Zárójelentés AZ ÖKOLÓGIAI MINŐSÍTÉSI RENDSZER FEJLESZTÉSE 1: A FITOPLANKTON MINŐSÍTÉSI RENDSZER STRESSZOR-SPECIFIKUS TOVÁBBFEJLESZTÉSE, MÓDSZERTANI ÚTMUTATÓ ÉS VKI MONITORING- TERV FELÜLVIZSGÁLATA c. témában Megbízó: Környezetvédelmi és Vízügyi Minisztérium Készítette: Dr. Kiss Keve Tihamér és Dr. Borics Gábor Budapest, 2009
Tartalomjegyzék 1. A fitoplankton minősítési rendszer stresszor-specifikus továbbfejlesztésének irodalmi háttere 5 1.1. CIS Guidance Document No. 13, és az EU-s tapasztalatok, kutatási eredmények áttekintése 5 1.2. A stresszorok és a biológiai jellemzők kapcsolatára vonatkozó nemzetközi szakirodalom áttekintése 6 1.2.1. Hőmérséklet 7 1.2.1.1. A tavak fitoplanktonja 7 1.2.1.2. Folyóvizek fitoplanktonja 8 1.2.2. Fény 9 1.2.2.1. A tavak fitoplanktonja 10 1.2.2.2. Folyóvizek fitoplanktonja 11 1.2.3. Tápanyagok 12 1.2.3.1. Tavak 12 1.2.3.2. Folyóvizek 13 1.2.4. Tartózkodási idő 13 1.2.5. Áramlási sebesség 14 1.2.6. Betöményedés-higulás 15 1.2.7. Vízinövény állomány hatása 16 1.2.8. Belső terhelés (vízvirágzások, toxikus hatások) 16 1.2.9. Kifalás 18 1.3. A fitoplankton minősítési rendszer hazai vizsgálati eredményeinek rövid összefoglalása 19 1.3.1. A hazai minősítési módszerek áttekintése 19 1.3.2. Stresszor specifikus minősítési rendszer kidolgozása 19 1.3.3. A fitoplankton alapú hazai minősítési rendszerek jelenlegi állapota a VKI kritérium rendszerének ismeretében 20 1.3.3.1. Fajszintű rendszer kritériumainak való megfelelés 20 1.3.3.2. Stresszorspecifikus jelleg 20 1.3.3.3. Határértékek megadása 25 2. A stresszor-specifikus fitoplankton minősítő rendszer kidolgozását megalapozó elemzések, valamint kiegészítő vizsgálatok megtervezése, a főbb stresszorok és a fitoplankton indikatív paramétereinek korrelációja 25 2.1. Terhelés-hatás elemzések 25 2.2. A monitoring-adatok áttekintése, a meglévő adatbázis alapján elvégezhető vizsgálatok 25 2.2.1. A növényi tápanyag tartalom és a fitoplankton közötti kapcsolat 26 2.2.2. A vizek szerves anyag tartalma és a fitoplankton közötti kapcsolat 27 2.2.3. A fitoplankton elemszintű értékelése 28 2.2.4. A lebegőanyag tartalom és a klorofill-a tartalom közötti összefüggés vizsgálata folyók esetén. 28 2.3. Célvizsgálatok probléma típusokra 29 2.3.1. Termálvizek 29 2.3.2. Holtágak terhelése 29 2.3.3. Vízfolyások hossz- szelvény vizsgálata 29 2.3.4. A vizek tározása és duzzasztása. 30 2.3.5. Fürdővizek 30 2.4. Víztípusokra jellemző problémák 30 2
2.4.1. Sekély tavaink 31 2.4.2. Vízfolyások 31 2.4.3. Nagy folyók 31 2.4.4. Kis vízfolyások 32 3. A fitoplankton minősítési rendszer továbbfejlesztése 32 3.1. Az emberi tevékenység és a természetes variabilitás hatásának elkülönítése 32 3.2. A jelenlegi minőségbiztosítási rendszer (Qualco-Duna interkalibráció) felülvizsgálata, javaslatok a továbbfejlesztésre- akkreditáció, nemzetközi interkalibráció 33 3.2.1. Klorofill vizsgálatok 34 3.2.2. Fitoplankton vizsgálatok (összes algaszám meghatározás) 35 3.3. A KEOP pályázatban megvalósult minősítési rendszer fejlesztés felülvizsgálata, szükség esetén további fejlesztés az 5 osztályos, típus-specifikus rendszer kialakítása érdekében (főként az új állóvíz-típusokra, de folyóvíz-típusoknál is) 37 3.3.1. Javaslat a tavi kolrofill-a metrika határértékének VKI kompatibilis megadását célzó vizsgálatokra 37 3.3.2. Javaslat a sekélytavi refernciális trofitási szint paleoökológiai alapon történő megadására. 37 3.3.3. Javaslat a folyóvízi fitoplankton monitorozására 38 3.4. Módszertani útmutató áttekintése 40 3.4.1. A fitoplankton alapú minősítési módszer megbízhatóságának becslése 40 3.4.1.1. Mintavételi gyakoriság problémája 40 3.4.1.2. A minősítés és az indikatív paraméterek kapcsolata 42 3.4.1.3. A biomassza becslés bizonytalanságának vizsgálata 42 3.4.1.4. A funkcionális csoportok adatbázis alapján történő értékelése 43 3.4.1.5. Azon víztestek kijelölése melyeken a fitoplankton vizsgálatok indokoltak. 43 3.4.1.6. A horizontális különbségek állóvizek esetén 44 3.5. A fitoplankton mintavétel és elemzés módszerei; Módszertani útmutató a 2007-től induló biológiai monitoring-vizsgálatokhoz 44 3.5.1. Fitoplankton mintavétel 44 3.5.2. Fitoplankton mennyiségi jellemzése 46 3.5.2.1. Egyedszám meghatározása 46 3.5.2.2. A fitoplankton biomasszájának becslése 47 3.5.2.3. Az a-klorofill tartalom meghatározása 48 3.6. Minősítés 48 3.6.1. Tavak 49 3.6.1.1. Minősítés Q indexszel: 49 3.6.1.2. Minősítés a-klorofill alapján: 49 3.6.1.3. A két metrika egyesítése: 50 3.6.2. Folyók 50 3.6.2.1. Minősítés Q index alapján 50 3.6.2.2. Minősítés a-klorofill alapján 52 3.6.2.3. A metrikák egyesítése 52 4. A VKI monitoring-terv felülvizsgálata 53 4.1. A feltáró monitorozó programok fitoplanktonra vonatkozó értékelése 53 4.1.1. Tavak (HUSWPS_1LW alprogram) 53 4.1.2. Folyók (HUSWPSW_1RW alprogram) 53 4.2. Operatív monitoring programok fitoplanktonra vonatkozó értékelése 53 4.2.1. Tápanyagtartalom miatt kockázatos tavak (HUSWPO_1LWNO alprogram) 53 4.2.2. Hidromorfológiai beavatkozások miatt kockázatos tavak (HUSWPO_1LWHM alprogram) 54 3
4.2.3. Veszélyes anyag miatt kockázatos folyók (HUSWPO_1RWPS alprogram) 54 4.2.4. Tápanyag és szervesanyag miatt kockázatos folyók (HUSWPO_1RWNO alprogram) 54 4.2.5. Hidromorfológiai ok miatt kockázatos folyók (A hidromorfológiai kockázat oka a hosszanti átjárhatóság akadályozottsága) 54 4.2.6. Hidromorfológiai ok miatt kockázatos folyók (A hidromorfológiai kockázat oka völgyzárógátas átfolyó tározó, duzzasztás, vízkivétel, vízmegosztás hatásai) 54 4.2.6.1. Völgyzárógátas átfolyó tározó hatásai a fitoplanktonra 54 4.2.6.2. Duzzasztás hatásai a fitoplanktonra 55 4.2.6.3. Vízkivétel hatásai a fitoplanktonra 56 4.2.6.4. Vízmegosztás hatásai hatásai a fitoplanktonra 57 4.2.7. Hidromorfológiai ok miatt kockázatos folyók (A hidromorfológiai kockázat oka a keresztszelvény menti elváltozások, szabályozással kapcsolatos elváltozások hatásai) 57 4.2.8. Hidromorfológiai ok miatt kockázatos folyók (A hidromorfológiai kockázat oka kotrás, burkolat hatásai) 57 5. Irodalom 58 6. Mellékletek 65 4
1. A fitoplankton minősítési rendszer stresszor-specifikus továbbfejlesztésének irodalmi háttere 1.1. CIS Guidance Document No. 13, és az EU-s tapasztalatok, kutatási eredmények áttekintése Az EU VKI-hoz (200/60/EC) kapcsolódik a CIS (Common Implementation Strategy) Guidance Document No. 13 (CISGD13), ami a vizekre vonatkozó ökológiai állapot és potenciál meghatározásának stratégiai irányelveket részletezi. A CISGD13-ban meghatározott stratégiai irányelvek a fitoplankton minősítési rendszer stresszor-specifikus továbbfejlesztésére vonatkozóan (is) fontos kiindulópontot jelentenek. Segítenek abban, hogy a stresszorokat kiválasszuk, megismerjük, s a biológiai, hidromorfológiai, fiziko-kémiai elemek kapcsolatrendszerében, hatásainak összefüggésében elemezzük a fitoplankton válaszreakcióit, jellemvonásait. Hazánkban a tavakban és nagyon sok folyóvízben a kiváló -> rossz ökológiai állapot meghatározása során a fitoplanktont, mint fontos, vizsgálandó biológiai elemet tartjuk számon. Ez a tavak esetében már-már magától értendő, de a folyók esetében nem teljesen. Tavak esetében azt kell megjegyeznünk, hogy a nagy lebegőanyag tartalmú szikes tavak klasszikus értelemben vett fitoplanktonja gyakran nagyon szegényes. Az utóbbi évek kutatási eredményei alapján tudjuk, hogy ezekben a tavakban a fitoplankton szerepét a 0,5 2 µm mérettartományba tartozó pikoplankton fajok töltik be (VÖRÖS ÉS MTS.AI 2005). A CISGD 13 1. táblázata veszi számba a jelen munkában szereplő és kölcsönhatásban lévő biológiai, hidromorfológiai, kémiai elemeket, folyók és tavak vonatkozásában (WFD CIS GD 13; Table 1, Annex V 1.1.1; Annex 1.1.2.). Ennek ismeretében tekintjük át a tavak, folyók fitoplanktonjára ható stresszorokat, ill. fogalmazzuk meg, hogy egy-egy víztípus esetén a tervezett fitoplankton vizsgálatok mennyiben relevánsak, szükséges-e szűkíteni, vagy bővíteni a tervezett vizsgálati kört, gyakoriságot. Az EU D-G JRC (Joint Research Centre)Institute for Environment and Sustainability gondozásában jelent meg a REBECCA projekt kapcsán SOLIMINI, A.G., CARDOSO, A.C. & HEISKANEN, A-S. eds. (2006) munkája, melyben a tavak és folyóvizek növényi tápanyagkínálata és az eutrofizáció, ill. a folyók szerves szennyezése témakörök fontosak a fitoplankton szempontjából(carvalho ET AL. 2006, DEFLANDRE & JARVIE 2006, PETTINE ET AL. 2006). Itt sok olyan jól ismert összefüggéseket ismertetnek, ill. új kutatási eredményeket foglalnak össze, ami pl. a növényi tápanyagok-, a fitoplankton mennyisége és hatása a vízalatti fényklímára-, a vízvirágzások frekvenciáját és intenzitását, a vízhozam és áradások szerepét mint stresszor hatásokat elemzi, s bemutatja, hogy mindezek figyelembe vételével milyen osztályozás és azt kiegészítő, megalapozó modellek fogalmazhatók meg. A VKI elvárásai szempontjából a tápanyag ellátottság feltételeinek kvantitatív meghatározása a kategória határok szempontjából kiemelt jelentőségű, különösen a kiváló és jó ökológiai állapot esetében. Ez a különböző tó típusok (ökotípus) biológiai minősége vonatkozásában más-más tápanyag kínálat határokat jelent(het). A mély tavakhoz képest a sekélytavak sérülékenyebbek. Ugyanaz a tápanyagterhelés egy mély tó esetében, melynek a térfogata 10-1000-szerese lehet egy sekély tóénak, jóval kisebb és jóval lassúbb eutrofizálódási sebességet jelent, és természetesen számos más tényező is szerepet kap az aktuális trofitás kialakulásában. A tápanyagkínálat - eutrofizáció, ill. a folyók szerves szennyezése kérdéskörre részleteiben, hazai vizeink minősítési módszereinek áttekintése során fogunk részletesen kitérni. Tesszük ezt azért is mert a JRC anyagban pl. a fitoplankton 5
fajösszetételével kapcsolatban jónéhány olyan fajt (nemzetséget) is említenek, melyek Magyarországon nem relevánsak. Egy adott faj (taxon) indikátor értéke a tápanyagterhelés szempontjából lehet pozitív-, negatív-, vagy indifferens. A JRC anyagban példaként, mint negatív indikátor említik a zöldalgák közül a Scenedesmus fajokat, a kovaalgák közül a Stephanodiscus fajokat és számos cianobaktérium taxont, mint a nagy kolóniás vagy fonalas Microcystis, Aphanizomenon és Anabaena fajok. Pozitív indikátornak tartják a Dinobryon (Chrysophyceae), Cosmarium (Chlorophyta Desmidiales) és néhány kovaalga fajt, mint a Cyclotella comensis. Hazai kutatási eredmények alapján érdemes megjegyeznünk, hogy a fenti nemzetségek nálunk is előfordulnak, de megfigyelték pl. a Balatonban a Dinobryion sociale egy kotrást követő foszfor felszabadulás eredményeképp szaporodott el lokálisan nagy tömegben (REYNOLDS, PADISÁK, & KÓBOR 1993), vagy számos Cosmarium faj nem csupán az oligotrófikus vizek jellezetes faja (FEHÉR 2007), a Cyclotella comensis pedig nálunk nem fordul elő, de pl. a Cyclotella ocellata inkább mezotrófikus, meszes tavaink jellegzetes faja (KISS & PADISÁK 1990, ÁCS & PADISÁK 2001). A fitoplankton esetében egyéb stresszor-specifitásról ill. indikációról a JRC tanulmányokban leírtak kevésbé jelentősek. A savasodás kérdéséről szóló hosszabb tanulmány megállapításai (BÆKKEN ET AL. 2006) elsősorban az Skandináv államokra érvényesek. Magyarország jó pufferkapacitású vizeire (hazai vizeink jelentős része kalcium-, magnézium-hidrokarbonát túlsúlyú) az esetleges savasodás elhanyagolható hatású. Jelentősen kellene növekedjék a savas esők mennyisége ahhoz, hogy hatásuk a vizek ökológiai állapotára kimutatható legyen. A hidromorfológiai tényezők tavakra gyakorolt hatása esetében a fitoplanktonnal nem számol (HELLSTEN & DUDLEY 2006) tanulmánya. Szinte kizárólag a makrofiton állományokra gyakorolt hatást elemzik, itt is kiemelve a vízszint ingadozások hatását, legyen az akár a téli, jéggel fedett-, akár a nyári felmelegedő időszak. Különösen jelentős vízszintingadozások léphetnek fel az áramtermelést (is) biztosító tározó-tavakban, ill. az ivóvízellátás, vagy más tavak vízszint-stabilitása céljából épített tavakban. A hidromorfológiai tényezők hatása a folyókban jelentősebb (CLAUSEN ET AL. 2006). Legjelentősebb hatású hidromorfológiai tényezőnek tekintik: a gát duzzasztó építéstt; öntözés, vagy hajózás érdekében végzett csatornázást kotrást; öntözési feltételek javítása érdekében végzett növényirtást, kotrást; vízellátás, öntözés, áramtermelés céljából történő közvetlen vízkivételt (a fitoplanonra gyakorolt hatást csak egyetlen mondatban említik). Tanulmányunk további részében mi a fitoplanktonnal kapcsolatos vonatkozásokat részletesen tárgyaljuk, gazdag hazai tapasztalatok alapján. A JRC tanulmányokban fontos helyen szerepel a toxikus hatások kérdésköre (BLOM & BRORSTRÖM-LUNDÉN 2006). Számos a VKI szempontjából kockázatos és kiemelt hatású anyag a fitoplanktonra is toxikus hatást fejt(het) ki. Táblázatban foglalják össze azt a közel ötven vegyi anyagot (pl. antracén, antrazin, hexaklorobutadién stb.), melyek toxikus hatásúak a fitoplanktonra (is). A kérdéskörre tanulmányunk későbbi részében bővebben kitérünk. 1.2. A stresszorok és a biológiai jellemzők kapcsolatára vonatkozó nemzetközi szakirodalom áttekintése (A fitoplankton élőlénycsoport milyen terhelés/beavatkozás típusra indikatívak, és milyen mutatóik alapján (indikatív paraméterek kiválasztása) és a hazai vizsgálatok rövid összefoglalása Ha Selye János stresszre vonatkozó meghatározását nem csupán az emberre, hanem általánosabban értelmezzük, a következőt mondhatjuk: a stressz egy nem specifikus reakció, mellyel (szervezetünk) egy élőlény vagy élőlény együttes reagál minden kihívásra, minden erőteljes ingerre. A stresszor pedig maga a stresszt kiváltó ok, tényező. Ennek értelmében a 6
VKI szempontjából stresszornak tekinthetünk minden olyan tényezőt, hatást (terhelést/beavatkozást), ami az ökológia állapot megállapításához felhasznált élőlény (faj) vagy élőlény együttes létezését, alakulását befolyásolja. A fitoplankton fajösszetételét, mennyiségi viszonyait befolyásoló hatótényezők között természetesek és mesterségesek egyaránt vannak. Az alábbiakban, ismétlések elkerülése végett nem tárgyaljuk külön alfejezetben a természetes és mesterséges hatótényezőket. Pl. a terhelés lehet természetes: egy erdei tóban az ősszel lehulló lomb jelentős szerves terhelést (természetes hatótényező) jelent, egy másik tóban a befolyó patak által hozott kommunális szennyvíz pedig mesterséges terhelést (mesterséges hatótényez) jelent. Milyen terhelés/beavatkozás típusra indikatív a fitoplankton (indikatív paraméterek kiválasztása)? A terhelés beavatkozás kérdése természetes és mesterséges hatótényezőkön keresztül, azokat módosítva hat a fitoplanktonra, ezáltal a fitoplankton indikatív ezekre a hatásokra. KRISTIĆ ET AL (2007) számos biotikus és abiotikus stressz faktort sorol föl, mint az időjárás (klíma) változása, a változó sugárzás, tápanyagellátás valamint a predátor-préda kapcsolat, paraziták, fertőzések, fajokon belüli és fajok közti kompetíció. A fitoplanktonra vonatkozó legfontosabb hatótényezők a hőmérséklet, fény, tápanyagok, tartózkodási idő, áramlási sebesség, betöményedés/hígulás, vízinövény állomány hatása, belső terhelés (vízvirágzások, toxikus hatások), kifalás. A következőkben ezeket vesszük sorra és mutatjuk be a fitoplankton indikációját, majd ezt követően szedjük pontokba azt, hogy a fitoplankton milyen terhelés/beavatkozás típusra indikatív. 1.2.1. Hőmérséklet A hőmérséklet egyike a legfontosabb hatótényezőknek, hiszen minden kémiai, biokémiai, biológiai reakció hőmérséklet függő. Ez természetesen azt jelenti, hogy a fitoplankton fajok léte, szaporodása, mennyiségi viszonyaik a fajra jellemző hőmérsékleti optimumban várható, ill. mindezt hőmérséklet toleranciájuk határozza meg. Ez utóbbi azért fontos, mert a természetben alig képzelhető el, hogy egy változatos fajösszetételű fitoplankton fajai egytől egyig az adott fajra jellemző optimumnak megfelelő értéknél jelennek meg, és érik el lehetséges legnagyobb egyedszámukat. A fajok közti kompetíció miatt, túlnyomó részük inkább a tűréshatárukhoz közelebbi tartományba szorul, s ennek megfelelően szinte sosem érik el lehetséges optimális populáció méretüket. 1.2.1.1. A tavak fitoplanktonja Magyarország tavainak túlnyomó többsége sekély tó, melyek jelentős része bőséges tápanyag ellátottságú, az oligotrófikus tavak száma csekély. Oligotrófikus tavakban a fitoplankton tömege legtöbbször tavasszal a legnagyobb és itt a kovaalgák dominanciája határozott. Hazai sekélytavainkban is megfigyelhető, hogy az áprilisban május első felében a Centrales fajok (elsősorban Cyclotella fajok ÁCS & PADISÁK 2001) dominánsak, s a tó trofitási szintjétől függően maradnak még nyár elejéig, vagy váltják föl őket más együttesek (legtöbbször Chlorococcales fajok). Jelentős tavankénti különbségek is megfigyelhetők. A Velencei-tó keleti területein pl. május elején gyakran jelentős a Chaetoceros mülleri (Centrales) mennyisége, és már számottevő a Microcystis aeruginosa cianobaktérium sokszáz- vagy sokezer sejtes kolóniáinak tömege is (ÁCS ET AL. 1994). A Balatonban pedig a meleg nyári meleg időszakban július végétől szeptember elejéig lehet jelentős mennyiségben fonalas nitrogénkötő cianobaktériumokat találni (VÖRÖS and PADISÁK 1991). A fitoplankton gyakran jellegzetes éves változása a hőmérséklet függvénye is. A tavaszi Centrales csúcs kialakulásában a kovaalgák alacsony hőmérséklet tűrése fontos tényező. Hasonlóképp fontos 7
a hőmérséklet szerepe pl. a nyári cianobaktérium vízvirágzások kialakulásában, ezek a fajok 20-25 fokos vízben tudnak gyorsan szaporodni (PADISÁK 2008). Ősz elején általában a tavakban is csökken a fitoplankton biomasszája és tél elejére szegényessé válik. Ennek ellenére a tavakat sem szabad télen fitoplankton mentesnek gondolnunk. Számos eutrófikus holtágban télen, jég alatt is jelentős lehet a fitoplankton tömege. Esetenként pl. Dinophyta fajok szaporodnak el bennük nagy számban, de találtunk Synura-, Chroomonas-, Chlamydomonas dominanciájúakat is (KISS & GENKAL 1993). Balatoni kutatások is rámutattak arra, hogy a jéggel fedett Balaton nem fitoplankton-mentes víz, benne pl. a pikoplankton is fontos szerephez jut (VÖRÖS ÉS MTS.AI 2005). 1.2.1.2. Folyóvizek fitoplanktonja A kisebb sebességű (vízsebesség 1 m s -1 körüli, vagy kisebb), kis lebegőanyag tartalmú nagyobb folyóvizek fitoplanktonja tavasztól őszig változatos fajösszetételű, jelentősebb egyedszámú. A Dunában pl., kisvizes időszakban már február közepén nagyobb egyedszámú fitoplankton jelenhet meg, s ilyenkor az 1-3 C o -os vízben 10-15 µg L -1 -es az a-klorofill koncentráció. Ilyenkor nagy egyedszámot ér el néhány kisméretű Stephanodiscus faj (Bacillariophyceae, Centrales), melyek közül a S. minutulus a leginkább abundáns (KISS & GENKAL 1993). A kovaalgákra általánosan jellemző a nagyon jó fényhasznosítás (KOHL & GEISDORF 1991), vagyis a télvégi fényhiányos időszak sem gátolja szaporodásukat, a S. minutulus-t pedig hidegtűrő fajnak kell tekintenünk (KISS 2000). A tavasz előre haladtával más Centrales fajok is nagyobb abundanciájúak, mellettük megjelennek és nagyobb egyedszámot érnek el a kistestű Cryptophyta fajok (pl. Chroomonas acuta), majd május elejétől az előbbiek mellett a Chlorococcales fajok is dominánssá válnak (SCHMIDT ET AL. 1994). A nagy egyedszámú időszakokban az a-klorofiil koncentráció 60-80 µg L -1 -es, vagy ennél nagyobb is lehet. A Centrales fajegyüttes nyáron fajgazdaggá válik, közel 20 fajból áll, s közöttük a meleg időszakra jellemző Skeletonema potamos az egyik meghatározó (KISS ET AL. 1994). Ősz elején a Chlorococcales fajok aránya csökken, majd október végén a Centrales fajok is megközelítik a téli időszakra jellemző kis faj és egyedszámú állapotukat. Ez alapján az mondható el, hogy a Dunához hasonló bő tápanyag ellátottságú, közepes sebességű folyókban, kisvizes időszakokban nagy a fitoplankton abundanciája, s téli nagyon rossz fényellátottságú hónapok kivételével a hőmérséklet csak kis mértékben korlátozza a fitoplankton elszaporodását. Természetesen télen a fajok osztódási sebessége kisebb mint nyáron, de a kisvizes időszakok kis áramlási sebessége elegendő időt biztosít nagyobb fitoplankton tömegek kialakulásához. Áradások alkalmával a fitoplankton egyedszáma jelentősen csökken. Az áradások levonulását követően a hideg időszakban legalább két hét, nyáron egy hét szükséges ahhoz, hogy az áradást megelőző abundancia viszonyok újra kialakuljanak. A folyóvizek mellékágai jellegzetes, a folyóhoz gyakran hasonlító, és attól gyakran jelentősen eltérő élőhelyet jelentenek. Ha a folyó vízállása olyan (nagy), hogy a mellékágban is áramlik a víz, a mellékág fitoplanktonja a főágéhoz hasonlít sok tekintetben. Ha a vízállás csökken és a mellékág vízutánpótlása megszűnik, a mellékág állóvizében a fitoplankton átalakul (KISS 2005, SCHMIDT 1989, 1994)). Ember okozta hőszennyezés miatt (és most nem a globális klímaváltozás hatására gondolunk) folyóvizeink hőklímája az utóbbi néhány évtizedben észrevehetően változott. A csatornázás előrehaladtával a szennyvíztisztítókba jutó szennyvíz-, ill. a közvetlenül a befolyókba engedett szennyvíz mennyisége jelentősen növekedett. Télen a tisztítatlan szennyvíz bevezetéssel, de a szennyvíztisztítókból bejutó szennyvízzel is nagyobb hőfokú víz jut a folyókba, mint azok saját, pillanatnyi hőmérséklete. Ha a bejutó szennyvíz a folyó 8
vízhozamának néhány %-át eléri, a hőmérséklet növekedés már észlelhető. a Duna utolsó majdnem teljes befagyására 1962-63 telén került sor (SZEMES, BOZZAY 1964). Az 1960-as évek közepe óta mind kisebb, kisebb mértékű a Duna magyarországi szakaszának jegesedése, s a folyó éves átlagos hőmérséklete közel 1 o C-al emelkedett 7. ábra (TÓTH 2007). Ember okozta hőszennyezés közül a hőerőművek fejtik ki a legnagyobb hatást. A Paksi Atomerőmű hűtőrendszerének külső köre a Dunából kiemelt vizet használja hűtővízként. Ez szélsőségesen kicsi dunai vízhozam mellett a folyó vízhozamának 10 %-át jelenti. Ez a hűtővíz visszavezetése körzetében több fokos hőmérsékletnövekedést eredményez a folyóban, ami hideg időszakban a fitoplankton lokális gyorsabb növekedését eredményezi, nyáron pedig akár a szaporodás gátlását is okozhatja. A dunai télvégi fitoplankton együttesek hidegtűrése olyan mértékű, hogy kedvező fényklíma viszonyok mellett már februárban is jelentős lehet a tömegük. 2008 február utolsó dekádjában Gödnél a fitoplankton a-klorofillal jellemzett mennyisége 100-150 μg L -1 -én volt (publikálatlan adat). 1.2.2. Fény A fitoplankton szempontjából a fény az egyik legfontosabb hatótényező. Az adott fitoplankton együttes számára a pillanatnyi víz alatti fényklíma legritkább esetben optimális, mivel a vízoszlop felső rétegében gyakran túl sok a fény ami számos faj számára fénygátlást okoz, az alsóbb rétegekben pedig gyakori a fényhiány, ami a fotoszintézist lassítja, s az akár teljesen le is állhat. A vizek felszínére jutó teljes sugárzás 300-3000 nm hullámhosszú. Derült időben ennek közel 80 %-a a közvetlen napsugárzás, 20 %-a pedig az égbolt közvetett, szórt sugárzása. A napsugárzást három hullámtartományra osztjuk: ibolyántúli (ultraviola) 300-380 nm fény (látható sugarak) 380-750 nm vörösen inneni (infravörös) 750-3000 nm Az infravörös sugárzás a vizek hőháztartása szempontjából jelentős, azzal részleteiben itt nem foglalkozunk. Az ultraibolya sugárzásra röviden majd rátérünk. A látható fénytartomány nem teljes egészében hasznosul a fotoszintézis során. Az összes sugárzásnak 46-48 %-a hatékony a fotoszintézisnél (390-710 nm). Az algáknak nagyon jó fényadaptációjuk miatt (kromatikus adaptáció), a klorofill mellett fontos szerepet játszó kiegészítő pigmentjeik segítségével törekszenek a lehető legszélesebb fénytartományt hasznosítani (pl. a tengeri Rhodophyta fajok a mélységi lehatolását ez teszi lehetővé; néhány cianobaktérium képes arra, hogy fikobiliprotein összetételét a víz alatti fényviszonyok függvényében megváltoztassa, VÖRÖS ET AL. 1998). Természetesen egy-egy algafaj ennél szűkebb hullámhossz tartományt hasznosít, de az algaegyüttes, ha teheti, minden fényt igyekszik hasznosítani. Felszínre érkező fény a vízben mind mennyiségileg, mind minőségileg változik. A felszínt érő sugárzásnak egy része visszaverődik, ez optimális esetben is min. 7-10 %. Minél ferdébben éri a fény a vizet, annál nagyobb hányada verődik vissza, s egy határon túl a teljes visszaverődés is bekövetkezik (emiatt a vízben a nappalok rövidebbek mint a szárazföldön). A vízbe behatoló fénysugár erőssége csökken. A fényvesztést (a behatoló fény folyamatos gyengülése) a fényelnyelés (abszorpció) és fényszóródás (diffúzió) együttesen okozza. A részecskékről visszaverődő fény egy része visszatér a levegőbe (vízfény akár 25 % is lehet). A vízbe jutó fény a vízben, vízfenéken elnyelődik, elsősorban hővé alakul. A vízi növényvilág a beeső fény kb. 1 %-át hasznosítja fotoszintézise által (FELFÖLDY 1981). 9
A fényelnyelés, fényszóródás függ a fény hullámhosszától (színétől), a vízbe jutó fénysugarak hullámhosszuk szerint különböző mélységbe jutnak. Tiszta vízben a kék sugarak jutnak a legmélyebbre, ezért kék a tenger. A lebegő részecskék, a víz oldott anyagok okozta színe miatt más-más mélységbe jut a fény. A fotoszintézis legalsó mélysége, ahová a beeső fény 1 %-a lejut (kompenzáció síkja). A fitoplankton fajösszetétele, mennyiségének alakulása az év során nem csupán a hőmérséklettől, hanem a víz fényklímájától is függ. Talán nem alaptalan azt mondanunk, hogy a fényklíma hatása jelentősebb a fitoplanktonra, mint a hőmérsékleté. 1.2.2.1. A tavak fitoplanktonja Hazánkban nagyon kevés a relatíve mély (~ 10 méternél mélyebb) oligotrófikus tó, ahol sem a lebegtetett ásványi szemcsék, sem a nagyobb tömegű fitoplankton nem gátolja a fény vízben történő mélyebbre, akár fenékig való lehatolását. Néhány fiatal korú (5-20 éves) bányatavunk ilyen. Ezek a tavak a fényklíma szempontjából is a mély szubalpin tavakra emlékeztetnek, jellegzetes tavaszi kovaalga csúccsal (pl. Cyclotella ocellata nagyobb arányú jelenléte) és nyáron is kis tömegű fitplanktonnal (10 μgl -1, vagy annál is kisebb a-klorofill tartalom). Tavaink túlnyomó része sekély, gyakran felkeveredő és jelentős lebegőanyag tartalmuk miatt fényhiányosak. Ha a lebegőanyag kiülepszik, jelentősen javul a fényklíma. A lebegő részecskék egy része finomabb-durvább ásványi szemcsékből áll, melyeknek egy része a befolyó vizekkel kerül a tóba, egy része a tó fenéküledékéből keveredik föl egy része viszont, s néha ez jelentős hányad, tavasztól őszig folyamatosan keletkezik a vízben. Ez utóbbi a biogén mészkiválás során keletkező finom, néhány mikrométeres mész-szemcse. Mérete miatt csak nehezen ülepszik, a fenékre kiülepedve nehezen tömörödik, emiatt könnyen újra visszakeveredik a nyílt vízbe. A Balaton szép opálos türkizes színe jórészt a finom kalcit szemcséknek köszönhető. A Velencei-tóra is jellemző a biogén mészkiválás, ezért bármennyire is sekély ez a tó, a fenék közeli vízrétegek már gyakran fényhiányosak. Ezekben a biogén mészben gazdag tavakban a kis fényigényű fajok adaptív előnyben vannak. A Balatonban a Cylindrospermopsis raciborski nyáron nagyobb tömegben tud elszaporodni, mivel a tó mélyebb rétegeinek kedvezőtlenebb fényviszonyai mellet is jól tud szaporodni (PADISÁK 2008). A fényszegény körülményekhez számos algafaj jól adaptálódott. Jól ismert, hogy a kovaalgák általában kevésbé kedvező fényviszonyok mellett is jól fotoszintetizálnak, szaporodnak. Ez a bevonatban élő fajok esetében természetes, hiszen ezek jórésze a mélyebb rétegekben, vagy a vízfenéken is megél. A planktonikus kovaalgák egy része nagy fényigényű. Nem véletlen, hogy a mély (kristálytiszta) tavak tavaszi kovaalga csúcsa a mérsékelt övi területeken általánosan megfigyelhető. Más fajok viszont kisebb fényintenzitás mellett is jól szaporodik. Eutróf tavainkban a lebegtetett ásványi szemcsék mellett a fitoplankton is hozzájárul a gyorsabb fényelnyeléshez. Tavasz végétől nyár végéig a nagy tömegben elszaporodó fitoplankton számottevő árnyékoló hatást fejt ki. Emiatt néhány méteres mélységben jelentős lehet a fényvesztés, vagy akár teljes fényhiány is kialakulhat. Szigetközi vagy gemenci mellékágakban nyáron gyakran jelentős a fitoplankton tömege (KISS 1987, 2005), a vízfelszín közelében az intenzív fotoszintézis eredményeképp akár 150-200 %-os oxigén telítettség is kialakul. A fitoplankton önárnyékolása miatt már 1,5 2 m-es mélységben 1 % alá csökken a felszínre jutó fény, kialakul az afotikus réteg. A nagy algatömeg itt már nem termel, csak fogyaszt. Rohamosan csökken az oxigén és már 2,5-3 m-en teles oxigén hiány alakulhat ki (DINKA, BERCZIK 2005). Gyakran jellegzetes, egyedi élőhelyet képviselnek a több méter mélységet elérő, galéria erdővel körülvett holtágak, melyekben rétegzettség is kialakulhat, akárcsak a mély tavakban 10
(GRIGORSZKY ET AL. 2003). Meg kell azonban jegyeznünk, hogy ezek szinte kivétel nélkül eutrófikus vizek, s itt a szélcsend ugyan nem keveri fel a meder üledéket, de az intenzív fotoszintézis miatt biogén mészkiválás gyakori, s a mikroszkópikus méretű mész-szemcsék a víz átlátszóságát rontják, akár csak maga a fitoplankton. Különleges helyet foglalnak el tavaink esetében a nagy lebegőanyag tartalmú szikes tavak (elsősorban a fehér szikesekről van szó). Ezekben a Sechi-átlátszóság csak néhány cm, s a klasszikus értelemben vett fitoplankton gyakran nagyon szegényes, még olyan esetekben is, amikor a tó növényi tápanyagokkal bőségesen ellátott (vonuláskor madarak százezrei járják ezeket a tavakat, ami miatt az összes P koncentráció kiugróan nagy lehet). Az utóbbi évek kutatási eredményei alapján tudjuk, hogy ezekben a tavakban is jelentős lehet a fotoszintézis, de itt a 0,5 2 µm mérettartományba tartozó pikoplankton fajok, amik nagy egyedszámot érhetnek el, s felelősek a jelentős mértékű elsődleges termelésért (VÖRÖS ÉS MTS.AI 2005, 2006). Az ilyen, VKI monitorozásra kijelölt tavakban a hagyományos fitoplankton vizsgálatok helyett a pikoplankton vizsgálata indokolt. Általános megállapításként azt olvashatjuk az irodalomban, hogy a pikoplankton a tápanyagban szegény vizekben domináns (pl. a Balatonban, VÖRÖS 1987-88). Ezt a véleményt éppen a szikeseken végzett kutatások eredményei alapján fölül kell vizsgálni. 1.2.2.2. Folyóvizek fitoplanktonja Folyóvizeink fényklímája általában kedvezőtlenebb mint tavainké, noha sekély, gyakran felkeveredő tavainkban szeles időszakban jelentős a lebegőanyag tartalom, vetekedhet a folyókéval. A hazai folyóvizek fényklímája függ a folyó rendűségétől, az áramlási sebességtől és a vízgyűjtő geológiai tulajdonságaitól (ez utóbbi jelentősen befolyásolja a folyó által szállított finom, lebegtetett hordalék mennyiségét). Jó példa erre a Duna és Tisza lebegtetett hordalékának (lebegőanyag tartalmának) mennyiségi és összetételbeli különbsége. A folyók forrás közeli szakasza általában jó fényellátottságú (kicsi a lebegőanyag tartalom). Itt viszont általában még nincs fitoplankton, amit vizsgálni lehetne (kellene). Ez alól is lehetnek kivételek, amikor a forrás közelében, azzal összeköttetésben apró tavak, kicsi tározók vannak. Ilyen esetben a forrás közelében is találunk euplanktonikus fajokat nagyobbb számban tartalmazó fitoplanktont. A Duna esetében pl. a Breg forrása alatt 5 km-rel Furtwangennél a fitoplanktonban megtalált fajok közel fele euplanktonikus faj volt, mivel a forrás vize kis tavacskákon folyt keresztül, ahol számos euplanktonikus faj szaporodott el és jutott így a Bregbe (KISS & ÁCS 2004). Hasonló lehet a helyzet már 2-3 rendű folyóvizek esetében is. Magyarországon gyakran előfordul, hogy már kis vízhozamú folyóvizek vizét is hasznosítják, pl. oldaltározós horgászvíznek. Ilyen esetekben a folyó rendűsége ellenére számottevő lehet az euplanktonikus fajok aránya, egyedszáma a folyóban, ha éppen olyan időszakban gyűjtünk, amikor az oldaltározó, horgásztó intenzív vízcsere kapcsolatban van a folyóval (jó példa erre az Isaszeg-Pécel környéki tavakból a Rákos-patakba jutó fitoplankton módosító hatása SZABÓ ET AL. 2004.). Általában azokon a folyószakaszokon lehet számítani gazdag fitoplankton jelenlétére, ahol a forrástól kiindulva már 8-10 napot tett meg a folyó. Ennyi idő szükséges ahhoz, hogy túlnyomórészt euplanktonikus fajokból álló fitoplankton fejlődjön ki. Ehhez még néhány föltételre szükség van. Egyrészt ne legyen áradásos időszak, mert akkor túl nagy a lebegtetett hordalék mennyisége, ami az árnyékolás miatt teszi lehetetlenné a fitoplankton gyors szaporodását. Másrészt a folyó alap jellemvonásai ne legyenek olyanok, hogy csak alacsony vízhozam mellett olyan kicsi a sebessége, hogy a finom hordalék (nehezen ülepedő lebegőanyag) tud ülepedni, vagyis csak ilyenkor kedvező a fényklíma. Harmadrészt ez ne a november-február közötti időszakra essen, amikor a nappalok túl rövidek. Ez annyit jelent, hogy eutrófikus folyóinkban, kisvizes időszakban tavasz közepétől ősz közepéig fajgazdag és 11
nagy egyedszámú fitoplankton jelenlétére számíthatunk. A fentebb említett 8-10 nap olyan szempontból is fontos, hogy ha a folyó vízjárása nagyon változékony, kisebb nagyobb árhullámok ennél gyakrabban követik egymást, akkor gazdag fitoplankton kialakulására kicsi az esély (KISS ET AL. 1996). Legtöbbet vizsgált, s legtöbb publikációval folyóvizünk a Duna és a Tisza. Az egyszerűség kedvéért, az előbbiről adunk rövid jellemzést, a fényklíma függvényében. A Dunán és nagyobb mellékfolyóin az 1960-as évektől kezdődően több mint 100 nagyobb duzzasztó épült. A tározók hordalék-visszatartó hatása miatt az 50-es évekhez mérten a Duna átlagos lebegő-anyag koncentrációja a nyolcvanas évekre, felére, harmadára csökkent (RÁKÓCZI 1989, HORVÁTH ÉS TEVANNÉ BARTALIS 1999). Ennek eredményeképp a víz átlátszósága a kisvizes időszakban jelentős, a fitoplankton intenzív szaporodásának nem szab határt. A gödi szakaszon (1669 fkm) például, kisvizes időszakban a teljes vízréteg 80-90 %-a az eufotikus zónához tartozik, ami az áradások idején 20-30 %-ra csökken 4. ábra (Kiss 1994, Vörös et al. 2000). A kisvizes időszakok kedvező fényklímája miatt már kora tavasszal jelentős lehet a fitoplankton tömege. A tavaszi Centrales együtteseinek domináns faja a Stephanodiscus minutulus, vagy nyáron a S. invisitatus, S. hantzschii (KISS 1986). Nyáron a Centralesek mellett a Chlorococcales fajok egyedszáma szintén meghatározó, s néhány Cryptophyta faj is (KISS & SCHMIDT 1998). A fényklíma ismerete, a víz alatti fénymérés a fitoplankton vizsgálatánál fontos (lehet). Itt már az UV sugárzás mérése is szóba kell kerüljön. Számos nehezen értelmezhető jelenségre adhat magyarázatot az aktuális fényklíma elemzése. A fentebbi, Duna fitoplanktonjával kapcsolatos jellemzést azzal egészítjük ki, hogy az utóbbi néhány évben nyár végén, ősz elején rendkívül alacsony dunai vízállás esetén olyan anomáliát figyeltünk meg, aminek pontos okát még nem sikerült tisztázni. A 2003-as év fitoplanktonjának alakulása is úgy indult, mint egy átlagos kisvizes évé, vagyis február közepén a vízhozam csökkenésével párhuzamosan az algaszám gyorsan emelkedni kezdett. Augusztus közepén azonban váratlanul csökkenni kezdett az algaszám és sosem tapasztalt alacsony értéken volt még az elmúlt héten is. Az algaszám csökkenéssel egy időben mind nagyobb lett a víz átlátszósága és a színe is szokatlanul szép vízszínűvé (zöldeskék) vált. A lebegőanyag koncentráció 10 mg/l alatti. A víz letisztulásának okait keresve megállapítottuk, hogy a szokatlanul kis vízhozam (július-augusztusi átlag 1250 m3/s) miatti kis vízsebesség és megnövekedett tartózkodási idő miatt a Budapest fölötti tározókban még nagyobb mértékű volt a kiülepedés, mint általában. Emiatt a víz átlátszósága olyan naggyá vált, ami már fénygátlást idézhetett elő. Emellett számottevő volt a zooplankton kifalása is. Pl. a planktonikus protozoa egyedszám jelentős volt, emiatt a protozoák algafogyasztása is. A perifiton vizsgálata azt mutatta, hogy nem volt számottevő a kiülepedés, a bevonatlakó algák mennyisége viszont kétszerese volt a korábbi időszakokénak. A Duna potenciális trofitása változatlanul hipertrófikus, amit a bevonat egész évben jelzett. Ugyanezt mutatta a fitoplankton is, kivéve a nyár végi fénygátlás időszakát. Ez is felhívja a figyelmet arra, hogy a vízminősítést több csoportra kiterjedően célszerű végezni (KISS ET AL. 2006). 1.2.3. Tápanyagok 1.2.3.1. Tavak Hazai vizeink jelentős része növényi tápanyagokkal bőségesen ellátott, közöttük csak elvétve található oligotrófikus víz, és a mezotrófikusokból sem sok. Jelentős részben a tavakra vonatkozóan írt részletes tanulmányt Padisák Judit, így az ott megfogalmazottakat megismételni, vagy más módon megfogalmazni nem kívánjuk (Padisák 2008). 12
Tavak esetében teszünk annyi kiegészítést, hogy a pikoplanktonra vonatkozóan emlékeztetünk néhány fehér szikes tavunkra, ahol pl. a madárvonuléások eredményeképp hipertrófikus állapotok jellemzőek, s ott a piko-méretű algák a fitoplankton egyetlen, jelentős képviselői (VÖRÖS ÉS MTS. AI 2005). 1.2.3.2. Folyóvizek Azok a magyarországi folyók, ahol a fitoplankton jelentős lehet, növényi tápanyagokban szinte kivétel nélkül bőségesen ellátott eutrófikus, vagy hipertrófikus vizek. Itt a tápanyagkínálat (potenciális trofitási szint) olyan mértékű, hogy tápanyag limitációról aligha beszélhetünk. A folyó aktuális trofitását elsősorban az évszakosság (ősz közepétől tavasz közepéig az aktuális trofitás kisvizes időszakokban is csak oligo-, oligo-mezotrófikus), a pillanatnyi vízjárás (áradások alkalmával általában oligotrófikus) és a vele szoros összefüggésben álló fényklíma (áradás esetén a fotikus réteg aránya jóval kisebb mint kisvizes időszakokban) határozza meg (KISS 1994). Természetesen minden monitorozás során elengedhetetlen a hozzáférhető N és P formák vizsgálata, mert az aktuális fitoplankton tömeg megszokott vagy szokatlan jellemvonásainak megértéséhez ez is föltétlenül szükséges. 1.2.4. Tartózkodási idő A fitoplankton együttesek kialakulása, éves változása szempontjából a tartózkodási időnek hazai természetes tavainkban, kisebb patakokra épült tározóinkban (ott ahol a tartózkodási idő sok hónapban, vagy akár év(ek)ben mérhető) nincs nagy jelentősége. Annál jelentősebb nagyobb folyóinkon épült tározók esetében (Duna, Tisza, Dráva, Körösök). Nagytömegű fitoplankton kialakulásához nagy folyóink esetében is szükség van 8-10 napra, ezért a tározókban a víz tartózkodási ideje legalább néhány napos kell legyen ahhoz, hogy magában a tározóban, ill. az alatta lévő folyószakaszon nagy abundanciájú fitoplankton jöjjön létre (KISS 1996). A tartózkodási időt elsősorban a folyó pillanatnyi vízhozama és a tározótér térfogata határozza meg. A Dunán, Tiszán áradások alkalmával a kisvízi vízhozamnak többszöröse vonul le, ennek megfelelően a kisvizes tartózkodási időhöz képest nagyvíz idején felére, harmadára, negyedére vagy ennél is rövidebb időre csökkenhet. A jelentős áradások alkalmával lecsökkent tartózkodási idő nem teszi lehetővé nagyobb fitoplankton tömeg kialakulását (ennél jelentősebb gátló tényező a megnövekedett áramlási sebesség, az árvíz okozta hígulás és elsősorban a megnövekedett lebegőanyag mennyiség miatt kedvezőtlenné váló fényklíma). Dunai, tiszai tapasztalatok alapján elmondható, hogy a vegetáció periódusban, nagyobb árhullámok levonulása után legkésőbb két héttel, ha helyreáll a korábbi hidrológiai helyzet (a korábbihoz hasonló lesz a vízhozam), a korábbi fitoplankton mind fajösszetételét, mind mennyiségi viszonyait tekintve újra kialakul. Teljes azonosság a korábbival természetesen legritkább esetben figyelhető meg, de a fő jellemvonások megegyeznek. Kisvizes időszakokban a duzzasztó fölötti tározótérben már néhány napos tartózkodási idő elegendő ahhoz, hogy a fitoplankton egyedszáma számottevően növekedjék. A Bősi-erőmű Dunacsúnyi-tározójában középvíznél általában 2 nap a tartózkodási idő, kisvizes időszakban 3-6 nap. A Dunacsúnyi-tározóban bekövetkezett trofitási szint növekedést részben saját vizsgálataink, részben szlovák kollegák eredményei alapján bizonyítani lehet (MAKOVINSKÁ 1998, MAKOVINSKÁ & HINDÁK 1999). Ez utóbbi dolgozat adataiból (is) egyértelműen látszik, 13
hogy a tározóban Pozsonytól Somorlyáig, pl. 1994-98-ban az átlagos a-klorofill tartalom 150-160 %-ra emelkedett (KISS 1999). A tartózkodási idő növekedtével tovább csökken a vízsebesség. Ez lehetővé teszi a lebegőanyagok kiülepedése mellett a fitoplankton kiülepedését is. Esetenként a kiülepedés jelentős lehet, ami a vízminőség és a monitorozás szempontjából is fontos lehet. Erre a Tiszalöki-duzzasztó fölött tározóban megfigyelt változásokat mutatjuk be példaként. Az év döntő részében a fitoplankton biomassza nem túl magas, és a Tisza és Szamos találkozását követően jelentős változást Tiszalökig nem is tapasztalunk. A kilencvenes évek eleje óta azonban megfigyelhető, hogy májustól kezdődően a Szamos már jelentős biomasszájú fitoplanktonnal lép be Magyarországra (a klorofill-a tartalom meghaladja a 100μgl -1 értéket), s a magas klorofill-a tartalom még az ősz első felére is jellemző lehet. A két folyó találkozásakor a Tisza fitoplanktonjának mennyisége elenyésző, a Tisza így némiképp hígítja a Szamost. Kedvező időjárási feltételek esetén a fitoplankton mennyisége általában még Záhonyig nő, azt követően azonban a tiszalöki duzzasztómű irányában, a felszíni rétegben csökken, minimumát pedig éppen a duzzasztómű előtti szakaszon éri el. Ez különösen a nyár második felében figyelhető meg, amikor a Szamos fitoplanktonját döntően Cyclotella meneghiniana alkotja, ami egy nagyméretű, Centrales rendbe tartozó kovaalga faj. Ez a faj hordó alakú, ezért az alaki rezisztenciája csekély, mért ülepedési rátája jelentős (26μm s -1 ) (REYNOLDS 2006), ami egy napra vetítve több mint 2m, és amennyiben a vízáramlás sebessége csökken, leülepszik a mederfenékre. Ahhoz, hogy a tározás során fellépő ülepedés mértékéről pontos képet kaphassunk, a duzzasztó fölötti legmélyebb tározórészt kell vizsgálnunk. Itt mélységi mintákat kell gyűjteni, méterenként elkülönítve azokat. Nagyon fontos a közvetlen fenék közeli rétegből is gyűjteni. Összehasonlításképp a duzzasztó fölötti, már nem duzzasztott folyószakasz legalsó pontjáról oszlop mintavevővel gyűjtött mintát használjuk. Így lehet meghatározni az ülepedés mértékét, hisz ha csak felszín közeli mintát dolgozunk föl közvetlenül a duzzasztó fölött, ott a teljes vízoszlophoz képest jóval kisebb lehet a fitoplankton mennyisége. 1.2.5. Áramlási sebesség Tavak esetében meglepőnek tűnhet, hogy áramlási sebességről, mint a fitoplanktonra ható tényezőről beszélünk. Nem is arra gondolunk, hogy pl. a Balatonban ha a seiche jelentős, a Tihanyi-kútban az áramlási sebesség az 1 m s -1 -ot is megközelíti. Az áramlás során fellépő turbulencia az, ami a fitoplanktonra jelentős hatású lehet. Sekély tavainkon kialakuló hullázásban a turbulens áramlások szintén számottevőek, ilyen értelemben említjük itt az áramlást. Köztudott, hogy a hullámzás turbulens áramlásai (mechanikai hatása) különösen viharos időben számottevő és a fitoplankton törékeny tagjait roncsolja. Vihar során a károsodása jól mérhető értéket érhet el. Ilyenkor a fonala fajok fonalai széttöredeznek, a kolóniás alakok kisebb kolóniákra, vagy akár egyes sejtekre eshetnek szét, de pl. a kovaalgák kolóniái (Asterionella formosa, Tabellaria fenestrata), vagy a törékeny vázú (Chaetoceros mülleri, Enthomoneis paludosa), vagy hosszú tű alakú fajai (Fragilaria ulna var. acus) összetörhetnek. A Balatonban pl. vihar után a cianobaktérium fonalak jelentős mértékben törtek darabokra. Vihar után a korábbi fitoplankton újjáalakulásához 2-4 napra szükség van vegetációi időszakban. Gyakori viharok pedig, az évszakhoz mérten jóval fajszegényebbé és kis egyedszámúvá változtatják az adott időszakra különben jellemző fitoplanktont. Folyóvizek esetébe az áramlási sebesség szelektív hatása nyilvánvaló. Természetes körülmények között a rohanó hegyi patakok, gyorsfolyású hegyvidéki folyók fitoplankton nélküliek, az itt, nyíltvízben található algák kivétel nélkül a bevonatból besodródott tichoplanktonikus fajokból állnak. Ha az áramlási sebesség 1,5-1 m s -1 -ot eléri, elkezdődhet valódi, euplanktonikus fajokból álló fitoplankton kialakulása. Az itt megjelenő és szaporodó 14
algák jól alkalmazkodtak ehhez a vízsebességhez és a vele járó turbulenciához. Ebben a planktonban nagyobb faj és egyedszámot érhetnek el egyes Chrysophyceae fajok (elsősorban ostoros alakjaik), Centrales kovaalgák és néhány Pennales faj is, Cryptophyta fajok, s a Chlorophyta fajok közül főleg nyáron a Volvocales és Chlorococcales rend fajai (KISS & ÁCS 2004). Amennyiben a folyón több duzzasztót is építettek, a tározók kisebb áramlási sebessége kedvez a fitoplankton kialakulásának. A duzzasztott szakasz fölött, ahol a duzzasztás hatása már nem érvényesül a kérdés nem releváns, kivéve egy sokduzzasztós folyón. A Duna németországi szakaszán sok helyen úgy követik egymást a tározók, hogy az alsó duzzasztó vízszint növelő hatása gyakorlatilag eléri a fölötte lévő duzzasztót. Ilyen sorozat duzzasztás esetén, a fitoplankton szempontjából nem beszélhetünk duzzasztott szakasz alatti/feletti részről, azt egy hosszú, pulzáló áramlási sebességű tározó (tó) sornak tekinthetjük. A fitoplankton ilyen tarozó-sor esetén folyamatosan változik. Megőrzi a kicsit tavi-, kicsit eupotamofitoplankton jellemvonásait. Az egyedszám általában folyamatosan növekszik folyásirányban, a fajösszetétel lassan változik. A változások forrása legtöbbször a beömlő mellékfolyók, melyek nem csupán vízhozamukkal növelik a főfolyót, hanem az általuk szállított eu- és tichoplanktonikus fajokkal is. A beömlő folyók mind vízhozamukat, mind fajkészletüket tekintve nagyon változatosak. Ez az együttes hatás alakítja, formálja a főfolyó fitoplanktonját. (KISS & GENKAL 1996) 1.2.6. Betöményedés-higulás A VKI monitorozó program több olyan tavunkat is a vizsgálandók közé sorol, ahol a fitoplanktonra ható tényezők között a növekvő ásványi oldott anyag tartalom szerepet játszik. Olyan mértékű betöményedés, amivel már számolni kell és a fitoplnktonra is hatással lehet, a Fertőn, a Velencei-tavon és néhány nagyobb szikes tavunkon fordulhat elő. Ez utóbbiaknál gyakrabban. Szikes tavainkban, különösen az asztatikus tavakban tavasztó őszig jelentős a betöményedés, amit legegyszerűbben a vezetőképesség mérésével lehet nyomon követni. A tavaszi hóolvadás után viszonylag kis vezetőképességű a víz. Az ilyenkor kialakuló fitoplankton gyakran egyéb tavaink édesvizi algaegyütteseire hasonlítanak. A nyár előrehaladtával, ha nincs megfelelő vízutánpótlás, a sókoncentráció növekszik, a korábbi fitoplanktonból kiszorulnak a kis vezetőképességű vizekre jellemző fajok. A fajszám csökkenés mellett, előtérbe kerülnek a nagyobb sókoncentrációt tűrő szervezetek, melyek között szikeseinkben számos natronofil faj is megtalálható. A betöményedés ellentéteként az esetleges higulásról sem szabad elfelejtkeznünk. Most nem elsősorban arra a természetes jelenségre gondolunk, amikor a beszáradáshoz közel álló tóban pl. egy jelentősebb nyári esős időszakban a csapadék utánpótlás miatt számottevő mértékben csökkenhet a vezetőképesség, ami magával vonhatja a natronofil fajok visszaszorulását. Jó tanulmányozott példaként említjük a Szelidi-tavat, ami az 1960-as évekig egyik jellegzetes és jelentős szikes tavunk volt, gazdag, igen jól tanulmányozott algaflórával (HORTOBÁGYI 1960, SZEMES 1959). Ebben az időben a tó oldott sótartalma megközelítette a 3000 mg L -1 értéket és még 1974-ben is közel 2500 mg L -1 volt. Az 1970-es évek közepén a stabil vízellátás érdekében közvetve Duna-vizet vezettek a tóba és az jelentősen kiédesült (1976-ban az éves átlagos sókoncentráció 1000 mg L -1 értékű volt). A 2000-es évekre a dunai vízutánpótlás megszüntetése után a sókoncentráció ismét növekedett 2000 mg L -1 átlagértéket ért el. Az 1950-es évek második felére jellemző algaflóra a kiédesülés eredményeképp jelentősen megváltozott és napjainkra hiába közelítette meg az oldott sókoncentráció a korábbi értékeket, a hajdan volt algaflóra már nem alakult ismét ki (SCHMIDT és mts.ai 2007). 15
1.2.7. Vízinövény állomány hatása A vízinövény állomány hatása a fitoplanktonra egyrészt a tápanyagokért, másrészt a fényért folyó versengés formájában jelentkezik. Vízinövény állományon ebből a szempontból az alámerült és a víz felszínén élő növényeket értjük, mivel a partközeli régió zárt nádas, gyékényes állományában nem él fitoplankton. A vízinövények és a fitoplankton közti versengés a tavakban és azokban a lassan áramló vizekben jelentkezik, ahol az áramlási sebesség kisebb annál, mint ami a rögzült vízinövények megtelepedését lehetetlenné teszi. Ez 0,5 m s -1 vagy annál kisebb sebességre vonatkozik. Le kell azt is szögeznünk, hogy a vízinövény állomány a parti régióra korlátozódik, 2-2,5 m-nél mélyebb vizek, vízterületek már mentesek tőlük, így itt a fitoplanktonnal a versengés már megszűnik. Amennyiben tavasszal az alámerült növényállomány azt megelőzően ki tud fejlődni, hogy a fitoplankton jelentős tömeget alkosson és a tápanyagok kivonása, ill. árnyékoló hatása is elmarad, sekély vizeinkben a hínárállomány akár a teljes vízteret elfoglalhatja. Ilyen esetekben a fitoplankton mindig háttérbe szorul és jellegzetes fajösszetételű. Az utóbbi évek kutatásai mutatták ki pl. azt, hogy Myriophyllum és Utricularia állományok között fajgazdag Desmidiales flóra képes kifejlődni, amit a vízminősítésben is jól lehet használni (FEHÉR 2003, 2007). Amennyiben tavasszal a fitoplankton jelentősebb mennyiségben szaporodik el és a vízből fölhasználja a könnyen fölvehető növényi tápanyagokat, állománya pedig május közepéig megmarad, mind a tápanyagok kivonásával, mind jelentős árnyékoló hatásával megakadályozza, hogy a vízfenéken kicsírázó és fejlődésnek induló hínarak elérjék azt a vízréteget ahol már elegendő fény áll rendelkezésükre az intenzív fejlődéshez. Ilyen esetekben abban az évben hínármentes lesz a terület. Az alámerült hínárállományokhoz hasonló hatásúak a fitoplanktonra a tömegesen elszaporodó fonalas algák. 1-1,5 méternél nem mélyebb eutrófikus vizekben (tavak zártabb öbleiben) időről időre nagy tömegben szaporodhatnak el Cladophora, Spirogyra fajok, más fonalas algák (Chlorophyceae, Xanthophyceae fajok) társaságában. Számos esetben akár a teljes vízoszlopot be tudják nőni és ilyenkor kiszorítanak minden más növényt (Kiss & Szabó 1980-81). Ezekben a vizekben a fitoplankton nagyon alárendelt szerep játszik. Az úszó levelű vízinövények (vízitök, sulyom, rucaöröm, békalencse) a víz felszínén kiterülő leveleikkel, ha zárt állományt alkotnak, olyan mértékű árnyékolást jelentenek az alsóbb vízrétegekre, hogy ott a fitoplankton nehezen találja meg életfeltételeit. Ilyen vizekben fajszegény és kis egyedszámú planktonikus alga él. 1.2.8. Belső terhelés (vízvirágzások, toxikus hatások) A fitoplankton együttesek fajösszetételét, mennyiségi viszonyait jellegzetesen módosítják a vízvirágzások, amit akár egyfajta belső terhelésnek, erőteljes kompetíciós hatásnak tekinthetünk. A vízvirágzás fogalma a magyar szakirodalomban nem egységes értelmezésű. Figyelemre méltó, hogy Felföldy (1984) a vízvirágzás fogalmát a víz színe címszó alatt tárgyalja: Ha planktonlények elszaporodása miatt van vízszineződés, az planktonszineződés. Ha a vízszineződést okozó algatömeg a víz felszínén, vagy a felszíni rétegekben tömörül, akkor és csak akkor vízvirágzás (neusztonszineződés) a neve. (a külföldi irodalom a vízvirágzást gyakran tágabb értelemben használja és minden szabadszemmel észlelhető palnktonszineződésre érti.). Bár a klasszikus megközelítés etimológiailag nagyon kifejező, ma mind inkább tért hódít az általános megközelítés. Ennek alapján vízvirágzásról beszélhetünk akkor, ha a víztömegben szuszpendáltan nagyobb tömegben szaporodnak el 16
algák (egy, vagy több faj egyidejű tömegesebb jelenléte) és vízvirágzásról beszélhetünk akkor is, ha az algatömeg a vízfelszín közelében összetömörödve jelenik meg. Ez utóbbi esetben nem szükséges, hogy a teljes víztömegre vetítve nagy össz-algabiomassza legyen jelen, hiszen a vízfelszíni vízvirágzást azért is vesszük észre, mert egy helyre koncentrálódik az algatömeg (pl. a szél sodorja együvé azokat). A Velencei-tó déli partján több kevesebb rendszerességgel figyelhetünk meg Microcystis aeruginosa vízvirágzást, néhány 10-100 m 2 -es foltokban. Itt az algatömeg 50-100 mg L -1 -es biomassza értékek is elér, noha a teljes víztömegre vetítve csak néhány mg L -1 -es a biomasszája. Vízvirágzás kialakulása vízminőségi szempontból gyakran kritikus helyzetet teremt, mint erről a fénnyel kapcsolatos fejezetben írtunk (a fitoplankton tömeg okozta fényklíma romlás jelentősen csökkenti a fotikus réteg vastagságát és az afotikus rétegben, ill. éjszaka anoxia is kialakulhat, minden velejáró kedvezőtlen következményeivel együtt). Vízvirágzások alkalmával gyakran szaporodnak el toxikus, vagy potenciálisan toxikus algák. Ezek a vízminőség szempontjából kritikus helyzetet teremthetnek. Emiatt bármikor vízvirágzást észlelnek egy vízben, azonnali vizsgálat indokolt, hogy kizárhassák a mérgezés lehetőségét. Az az általános vélemény, hogy egy (potenciálisan) toxikus faj elszaporodása elsősorban valamilyen fiziológiai többletnek köszönhető (táplálkozási stratégia, az adott körülményekhez jobban alkalmazkodott pigmentek, gázvakuólum stb.), amivel az adott populáció rendelkezik. Jelen ismereteink szerint magában az elszaporodásban csekély szerepe van a toxikus anyagcseretermékeknek. Azonban az is általános tapasztalat, hogy a kialakult vízvirágzás gyakran egy-fajos pl. monocianobakteriális, azaz eltűnnek, vagy legalább visszaszorulnak az egyéb alga- és cianobaktérium fajok. Ebben is szerepe lehet a fiziológiának (ki hogyan bírja a fokozódó árnyékolást, kevesebb tápanyagot stb.), de itt már fontos szerepe van a toxikus anyagcseretermékeknek. Itt tovább bonyolódik a kérdés. Azok a hagyományos alga és cianobakteriális toxinok, amelyeket ismerünk (toxikusak egérre, emberre, magasabb szerveződésű élő rendszerekre: mikrocisztinek, cilindrospermopszinok stb.), nem általánosan hatnak az algákra, egyes taxonok fajai számára teljesen indiferensek, míg másokra erősen hatnak (pl. a mikrocisztinek a Dinoflagellata, Cryptophyta fajokra, egyes zöldalgákra). Tehát a tényleges algatoxinok nem általánosan hatnak, azonban a vízvirágzást előidéző szervezetből (illetve annak tömegéből) szűkebb és szélesebb spektrumú algicid hatású anyagokat elég gyakran izolálnak (ezek ugyan nem toxinok számunkra de hasonlóan változatos anyagcseretermékek). Elfogadott vélemény, hogy ezek az anyagcseretermékek (toxinok és algicidek) csak akkor kritikusak más algákra ha az adott (termelő) szervezet elér egy kritikus egyedszámot (kritikus tömeget). Ez néhány fajnál pl. Prymnesium parvum néhány ezer milliliterenként, de más algáknál ennél több. Csak nagytömegű jelenlétük esetén várható, hogy ezen anyagoknak hatásuk van a víztér algamintázatára. Eutrófikus tavak, holtágak esetében okozhat komoly belső terhelést az, ha bármilyen ok miatt a fenék közeli rétegekben az oldott oxigén koncentráció néhány % alá csökken, vagy teljes anoxia alakul ki. Anoxikus körülmények között a fenéküledékben olyan bomlási folyamatok erősödnek, vagy válnak dominánssá, melyek méreganyagok, nehézfémek (szabad ammónia, kénhidrogén pl. a halakra közvetlen veszélyforrás), s egyben növényi tápanyagok (N, P) felszabadulását eredményezhetik. Ez utóbbi a fitoplankton számára további tápanyag forrást jelent, növelheti a trofitást, ill. lassíthatja az oligotrofizálódást. Ez utóbbi pl. a Balatonban a korábbi oligo-, mezotrófikus vízminőség visszaállítását még hosszú évekre elodázhatja, mivel ott az üledék mélyebb, oxigén-szegény rétegeiben foszfor visszaoldódást eredményez. 17
1.2.9. Kifalás A fitoplankton fajösszetételére, mennyiségi viszonyaira kisebb, nagyobb hatást gyakorolnak a fogyasztó szervezetek. A fogyasztó szervezetek skálája nagyon széles. Más-más fogyasztók gyérítik a fitoplanktont a nyílt vízben és mások a partközeli régióban. A nyílt vízben fitoplanktonnal táplálkozó szervezetek nagyobbik része maga is planktonikus életmódú, de vannak közöttük a bentonhoz tartozók, ill. az algaevő fehér busa (Hypophthalmichthys molitrix) esetében a nekton tagja is. A nyílt vízben fitoplanktonnal táplálkozó szervezetek legkisebb tagjai a színtelen ostorosok, csillósok, melyek maguk is planktonikus fajok. Fitoplanktonnal is táplákozik számos amőba, de a napállatkák is fogyasztanak belőlük. Az egysejtű zooplankton algafogyasztása esetenként jelentős, bár erre vonatkozóan meglehetősen szűkösek az ismereteink. A Dunában pl. aggregátumokon táplálkozik az összes ostoros faj 48%-a, melynek jelentős része algafogyasztó (Kiss, Á.K. 2008). A Rotatoria, Cladocera, Copepoda fajok közül nagyon sok köztudottan fitoplanktonnal táplálkozik. Mint az egysejtű zooplanktonnal kapcsolatban rámutattunk, hogy vannak köztük olyan fajok, melyek életmódjukat tekintve nem euplanktonikusak, mégis fogyasztanak fitoplankton fajokat, a Rotatoria-k között is vannak olyan szesszilis fajok, melyek pl. fitoplankton kolóniák felületén legelve táplálkoznak (pl. Microcystis aeruginosa telepből egyenként csipegeti ki a sejteket). A zooplankton fogyasztása gyakran nagyon jelentős. Sok vízből leírták már, hogy a fitoplankton csúcsokat egy-két héttel Rotatoria csúcs, 2-4 héttel Cladocera, Copepoda csúcs követi. A zooplankton kifalása esetenként azt eredményezheti, hogy egy nagy abundanciájú fitoplankton együttessel jellemezhető tavat, melynek fajai túlnyomó részben fogyasztható és emészthető a zooplankton számára, szinte algamentessé szűri a zooplankton. Ilyen jelenségről számolt be Kiss & Szabó (1980-81), ahol egy szennyvíz-utótisztító tórendszer algás tavában a májusi fitoplanktonban gazdag vizet egy már-már a-klorofill mentes, Cladocera fajokban gazdag víz követte. Nagyon sok zooplankton faj szelektív táplálkozású, és csak neki tetsző algafajokat fogyaszt (egysejtű zooplankton fajoknál kimutatták, hogy kémiai receptoraik segítségével szelektálnak). Számos Cladocera, Copepoda faj méret alapján szelektál, hogy csak olyan partikulumok (a táplálékul szolgáló algák is annak számítanak) kerüljenek az emésztőrendszerükbe, amilyeneket minden valószínűség szerint meg is tudnak emészteni, vagy az emészthetetlenek akadálytalanul keresztül jutnak a béltarktusukon. Ismert az a jelenség is, hogy számos bekebelezett algafaj (pl. a nagyon vastag cellulóz hemicellulóz sejtfalú Scenedesmus fajok, Chlorococcales) sértetlenül (emésztetlenül) jut keresztül a fogyasztó szervezet emésztőrendszerén. Ezek az algák a fogyasztó szervezet béltraktusában még külön táplálékot is föl tudnak venni. Így, ha kijutnak a fogyasztó szervezetből, akár azonnal osztódni képesek. Ez a jelenség nagyon erős szelekciós hatást fejthet ki a fitoplanktonra, mivel a fogyasztható és emészthető fajok száma ezzel csökken, az emészthetetleneké pedig növekszik. Számottevő lehet a rögzült szűrő szervezetek fitoplankton fogyasztása is. Itt elsősorban néhány tömegesen elszaporodó kagylófaj érdemel említést. Mind tavakban, mind azokban a folyóvizekben, ahol ezek a kagylók nagyobb állományt alkotnak, az általuk kiszűrt partikulumoknak számottevő része állhat algasejtekből. Például a vándorkagyló (Dreissena polymorpha) számos folyóvizünkben és tavunkban nagy tömegben található a litorális régióban, ahol jelentős mennyiségű vizet szűrnek át. A Balatonban pl. egy nap alatt akár 1,7 18
millió m 3 vizet (ez a Balaton vizének 0,1 %-a) is átszűrnek, amit ezzel algamentessé is tesznek (BALOGH ÉS MTS.AI 2008). 1.3. A fitoplankton minősítési rendszer hazai vizsgálati eredményeinek rövid összefoglalása 1.3.1. A hazai minősítési módszerek áttekintése A hazai biológiai vízminősítés évtizedeken keresztül a merített planktonminta (gyakorlatilag fitoplankton) szaprobiológiai szempontú vizsgálatát (Pantle és Buck 1955) jelentette. A rendszer a hatvanas évek végétől szinte változatlanul működött, kisebb változtatások (Gulyás 1998) csupán az egyes fajok szaprobiológiai index értékét érintették. E változtatások szakértői becslésen alapultak, és hatásuk a rendszerre elhanyagolható volt. Felföldy (1974, 1987) a biológiai vízminősítés elméleti alapjainak bemutatásakor kitért a trofobionta rendszerekre, és egyértelműen jelezte, hogy hazai vizekre alkalmazva az irodalmakban ismert fitoplankton indexek nem működnek, a terhelésekkel szemben érzéketlenek. A rendszer gyengéire mutattak rá Borics és mtsai. (2002). Ezt követően már a VKI szellemiségét szem előtt tartva került kidolgozásra a hazai fitoplankton-alapú minősítés rendszer tavakra (Padisák és mtsai. 2006), majd folyókra is (Borics és mtsai. 2008). Mindkét módszer a fitoplankton összetétele alapján értékeli az adott vizet, alkalmazásuk a VKI terminológiáját használva csak metrika szintű értékelést jelent. 1.3.2. Stresszor specifikus minősítési rendszer kidolgozása A VKI egyértelműen meghatározza, hogy mely élőlénycsoportok figyelembevételével kell a felszíni vizek ökológiai állapotát értékelni, ugyanakkor nem tér ki arra részletesen, hogy konkrétan milyen minősítési rendszereket kell alkalmazni. Ez azonban csak részben jelent szabadságot a tagországok számára. Az Európai Unió a tagországokat oly módon segíti a megfelelő biológiai módszerek kidolgozásában és/vagy kiválasztásában, hogy támogatja a módszerek interkalibrációját. Ez az Interkalíbráció már több éve folyik, és számos olyan eredménnyel járt melyek konkrét segítséget nyújtanak ahhoz, hogy a megfelelő módszer kerüljön kidolgozásra. A témával foglalkozó legutóbbi hivatalos dokumentum (WG ECOSTAT 2009) részletesen kitér arra, hogy mely kritériumoknak kell a biológiai minősítő módszereknek megfelelniük, azaz mik a feltételei a VKI kompatibilis biológiai módszereknek. Ezek valamennyi élőlénycsoportra nézve az alábbiak: fajokon kell, hogy alapuljon, stresszor specifikus kell legyen, olyan határértékeket kell használjon, melyek biológiai relevanciája igazolt. 1 fajokon kell, hogy alapuljon Ez a kitétel azt jelenti, hogy a felmérés során törekedni kell a faji szintű határozásra. Az alapadatoknak tehát a fajokra kell vonatkozniuk. Ez nem jelenti ugyanakkor azt, hogy a fajok ökológiai háttérmintázatának ismeretében nem végezhető el bizonyos csoportosítás. Sőt ez gyakorlatilag elkerülhetetlen, hiszen ez pl. a szaprobitási vizsgálatok során is megtörténik oly módon, hogy bizonyos szervezetek azonos szaprobitási értékkel ill. súlyfaktorral látják el. A csoport képzés legismertebb példái a taxonómiai alapú fitoplankton indexek (Jarnefelt 1952, Nygaard 1955) de ilyenek a hazai fejlesztésű fitoplankton indexek is (Padisák et al. 2006, Borics et al. 2008). A biológiai módszerekkel szemben tehát elvárás, hogy konkrét számot adjanak. Ez a szám (metrika) a fajok relatív abundanciáján, ill. abszolút mennyiségén kell alapuljon. 19
2 stresszor specifikus kell legyen Elvárás, hogy a biológiai módszerek által adott értékek ne valamiféle szubjektív benyomást jelenítsenek meg az adott vízzel kapcsolatosan, hanem matematikai formulákkal egyértelműen leírható, számszerűsíthető kapcsolatban kell álljanak bizonyos terhelési mutatókkal. A fitoplankton alapján első megközelítésben az oldott növényi tápanyagok jöhetnek szóba, de hazai tapasztalatok alapján a szerves terheléssel, vagy bizonyos hidromorfológiai beavatkozásokkal kapcsolatos összefüggések is elképzelhetők. 3 olyan határértékeket kell használjon, melyek biológiai relevanciája igazolt. A biológiai módszerek által adott index értékeit 5 osztályba kell sorolni. Ez a kategorizálás nem történhet pl. egyenlő osztályok mechanikus képzésével. A VKI normatív definíciója szerint a jó és közepes ökológiai állapot határán olyan jelenségnek kell történnie, mely határozottan jelzi, hogy az adott víztérben kedvezőtlen folyamatok zajlanak, melyek miatt jó ökológiai állapotról már nem beszélhetünk. 1.3.3. A fitoplankton alapú hazai minősítési rendszerek jelenlegi állapota a VKI kritérium rendszerének ismeretében 1.3.3.1. Fajszintű rendszer kritériumainak való megfelelés A VKI azzal a megkötéssel, hogy a minősítési rendszereknek fajszintűeknek kell lenniük azt kívánja elkerülni, hogy a minősítési rendszerek csupán durva taxonómiai felbontáson alapuljanak, elzárva a későbbi finomítások lehetőségét. A másik indok az, hogy már most is kellő ismereteink vannak afelől, hogy a magasabb taxonómiai kategóriák ökológiai szempontból nem homogének. A faji szintű értékelés azonban nem jelenti feltétlenül azt, hogy a faji szintű feldolgozást követően az azonos, ill. hasonló ökológiai igényű szervezeteket ne lehetne csoportokba rendezni. Erre példa a Skandináv országok által használt vízvirágzást okozó cianobaktériumokon alapuló metrika. A hazai módszerek (Padisák és mtsai. 2006; Borics és mtsai. 2008) kialakítása során figyelembe kellett venni, hogy víztípusaink sajátosak és minősítésükkor nem lehet egy egyszerű trofitási skálára alapozni. A fitoplankton asszociációkon (funkcionális csoportokon - Reynolds 2002) alapuló módszer lehetővé teszi, hogy a trofitás mellett egyéb az adott víztípus szempontjából fontos sajátságok (magas sótartalom), ill. egyéb terhelések (szerves terhelés) kerüljenek előtérbe. A hazai módszer faji szintű határozást igényel, s így megfelel az 1 sz. pont követelményének. 1.3.3.2. Stresszorspecifikus jelleg A VKI ben és a végrehajtását segítő útmutatókban is hangsúlyozottan megjelenik az az igény, hogy a használt metrika és a terhelés értéke között legyen összefüggés. Ennél többet azonban az útmutatók nem mondanak. Ez több tekintetben is vitathatatlanul szabadságot jelent a módszerek fejlesztőinek. Nincs megadva, hogy a milyen R 2 érték az elvárt, ill. az sem, hogy mi értendő a terhelés alatt. A fitoplankton esetén a terhelésként elsősorban a növényi tápanyagok jöhetnek szóba, de eutróf rendszereknél, ahol a tápanyagok koncentrációja meghaladja a limitáció mértékét gyakran semmiféle összefüggés nem mutatható ki. Jóllehet a fitoplanktont alkotó szervezetek jelentős része autotróf szervezet, de akadnak közöttük mixotrófok is, ami egyben azt is jelenti, hogy a szerves terhelés indikációjára képesek. (Ez természetesen nem újdonság, hiszen csaknem valamennyi algafaj részét képezte a szaprobiológiai rendszereknek.) Azoknál a víztípusoknál melyeket szerves terhelés érhet, a fitoplankton metrikák összevetése a szerves terhelés valamely mérőszámával szükségszerű. Elképzelhető bizonyos összetett stresszor kialakítása is, melyben több terhelés egyetlen 20