza értékei két kivételtől eltekintve (11 és 16 mg/l) 0,5 és 6,0 mg/l közöttiek voltak. Az algaszám 1-10*106 i/l közötti értékeket mutatott (algaszám alapján eutrófikus volt a vízminőség), illetve három mintavételi helyen e fölé emelkedett.

Nyáron általában 5-20 mg/l közötti biomasszát találtunk. Kiugróan magas volt a bolhói Tőzeges-tó (40 mg/l) biomasszája, melynek többségét nagytestű Pediastrumok alkották. Az algaszámok általában 1-15*106 i/l közöttiek, (eutrófikus, eu-politrófikus volt a vízminőség), kiugró értékei a Bresztik holtágban (54*106 i/l) és az Adrovicában (74*106 i/l) voltak

Az őszi biomassza értékek a holtágak felénél 5 mg/l alattiak, a többinél 10 és 30 mg/l közöttiek, illetve néhány holtágban ennél magasabbak voltak: Majláthpuszta (36 mg/l), Mrtvica (35 mg/l), Vájási holtág (31 mg/l). Ezek a szélsőséges értékek azt mutatják, hogy az algaszám, biomassza alakulását a hidrometeorológiai viszonyokkal összefüggésben kell vizsgálni, hiszen ez gyakran magyarázatot ad a vegetációs időszakban meglévő eltérésekre. A különösen nagy algabiomassza az őszi, erősen betöményedő vizekben volt, amelyek vízszintje nagyon sokat csökkent a nyári mintavételhez képest (pl. Révfalu 164 mg/l), ugyanakkor a Dráva áradásakor vizet kapó holtágak

Ennek megfelelően változatosan alakultak az őszi algaszámok is, melyek alapján a holtágak mintegy felének a vízminősége eutrófikus volt (1-8*106 i/l), több ennél magasabb értéket is meghatároztunk (10-40*106 i/l: eu-politrófikus), de voltak alacsonyabb értékek is (0,4-0,7*106 i/l: mezo-eutrófikus). A legmagasabb Révfalunál volt: 340*106 i/l (politrófikus), döntő többségét egyetlen faj: Scenedesmus obliquus alkotta.

A holtágak többségében az alganépesség minőségi összetétele jelentős évszakos eltéréseket mutatott. Ezeket a vizeket egymáshoz képest is a változatosság, a sokféleség jellemezte. Sajátos összetételű volt a Roza tó, a Zákányi holtág és a Bresztik holtág algaösszetétele.

A kavicsbánya-tavak algásodása általában nagyságrendekkel kisebb volt, mint a holtágaké. A tavaszi biomassza általában 1 mg/l alatti volt, az algaszámok 0,5-2,0*106 i/l között változtak, ami alapján a vízminőség mezo-eutrófikus és eutrófikus volt. A nyári biomassza értékek jóval 2 mg/l alatt maradtak, az algaszámok 1-2*106 i/l között (eutrófikus), ami betöményedésüket mutatta.

A kavicsbánya-tavakban általában nem volt olyan nagy évszakos eltérés a fitoplankton összetételében, mint a holtágak esetében (kivéve a Gyékényesi kavicsbánya-tavat). Megfigyelhető volt a Cryptophyceae (Barázdás moszatok) divízió taxonjainak gyakori és viszonylag nagy egyedszámú előfordulása.

A Dráva fitoplanktonjának mennyiségi mutatói természetesen a vízjárás függvényében változtak, a sok hordalékot szállító folyóvízi jellegnek megfelelően a vegetációs periódusban sem emelkedtek 6 mg/l-es biomassza érték fölé. Az év során a 13 eredmény közül 2 mg/l alatti értéket 8 mintából, 2-6 mg/l közötti értéket 5 mintából határoztunk meg. Az algaszámok a nyári hónapokban Drávaszabolcsnál voltak a legmagasabbak (8*106 i/l, eutrófikus). Minden mintában a kovaalgák dominanciája volt jellemző, mellettük a nyári és az őszi hónapokban a barázdás moszatok és a zöldalgák fordultak elő, illetve szórványosan 1-1 kékalga taxon. A téli mintákban kovaalgák adták a biomassza egész tömegét. A mintákat viszonylag kis faj- és egyedszám jellemezte.

Az alga-együttesek adatait felhasználva megkíséreltük a holtágak és kavicsbánya-tavak EU Víz Keretirányelv szerinti besorolását elvégezni. A tavi élőhelyek tipizálására a Víz Keretirányelv igen általánosan fogalmaz, így a fitoplankton alapján történő ökológiai állapot meghatározása sem kidolgozott.

A biológiai sokféleség napjainkban a társulás-biológia egyik központi témája.

A Földön élő fajok száma 10 millió körüli. Mi lesz a következménye annak, ha ezek egy része kipusztul ? “ A vízi élőlény-társulások anyag-energetikai rendszerének mozgatásához néhány faj elég, miért találunk ennél sokkal többet ? Mi a szerepük azoknak a fajoknak, melyek szórványosak, esetleg nagyon ritkák? Egyáltalán: hogyan tudnak fennmaradni?” (Padisák J.)

A mikroszkóp lencséje alatt szemünk elé táruló fajgazdagság nem csupán egyetlen jelenség, vagy állapot a sok közül, hanem ennél jóval több, kiemelt érték-kategória. A sokféleség génbank szerepe mellett az ökoszisztéma stabilitásának biztosítéka egyben.

“ Az eutrofizálódás a vízi élővilágnak a tápanyagterhelésre adott válasza.”

A vízszennyezés (ipari, mezőgazdasági, háztartási),- talán a mérgeket leszámítva-, mindig tápanyagot juttat a vízbe. A szervetlen tápanyag közvetlenül, vagy a szerves anyag közvetve, vízi lebomlása után növényesedést eredményez.

Ha a vízben lebegő (planktonikus) algák szaporodnak el, vízszíneződést, vagy a vízfelszínen tömegben összegyűlve vízvirágzást okoznak. A növényesedés megnyilvánulhat gyökerező, vagy lebegő növényzet elszaporodásában is; pl. hínárosodás következik be.

A jelenséget eutrofizálódásnak nevezik, mely azon túl, hogy a legtöbb emberi vízhasználatot (ivóvíz - kivétel, ipari víz kivétele, fürdőzés ...) korlátozza, vagy lehetetlenné teszi, a víz eredeti élővilágát is átalakítja (fajszám csökkenés, illetve egyes fajok tömeges elszaporodása).

A sokféle faj jelenléte a vízben az anyagcsere-utak sokféleségét is jelenti, ami a víz természetes tisztuló-képességének záloga. A fajszám-csökkenés egyik következménye ennek romlása.

Mivel számos irodalmi adat szerint az eutrofizálódott tavak élővilága elszegényedik, változatossága csökken, a fajszám alapján is különbségek tehetők a vizsgált vízterek között.

Utalások vannak arra is, hogy a nagyobb tápanyagtartalom a gyorsabb anyagcseréjű, nagyobb felület / térfogat hányadosú, kisebb testű algák elszaporodását eredményezi a vizekben.

A kisebb testű algák közül sok a Chlorococcales zöldalga rendbe tartozik.

A vizsgálatok idején a holtágakban

Fajszám : 8 – 71

Egyedszám : 1,3 – 74 * 106 egyed/liter

Zöldalga-fajok száma : 0 – 44

Zöldalgák egyedszáma : 0,1 – 54 * 106 egyed/liter között alakult.

A kavicsbánya-tavakban

Fajszám : 9 – 56

Egyedszám : 0,16 – 11 * 106 egyed/liter

Zöldalga-fajok száma : 0 – 26

Zöldalgák egyedszáma : 0,02 – 3,8 * 106 egyed/liter tartományban változott.

A diverzitás valamely élőlény-együttes faj – abundancia viszonyait jellemző tulajdonság. Számszerű értéke két független tényezőtől, a fajok számától és az abundanciának

(az egyedszámban kifejezett gyakoriságnak) az egyes fajok közti megoszlásától függ.

A trofitás meghatározásának egyik ökológiai lehetősége a sokféleség (diverzitás) nyomon követése “alga – indexek” segítségével. A diverzitási mutatók közül kitüntetett a fajszám szerepe.

Kézenfekvő lehetőség a fajszám / egyedszám megállapítása. Az ábrákon bemutatjuk a vizsgált holtágak és kavicsbánya-tavak ezen indexének alakulását 2000-ben és 2001-ben, a tavaszi, nyári és őszi mintavételek idején. Minél nagyobb a fajszám, annál nagyobb az index értéke, annál változatosabb a víz algaképe.

Másik lehetőség a zöldalgák száma az összes algaszám viszonylatában. Ennél az indexnél a nagyobb érték a zöldalgák elszaporodására utal, jobbnak minősíthető víznél kisebb az index értéke. Ennél az indexnél a nagyobb érték a zöldalgák elszaporodására utal, jobbnak minősíthető víznél kisebb az index értéke.

Harmadik próbaképpen megnéztük, hogyan aránylik a zöldalga fajok száma az összes faj számához viszonyítva (zöldalga fajok száma / összes fajszám). Ha az index értéke nagy, a zöldalga fajok részesedése nagy az alganépességen belül, tehát változatosabb fajösszetételt a kisebb index mutat.

A zöldalgák számának alakulásán belül az sem érdektelen, hogy a népességet hány faj teszi ki (zöldalga fajok száma / zöldagák algaszáma). Az index nagyobb értéke változatosabb zöldalga fajlistát jelöl, az index kisebb értéke azt mutatja, hogy az előforduló zöldalgák kevés fajhoz tartoznak.

 

Dráva menti holtágak

2000-ben nagy diverzitást mutattak a Vízvári, Babócsa 2., Mérnökházi, Támosós holtágak és a Dázsonyi tó. Elfogadható a Bélavári, barcsi Ó-Dráva, Babócsa 1. holtágak és a Szilháti tó.

Jellemzően kis diverzitást találtunk a “horgász-tavakban”, mint a Mrtvica, Révfalu, Bresztik, Adrovica, Majláthpuszta, Recska, Maty.

Zöldalgás vízként jellemezhetők a Kis-Bok, Ó-Dráva, Mrtvica, Bolhó, Révfalu, Bresztik, Vájás, Adrovica, Recska holtágak.

2001-ben a fajszám/algaszám alapján Zákány, Babócsa 1., Babócsa 2., Szilháti tó, Roza tó, Támosós holtágak emelhetők ki. Kis diverzitású alganépességet találtunk a Kis-Bok, Mrtvica, Bresztik, Adrovica és Majláthpuszta holtágakban.

Kevés zöldalga fordult elő a Zákány, Vízvár, Piskó, Mérnökházi, Kishobogyi és különösen a Babócsa 1., Roza-tó, Dázsonyi-tó holtágakban.

Változatos zöldalga-népességet mutattak a Zákány, Ó-Dráva, Babócsa 1., Babócsa 2., Vájás, Mérnökházi, Szilháti, Roza-tó, Támosós, Dázsonyi-tó holtágak, ott is, ahol az alganépességen belül a zöldalgák aránya kisebb volt.

A holtágakban az algásodottsági mutatók 2001-ben is változatosan alakultak, szélsőségesebb értékeket is elértek. Kiemelkedően magas algaszámokat tapasztaltunk mindhárom mintavétel idején a Majláthpusztai holtágban. Az erősen algásodott vizek közé tartozott még minden mintavétel alkalmával a Kis-Bok, a Mrtvica, a Bresztik, a Vájás és az Adrovica (Ezekben a diverzitás is kisebb volt.).

Kevésbé algásodott, egyénibb vizeknek tekinthetők a következők (különösen a biomassza értékek alapján): Dázsonyi tó, Roza-tó, Támosós, a Szilháti-holtág.

Tavasszal – a kavicsbánya-tavakhoz hasonlóan – a holtágakban is sok Chrysophyceae (Sárga moszatok), Pyrrhophyta (Barázdás moszatok) divízióba tartozó faj fordult elő a mintákban, azonban a holtágakban sokkal nagyobbak voltak az évszakos változások a fitoplankton minőségi összetételében. Sajátos összetételű planktonja volt a következő holtágaknak:

Zákány, Vízvár: Mindhárom mintavétel idején megmaradt a Chrysophyceae és Pyrrhophyta dominancia (és a kovaalgák: Centrales).

A Bélavári holtágat és a Bolhói tőzeges tavat inkább a zöldalgák dominanciája jellemezte egész évben.

A Bresztik holtágban és a Majláthpusztai holtágban zöld-, kék- és kova-(Centrales) dominancia volt jellemző.

A Szilháti, a Támosós holtágakban, a Dázsonyi tóban, a Babócsa 1. holtágban, a Kishobogyban és a Roza-tóban szinte végig megmaradt a Chysophyceae és a Pyrrophyta divízióba tartozó algák dominanciája.

A Mrtvicát Centrales kovaalgák, kék- és zöldalgák dominanciája, a Mérnökházi holtágat szintén a kova-, kék- és zöldalgák dominanciája jellemezte.

 

Kavicsbánya-tavak

A kavicsbánya-tavak közül 2000-ben a Gyékényes 1., Bélavári 1.és 2. tavak diverzitása volt nagyobb. Kis diverzitásúak voltak a Gyékényes 2., Gyékényes 3., Somogyudvarhelyi és Berzencei tavak, melyek egyben eutrófabb állapotúként jellemezhetők a vizük zöldalga mennyisége és fajszáma alapján is.

2001-ben ugyanezt tapasztaltuk, azzal a különbséggel, hogy az Őrtilosi kavicsbánya-tó is az összességében jobbnak minősíthető változatos algaképet mutatta.

A kavicsbánya-tavakban 2001-ben is (az előző évhez hasonlóan) viszonylag alacsony faj- és egyedszámok fordultak elő. Az algaszámok mindhárom mintavétel alkalmával 8 millió alatt maradtak. Az első két mintavétel idején a Bélavári 1. kavicsbánya-tó algásodottsági mutatói voltak a legmagasabbak.

A diverzitás kicsi volt a Somogyudvarhelyi kavicsbánya-tóban. Nagy diverzitású volt a Gyékényes 1., Bélavár 1., Bélavár 3. és az Őrtilosi kavicsbánya-tó.

Néhány kavicsbánya-tó egész évben megőrizte sajátos algaösszetételének dominanciáját:

Az őrtilosi kavicsbánya-tóban a kezdeti Chrysophyceae és Pyrrhophyta dominanciát ősszel a pikoplankton elszaporodása követte, míg a Somogyudvarhelyi kavicsbánya-tóban zöldalga, kovaalga (Centrales rend fajai) és pikoplankton dominancia volt jellemző.

Értékelés a trofitás és szaprobitás fokozatai alapján

A vizsgálatok eredményeit Felföldy (1987) biológiai vízminősítő, valamint Dévai és mtsai (1992) által kidolgozott ökológiai vízminősítő rendszer alapján is értékeltük. A biológiai vízminőség egyes mutatóinak értékét 9 fokozatú skálán adják meg. Mindkét rendszer táblázatai megtalálhatók Németh József : A biológiai vízminősítés módszerei (KGI, 1998) kötetében is. A vizsgált mutatók közül az a-klorofill tartalom, fitoplankton - biomassza, zooplankton – biomassza, bakterioplankton – szám és biomassza paramétereket vettük figyelembe. Helyszűke miatt csak az 1.-3. összefoglaló táblázatokat adjuk közre. Az algaindexek alapján kapott eredmények jó egyezést mutatnak a táblázatokban kapott fokozatokkal.

 

 

 

1/1.ábra. A fajok száma / algaszám a Dráva-menti holtágakban, 2000

 

1/2.ábra. Zöldalgák száma / összes algaszám a Dráva-menti holtágakban, 2000

 

 

1/3.ábra. Zöldalga fajok száma / összes fajszám a Dráva-menti holtágakban, 2000

 

 

 

1/4.ábra. Zöldalga fajok száma / zöldalgák száma a Dráva-menti holtágakban, 2000

 

 

2/1.ábra. A fajok száma / algaszám a Dráva-menti holtágakban, 2001

 

 

 

2/2.ábra. Zöldalgák száma / összes algaszám a Dráva-menti holtágakban, 2001

 

 

2/3.ábra. Zöldalga fajok száma / összes fajszám a Dráva-menti holtágakban, 2001

 

 

 

2/4.ábra. Zöldalga fajok száma / zöldalgák száma a Dráva-menti holtágakban, 2001

 

3/1. Ábra: A fajok száma / algaszám a kavicsbánya-tavakban, 2000

 

3/2. Ábra: A zöldalgák száma / össz-algaszám a kavicsbánya-tavakban, 2000

 

 

3/3. Ábra: A zöldalga fajok száma / összes fajszám a kavicsbánya-tavakban, 2000

3/4. Ábra: A zöldalga fajok száma / zöldalgák száma a kavicsbánya-tavakban, 2000

 

 

 

4/1. Ábra: A fajok száma / algaszám a kavicsbánya-tavakban, 2001

4/2. Ábra: A zöldalgák száma / össz-algaszám a kavicsbánya-tavakban, 2001

 

 

 

4/3. ábra: A zöldalga fajok száma / összes fajszám a kavicsbánya-tavakban, 2001

 

4/4. Ábra: A zöldalga fajok száma / zöldalgák száma a kavicsbánya-tavakban, 2001

 

 


A Dráva folyó magyar-horvát szakaszának hidrológiai, jellemzése az EU keretirányelvének figyelembevételével

 

Horváth Gábor

 

EU minősítési kategóriák

 

A lehetséges felszíni víztest típusok:

Folyók, tavak, átmeneti - vagy parti vizek, mesterséges felszíni vizek, erősen megváltoztatott felszíni víztestek.

 

Vizsgálandó hidrológiai, hidromorfológiai jellemzők:

 

Hidrológiai - hidromorfológiai minősítési kategóriák:

 

Kitűnő állapot:

A folyó hozama és dinamikája valamint a talajvízzel való kapcsolatának eredője teljesen, vagy közel teljesen zavartalan viszonyokat mutat.

A folyó vízjárása emberi tevékenység által nincs megzavarva, a vízi szervezetek vándorlása szabad és a hordalékáramlás is zavartalan.

A meder morfológiai adatai: szélessége, mélysége, az áramlási sebessége, a mederanyag és a partmenti sáv szerkezete teljesen, vagy közel azonosak a zavartalan viszonyokkal.

 

Jó állapot

– enyhe változásokkal tér el a kitűnőtől, közepes állapot – közepesen tér el a kitűnő állapottól, gyenge – súlyos eltéréseket mutat a természetes állapotú víztesttől, rossz – nagyon nagy eltéréseket mutat a természetes állapothoz képest.

 

A Dráva jellemzői, a tipizáláshoz szükséges domborzati, hidrológiai paraméterei:

Tengerszint feletti mag.: 80-125 mBf. alacsonyan fekvő terület –alsószakasz jelleg.

A teljes vízgyűjtőterület: 40489 km2 , magyar: 6378 km2 , 15,6 %

horvát: 7134 km2 16,5 %

 

A folyó teljes hossza: 702km, a horvát-magyar szakasz: 70 fkm – 235 fkm között.

Közepes esés: Őrtilos térségében: 40-50 cm/km

Barcs térségében: 20-25 cm/km

Drávaszabolcs térségében 10-15 cm/km

Jellemző középsebességek: Őrtilosnál: 1,8 - 2,2 m/s

Barcsnál: 0,8 - 1,5 m/s

Drávaszabolcsnál: 0,8 - 1,2 m/s

Jellemző vízhozamok: Barcs KQ 190 m3/s KÖQ 496 m3/s NQ 1433 m3/s

Drávaszabolcs KQ 220 m3/s KÖQ 525 m3/s NQ 1365 m3/s

 

Emberi hatások a folyó életére:

22 db vízerőmű 458,6 millió m3 szumma üzemvízszinten tárolt víztérfogat.

 

Napi vízjárás (vízingadozás):

Őrtilos térségében: 80 - 150 cm Ü erőmű csúcsrajáratása miatt.

Barcs térségében: 60 - 80 cm Ü erőmű csúcsrajáratása miatt.

Drávaszabolcs: 30 - 50 cm Ü erőmű csúcsrajáratása miatt.

Mederanyag: Őrtilos – Vízvár (235-195 fkm.) 6-0.6 cm kavics, homokos-kavics

Vízvár – Drszab. (195-70 fkm.) 0.6-0.1 cm kavicsos-homok, homok

 

Hordalék utánpótlás – vándorlás:

Éves összes lebegtetett hordalék: 480.000 - 650.000 T/év

Görgetett hordalék Őrtilosnál: 116.000 T/év

Vízvárnál: 40.000 T/év

Barcsnál: 83.000 T/év

Drávaszabolcsnál: 206.000 T/év

 

 

 

Kavics-homok kitermelés:

magyar kotrások: 160.000 - 180.000 T/év horvát kotrások: 500.000 -700.000 T/év

40 év alatt 80 -100 cm-es medersüllyedés! Þ 2-3 cm/év medermélyülés

Kis és középvízszintek jelentős süllyedése, Þ Q/H görbék jobbra tolódása.

Őrtilos – Vízvár között nagyfokú túlkotrás.

Vízvár – Barcs között mérsékelt túlkotrás.

Vizes élőhelyek minősítése geomorfológiai adottságok alapján

 

 

Gyenizse Péter és Lovász György

 

A Drávamenti térségben a geomorfológia, azaz az ártéri domborzati formák – úgy gondoljuk – alapvetően határozzák meg a vizes élőhelyek minőségét és térbeli elterjedésüket, azaz mennyiségüket. Elsősorban a különböző genetikájú térszíni mélyedések között kell keresnünk a számunkra alkalmas mikrotérséget. Vizsgálatainknak azonban kizárólag az ártéri területekre kell kiterjedni.

Úgy gondoljuk azonban, hogy – vizsgálataink speciális céljából következően – feltétlenül külön kell választanunk a továbbiakban a gáttal védett, azaz korábbi árterületek formáit, és az un. nyílt ártéren található formákat. Amint az alábbiakban vázoljuk a gáton kívüli, és belüli térségeknek nem csak a formái különböznek egymástól jelentősen, de a vízzel való ellátottságuk is. Miután azonban vizes élőhelyek minősítéséről van szó a víz jelenléte legalább olyan fontos tényező, mint maga a forma.

A folyómenti árterek kiterjedése elsősorban a völgy genetikájával van igen szoros korrelációban. Ismert, hogy a Dráva a Kárpát-medencében a középső-miocén, azaz hozzávetőlegesen 16 mill. év óta szakaszosan fejlődik. A középső-miocénban a Barcs feletti szakasz, a felső-miocénban (kb. 14 mill. év óta) a Barcs alatti térség kezdett süllyedni. (Hámor G. 1998.) A hatalmas un. nagyszerkezeti árok ÉNy–DK-i csapású, tehát azonos a Dráva folyásirányával. A Kárpát-medence aljzatát képező ősi kristályos kőzetek 2000-5000 m mélységben fekszenek ebben az árokban. A legmélyebb, 5000 m mélységű, un. rész-medence Barcs térségében alakult ki. (1. ábra). A legnagyobb süllyedés a miocén befejező szakaszában, a pannonban játszódott le, ezelőtt kb. 6,6-3,4 mill. évvel. Az utolsó kárpát-medencei tengeri elöntést követően jelent meg a Dráva ebben az árokban. Az elmúlt 2,4 mill. évben, azaz a pleisztocénben a folyó nem változtatta DK-i lefolyási irányát. A magyarországi hossz-szelvényében azonban a holocénban, azaz az elmúlt 20 ezer évben, újabb szerkezeti mozgások, pontosabban medencesüllyedések keletkeztek (Lovász Gy. 1964.) Ezek elterjedését a folyó hazai hossz-szelvényének Barcs alatti szakaszán a 2. és 3. ábra mutatja. A süllyedéseket elsősorban az ártéren megjelenő holtágak, ill. holt medrek nagy száma jelzi. A legnagyobb medence az Ormánság D-i előterében, (2. ábra) és ettől K-re a Dunai torkolatig jött létre mintegy 50-60 km hosszúságú folyómenti szakaszon (3. ábra).

A különböző minőségű, azaz a kiváló, a jó, és a gyenge vizes élőhelyek keletkezésének legkedvezőbb feltételei ezekben a medencékben alakultak ki a felszínfejlődés során.

Ezekben találhatók ma a legkülönbözőbb minőségű vizes élőhelyek, amelyeknek határozott vertikális és horizontális térbeli rendje van. A geomorfológiai vizsgálatok igazolják, hogy a folyó a holocénban, azaz az elmúlt kb. 20 ezer év alatt fokozatosan csúszott É-felé, és kismértékben mélyítette az árterét. Ennek következtében az ártéren két különböző magasságú felszín alakult ki.

1. ábra: A harmadidőszaki medencealjazat mélysége a Dráva-árokban

(Az izovonalak 1000 m-ként)

A rendszer legmagasabb és a főmedertől legtávolabb fekvő tagja a magas ártér, amely alig 1-2 m-el magasabb, valamint az alacsony ártér. Ezt a felszínt a folyó szabályozatlan állapotában, csak igen ritkán öntötte el, de az alacsonyat csaknem minden esetben. A magas ártér idősebb, azaz a holocén elején képződött, az alacsony ártér ma képződik. A magas ártéren a holocén első felében képződött, és természetes úton elhagyott holtmedrek (meanderek) és holtágak találhatók. Ezek azonban a terepen rendkívül elmosódottan, sok esetben pár deciméter mélységű lefolyástalan mélyedésként vannak jelen.

Közeledve a főmederhez gyakran éles domborzati peremmel érjük el az alacsony árteret, amelyen az elmúlt kb. 6–8 ezer évben képződött meanderek, ill. holtágak fekszenek. Ezek domborzatilag már fejlettebbek, mert mélységük gyakran a 2 m-t is eléri. Nagyon gyakran vízkedvelő növényzet települ meg bennük. Esetenként az is megfigyelhető, hogy minél jobban közelítünk a mai főmeder felé, e formák annál jellegzetesebbek.

Az alacsony ártéren azonban gyakori az un. magas ártéri sziget, amelyen pedig elmosódottabb meanderek fekszenek. A két felszín, azaz a magas és az alacsony ártér tehát nem alkot minden esetben egymástól jól elkülönülő zónát.

2. ábra: Az Ormánsági süllyedék

(1: törésvonal 2: magaspart 3: elhagyott Dráva-morotvák 4:

belvíz levezető csatorna a folyó holocén eleji lapályában)

 

3. ábra: Holocén medence a Villányi-hegység D-i előterében és a Duna-torkolati térségben

(1: törésvonal 2: magaspart 3: a Dráva elhagyott morotvái)

Az árterek negatív formáinak rendszerét azonban tovább bonyolítja a társadalmi beavatkozás, azaz a multszázadi szabályozások által megváltoztatott természetes viszonyok. A szabályozások egyik célja a folyó hosszának rövidítése, azaz a kanyarok részbeni megszüntetése, ill. csökkentése, valamint az ártér összeszorítása volt. A műszaki beavatkozás eredményeként a főmeder közelében mesterségesen létrejött meanderek és holtágak keletkeztek az alacsony ártéren, amelyeknek egy része a védett, azaz a gáton kívüli területre került. Ennek következtében ez utóbbiak vízellátása jelentősen megváltozott, hiszen nem kerültek elöntés alá. A főmeder közelében – de a védett térségben fekvő – természetes meanderek, ill. holtágak geomorfológiai szempontból a kitűnő vizes élőhely kategóriába sorolhatók. Miután azonban a védett területre kerültek, vízellátásuk már kizárólag a talajvízállás függvénye lett, hiszen ismert, hogy a főmederközeli talajvízállás jelentős hatása alatt van a folyó vízállás-változásának. A közeli árvédelmi gát megvédi ezeket a gyakori elöntéstől, és ennek következtében a feliszapolódástól. Vizes élőhely minőségük tehát hosszú időn keresztül állandó, szemben az ártéri formákkal, amelyek minőségét a feliszapolódás folyamatosan módosítja.

Egy újabb folyamat hatását is figyelembe kell vennünk a minősítéskor. Ma már bizonyított tény, hogy a Dráva teljes hazai szakaszán a szabályozás következtében erodálja, azaz mélyíti a medrét (Lovász Gy. 1972.). Ez a folyamat az ártér és a védett területek különböző minőségű vizes élőhelyeinek lassú szárazodását idézte, ill. idézi elő. A 4. és 5. ábra a barcsi, és szentborbási szelvényben kimutatható medermélyülést mutatja be az évi kisvizek (KV) változástendenciájának tükrében. A két grafikon összehasonlításából az is megállapítható, hogy Barcs térségében nagyobb a medermélyülés üteme. Ezt a regressziós egyenes negatív együtthatója, azaz az y = –3,19 mutatja, ami 21,1 cm/10 év átlagos medermélyülést jelent. Szentborbáson, azaz a folyó alsóbb folyásszakaszán ez az érték (azaz a KV) már csak –l,96, ami viszont 13,0 cm/10 év átlagos medersüllyedést valószinüsit. Szeretnénk azonban hangsulyozni, hogy ez csak tendencia, hiszen az évenkénti értékek – amint az ábrán látható – az egyenes körül szeszélyesen ingadoznak. A bemutatott ábrák igazolják, hogy az évenként előforduló legmagasabb vízállások (NV) is csökkenő tendenciát mutatnak. Ez Barcson átlagosan 11,8 cm/10 évnek, Szentborbáson pedig átlagosan 7,4 cm/10 évnek számítható. Ez jelzi, hogy a folyó vízállásai mindkét szelvényben, azaz Barcson és Szentborbáson is süllyedő irányzatúak. Ez a társadalmi tevékenység által kiváltott jelenkori felszínfejlődési folyamat kedvezőtlenül befolyásolja az élőhelyek hosszú távú vízellátását. Függetlenül attól, hogy a vizes élőhely a nyílt ártéren, vagy a védett területen fekszik a medermélyülés mindenképpen a talajvíz felszínalatti mélységének, és az ártéri elöntés gyakoriságának csökkenését jelenti. Hogy ez a folyamat időben meddig tart, nem tudjuk megmondani. Csupán azt tudjuk, hogy addig, amíg a folyó mechanizmusa egyensúlyba nem kerül. Ez pedig több évtizedet, esetleg évszázadot is jelenthet. Eközben ui. a klímánk is változik. Ha a szárazodás tovább tart, az egyensúlyba kerülés ill. a medermélyülés üteme mérséklődik. A csökkenő vízmennyiségek következtében viszont a vízállások is általában kisebbek lesznek.

4. ábra: Az évi legnagyobb és legkisebb vízállások változás-tendenciája a Dráván, Barcsnál (1934–2000)

5. ábra: Az évi legnagyobb és legkisebb vízállások változás-tendenciája a Dráván, Szentborbásnál (1934–2000)

Az élőhely minősítése szempontjából igen fontos medermélyülési folyamat negatív hatása a főmedertől távolodva mérséklődik. A csökkenés mértéke az ártér geológiai felépítésének függvénye. Amennyiben a távolabbi meanderek hidrológiai kapcsolatban vannak a főmederrel, kitűnőnek minősíthető vizes élőhely marad a meander. Ez a szituáció akkor következik be, ha a főmeder és a meander között a felszínalatt kis mélység jó vizezető kavicsos homok réteg települ, amely az árhullám vizének egy részét kipréseli a közeli meanderbe. Ha azonban nincs meg ez a kapcsolat, a vízellátottság jelentősen csökken.

A bevezetőben említettük, hogy a vizes élőhelyek minőségét, elsősorban a főmederhez viszonyított térbeli helyzetük, azaz a gáton belüli, vagy kívüli elhelyezkedésük alapvetően meghatározzák. A gáton belüli, azaz nyílt ártéri formák vízellátottsága a vízjárás függvénye. A meandereket, ill. holtágakat az árhullámok gyakoriságának függvényében hosszabb–rövidebb időre elöntheti a víz. Ilyen szituációkban az élőhely növényzete ugyan helyben marad, de faunája esetlen teljesen kicserélődhet. Ártéri elöntéskor feliszapolódás is lejátszódik, ami több esetben ronthatja az élővilág életlehetőségeit. Ez a folyamat káros lehet, pl. akkor, ha az iszap részben, vagy teljesen betakarja a növényt.

Hangsúlyozni szeretnénk hogy ez a most vázolt minősítés kizárólag geomorfológiai szempontból történt. Ez azonban szoros kapcsolatban van a vitellátottság kérdésével is. Nyilvánvaló azonban, hogy az azonos természeti adottságokkal rendelkező vizes élőhelyek biológiai szempontból különböző minősítéseket kapnak, figyelembe véve a most vázoltakat.

Összefoglalásként megállapíthatjuk, hogy a vizes élőhelyek kialakulása számára a megfelelő geomorfológiai adottságok a Dráva magas és alacsony árterén találhatók. A folyó holocén fejlődéséből következően hazánk területén a megfelelő feltételek egyrészt Barcs feletti rövid szakaszon, valamint az Ormánság és a Villányi-hegység D-i előterében elterülő folyószakaszon alakultak ki.

A kitűnően vízellátott élőhelyek elsősorban a védett ártéren, a gát közelében várhatók. Ezek vízellátottsága szoros kapcsolatban van a folyó vízjárásával, azaz árhullámaival. Az általában kedvező geológiai viszonyok következtében a vízállás függvényében változó talajvíz fontos szerepet tölt be az élőhely vízellátásában.

Hosszútávon azonban a különböző minősítésű vizes élőhelyek állapota fokozatosan romlik, mivel a folyó a szabályozások óta medrét mélyíti. Ennek következtében a talajvízállás süllyedő tendenciájú, és az ártérre kilépő árhullámok gyakorisága és tartóssága is egyre kisebb, ill. rövidebb. A védett ártér un. külső peremén, azaz a gát közeli térségben ez a tendencia fokozottabb, hiszen ez a térség fokozott hatása alatt áll a folyó vízjárásának, ill. medermélyülésének.

 

Irodalom

Hámor G. 1998. Magyarország miocén rétegtana.—In: Magyarország geológiai képződményeinek rétegtana. MOL Rt – MÁFI kiadás. Bp., 437 – 453 .o.

Lovász Gy. 1964. Geomorfológiai tanulmányok a Dráva-völgyben – In: MTA Dunántúli Tudományos Intézet “Értekezések 1963”, 67–114 .o.

Lovász Gy. 1972. Medereróziós és vízjárási jelenségek a Dráva Kárpát-medencei szakaszán. – In: Komplex földrajzi és történelmi kutatások újabb eredményei a Dunántúlon. MTA DTI – Akad K. Bp., 23 – 41.o.

Magyarország Nemzeti Atlasza 1989.

 

Kiváló és jó élőhelyek minősítése és kiválasztása kémiai paraméterek alapján

 

Dolgos Gergely

 

 

A Dráván és közvetelen vízgyűjtőjén jelenleg üzemelő vízminőségi monitoring rendszer az országos felszíni törzshálózati rendszer részét képezi, melyet felügyelőségünk üzemeltet. Az országos vízminőségi törzshálózati rendszer szelvényeire épülve, 1968-tól kezdődtek meg a Magyar-Jugoszláv Vízgazdálkodási Bizottság által jóváhagyott nemzetközi vizsgálatok a Murán és a Dráván, mely nemzetközi vizsgálatok 1993. óta a Magyar-Horvát Együttműködés keretében folytatódtak. 1999-től a 2066/1999. (III.31.) Korm. határozat előírta felügyelőségünk számára a Dráva térség természeti és környezeti monitorozását. Ennek következtében kibővítettük a korábban végzett vizsgálatainkat.

Jelenleg a Dráva Monitoring Rendszert a következő elemek építik fel:

  1. Törzshálózati vizsgálatok
  2. Holtágak és kavicsbánya tavak vizsgáltai
  3. Dráva Automata Monitor (DAM) állomás (Barcs) által szolgáltatott adatok
  4. Hossz-szelvény mérések és szennyezőforrások hatásának vizsgálatai

 

 

1. Törzshálózati vizsgálatok

Törzshálózati mintavételezéseket mely alapvetően vízkémiai és mederüledék vizsgálatokból áll. A vizsgált terület 3 legfontosabb szelvényében Őrtilosnál, Barcson és Drávaszabolcsnál végezzük két heti gyakorisággal. Ezen vizsgálatokat és kiértékeléseket az MSZ 12749:1993. alapján végezzük.

A vízkémiai vizsgálatokat a vizsgált komponensek típusától függően 3 fő csoportba sorolhatjuk, melyek szerint megkülönböztetünk általános kémiai, szerves mikroszennyezői és hidrobiológiai vizsgálatokat. Az utóbbi két vizsgálati kör a korábbi törzshálózati vizsgálatokban nem szerepelt így azok a Dráva Monitoring Rendszer bővített vizsgálati paraméterei révén kerültek be.

 

2. Holtágak és kavicsbánya tavak vizsgáltai

A kibővített vizsgálatok során 28 holtágat és 7 kavicsbánya tavat vizsgálatunk. A mintákból pH és vezetőképesség, az oxigén- és tápanyagháztartás kémiai paramétereit határoztuk meg. A biológiai vizsgálatok az a-klorofill-tartalom, a fito- és zooplankton minőségi és mennyiségi meghatározására, a bakterioplankton mennyiségi meghatározására, valamint a makrozoobentosz vizsgálatára terjedtek ki. A vegetációs időszakban 12 holtág növényállományának felmérését is elvégeztük (makrovegetáció).

Az értékelés az MSZ 12749 szabvány határértékei, a biológia vízminősítés kategóriái (Németh, 1998.), valamint a holtágak ökológiai vízminősítése (Dévai és mtsai. 1992-98.) szerint történt.

 

3. Dráva Automata Monitor (DAM) állomás (Barcs)

 

 

 

 

 

A monitoring rendszerbe beérkező adatok forrásai:

 

Törzshálózati adatok:

 

Általános kémiai paraméterek

 

 

Nehézfémek:

 

Szerves mikroszennyezők

 

Mederüledék vizsgálatok

 

Általános kémiai paraméterek

 

Szerves mikroszennyezők

 

 

Nehézfémek

 

Az őrtilos-barcs-drávaszabolcsi szelvényben végzett vizsgálatok alapján nem lehet kiváló és jó élőhelyeket megjelölni ugyanis a mért komponensek eloszlása nagyon kiegyensúlyozott azaz minimális különbségeket tapasztaltunk az egyes szelvényekben. Ha valamilyen különbséget tapasztaltunk is akkor az nem szignifikáns, tehát nem lehet azt mondani, hogy valamelyik szelvényben jobb a vízminőség. Csupán a szezonális változások követhetők igazán nyomon.

 

 

 

 

A helyzet ettől eltérő a holtágak esetében. Itt már jelentős különbségeket lehet kimutatni azonban az MSZ 12749-es szabvány osztályozása kevésnek bizonyult, hogy különbségeket tudjunk tenni az egyes paraméterek között. Hiszen az ábrán látható nagy különbségek ellenére is az összes mért érték I. osztályba tartozik.

 

 

Hogy ezt a problémát kiküszöböljük a Dévai féle értékelést vettük alapul. Dévai és munkatársai által kidolgozott trofitást, szaprobitást vettük meghatározó komponensnek, amelyek közül az elsőt a szervetlen nitrogén és az oldott foszfát-foszfor, míg a másodikat a szerves nitrogén, az összes foszfor és a permanganátos módszerrel meghatározott kémiai oxigénigény határoz meg.

Ezek alapján az összes holtágra és kavicsbánya tóra elkészült egy a toriftást, szaprobitást, vízhőmérsékletet, oxigén ellátottságot, sótartalmat és pH-t figyelembe vevő értékelés.

 

Ez az értékelés azonban az egyes élőhelyeket jól minősíti de összehasonlításra ilyen formában nem volt alkalmas, így egy pontozásos módszert kellett kialakítani, amely alapján a következő eredményre jutottunk.

A holtágak közül hét jó és öt kiváló élőhelyet határoztunk meg, a jókat sárga, míg a kiválókat zöld csillaggal jelöltük.

 

A kavicsbánya tavak esetében nehéz volt a választás, hiszen az eredmények közel azonosak. Ezek közül azonban két kiváló hely emelhető ki.

Hazánk számára a Dráva olyan természeti kincs, amelyhez hasonlóan kevés ország dicsekedhet. Fontos, hogy az ilyen és ehhez hasonló természeti és környezeti értékeiket megőrizzük. Ahhoz azonban, hogy tisztában legyünk az értékeinkkel és azokat meg is tudjuk óvni, ismernünk kell és adatokkal kell róla rendelkeznünk, hogy ezen célnak minél tökéletesebben megfeleljünk, igyekszünk a vizsgálatainkat is a továbbiakban ennek megfelelően alakítani.

 

Vissza az oldal tetejére