A WWF Magyarország "Az EU Víz Keretirányelvének bevezetése a Dráva vízgyüjtőjén" című tudományos tanácskozásának összefoglalója MTA Pécsi Akadémia Bizottságának székháza Pécs, 2002. február 12.

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.

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.

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.

Tartalomjegyzék

• 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 *

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

• Vizes élőhelyek minősítése a vízi gerinctelen fauna (makrozoobenton) alapján *

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

• Az integrált biotikai index (IBI) alkalmazási lehetősége halakon *

• Összefoglaló jelentés a Dráva folyó természeti monitoringjának tevékenységéről *

• Dráva holtágak komplex állapotértékelése *

• A drávai vizes élőhelyek minősítése halfauna alapján *

• A Dráva menti vizes élőhelyek minősítése fitoplankton vizsgálatok alapján *

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

• Vizes élőhelyek minősítése geomorfológiai adottságok alapján *

• Kiváló és jó élőhelyek minősítése és kiválasztása kémiai paraméterek alapján *

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 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.

(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.

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.

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.

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.

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:

• az ivó-, az ipari-, a mezőgazdasági- és a jóléti vízkivételek, vízhasználatok,
• a szennyvíz-elvezetés, tisztítás, és visszavezetés,
• a víztározások, vízátvezetések,
• a folyó- és tószabályozás, az árvízvédelem,
• a vízminőség-szabályozási beavatkozások az állóvizek védelmére stb.,
• továbbá a vizek minőségi és mennyiségi állapotába történő minden beavatkozás, azaz minden olyan tevékenység, vizeket veszélyeztető területhasználat, melynek révén a felszíni vagy felszín alatti vizekbe szennyezőanyag kerül vagy dúsul fel, így például:
• mezőgazdasági tevékenység által okozott vízszennyezések,
• a vízpart használatok, vízparti üdülés, víz közeli hulladék elhelyezések,
• felszíni vizeken vízkivétellel nem járó, ún. kvázi vízhasználatok, pl. halászat, fürdőzés, vízi sport, hajózás, vízerő hasznosítás
• felszín alatti vizek védettségét csökkentő kvázi vízhasználatok, bányatavak, látványtavak.

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.

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.

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.

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.

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 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.

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 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.

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.

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 Keretirányelv informatikai rendszerének kialakítása;
• monitoring stratégia kialakítása harmonizálva a meglévő vízgazdálkodási, környezet- és természetvédelmi megfigyelő rendszerekkel;
• víztestek kijelölésére vonatkozó szempontrendszer kidolgozása;
• a vizek jó állapotának meghatározásához szükséges hazai kritériumrendszer kidolgozása;

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.

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.

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.

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.

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.

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 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.

A haladéktalanul megkezdendő munkák átfogóan a következő témákban foglalhatóak össze;

• A (rész)vízgyűjtő terület-egységek (vízgyűjtő-gazdálkodási alegységek) meghatározása.
• A vizek és az ezekhez kapcsolódó vizes élőhelyek állapotának felmérése.
• A meglévő rendelkezésre álló adatok felmérése, adatbázisok összeállítása.
• Az eddigi tanulmányok és jelentések kiértékelése az érvényben lévő EK vízvédelmi irányelvek alapján a "jelentős terhelések felmérésének" előkészítéséhez. (Pontszerű és diffúz szennyező-források.)
• Az egyes részvízgyűjtő területek határainak meghatározása, egyeztetése, a vonatkozó megállapodásokban különösen az országhatárokon átnyúló részvízgyűjtő területek esetében.
• A felszíni és a felszínalatti vizek pontszerű- és diffúz szennyező-források, vízkivételek és mesterséges feldúsítások általi terhelésének felmérése és leírása.
• A tematikus térképek digitalizálása (így például Védett területek az Irányelv IV. mellékletének megfelelően), a vízgyűjtőkről rendelkezésre álló adatok felmérése, adatbázisok összeállítása, az információk digitális térképrendszerben történő feldolgozása.

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.

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).

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.

A komplementaritás elvének elfogadásából az alábbi alapvetően fontos következtetések adódnak:

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

• Lehetőség szerint vegyük figyelembe a speciálisan magyar viszonyokat. Ez két dolgot jelent elsősorban: (1) a hazai morfológiai sajátosságoknak megfelelő tipológiát kell kidolgozni, ami figyelembe veszi azt, hogy sok az alföldi sekély vízterünk, főként a dombvidéki és középhegységi jelleg dominál; (2) az ország anyagi lehetőségei korlátozottak a Víz Keretirányelv bevezetésére.
• Lehetőleg kevés tipológiai faktort, és az egyes faktorokon belül kevés kategóriát válasszunk ki. Ez azért fontos, mert (1) a figyelembe vett faktorok és kategóriák kombinációjának megfelelő lesz a típusok száma és bizonyos határon túl olyan sok típussal kell dolgozni, hogy sok típushoz nem fog egyetlen víztér sem tartozni; (2) minden víztípushoz referencia területet kell találni, vagy referencia állapotot kell kijelölni, ez pedig bizonyos típusszám felett alig lehetséges.
• Mivel kevés típussal célszerű foglalkozni, ezért integrált tipológiai faktorok kiválasztása szükséges, amelyek lehetőleg két, vagy több – a Víz Keretirányelvben rögzített – faktor hatásának eredőjét tükrözik. Erre azért van szükség, hogy minél kevesebb információ veszteséget okozzon a faktorok számának csökkentése.
• Bizonyos esetekben szükség lehet a Víz Keretirányelvtől eltérő kategóriák megállapítására egy-egy típuson belül. Ilyen eset fordulhat elő, pl. a tavak vízmélység szerinti tipizálásánál. Mivel sok a sekély tavunk, a mély tavakhoz illesztett Víz Keretirányelv kategóriák túl tágak, finomabb felbontásra van szükségünk. A lényeg, hogy ezt úgy végezzük, hogy a kategóriák Víz Keretirányelv szerint összevonhatóak legyenek.
• Könnyen mérhető tipológiai faktorokat kell kiválasztani. Ezt alig kell magyarázni, ha figyelembe vesszük a mintegy 400 vízteret, a Víz Keretirányelv be vezetésének becsült 10 milliárdos költségét, és a jelenleg még nem ismert éves működési költségeket. A könnyen mérhetőség költségmegtakarítást jelenthet.
• Jelenleg az irányelv külön tipizálást fogalmaz meg a folyókra és az állóvizekre. Sokszor azonban nehéz az állóvizek és a folyóvizek pontos elkülönítése. Ráadásul minkét víztér csoportban ugyanazok az élőlénycsoportok élnek, csak a fontosságuk és a folyamatok erőssége eltérő. Ezért az a véleményünk, hogy az álló- és folyóvizek tipológiája ne különbözzön nagymértékben egymástól.
• A tipológia legyen alkalmas a természetes és az erősen módosított vízterek különválasztására. Ennek a fontosságát fentebb már bemutattuk. Egyebek között az “A” rendszer azért sem lenne önmagában alkalmas, mert ezt a feltételt nem teljesíti.

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.

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.

• Szerintünk a Víz Keretirányelv bevezetése iterációs folyamat végeredménye kell, hogy legyen. Ebben először megtörténik a vízterek előzetes kijelölése, majd azok típusokba sorolása. A tipológia szintjén soroljuk be a víztereket a természetes, az erősen módosított, vagy a mesterséges kategória valamelyikébe. Ezután megtörténik a referencia indikátorok kiválasztása és a referencia értékek kijelölése, melynek alapján öt minőségi állapot különül majd el. Erre épül a háromszintű monitoring rendszer. Ezután megnézzük, hogy az eredmény megfelel-e a Víz Keretirányelv előírásainak, továbbá becsüljük a várható költségeket. Ha mindkettő rendben van, akkor a rendszer kész. Ha nem, akkor visszamegyünk valamelyik korábbi szintre, és módosítjuk a rendszert. Ez a bevezetési eljárás kellően pragmatikus és költségkímélő eredményre vezet jelentős információ veszteség nélkül.
• Az ábrából az is látszik, hogy a bevezetés egyfajta hierarchia szerint történik. Ennek a logikának a megbontása csak a költségeket növelné.
• Látható, hogy ebben a hierarchiában a tipológia szerepe fontos, és az a folyamat elején, a vízterek kijelölése után, helyezkedik el.

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

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

• A felszíni víztereket a vízgyűjtőn belül a következő felszíni vízkategória egyikébe kell besorolni: (1) folyók, tavak, átmeneti vagy parti vizek; (2) mesterséges felszíni vízterek; (3) erősen megváltoztatott felszíni vízterek.
• Minden egyes vízgyűjtő kerületen belül, a fontos felszíni víztereket típus alapján kell elkülöníteni. Ezeket a típusokat vagy az "A rendszer" vagy "B rendszer" szerint kell meghatározni.
• Az "A rendszert" használva, a vízgyűjtő kerület felszíni víztereit ökorégiókra kell bontani. A víztesteket mindegyik ökorégión belül el kell különíteni a felszíni víztestek típusaira az "A" rendszerre közzétett jellemzők táblázata alapján.
• A "B" rendszert használva, a tagországoknak minimum az "A" rendszer szerint használt elkülönítési szintet kell biztosítaniuk. Ennek megfelelően a vízgyűjtő felszíni víztesteit típusokra kell bontani a kötelező vagy a kombinált jellemzők értékei alapján úgy, hogy a típus-specifikus biológiai referencia-viszonyok megbízhatóan meghatározhatók legyenek.
• A mesterséges és erősen megváltoztatott felszíni víztestek elkülönítését azon jellemzők szerint kell végezni, melyek ahhoz a felszíni víz kategóriához tartoznak, amihez az adott megváltoztatott vagy mesterséges víztest a leginkább hasonlít.
• A tagországoknak át kell adniuk a Bizottságnak a típusok földrajzi elhelyezkedését bemutató térképet vagy térképeket (GIS formájában), az "A" rendszer elkülönítési szintjével megegyező részletességgel.”

• A Víz Keretirányelv a szárazföldi felszíni víztereket folyókra és tavakra osztja, nem szerepelnek benne tételesen a vizenyős területek (mocsarak, lápok, stb.). Ez egyben hibája is a rendszernek, mivel jelentős nagyságú területek eshetnek ki így a tipizálásból, továbbá a vizenyős területek nagy természetvédelmi értéket képviselnek. Ilyen értelemben például a Kis-Balaton Védőrendszer Fenéki-tava nem lehetne része a magyar rendszernek. Mivel a Víz Keretirányelv tófogalma meglehetősen pontatlan és általános, tulajdonképpen beleérthető az összes állóvíz is. Mi a továbbiakban a fogalmat így használjuk, beleértjük az állandó vízborítású vizenyős területeket is.
• A Víz Keretirányelv rendszere tavak esetében az 50 ha-nál nagyobb víztereket veszi figyelembe, az ennél kisebbekkel nem foglalkozik. Ez érthető, mivel az ennél kisebb vízterek száma nagy, ugyanakkor a bennük levő víz mennyisége pedig kicsi. Magyarországon például a 0,5 ha-nál nagyobb állóvizek száma kb. 1200, az 50 ha-nál nagyobbaké kevesebb, mint 100. A tavaink összes víztömegének legnagyobb része pedig a három legnagyobb tavunkban található (Balaton, Velencei-tó, Fertő tó). Gondot jelent viszont, hogy a Víz Keretirányelv gyakorlatilag nem tartalmaz jelentős méret korlátozást a vízfolyások esetében, hiszen a vízfolyáshoz tartozó vízgyűjtő terület alsó határát 10 km2-ben jelöli meg, ami kicsi terület.
• Mind a folyók, mind a tavak esetében a Víz Keretirányelv rendszerében kevés kötelező elem szerepel. Ebből az következik, hogy csak az “A” rendszer nem lesz elegendő a tipológiával szemben támasztott igények kielégítésére. Az ajánlott jellemzők száma viszont sok, ezek alapján rengeteg lehetséges víztípus kreálható. Ugyanakkor a rendszer ma még flexibilis, tehát lehetőséget ad más jellemzők bevonására, és egyesek elhagyására is.
• Vízfolyások esetében a tengerszint feletti magasság, a vízgyűjtő mérete és a geológiai háttér a legfontosabb, a szabadon választható tényezők között pedig a vízfolyás morfológiájára, a meteorológiai viszonyokra és egyes vízminőségi jellemzőkre vonatkozó tényezők szerepelnek. A tengerszint feletti magasság szerinti tipológia azt eredményezi, hogy egyes vízfolyások szakaszokra fognak osztódni, ahogy haladnak a torkolatuk felé. Bár itt is van némi flexibilitás a rendszerben, hiszen a magassági szintek sincsenek "kőbe vésve", ez a szakaszolódás később még gondokat okozhat, amikor a monitoring rendszert tervezzük. Talán jobb lett volna, ha a vízfolyások esetében a tengerszint feletti magasságot nem veszi alapkritériumként a Víz Keretirányelv.
• A tavak esetében a kötelező elemek között a tengerszint feletti magasság, az átlagos mélység a felszín és a geológiai háttér szerepel. Választható elem a tartózkodási idő, a tó alakja és a közepes léghőmérséklet.

• A felszíni víztereket természetes felszíni vízterekre (folyókra és tavakra), erősen megváltoztatott természetes felszíni vízterekre (pl. gátak közé szorított folyó, vagy kibetonozott partfalú tó) és mesterséges vízterekre (pl. víztározó, halastó, stb.) kell bontani. Mivel Magyarországon nem találhatók átmeneti és part menti vizek, ezekre nem is kell tipológiát kidolgozni.
• A víztereket a fenti "A" vagy "B" rendszer szerint tipizálni kell. Az "A" rendszer egyszerűbb, ugyanakkor nem biztosít kellő felbontást és jellemzést, a "B" rendszer (ahol megválasztható jellemzők bevonására van lehetőség) alkalmasabbnak tűnik hazai viszonyokra.
• A mesterséges és erősen megváltoztatott vízterek esetében a tipizálást a hozzájuk legjobban hasonlító természetes vízterek szerint kell elvégezni. Például egy épített tározó, vagy egy bányató mesterséges víztér, de ha a létezése indokolható, akkor a tipizálását a tavakra vonatkozó kategóriák szerint kell elvégezni. Vízfolyások esetében hasonló a helyzet, pl. a csatornák esetében, azokat a hozzájuk hasonló természetes vízfolyások szerinti tipológia alapján kell besorolni. Hasonló a helyzet az erősen megváltoztatott vízterekre.
• Mindegyik víztér típusra referencia területet kell kijelölni, ami vagy az országban, vagy azon kívül található meg. Ha ezek a lehetőségek nincsenek, akkor a referencia feltételeket modellezéssel, vagy múltbeli állapot becslésével kell megállapítani. A referencia vízterek kijelölése a Víz Keretirányelv Achilles-sarka is egyben. Gyakorlati szempontból nem célszerű sok víztér típust kijelölni, mert akkor referencia vízteret is kell a típusokhoz rendelni, ami nehezen fog menni. Szélső esetben mindegyik víztérhez referenciaként önmaga, vagy önmagának egy korábbi állapota rendelhető csak, aminek nincs sok értelme. Ebben az esetben tehát egyensúlyt kell találni a víztér típusok száma és a lényegileg különböző vízterek elkülönítési lehetősége között.
• Az EU felé csak az "A" szintnek megfelelő részletességgel kell jelenteni a víztér típusokat a megfelelő formában. Az ökorégiók szerinti bontást csak az "A" rendszer esetében kell elvégezni.
• Javasolható, hogy a hazai tipizálásban a tavak helyett inkább állóvizek tipizálásával foglalkozzunk és ezen belül külön kategóriaként szerepeljenek az állandó vízborítású vizenyős területek.
• Az állóvizek esetében a Víz Keretirányelv szerint nem kell foglalkoznunk az 50 ha-nál kisebb állóvizekkel. Vízfolyások esetében viszont sajnos szinte mindegyik hazai állandó vízfolyás vizsgálata szükséges, mivel a vízgyűjtő terület alsó határa a Víz Keretirányelvben kicsi. Ez a gyakorlatban olyan sok vízteret jelentene, hogy több kisebb víztér összevonása, csoportosítása elkerülhetetlenné válik majd. Később, a természetvédelmi és ökológiai szempontok figyelembe vételénél esetleg szükségessé válik az időszakos vízfolyások rendszerbe foglalása is, egyelőre azonban ne foglalkozzunk velük.

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.

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.

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

• Természetes felszíni víztér.
• Erősen megváltoztatott felszíni víztér.
• Mesterséges felszíni víztér.

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.

• 100.000 km2.
• 10.000-100.000 km2.
• - 10.000 km2.
• 100-1.000 km2.
• 10-100 km2.

• 800 m.
• 200-800 m
• < 200 m

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:

• 800 m.
• 500-800 m
• 200-500 m
• < 200 m

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

• Meszes.
• Szilikátos.
• Szerves.

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.

• A torkolat és az eredet közötti távolság (a vízfolyás hossza).
• Az áramlási energia.
• A közepes vízszélesség.
• A közepes vízmélység.
• A közepes esés.
• A főmeder formája és alakja.
• A folyóvíz vízhozam kategóriája.
• A völgy alakja.
• A hordalékszállítás.
• A savasságot semlegesítő kapacitás.
• A klorid-ion koncentrációja.
• A levegő hőmérsékleti tartománya.
• A közepes léghőmérséklet.
• A csapadék mennyisége.

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:

• A vízfolyás hosszával, a közepes vízszélességgel és közepes vízmélységgel nő a tartózkodási idő.
• A meder esésével a tartózkodási idő fordítottan arányos, ugyanakkor a meder esésével nő az áramlási energia.

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:

• < 3 nap
• 3 - 10 nap
• 10 - 50 nap
• 50 nap

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.

• 2.500 m3/s.
• 100-2500 m3/s.
• 1-100 m3/s.
• 0,1-1,0 m3/s.
• 0,01-0,1 m3/s.

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.

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:

• Az éghajlati víztöbblet összege nagyobb 50 mm-nél.
• Az éghajlati vízhiány és víztöbblet 50-150 mm.
• Az éghajlati vízhiány nagyobb 150 mm-nél.

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.

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).

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.

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.

• 800 m.
• 200 m - 800 m.
• < 200 m.

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:

• 800 m.
• 500-800 m
• 200-500 m
• < 200 m

• < 3 m.
• 3 m - 15 m
• 15 m

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.

• < 1 m.
• 1 m - 3 m.
• 3 m - 5 m
• 5 m - 15 m.
• 15 m.

A Víz Keretirányelv vízfelület szerinti tipológiája a következőképpen néz ki:

• 0,5-1,0 km2.
• 1-10 km2.
• 10-100 km2.
• 100 km2.

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.

• Meszes.
• Szilikátos.
• Szerves.

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.

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 (tó) alakja.
• Tartózkodási idő.
• Közepes léghőmérséklet.
• A levegő hőmérsékleti tartománya.
• A víz elkeveredési jellemzői.
• Savasságot semlegesítő kapacitás.
• A háttér tápanyagterhelés.
• Altalaj összetétel.
• Vízszintingadozás.

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.

A tartózkodási idő esetében az alábbi tipizálást javasoljuk:

• < 30 nap
• 30 nap - 2 év
• 2 év - 10 év
• 10 év

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:

• 80 %
• 20 % - 80 %
• < 20 %

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.

• < 20 %.
• 20 % - 50 %.
• 50 % - 80 %.
• 80 %

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.

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.

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

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 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.

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.

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.

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

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

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.

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.

• Vízi növényzet (fitoplankton, fitobentosz, makroszkopikus algák és makrofiton);
• Vízi makroszkopikus gerinctelen állatok (makrozoobenton);
• Halak

• A biológiai szempontból releváns fizikai és kémiai komponensek (pl. oxigén- és növényi tápanyag-forgalmi mutatók)
• Elsődleges fontosságú szennyező anyagok a “List of priority pollutants” alapján (elsősorban szerves és szervetlen mikroszennyezők)

• A Kiváló fokozatú állapot (High quality status) az emberi beavatkozásoktól mentes, ún. “szentély-jellegű” élőhelyeket jellemzi. Az egyik első feladat ezért az, hogy ezen élőhelyeket nemzeti listán tűntessék fel abból a célból, hogy az összes többi élőhely számára ún. referencia-helyként szolgáljanak. A referencia-helyek, vagyis referenciális vízterek tehát az eredeti ökológiai állapotban lévő, szennyezésektől mentes, természetes, tehát referenciális élőlény-együttesekkel rendelkező vízterek.
• A Jó fokozat (Good quality status) a csekély emberi beavatkozást tükröző élőhelyeket jellemzi. A Víz Keretirányelvben hosszú távú, egységes feladatként jelentkezik minden tagország számára, hogy a vízminőség-védelmi beavatkozások eredményeképpen tizenhat év elteltével minden vizsgált mintavételi szelvény legalább ebbe a fokozatba tartozzon majd.
• Végül a Gyenge fokozat (Fair quality status) az erőteljes emberi tevékenység által tönkretett élőhelyeket jelöli, amely kategórián belül végül is meg lehet különböztetni a III., IV. és V. osztályú fokozatokat is. Ezeknek a víztereknek a minőségét kell javítani a jövőben minden EU tagországban a létrehozott Vízgazdálkodási Kerettervek segítségével.

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.

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.

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.

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.

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).

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.

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.

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

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.

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.

• A halállomány fajösszetétele és egyedsűrűsége teljesen, vagy közel teljesen megfelel a zavartalan viszonyoknak.
• Az emberi tevékenység zavaró hatásaira érzékeny halfajok mindegyike előfordul.
• Az egyes halfajok szaporodásában vagy egyedfejlődésében nem mutathatóak ki elváltozások.
• A halpopulációk koreloszlásában nem, vagy csak alig mutathatóak ki az emberi tevékenység hatásai.

• Kisebb mértékű eltérés mutatható ki a halállomány fajösszetételében és egyedsűrűségében a vízterületet érintő antropogén hatásoknak tulajdonítható hidrológiai, geomorfológiai és fizikai-kémiai változások miatt.
• Kisebb mértékű eltérés figyelhető meg a halpopulációk koreloszlásában a vízterületet érintő antropogén hatások következményeként megváltozó hidrológiai, geomorfológiai és fizikai-kémiai sajátosságok miatt.
• Néhány esetben bizonyos fajok szaporodásában és fejlődésében zavartság mutatható ki, egészen odáig, hogy egyes korcsoportok hiányozhatnak is.

• Mérsékelt eltérés állapítható meg a halállomány fajösszetételében és egyedsűrűségében a vízterületet érintő antropogén hatásoknak tulajdonítható hidrológiai, geomorfológiai és fizikai-kémiai változások miatt.
• Nagyobb mértékű eltérés mutatható ki a halpopulációk koreloszlásában a vízterületet érintő antropogén hatások következményeként megváltozó hidrológiai, geomorfológiai és fizikai-kémiai sajátosságok miatt.
• Csökken az emberi tevékenység zavaró hatásaira érzékenyebb halfajok aránya, egyedsűrűségük nagyon alacsony, vagy nem fordulnak elő.

• A halközösségek alapvetően eltérnek azoktól, amelyek a zavartalan állapotú vízterek egyes típusaira általában jellemzőek.

• Hiányoznak azok a halközösségek, amelyek a zavartalan állapotú vízterek egyes típusaira általában jellemzőek.

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.

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 természetesen honos fajok számának csökkenése,
• az adventív halfajok számának növekedése,
• az emberi tevékenység zavaró hatásaira érzékeny fajok számának csökkenése,
• a táplálkozási specialisták (inszektivorok, predátorok) arányának csökkenése,
• a táplálkozási generalisták (omnivorok) arányának növekedése,
• az iszapmentes aljzatot igénylő szaporodási guildekbe (funkcionális fajcsoport) tartozó fajok arányának csökkenése,
• a halállomány morbiditásának növekedése (beteg, fertőzött, torzult egyedek aránya),
• a hibrid halak gyakoriságának növekedése,
• a halállomány egyedsűrűségének csökkenése.

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

• A vízfolyás méretének és élőhelyi sajátosságainak megfelelő valamennyi regionálisan jellemző halfaj megtalálható.
• A halpopulációk koreloszlása és nemek szerinti eloszlása zavartalan.
• A halközösség trofikus szerkezete kiegyensúlyozott.

• A fajgazdagság kisebb mint ami az élőhelynek megfelelően elvárható, a faunából hiányoznak az emberi tevékenység hatásaira legérzékenyebb fajok.
• Néhány halfaj állományának egyedsűrűsége kisebb mint a zavartalan állapotú élőhelyeken.
• Kisebb ’stressz-hatások’ mutathatóak ki a halközösség trofikus szerkezetében.

Tűrhető:

• Az emberi tevékenység hatásaira érzékeny fajok gyakorisága kisebb.
• A csúcsragadozók idősebb korcsoportjai megfogyatkoznak, megritkulnak.
• Torzulások figyelhetőek meg a halközösség trofikus szerkezetében (omnivor fajok gyakorisága nő).

• Dominálnak a generalista (eurytop, omnivor, szennyeződést tűrő, stb.) fajok.
• A csúcsragadozók megritkulnak.
• Csökken a halak növekedése és kondíciója.
• Gyakoriak a beteges és a hibrid halak.

• Csökken a halállomány mennyisége.
• Elsősorban telepített, vagy a nagy tűrőképességű fajok fordulnak elő.
• Gyakoriak a hibrid halak.
• A beteg, parazitás, vagy torzult halak előfordulása rendszeres.

• A halak előfordulását a változatos eszközökkel ismételt mintavételek sem igazolják.

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.

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 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.

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.

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.

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.

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.

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

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).

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.).

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.

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.

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 vizsgálati helyek halai mennyiségi (N) becslése.
• A fauna abszolút természeti értéke Guti (1995) meghatározása TA.
• A fauna relatív természeti értéke Guti (1995) meghatározása TE.
• A fajkicserélődési index (T) évenkénti megállapítása T.
• Az integrált biotikai érték (IBI) meghatározása.

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:

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:

• A víz minősége.
• A víz mennyisége.
• Az élőhely szerkezete.
• A halállomány összetétele.
• Egyéb.

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

• 5. kategória A faj összetétel, kor és táplálkozási típusa szerinti megoszlás, hasonló, természetes állapotban nem vagy alig zavart vízhez viszonyítva nem mutat eltérést.
• 4. kategória A fajgazdagság nem a legoptimálisabb, a szűktűrésű fajok száma igen alacsony, a csúcsragadozók ritkák. A fajgyakoriság, a koreloszlás, a tápláléklánc az adott víz méretétől elvárhatónál gyengébb.
• 3. kategória A szűktűrési fajok hiányoznak. Mind a faj, mind az egyedszám jóval alacsonyabb annál ami a régióban egy hasonló méretű víztől elvárható. Csak idős csúcsragadozók vannak, a halak fajösszetétele a mindenevőkre (elsősorban Cyprinidae fajokra) való redukálódás felé tendál.
• 2. kategória A tágtűrésű, mindenevő, generalista fajok jellemzők. A csúcsragadozók elvétve, vagy egyáltalán nem fordulnak elő.
• 1. kategória A nagyon igénytelen fajokat is csak néhány, többnyire kisebb méretű, korcs egyed képviseli. A beteg, vagy fejlődési rendellenességben szenvedő példányok nem ritkák.
• 0. kategória Nincs hal.

*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).

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.

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.

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

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

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.

- 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

-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)

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.

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:

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.

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 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.

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.

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:

- SPOT-4 műholdfotók (digitális)

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.

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 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)

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

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).

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

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.

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).

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

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

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.

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:

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.

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 Belső-Hobogy és a Szilháti tó vízkémiai és hidrobiológiai jellemzése

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.

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.

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

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.

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

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

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.

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

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.

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).

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

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.

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.

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.

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.

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.

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.

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.

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.

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.

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 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.

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.

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.

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.

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.

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.

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.

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.

Fenékjáró küllő - Gobio gobio Linnaeus, 1758

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.

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.

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.

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.

A faj jelenléte a Dráva hazai szakaszán szintén nem volt korábban ismert. Povž (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.

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.

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.

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.

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.

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.

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.

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.

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).

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.

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

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

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