Kérdése van? Tegye fel, tanácsadóink válaszolnak! Állattenyésztés, növénytermesztés, kertészet, növényvédelem, talajművelés, jog, biotechnológia, környezetgazdálkodás, minden ami mezőgazdaság: Agrároldal.hu.
A kistájra jellemzõ erõs antropogén hatás a három vizsgált élõhelyen is megmutatkozott. Az alföldi mcsárréteken, hol a kvadrátonkénti fajszám 22 és 36 között változott, a fajkészlet zömét a tágtûrésû zavarástûrõ
fajok tették ki. Ezek egy része a rétgazdálkodáshoz kapcsolódó ún. felülvetés nyomán szaporodhatott el
(pl. Festuca pratensis, Trifolium repens, T. pratense). A kaszálórétek jobb fajai csak kis borítási értékekkel és
alacsony konstanciával fordultak elõ. A vízparttól távolabb található, zárt nádasokban összesen 52 fajt jegyeztünk fel, ami számottevõen, tizenkilenccel meghaladja a korábban vizsgált vízparti nádasokból kimutatott fajok számát. A fajszámnövekedést elsõsorban a szárazabb élõhelyek felõl betelepülõ igénytelenebb fajok eredményezték (pl. Agropyron repens, Calamagrostis epigeios, Galium mollugo, Urtica dioica, Vicia cracca, stb). Ezek a fajok azonban nem váltak a „szárazföldi“ nádasok jellegzetes fajaivá, hanem csak esetlegesen bukkantak fel egyik-másik állományban, konstanciájuk minden esetben alacsony maradt. Ezt számszerûen is megjeleníti az élõhelyen belüli kvadrátpárokra kapott nagyon alacsony átlagos hasonlóság (mindössze 0,19,
Sørensen -indexszel mérve). A nem zsombékoló magassásréteken csak 30 fajt figyeltünk meg, és a kvadrátonkénti fajszám is nagyon alacsony, 5 és 13 közötti érték volt. A degradált jelleg magyarázatául leginkább a területek idõnkénti feltörése képzelhetõ el. Ez alól csak a Kajászótól délre felvételezett állomány képezhet kivételt, ahol az Eriophorum angustifolium is elõfordult.
Bevezetés
Hazánk területének jelentõs része intenzív mezõgazdasági mûvelés alatt álló, csekély lejtõszögû síkság, illetve lankás dombvidék. Ezeken a helyeken az állandó emberi jelenlét és gazdálkodás szinte teljesen megszüntette a potenciális vegetációt. A fõleg agrár jellegû kistájak, a települések, azok közvetlen környezete: a parlagok, rétek, szántók, kertek ritkán keltik fel a botanikus ökológusok figyelmét. Pedig ezek az élõhelyek több
okból is jelentõs odafigyelést érdemelnének. Egyrészt mivel az ország területének nagyobbik hányadát teszik ki, másrészt azért, mert itt is találhatunk jelentõs ökológiai és botanikai értékeket, harmadrészt pedig azért, hogy felismerjük azokat a mûvelési ágakat, melyek összeegyeztethetõek a kistájak biológiai sokféleségét megõrzõ, vagy azt újrateremtõ természetvédelemmel. Ebbõl a szempontból nagy jelentõségûek az ökológiai folyosókként is funkcionáló, a kultúrtájon áthaladó patakok (GALLÉ et al. 1995), illetve az általuk kialakított, gyakran vízjárta, nehezebben hasznosítható sávok, ahol a környezõ agrár élõhelyeknél sokkal változatosabb vegetációval és élõvilággal találkozhatunk, hiszen itt találnak otthonra az onnan kiszoruló fajok is. A lágy- és fásszárú invázív növények terjedésében is jelentõs szerepet játszanak a patakok (BALOGH et al. 1994, BALOGH 2001). A víz áramlása elõsegíti propagulumaik terjedését, valamint, ha a patak partját
nem kaszálják vagy legeltetik intenzíven, de néhány évenként erõsen megbolygatják (kotorják), az jó lehetõséget teremt állományaik kialakulásához. A részletesen kutatott vegetációjú hazai patakok közé tartoznak a Balaton-felvidéki Aszófõi-séd (KOVÁCS és FELFÖLDY 1958) és a Pécsely-patak (KOVÁCS és FELFÖLDY 1960), valamint a Vas megyei Ablánc-patak (KOVÁCS et al. 1998).
Bizonyos patakparti társulásokról, mint például a Glycerio-Sparganion csoport tagjai és a Filipendulo-Geranietum, országos áttekintések jelentek meg (KOVÁCS 1962, 1963). Más, fõleg fásszárú fajok által dominált, a patakpartokon is jelentõs borítással rendelkezõ társulásoknak nagyobb folyóink mentén elhelyezkedõ állományait mérték fel részletesen. A Duna kisalföldi, majd Budapest környéki szakaszán ZÓLYOMI (1934, 1937, 1958), a Szentendrei-sziget déli részén pedig ZSOLT (1943) vizsgálta átfogóan a növényzetet. A legnagyobb folyamunkat övezõ növényzet leírásának szintézise KÁRPÁTI és KÁRPÁTI (1958a, 1958b, 1968) tolla által látott napvilágot. Új adatokkal szolgáltak a közelmúltban a Duna Gemenc környéki szakaszáról KEVEY és TÓTH (1992) kutatásai, valamint a bõsi vízerõmû beindítása miatt a természetvédelem fókuszába került Szigetközrõl KEVEY (1993) dolgozata. A fõváros közigazgatási területén belül elhelyezkedõ
Háros-sziget egyedülállóan jó állapotban megmaradt vegetációját is többen vizsgálták (GERGELY 1994, GERGELY és SZALAI 1997, SZALAI és GERGELY 1997, SZALAI 1996, 2000, MJAZOVSZKY 1995, 2001a). TIMÁR (1950, 1954) és BODROGKÖZY (1965, 1966) tanulmányozta és írta le a Tisza árterének növényzetét és annak botanikai értékeit, KOVÁCS és MÁTHÉ (1967) az Ipolyét, KOVÁCS és TAKÁCS (1998) pedig a Rába alsószölnöki szakaszát. A nagy – több négyzetkilométeres kiterjedésû – területen végzett növénytani, ökológiai
és élõhely-vizsgálatok végzéséhez dolgozták ki a tájléptékû vegetációkutatás különbözõ módszereit (SCHWABE 1989, 1991). A Váli-víz partján végzett kutatásainkhoz az utóbbi években kidolgozott, és folyamatosan csiszolódó hazai tájléptékû vegetációkutató módszert, az Általános Nemzeti Élõhely-osztályozó Rendszert, az Á-NÉR-t használtuk (FEKETE et al. 1997), mely társulások helyett élõhely-kategóriákkal jellemzi az adott területeket. E munka során merült fel annak az igénye, hogy a felbukkanó Á-NÉR kategóriákat
részletesebben is dokumentáljuk. Elsõ lépésként a közvetlenül a vízparti sávban leggyakoribb élõhelyeket: a tavak zárt nádasait és gyékényeseit (B1), tavi harmatkásásokat, békabuzogányosokat, tavi kákásokat, mételykórós mocsarakat (B2) és a fûz és nyárligeteket (J4) jellemeztük cönológiai felvételekkel és a taxonok legfontosabb indikátor- értékeinek (T, W, R, TVK, Raunkiaer-féle életforma) elemzésével (MJAZOVSZKY
és TAMÁS 2002). Jelen publikáció ugyanennek a területnek a patakparttól kicsit távolabb (mintegy 20–50 m távolságban) található jellegzetes, természeteshez közeli állapotban lévõ élõhelyeit, a vizektõl távolabbi zárt nádasokat (B1), a nem zsombékoló magassásréteket (B5) és az alföldi mocsárréteket (D4) mutatja be hasonló szemszögbõl.
Anyag és módszer
A Váli-víz általunk vizsgált 10 kilométeres szakasza a Niklfeld-féle közép-európai flóratérképezési háló szerint a 8577-es, 8677-es és a 8678-as cellákba esik (NIKLFELD 1971). Ez hazánk tájbeosztásában két kistájat érint: az Alcsútdoboz és Vál közötti szakasz az Etyeki-dombságon, míg a Vál és Baracska közötti szakasz a Váli-víz síkján terül el (MAROSI és SOMOGYI 1990).
Az Etyeki-dombság 200–250 m tengerszint feletti magasságban, a Gerecse déli elõterében helyezkedik el, geomorfológiai szempontból eróziós-deráziós dombság, ahol a Váli-víz széles, saját hordalékával feltöltött, majdnem teljesen sík völgyben folyik. A kistáj túlnyomó része mezõgazdaságilag hasznosított, úgynevezett kultúrsztyep, mely a mérsékelten meleg és mérsékelten hideg, valamint a mérsékelten száraz és száraz
éghajlat határán helyezkedik el. Területhasznosítása: belterület: 4,6%, szántó: 71,8%, kert: 1,7%, szõlõ: 5,2%, rét, legelõ: 1,2%, erdõ: 13,1%, vízfelszín: 0,2%, ártér, elhagyott terület, bányaterület: 2,2%, a fentiekbõl védett terület: 0,25%. A Váli-víz síkja 106–185 m tengerszint feletti magasságban, a Mezõföld északi részén
helyezkedik el. Geomorfológiailag a kistáj lösztakarta eróziós halomvidék, mely enyhén tagolt síksági képet nyújt. A patak itt féloldalasan kiemelt rögök között, az északnyugat-délkeleti völgymedencék egyikében folyik. Ez a kistáj éghajlat szempontjából mérsékelten meleg és száraz. Területhasznosítása: belterület: 6,6%, szántó: 84,6%, kert: 0,3%, szõlõ: 0,8%, rét, legelõ: 3,2%, erdõ: 2,3%, vízfelszín: 0,6%, ártér, elhagyott
terület, bányaterület: 1,6%, a fentiekbõl védett terület: 0,3%. A Váli-víz legfontosabb vízjárási adatai Baracskánál: legkisebb víz: -9 cm, legnagyobb víz: 333 cm, kisvízkor 0,01 m3/s, közepes vízkor 0,45 m3/s, nagyvízkor pedig 45 m3/s a vízhozam. Árvizek tavasszal és nyár elején, kisvizek õsszel szokásosak. A vízminõség
II. osztályú. A patak partján löszös üledéken kialakult réti öntéstalaj, tõle távolabb löszön képzõdött mészlepedékes csernozjom található. Az ártéren 60–80%-ban rétek, 15–25%-ban szántók és mintegy 5%-ban erdõk helyezkednek el. A patakpartok árvízvédelmi kezelése ma a települések belterületére esõ szakaszok növényzetének évente egykét alkalommal történõ kaszálására korlátozódik, de a korábbi évtizedekben rendszeres volt a kotrás, mivel az azóta jelentõsen visszaesett vértesi bányászat során kiemelt karsztvizet itt vezették le. Az általunk vizsgált Á-NÉR kategóriák mindegyikében 5–5 cönológiai felvételt készítettünk. A kvadrátok helyének kiválasztásakor ügyeltünk arra, hogy azok jellegzetesek és amennyire csak lehet homogének legyenek. A nádasokban és a magassásréteken 4 4 m-es, a mocsárréteken 2 2 m-es kvadrátokat alkalmaztunk. A fajok meghatározásához SIMON (1992) és PENKSZA (2000) munkáit használtuk. A fajok borítását Braun-Blanquet módszerrel becsültük meg (JAKUCS 1991). A felvételekbõl nyert adatokat
Á-NÉR kategóriánként cönológiai táblázatokban foglaltuk össze, melyek a fajok becsült borítási értékein kívül tartalmazzák az öt felvétel alapján számított konstanciát, a taxonok legfontosabb ökológiai indikátor-értékeit (T, W, R, TVK, Raunkiaer-féle életforma), illetve a flóraelem szerinti besorolásukat (SIMON 1992). A terepen kapott
cönológiai adatokkal csoporttömeg-számítást végeztünk (JAKUCS 1991), hiszen ezek a valós viszonyokat a fajlista alapján végzett számításoknál sokkal jobban tükrözik. Az így nyert eredményeket százalékos értékekre konvertáltuk, majd ökológiai indikátorértékenként grafikusan ábrázoltuk. A hõklíma-adatok értékelésekor az eredetileg betûkkel jelzett altípusokat jelen feldolgozás során nem különböztettük meg. A felvételek közötti hasonlóságok kvantitatív kimutatására a Sørensen-indexet használtuk. Eredmények és megvitatásuk
A cönológiai adatgyûjtés során összesen 106 edényes növényfajt találtunk. Ezek közül a jelenleg hatályos természetvédelmi törvény szerint védett a Cirsium brachycephalum (1. fotó) és az Eriophorum angustifolium, valamint korábban védett volt az Iris pseudacorus is. Megemlítendõ még az Oenanthe fistulosa elõfordulása, amelyre Kajászó közelében bukkantunk (kvadráton kívül).
A vizsgált élõhelyek közül az alföldi mocsárréteket (D4) találtuk a legfajgazdagabbnak (Függelék, D4/1–5 felvételek). Itt összesen 62 faj fordult elõ, kvadrátonként 22 és 36 között. IV-es és V-ös konstanciaértékekkel a legjellegzetesebb fajok: Achillea asplenifolia, Alopecurus pratensis, Galium verum, Ranunculus acris. Az idõnként elõforduló háborgatás miatt egyes tágtûrésû fajok elszaporodása is megfigyelhetõ, melyek
közül a leggyakoribb ok: Agropyron repens, Plantago lanceolata, Taraxacum officinalis, Trifolium pratense. Veszélyesen terjedõ özöngyomokkal itt nem találkoztunk. A Raunkiaer-féle életformák megoszlását vizsgálva (1. ábra) feltûnõ a hemikriptofitonok igen magas aránya (85,8%). A Váli-víz partján vizsgált mocsárrétek szinte
összes nagy borítással bíró faja (Arrhenatherum elatius, Centaurea jacea, Dactylis glomerata, Galium verum, Pastinaca sativa ssp. pratensis, Poa pratensis, Sanguisorba officinalis, Trifolium pratense, Vicia cracca) ebbe a kategóriába tartozik. Jelentõs még a geofitonok borítása (11,2%), melyért fõleg az Agropyron repens és a Cirsium arvense felelõs. Kis számban elõfordulnak még kamefitonok, hidrofitonok, hemiterofitonok és
terofitonok, de részesedésük a csoporttömegbõl elhanyagolható.
A hõháztartást tekintve az általunk vizsgált alföldi mocsárrétek összes valamirevaló borítási értékkel bíró faja a lomberdõ klímába tartozik (95,9%). Mindössze néhány, a csoporttömegbõl igen kis mértékben részesedõ taxon szubmediterrán (Bromus erectus, Cirsium canum, Festuca rupicola, Galium aparine, Medicago sativa, Tragopogon dubius), valamint egy, a Cichorium intybus mediterrán.
A W-értékeket ábrázolva (3. ábra) kitûnik, hogy a többi Á-NÉR kategóriával összehasonlítva az alföldi mocsárrétek a legszárazabbak, így nem csoda, hogy egyes, noha igen alacsony borítási értékekkel (1%) bíró fajok, a száraz területek kedvelõi közül kerültek ki: Bromus erectus, Daucus carota, Festuca rupicola, Galium mollugo. A mérsékelten száraz élõhelyeket kedvelõk között már jelentõs csoporttömeggel (16,1%) bírókat
is megfigyelhetünk: Agropyron repens, Allium scorodoprasum, Galium verum, Vicia angustifolia. Sok növény tartozott a mérsékelten üde (Cirsium arvense, Crepis biennis, Helictotrichon pubescens, Vicia cracca) és az üde (Arrhenatherum elatius, Trifolium repens) területek jellegzetes növényei közé (12,5%, illetve 14,8%), de a legnagyobb arányban mégis a mérsékelten nedves (Centaurea jacea, Dactylis glomerata, Pastinaca
sativa ssp. pratensis, Poa pratensis, Trifolium pratense) és a nedves (Achillea asplenifolia, Festuca pratensis, Sanguisorba officinalis) élõhelyeket kedvelõk fordultak elõ kvadrátjainkban (30,1%, illetve 19,4%). A mérsékelten vizes vidékek fajaival (Alopecurus pratensis, Symphytum officinale) még viszonylag sûrûn találkozhattunk (5,3%), de kimondottan vizes, igen vizes, vagy vízi élõhelyeket preferálók csak elvétve színesítették a fajlistát (Calystegia sepium, Phalaroides arundinacea, Phragmites australis,
Polygonum amphybium).
Savanyú és gyengén savanyú talajokat kedvelõ növényeket egyáltalán nem találtunk a Váli-víz mentén végzett vizsgálataink során (4. ábra), a közel semleges talajt kedvelõk azonban az alföldi mocsárréteken érték el legnagyobb (17,7%) borítási értékeiket (Trifolium pratense, Vicia cracca). A legnagyobb csoporttömegeket (46,6%, illetve 35,7%) adó taxonok az enyhén meszes talajt kedvelték (Achillea asplenifolia, Arrhenatherum
elatius, Dactylis glomerata, Festuca pratensis, Galium verum), vagy közömbösen viselkedtek a talaj kémhatásával szemben (Agropyron repens, Alopecurus pratensis, Centaurea jacea, Cirsium arvense, Poa pratensis, Sanguisorba officinalis, Symphytum officinale); míg meszes, vagy bázikus talajt kedvelõnek mindössze a jelentéktelen csoporttömegel bíró Daucus carota bizonyult.
Valamivel fajszegényebbek voltak a Váli-víz völgytalpának egyes részeit borító összefüggõ, de a vízparttól elszakadva elõforduló „szárazföldi” zárt nádasok (B1), ahol az öt kvadrátban összesen 52 fajra bukkantunk (Függelék, B1/1–5 felvételek). Itt az egyes kvadrátokban 7 és 22 közötti fajszámok fordultak elõ. Figyelemre méltó, hogy mennyivel egyhangúbbak az ugyanebbe az Á-NÉR-be tartozó, közvetlenül vízparti helyzetû nádasok (MJAZOVSZKY és TAMÁS 2002), ahol szintén 5 kvadrátban hasonló kvadrátonkénti fajszám (8–20) mellett mindössze 33 faj fordult elõ. A vízi nádasok esetében egyébként még a zavartalan kifejlõdésû, az értékes lápi csalánt õrzõ állományok sem bizonyultak fajgazdagnak (KÁRPÁTI 1962). Az általunk vizsgált „szárazföldi” nádasokban mindössze a Phragmites australis volt jelen az összes cönológiai felvételben, IV-es
konstanciát egyik kísérõfaj sem ért el. Magasabb borítási értékeikkel egyes kvadrátokban kitûntek: Agropyron repens, Calystegia sepium, Carex acutiformis, Eupatorium cannabinum, Urtica dioica. Két adventív fajjal találkoztunk: Stenactis annua és Xanthium italicum, azonban ezek egyike sem tartozik a veszélyes, agresszívan terjedõ fajok közé. Sem borításuk (A–D = +), sem gyakoriságuk (K = I) nem volt számottevõ.
Az általunk vizsgált szárazabb, zárt nádasokban feltûnõ a hemikriptofitonok és a hidrofitonok igen magas aránya: az ebbe a két életforma-kategóriába tartozó taxonok alkotják növényzetüknek 89%-át (1. ábra). A legfontosabb hemikriptofitonok: Calamagrostis pseudophragmites, Symphytum officinale, Urtica dioica; a legjelentõsebb hidrofitonok pedig a Phragmites australis és a Carex acutiformis. A geofitonok (6,8%) közül
mindössze az Agropyron repens méltó említésre. Fásszárúakat, valamint hemiterofitonokat és terofitonokat találtunk ugyan a kvadrátokban, de borítási értékük minimális volt. A nádra felfutó, jellegzetes hálózatos szerkezetet biztosító növényfajok közül a Calystegia sepium és a Solanum dulcamara (1. kép) fordult elõ nagyobb mennyiségben. A nádasok növényeinek jelentõs része (44%) a lomberdõ klímába tartozik (Calystegia
sepium, Carex acutiformis, Eupatorium cannabinum, Symphytum officinale, Urtica dioi). Az a néhány taxon, amely a szubmediterrán lomberdõkbe tartozik, borítási értékei alapján nem számottevõ. A vegetációban uralkodó szerepû Phragmites australis (54,3%) a T-érték vonatkozásában közömbös.
Nádasok növényzetét vizsgálva nem meglepõ, hogy a legnagyobb borítási értékekkel rendelkezõ fajok W-értékei igen magasak. Többségük a vizes (19,8%) és igen vizes (60,8%) élõhelyek növényei közül kerül ki (Calystegia sepium, Carex acutiformis, Eupatorium cannabinum, Lythrum salicaria, Phragmites australis, Schoenoplectus lacustris, Solanum dulcamara, Stachys palustris, Typha angustifolia, T. latifolia), melyek között nemcsak a nádasok, hanem más, magas vízigényû élõhelyek tipikus fajai is felbukkannak. Ezek mellett a kvadrátokban szép számmal akadtak kevésbé vízigényes növények is, melyek aránya jóval magasabb volt, mint a szintén a Váli-víz mentén, de közvetlenül a vízparton felvételezett nádasokban (MJAZOVSZKY és TAMÁS 2002). Míg a kifejezetten száraz területek növényeinek (Galium mollugo, Calamagrostis epigeios)
borítása elhanyagolható volt, a mérsékelten száraz területek növényei (Agropyron repens, Calamagrostis pseudophragmites) összesen már 6,9%-ot tettek ki. A mérsékelten üde (1%) és üde (5,6%) területek növényei közül a Chenopodium album, a Vicia cracca és az Urtica dioica érdemel említést. A nedves és mérsékelten vizes élõhelyek növényeinek (Carex hirta, Cirsium canum, Deschampsia caespitosa, Lysimachia nummularia, Ranunculus repens, Symphytum officinale) összborítása is számottevõ volt (5,4%).
Talajreakció szempontjából a Váli-víz partján elhelyezkedõ szárazabb, zárt nádasok növényei egységesek (4. ábra). A csoporttömeg-számítás adatait figyelembe véve 75%- uk az enyhén meszes talajt kedveli. Ide tartoznak a legjelentõsebb borítással rendelkezõ fajok (Carex acutiformis, Phragmites australis, Urtica dioica). A semleges kémhatású talajt elõnyben részesítõ fajok (Potentilla reptans, P. anserina, Sambucus nigra, Vicia
cracca) borítási értékei elenyészõek, míg sok faj nem rendelkezik speciális igénnyel a talajkémhatással szemben. Legfajszegényebbeknek a völgytalp talán legnedvesebb részeit borító nem zsombékoló
magassásrétek (B5) mutatkoztak (Függelék, B5/1–5 felvételek; 2. fotó). Itt összesen 30 fajra bukkantunk. Az egyes kvadrátokban igen alacsony, 5 és 13 közötti volt a fajszám. Mindössze az egyébként alacsony borítási értékekkel (A–D = +-1) bíró Carex vulpina konstanciája érte el a IV-est. Ennek oka, hogy ezek az állományok egyrészt nagyon fajszegények, másrészt a szinte monodomináns sásfajok nem egyeztek meg minden
kvadrátban. Ezt tükrözik a felvételekben a Carex acutiformis, a C. gracilis és a C.
riparia 5-ös A–D értékei is. Egyetlen kísérõ, vagy gyomfaj sem rendelkezett számottevõ borítási, vagy konstanciaértékekkel. Az adventív fajok itt is hiányoztak. Ha az itt tapasztaltakat összevetjük a KOVÁCS (1957) által feldolgozott Magnocaricion társulások adataival, akkor a Váli-víz mentének magassásrétjeit meglehetõsen degradáltaknak kell tekintenünk. Az egyedüli kivétel a valamivel fajgazdagabb Kajászó határában felvételezett
állomány (5 sz. kvadrát), amelyben az Eriophorum angustifolium is elõfordult. A gyapjúsás fajok megjelenése általában a gazdag kifejlõdésû magassásrét állományokban figyelhetõ meg (KOVÁCS 1957), olykor azonban kevésbé jellegzetes területeken is megjelenhetnek (PENKSZA 1991), ha a hidrológiai viszonyok megengedik.
A Raunkiaer-féle életforma kategóriák megoszlása nagyon hasonlított a nádasok esetében tapasztaltakhoz, noha itt fanerofitonokat, hemiterofitonokat és terofitonokat egyáltalán nem találtunk . Még szembetûnõbb volt azonban a hidrofitonok túlsúlya (75,6%), mely abból adódott, hogy a legnagyobb borítási értékekkel bíró fajok egészében (Carex acutiformis, C. riparia, Lysimachia vulgaris), vagy részben (Carex gracilis, C. vulpina) hidrofiton jellegûek. Ezt színezte a néhány kamefiton (Lysimachia nummularia), hemikriptofiton (Deschampsia caespitosa, Eupatorium cannabinum) és geofiton (Carex gracilis, Iris pseudacorus) faj.
A nem zsombékoló magassásréteket szinte kizárólag a lomberdõ klímába tartozó fajok alkotják (99,5%), a néhány tajga, vagy mediterrán területre jellemzõ faj borítási értéke minimális. A B5-ös Á-NÉR kategóriában a növények magas vízigénye még a nádasokénál is kifejezettebb (BORHIDI et al. 2000). A legnagyobb csoporttömeget (77,1%) az igen vizes élõhelyek növényei adják (Carex acutiformis, C. gracilis, C. riparia). Jelentõs még a nedves (Deschampsia caespitosa, Molinia coerulea), mérsékelten vizes (Lysimachia
nummularia) és vizes (Eupatorium cannabinum, Lysimachia vulgaris) termõhelyek növényeinek borítása is. A szárazabb élõhelyek fajainak (Agropyron repens, Poa pratensis, Serratula tinctoria) borítási értéke kicsi, vagy elhanyagolható. A Váli-víz mentén vizsgált nem zsombékoló magassásrét állományok növényei a
talajreakció szempontjából az alföldi mocsárrétekre emlékeztetnek. A növények többsége (49,7%) itt is az enyhén meszes talajt kedveli (Carex acutiformis, Lysimachia nummularia); de majdnem ugyanekkora borítást (44,6%) tesznek ki azok a fajok is, melyek a talaj kémhatásával szemben indifferens viselkedésûek (Carex gracilis, C. riparia, Deschampsia caespitosa, Lysimachia vulgaris). Ezek mellett igen csekély, szinte
elenyészõ volt a közel semleges (2,6%), vagy a meszes, bázikus talajt kedvelõk (3%) csoporttömege.
A Váli-víz völgyének általunk vizsgált szakaszán a szárazabb nádasok és a nem zsombékoló magassásrétek növényzete a természeteshez közeli állapotokat tükrözi, míg az alföldi mocsárrétek esetében jelentõs mértékû degradáció tapasztalható. A B1-es és a B5-ös Á-NÉR-ekben többségben vannak a természetes állapotokra utaló fajok, és a D4-esekben is a csoporttömeg több mint egyharmadát ezek teszik ki (SIMON
1984, 1988). Érdekes, de nem váratlan jelenség, hogy a víztõl távolodva romlik a terület természetvédelmi állapota. Noha unikális, illetve fokozottan védett fajokat egyáltalán nem találtunk, és a védett fajok közül is mindössze kettõ, a Cirsium brachycephalum és az Eriophorum angustifolium került elõ, a társulásalkotó és a kísérõ fajok magas aránya mindenképpen említésre méltó. A természetes állapotokra utaló fajok (V+E+K+TP) csoporttömeg- számítás alapján a B1-es Á-NÉR-ben 75,2%, a B5-ösben 94,3%, a D4-esben
pedig 38,8%. Az alföldi mocsárrétek esetében tapasztalt alacsonyabb természetvédelmi értéket minden bizonnyal az okozza, hogy ezeket néhány évtizeddel ezelõtt helyenként hosszabb-rövidebb ideig szántóként hasznosították, illetve a fajkészletet felülvetéssel módosították. Erre utal több “TZ” besorolású faj, például a Trifolium repens és a Festuca pratensis nagy borítási értéke. Feltételezhetõ azonban, hogy az állományok könnyen regenerálódhatnak, mivel a kistáj erõsen mozaikos hasznosítása a propagulumok elérhetõsége
szempontjából kedvezõ, s ugyanakkor a nedves élõhelyek számos fajának van hosszú ideig életképes talajbeli magbankja (CSONTOS 2001). A propagulomokkal történõ megtelepedés képességének részletesebb megmutatására elkészítettük a felvételezett alföldi mocsárrétek fajkészletében megjelenõ magterjesztési típusok diagramját , CSONTOS et al. (2002) adatbázisának felhasználásával. A szél, vagy állatok útján történõ
terjedés az összes eset mintegy 78%-át teszi ki. Ezen belül az endozoochoria 45,3%-os részesedése rendkívül magasnak mondható, ami e növényközösség adaptálódását jelzi az évezredes tájhasználati módhoz. A chorológiai telítettség („CT“; CSONTOS et al. 2002) átlagon felüli 1,51-es értéke szintén a fajok jó mobilitására utal. Ha az általunk felvett 15 kvadrátból alkotható párokra kiszámítjuk a Sørensen-indexet, egy hasonlósági félmátrixot kapunk (2. táblázat; PRÉCSÉNYI 1991), melynek elemzése alapján kimutatható, hogy az azonos Á-NÉR-be sorolt felvételek általában jobban hasonlítanak egymásra, mint a különbözõ Á-NÉR-be tartozók. A zárt nádasok (B1) Sørensen-indexeinek átlaga 0,19; a nem zsombékoló magassásréteké (B5): 0,22; az alföldi
mocsárréteké (D4) pedig 0,50. Ezzel szemben a különbözõ élõhelyek kvadrátjainak összehasonlításából nyert értékek átlagai minden esetben 0,2 alatt maradnak: B1–B5: 0,167; B1–D4: 0,108; B5–D4: 0,047. Szembetûnõ azonban, hogy abszolút értéküket tekintve az egyazon Á-NÉR-bõl kiválasztott kvadrátpárok között számított hasonlósági értékek sem túl magasak, sõt a B1 és a B5 esetében meglehetõsen alacsonynak mondhatók.
A Sørensen-index a tömegességi viszonyokat nem tükrözi, kizárólag az összehasonlított kvadrátok fajkészletén alapul a számítás. Az egy élõhelyhez tartozó különbözõ felvételek nagyfokú eltérését magyarázhatja egyrészt az egyes felvételek viszonylag alacsony fajszáma, ami által már néhány (fõleg kísérõ-) faj eltérése is komoly különbségekhez vezethet. Ugyanakkor figyelembe kell vennünk azt is, hogy az Á-NÉR besorolás
élõhely-típusokat különböztet meg, és ezért egy Á-NÉR kategória több növénytársulást is magába foglal, így például a nem zsombékoló magassásrétek esetében a felvételezett állományok uralkodó sásfajai is különböztek. Ha nem faji szinten, azaz taxonómiai besorolásokkal osztályoznánk, hanem fiziognómiai csoportokat vizsgálnánk, a magassásrétek minden bizonnyal igen hasonlónak mutatkoznának.
Bár az egyes Á-NÉR kategóriák elég jelentõsen különbözõ élõhelyeknek felelnek meg, ennek ellenére számos olyan faj van, amely a nedves környezetben többféle termõhelyen is elõfordul, s így két vagy több Á-NÉR kategóriából is kimutatható. Ezek többnyire tág tûrõképességû fajok, amelyek az összehasonlított élõhelyeken eltérõ mennyiségekben találhatóak meg.
A nádasoknak és a nem zsombékoló magassásréteknek, valamint a nádasoknak és az alföldi mocsárréteknek 17–17, míg a nem zsombékoló magassásréteknek és az alföldi mocsárréteknek 10 közös faja van. A mindhárom Á-NÉR kategóriában elõforduló 8 faj: Agropyron repens, Calystegia sepium, Cirsium canum, Lysimachia nummularia, Phragmites australis, Poa pratensis, Polygonum amphibium, Symphytum officinale. Mivel ezek a fajok egyik Á-NÉR kategóriához sem hûek, vagyis bármelyikben felbukkanhatnak,
de általában egyikben sem nagy konstanciával, ezért a hasonlóság-számításkor „zaj” szerûek.
A kistájra jellemzõ erõs antropogén hatás a három vizsgált élõhelyen is megmutatkozott.
Az alföldi mocsárréteken, ahol a kvadrátonkénti fajszám 22 és 36 között változott, a fajkészlet zömét a tágtûrésû zavarástûrõ fajok tették ki. Ezek egy része a rétgazdálkodáshoz kapcsolódó ún. felülvetés nyomán szaporodhatott el (pl. Festuca pratensis, Trifolium repens, T. pratense). A kaszálórétek jobb fajai csak kis borítási értékekkel és alacsony konstanciával fordultak elõ. A vízparttól távolabb található, zárt nádasokban
összesen 52 fajt jegyeztünk fel, ami számottevõen, tizenkilenccel meghaladja a korábban vizsgált vízparti nádasokból kimutatott fajok számát. A fajszámnövekedést elsõsorban a szárazabb élõhelyek felõl betelepülõ igénytelenebb fajok eredményezték (pl. Agropyron repens, Calamagrostis epigeios, Galium mollugo, Urtica dioica, Vicia cracca, stb). Ezek a fajok azonban nem váltak a „szárazföldi“ nádasok jellegzetes fajaivá, hanem csak esetlegesen bukkantak fel egyik-másik állományban, konstanciájuk minden esetben alacsony
maradt. Ezt számszerûen is megjeleníti az élõhelyen belüli kvadrátpárokra kapott nagyon alacsony átlagos hasonlóság (mindössze 0,19, Sørensen -indexszel mérve). A nem zsombékoló magassásréteken csak 30 fajt figyeltünk meg, és a kvadrátonkénti fajszám is nagyon alacsony, 5 és 13 közötti érték volt. A degradált jelleg magyarázatául leginkább a területek idõnkénti feltörése képzelhetõ el. Ez alól csak a Kajászótól délre
felvételezett állomány képezhet kivételt, ahol az Eriophorum angustifolium is elõfordult.
Szeretné vállalkozását hatékonyan hirdetni? Szeretné, ha weblapja látogatottabb lenne? Online marketing tanácsadás, és hatékony online hirdetés az Agrároldal.hu szakértőitől! Kérje ajánlatunkat itt!
Forrás: Tájökológiai Lapok
