7 Értékelés
7.2 Hazai sekély tavaink trofitási állapotát becslı index értékelése
Globális skálán a tavak eutrofizációja a leginkább elterjedt probléma (HARPER, 1992).
Az emberi tevékenység már régóta veszélyezteti tavaink ökológiai állapotát a pontszerő vagy diffúz forrásokból származó szennyezések révén, de az igazi gondok csak az elmúlt évszázadban jelentkeztek (FRITZ, 1989). A foszforformák felhalmozódása tipikusan emberi tevékenységnek köszönhetı, habár néhány esetben ennek természetes okai is lehetnek (HICKMAN és mtsi., 1990).
Ha az OECD (1982) rendszert vennék figyelembe tavaink trofitási állapotának becslésére, akkor az ebben a tanulmányban szereplı tavaink kivétel nélkül eutróf, illetve hipertróf állapotúak lennének. Ez jól mutatja, hogy ezek az OECD határok nem alkalmasak az ökológiai állapot becslésére, amit már más vizsgálatok is egyértelmően bizonyítottak (KITNER ésPOULÍĈKOVÁ, 2003).
7.2.1 A mintavétel optimalizálása
A mintavétel standardizálása alapvetı fontosságú minden biomonitorozási programban.
A standardizálás során a legfontosabb kérdés a szubsztrátum típusa, illetve a mintavétel ideje. Az olyan produktív vizekben, mint amilyenek a síkvidéki tavak (KITNER és POULÍĈKOVÁ, 2003), a kı - mely inert felszínt jelentene az algák számára – természetes állapotban gyakran hiányzik. Ezért kı hiányában epifiton minták győjtését javasolják, hogy a víztestek állapota továbbra is összehasonlítható maradjon (KING és mtsi., 2006).
A Víz Keretirányelvvel harmóniában mindenképpen a típusra jellemzı specifikus szubsztrátum javasolt (SCHAUMBURG és mtsi., 2004), tehát pl. a Balaton esetén a parti vörös homokkıszórás vagy a stégeken található bevonat mindenképpen kerülendı. Egy korábbi tanulmány szerint (POULÍĈKOVÁ és mtsi.; 2004) a fiatal nád (Phragmites australis) a legalkalmasabb szubsztrátum a tavak trofitási állapotának becsléséhez.
Alkalmazása mellet szól az is, hogy a sekély tavi ökoszisztémák litorális régiójának közönséges növénye (BLANCO és mtsi., 2004) és elızetes vizsgálatok szerint is alkalmas a monitorozásra (ÁCS és mtsi., 2005). A fiatal nád, mint szubsztrátum, egyben meghatározza a mintavétel idejét is, ami így tavaszra (áprilistól július elejéig) korlátozódik. Az egyszeri, tavaszi mintavétel lehetıvé teszi a szezonális és szukcessziós folyamatok hatására bekövetkezı kovaalga összetétel változásának az elkerülését is (CASTENHOLZ,1960;MÜLLER, 1994;HOFMANN, 1994, KING és mtsi.,2006), továbbá a szukcesszió ezen korai fázisa jól reprezentálja a tó aktuális kémiai változóit (POULÍĈKOVÁ és mtsi.; 2004). Emellett minimálisra csökkenthetjük az elhalt (elızı évszakból származó) kovavázak felhalmozódását is (ROUND,1991a). Sekély tavainkban az elızıekben említett okok valamint az összetétel vertikális eloszlásának változása miatt mintavételi helyenként 5-7 darab nádszárról a víz felszín alatti 5-20 cm-es részrıl való mintavétel javasolt (BUCZKÓ ésÁCS,1996/1997;ÁCS ésmtsi.,2005). Mintasorozat esetén a mintákat 3 héten belül kell begyőjteni.
7.2.2 TDIL
A súlyozott átlag módszerét alkalmazva robosztus és pontos ÖP modellt sikerült kifejleszteni hazai tavainkra a 0,01-5,72 mg L-1 ÖP-t lefedı tartományban, ami igen szélesnek tekinthetı, más kovaalga alapú ÖP modellekkel szemben (ANDERSON és mtsi., 1993: 0,025-0,800 mg L-1; HALL ésSMOL, 1992: 0,005-0,028 mg L-1).
A kifejlesztett ÖP modellben a korreláció szignifikáns a mért és a kovaalga közösség alapján becsült ÖP között (r2 = 0,96, RMSE = 0,17). Hasonló vizsgálatokat végeztek angliai sekély tavakban Bennion (1994), ahol gyengébb korrelációt (r2 = 0,79, RMSE = 0,16) kaptak, közel azonos modell hiba mellett. A modell hibáját sajnos már jelentısen csökkenteni nem lehet az eutróf tavak komplexicitása miatt, fıként, ha azok sekélyek és magas produktivitásúak (BENNION, 1994).
Az ÖP modell mindemellett alkalmas volt a fajok optimumának és toleranciájának meghatározására is. Hazai tavaink leggyakoribb fajainak, összesen 127–nek, sikerült
indikátor és érzékenységi értéket adni, melyek alapját képezik a TDIL kiszámításának is.
Ha összehasonlítjuk a TDIL fajkészletét más meglevı indexekkel (TDI Austria, VAN
DAM trofitás index), akkor láthatjuk, hogy számos olyan faj hiányzik ezen fajlistákból, amelyek hazai tavainkban jelentısek lehetnek. A TDI Austria–ra nézve 31 újabb fajt láttunk el indikátor értékkel, melyeknek többsége a Centrales nemzetségbe tartozott. Ez azért is lényeges, mivel ezen kovaalga fajok hiányában az index alulbecsli a tó trofitását, azaz az ökológiai állapotbecslés túl optimista lehet (KITNER és POULÍĈKOVÁ, 2003). Tudnunk kell azonban, hogy ezt az indexet európai vízfolyásokra fejlesztették ki, és pl. alpokaljai tavakban, melyeknek több paramétere hasonló az alpesi vízfolyásokéhoz, az index alkalmas volt az aktuális és az átlagos ÖP tartalom becslésére (POULÍĈKOVÁ és mtsi., 2004). A van Dam trofitási index–re nézve 20 újabb fajt láttunk el indikátor értékkel, ezen trofitási index alkalmazásánál további problémát jelentene még, hogy fajaink 73%-a eutróf illetve hipertróf kategóriába esett, amely pedig elfogadhatatlanul magas trofitási állapotot jelezne, hasonlóan az OECD rendszerhez. A cseh halastavakban ugyan az index alkalmas volt a szélsıséges trofitási állapotok jelzésére, hazai tavainkra azonban az alapállapot felmérés eredményei alapján az index használata nem javasolt (VAN DAM és mtsi., 2005).
A TI (HOFMANN, 1999) tavi index a német tavakra kitőnıen alkalmazható (SCHAUMBURG és mtsi., 2004), de sajnos a hazai 127 leggyakoribb hazai fajból csak 50-re ad meg indikátor értéket, ezért az index használata hazai tavainkra jelentıs bizonytalanságot hordozna magában.
BLANCO és mtsi.(2004),valamintÁCS és mtsi. (2005) is teszteltek néhány meglevı kovaalga indexet tavi állapotbecslésre, azonban annak ellenére, hogy bíztató eredményeket kaptak, néhány korlátozó tényezı is felmerült. A spanyol tanulmány (BLANCO és mtsi., 2004) csupán hat mintán alapult, a magyar (ÁCS és mtsi., 2005) pedig csak egyetlen tóra (Velencei-tó) koncentrált, amelyben az ÖP tartalom varianciája (skálája) szők.
A különbözı indexek az egyes fajok esetében különbözı indikátor értékeket alkalmaznak, melynek nyilvánvaló eredménye az indexértékek eltérése. Ez egy alapvetı probléma, melynek számos, különbözı oka lehet: (a) a közzétett indikátor értékek más típusú ökoszisztémából származnak (pl. tavi/folyóvízi), (b) az adatbázis mérete (minták száma) különbözı, (c) különbözı taxonómiai megközelítés (együtt a határozási problémákkal) és (d) különbözı phycogeográfiai régió. Ezek a példák egyértelmően
alátámasztják POULÍĈKOVÁ és mtsi. (2004) javaslatát, hogy az egyes régiókra saját ökológiai kalibrációt kell végezni.
A vízgazdálkodás a tavak ökológiai állapotának felmérése és javítása érdekében szorgalmazza egy megfelelı kovaalga index létrehozását tavaink ökológiai állapotának becslésére, továbbá a Víz Keretirányelvnek megfelelıen 5 szintes ökológiai állapot-besorolást javasol. Ennek megfelelıen a fajok ÖP optimumának értékeit 0-tól 5-ig tartó kategóriákba soroltuk. A TDIL alapján 4 tavunk kiváló, 25 jó, 21 közepes, 21 gyenge és 12 rossz ökológiai állapotot mutat, mely már sokkal inkább jellemzı a magyar tavakra, mint pl. az OECD alapú egyöntetően eutróf minısítés. Azok a mintavételi helyek, melyek rossz, illetve gyenge állapotúak, olyan szikes tavak, melyeknek az ÖP tartalma és vezetıképessége természetes okok miatt lényegesen magasabb a szokásosnál.
Ezekben az esetekben az ökológiai állapot becsléséhez az index további módosítása szükséges.
A TDIL alapvetıen olyan síkvidéki, sekély, állandó vagy idıszakos, meszes vagy meszes- enyhén szikes hidrogeokémiájú tavainkra alkalmazható, melyeknek a vezetıképessége nem haladja meg 3000 µS cm-1–t. Ezek a sekély állóvíztípusok jóval nagyobb produktivitásúak, mint más típusok. Ezzel a problémával már a mediterrán régióban is szembesültek (BLANCO és mtsi., 2004), mely lehetıséget nyújt az index további tesztelésére más országokban is.
7.2.3 Szikesek problematikája és a TDIL alkalmazása szikes tavakra
Szikes tavak szinte minden kontinensen találhatók (WILLIAMS, 2005). Európában kisebb-nagyobb szikes területekkel talákozhatunk pl. Franciaország, Spanyolország vagy Németország területén. Magyarországon az eurázsiai sztyepp nyugati peremén két hidrológiai egségben (a Duna-Tisza és a Fertı-tó környéke, melynek egy része Ausztriához tartozik) közel 1.000.000 ha–os (SZABÓ, 1997) terülten találhatunk szikes tavakat. Ezek a tavak a Föld gyöngyszemei, a biodiverzitás fontos bölcsıi és ırzıi, függetlenül attól, hogy sokszor hagyományos vízminıségi értelemben eutróf, illetve hipertróf vizekrıl van szó.
A szikes tavak florisztikai kutatása hazánkban hosszú múltra tekint vissza (PADISÁK, 1999), de az ökológiai és kimondottan kovaalga kutatások csak szórványosak, különösen ha összehasonlítjuk pl. Kanadában vagy Kelet-Afrikában zajló intenzív taxonómiai és ökológiai kutatásokkal (e.g. HAMMER és mtsi., 1983; GASSE, 1986).
Ökológiai szempontból ez az élıhelytípus többszörös stresszt jelent az élılényeknek. A nyár végére a legtöbb kiszárad (néhány tó kiszáradása a mezoklimatikus ciklusokhoz [10-12 év] kapcsolódik; PADISÁK, 1998), az állandó vízborítás inkább kivétel, mint jellemzı. Amikor van víz a tómederben, a víz vezetıképessége 3000 és 30000 µS cm-1 közötti, Secchi átlátszósága pedig csak néhány centiméter, a szervetlen, felkevert, apró, lassan ülepedı részecskéknek valamint a bennük található még nem pontosan specifikált kolloidális jellegő anyagoknak köszönhetıen. A sekélység miatt a napi hıingadozás igen nagy lehet. E tavak jól ismert pihenıhelyei a vándorló madaraknak, melyek a magas foszfortartalom forrásai.
Ezek az élıhelyek kis diverzitásúak (PADISÁK és mtsi., 2003, 2006a, b), a fajok aszerint szelektálódnak, hogy mennyire képesek elviselni ezt a többszörös stresszt jelentı állapotot. A kompetitív képesség szerepe valószínőleg ezen stresszfaktorok mellett elhanyagolható, az élılény közösség összetétele fizikai (abiotikus) kontroll alatt áll (GARCÍA és mtsi., 1997).
A szikes tavakban a kovaalgák domináns szerepe sokszor a planktonban is (PADISÁK és DOKULIL, 1994), de a bevonatban mindenképp jellemzı, mely ideális indikátor csoporttá teszi ıket, s alkalmazásukat a VKI is támogatja. Ebben az esetben is azzal a ténnyel állunk szemben, hogy a meglévı kovaalga indexek alkalmazhatatlanok, ugyanis ezek az indexek nem tudják kezelni és megfelelıen értelmezni a természetes okok miatt fennálló magas só- és ÖP tartalmat, mivel feltételezik, hogy ezek emberi szennyezés következményei (pl. szennyvíz, ipari szennyvíz) és rossz ökológiai állapotot jeleznek. Ezen szikes tavak esetén a leglényegesebb veszélyeztetı tényezı a mesterséges édesvíz bevezetése (idegen vízgyőjtırıl), mely a sótartalom csökkenését és paradox módon a hagyományos kovaalgaindexek értékének emelkedését, így a vízminıség formális “javulását” eredményezi.
Szikeseink jó ökológiai állapotának megırzése, tehát egyben a magas sótartalom és a magas vezetıképesség megırzését is jelenti. Éppen ezért szikeseinkre a TDIL módosítására volt szükség. Ez a módosítás azt jelenti, hogy az index a magas sótartalmat indikáló fajt, mint pozitívumot kezeli, és ezáltal megfelelıen definiálja ezen speciális környezet ökológiai állapotát. Degradált, bolygatott állapotról itt akkor beszélhetünk, ha olyan eutróf fajok jelennek meg, amelyek alacsony vezetıképességő (< 3000 µS cm-1) vizekre jellemzık. 19 karakter faj volt alkalmas ezen víztípusok jellemzésére. Más indexekben (VAN DAM index; TDI Austria) ezek a fajok vagy eutróf fajként jelennek meg vagy egyáltalán nem szerepelnek a listában (Cymbella pusilla,
Nitzschia commutata, Surirella brebissonii; Nitzschia vitrea, Surirella ovalis, Surirella peisonis). A szikesek karakter fajai közül néhány már a magyar Vörös Listában (NÉMETH, 2005) is szerepel: Craticula halophila, mely valószínőleg veszélyeztetett, a Nitzschia vitrea, mely kissé veszélyeztetett faj és a Surirella peisonis, melyet a sérülékeny fajok közé soroltak.
Az eredményeink azt is mutatják, hogy a mintavétel idejének pontos megválasztása itt is alapvetı fontosságú, mivel a vízszint gyors és drasztikus változása (mely magával vonja a sótartalom megváltozását; HAMMER, 1978) után a rövid generációidınek köszönhetıen nem a valódi állapotot tükrözı kovaalga összetétel alakul ki.
7.3 Az Achnanthidium minutissimum indikátor fajként való