Bevezetés
A tájelemzõ és -értékelõ tudományos kutatásoknak átfogó, holisztikus szemléletû képet kell adniuk a táj egészérõl és elemeinek kapcsolatáról a tájtervezõknek. A táj funkcionális értelmezésének megfelelõen a fõ kérdés mindig az: milyen szerepköröket tölt be az adott táj, és hogyan lehetne megõrizni, esetleg javítani, helyreállítani természetközeli jellegét, az eredeti hatékonyságot megközelítõ mûködését. Ez nem csak a védett területeken, hanem mindenütt lényeges feladat. A táj szerkezetének a mûködését kell szolgálnia. Manapság a részletes tájkutatás elengedhetetlen eszközei a távérzékeléssel beszerzett anyagok, melyek adatait földrajzi információs rendszerek segítségével mennyiségi módszerekkel dolgozzák fel. Az automatizált módszerek azonban ma még kevéssé alkalmasak arra, hogy a táj kis kiterjedésû, de jelentõs szerepkört betöltõ elemeit (mint pl. a szegélyökotópokat vagy az ökológiai folyosóként mûködõ élõsövényeket) fontosságuknak megfelelõen mutassák be és értékeljék. A hagyományos terepi felmérési eljárások és a tájmetriai irányzat eredményeinek együttes felhasználása megoldást nyújthatnak erre a problémára.

Áttekintés és hazai példa

A kultúrtájak szerkezete és funkciói
A Föld felszínének döntõ részén kialakított kultúrtájak, elsõsorban a mezõ- és erdõgazdasági tájak – termelõ funkciójuk mellett – optimális esetben megõriztek valamit ökológiai szabályozó szerepükbõl, ezért természetvédelmi, társadalmi, kulturális stb. jelentõségük is van (BASTIAN és SCHREIBER 1999). A mezõgazdaság és a természetvédelem egymásra utaltságát mi sem jelzi jobban, mint, hogy Közép-Európában a veszélyeztetett növény- és állatfajok több mint fele antropogén ökoszisztémák lakója (HARRACH 1992). A védett területek mellett egyre jobban hangsúlyozzák a természetközeli állapotú élõhelyek jelentõségét (BODNÁR et al. 2000). Ha azonban – amint a környezetvédelemért kevesebb áldozatra képes országok esetében gyakran elõfordul – a nagyüzemi gazdálkodás elõnyei (könnyebb gépesítés, kemizálás) kizárólagos szempontokká válnak (MÁRKUS 1992, 1994), az elemeiben „elszegényedett” táj nem lesz képes megfelelni a funkciók széles körének. A fejlett és sûrûn lakott országokban, mint amilyen Németország, idõben felismerték a földhasználat túlzott mértékû „ésszerûsítésének”, a csak termelési szempontú tagosításnak (Flurbereinigung) a veszélyes voltát, és megindult a tájrehabilitáció.
Más részrõl természetesen a túlzott elaprózottság (Keinlammerung), a túl kis méretû, keskeny parcellák sem feltétlenül felelnek meg a táj jellegének, csak bizonyos természeti viszonyok között tekinthetõk optimális földhasználatnak. A hagyományos és a modern nagyüzemi gazdálkodás hatékonyságát az Európai Unió több országában környezeti hatásaikkal együtt értékelik (pl. Olaszországban, VERBAKEL et al. 1984), s ésszerû kompromisszumokra törekednek (WASCHER 2000).
A táj mûködését akadályozza, ha emberi hasznosításának térbeli egységei egyáltalán nem illeszkednek a természetes viszonyok által meghatározott méretekhez. A különbözõ tájelemeknek eltérõ az ökológiai sérülékenysége, terhelhetõsége, ezért a belterjes mûvelésû földek aránya – károsodás nélkül – korlátlanul nem növelhetõ. A magyarországi privatizációval szemben az Európai Unió külterjesítési politikája – a túltermelés csökkentése mellett – ökológiai célokat is szolgál (BALDOCK és BEAUFOY 1993).

Hazánk 1994-ben csatlakozott a biológiai sokféleség és a biológiai erõforrások védelmérõl szóló ENSZ egyezményhez (NECHAY és FARAGÓ 1992), amely a mezõgazdaságra is komoly feladatokat ró. Magyarország korszerû földhasználatának kialakítására olyan koncepciók születtek (HARRACH 1992, ÁNGYÁN 1998), amelyekben feltételként szerepel, hogy az agrártáj – alapvetõ termelõ feladata mellett – ökológiai funkciókat is képes legyen ellátni. A biotóphálózatok elvén (JEDICKE 1994) alapuló elképzelés szerint (ÁNGYÁN és MENYHÉRT 1997) ehhez az agrártáj legalább 8–12%-át természeteshez közeli állapotú biotópoknak kell elfoglalniuk.

A tájszerkezet kutatása
Európa tagolt domborzatú, változatos élõhelyeket kínáló vidékein az évezredes mezõgazdasági mûvelés sajátos szerkezetû tájmozaikokat (WIENS 1995) eredményezett. Tájökológiai szempontból a mozaikos tájak lényeges tulajdonsága a -diverzitás, az élõhelyeknek az ökotópok heterogenitásából fakadó sokfélesége (PRIMACK 1993, MARGÓCZI 1998), amely az emberi tevékenység hatására igen különbözõ mértékben maradt fenn.
A kultúrtáj „durva” szövetének feltárása gyakran nem elegendõ. A mozaikosodás nem csak táji szinten, hanem egy-egy ökológiai folton (ökotópon) belül is fellépõ jelenség. A Hortobágy kiszáradó vizes élõhelyein kimutatott, de természetesen máshol is elõforduló, ún. „represszív mozaikosodásnak” (ARADI és GÕRI 2001) az a lényege, hogy a feldarabolódó folt belsõ szegélyein menedéket találnak és elszaporodnak olyan visszaszoruló fajok, amelyek azután a kedvezõre forduló viszonyok hatására, a megfelelõ folyosókat megtalálva, újra elterjedhetnek a tájban. Ez a példa is érzékelteti, hogy az ökológiai folt alakja, térbeli kapcsolatai önmagukban, az ökotóp minõségétõl eltekintve, is jelentõsen befolyásolják annak táji szerepét. A tájökológiai térképezés és tájmintázat-elemzés az ökológiai elemek (foltok, folyosók, gátak, ökotónok, mátrix) térbeli és funkcionális kapcsolatainak feltárásával (CSORBA 1997) arról tájékoztatja a természetvédelmi és a tájtervezõ szakembert, hogy ezek a (mikro)elemek mennyire létfontosságú összetevõi a tájnak, melyik értékesebb, tehát
melyik szorul inkább védelemre (GUSTAFSON és PARKER 1994). Mivel a tájértékelésben általában a funkcionális megközelítés kerül elõtérbe (LÓCZY 2002), az ökológiai minõsítések is egyre inkább ezt az irányt követik. A földrajzi szemléletet erõsíti, hogy – megfelelõ adatbázisra támaszkodva – lehetséges a tájfunkciók térképi megjelenítése (BASTIAN 1997, MEZÕSI és RAKONCZAI 1997). Az ökológiai erõforrás értékelésében Nagy-Britanniában a következõ funkciókat emelik ki (HELLIWELL 1973): – termelõ funkció (a haszonnövény terméshozamával mérhetõ),
– biodiverzitás fenntartása (génbank),
– növényvédelem (a kártevõket pusztító populációk fenntartása),
– oktatási funkció,
– kutatási lehetõség,
– rekreációs funkció,
– esztétikai funkció.

Mindezek a szerepkörök a kultúrtáj meghatározott elemeihez köthetõk, és azok tulajdonságai alapján értékelhetõk. A nagy hagyományokkal büszkélkedõ német tájökológiai iskola (BASTIAN és SCHREIBER 1999) elsõsorban a tájfunkciók, a rendkívül gyorsan fejlõdõ amerikai iskola (MCHARG 1969, FORMAN és GODRON 1986, WIENS 1995) viszont inkább a tájmintázat geometriájának a kutatására („tájmetria”) összpontosít. Az elemek alakrajzi tulajdonságai szempontjából a táj aszerint értékelhetõ, hogy inkább az összefüggõség (kontiguitás) vagy a felszabdaltság (fragmentáció) jellemzõ-e rá (KEITT et al. 1997). A felszabdalódáshoz
természetes folyamatok (lineáris erózió, árvíz, földcsuszamlás stb.)is hozzájárulhatnak, alapjában véve azonban a tájhasználat következménye. Funkcionális szempontból a tájelemek egymáshoz való viszonya  összekapcsoltságuktól (konnektivitás), illetve elszigeteltségüktõl (izoláció) függ. Mivel a mûködés az elsõdleges, a térszerkezetet elsõsorban annak tükrében kell minõsíteni. Hiába nagy pl. egy tájban az ökológiai foltok szegélyeinek összhossza, ez csak akkor értékelhetõ pozitívan, ha minõségüket is megvizsgáljuk. Lehetõségek a mezõgazdasági tájak mikroszerkezetének értékelésére 35.

A távérzékelés és a földrajzi információs rendszer alkalmazásának lehetõségei a
tájszerkezet kutatásában
Többek meggyõzõdése, hogy a közeljövõben a kétféle (a funkcionális és a tájmetriai)
megközelítés összekapcsolása, korszerû vizsgálati módszerek bevezetése új lendületet adhat a tájkutatásnak (BLASCHKE 2000a). A táj feldaraboltságának valódi mértékét (BLASCHKE 1999, 2000b) és ezzel párhuzamosan a tájelemek vagy akár egyes populációk elszigetelõdését azonban egyelõre még nehéz automatizált térinformatikai módszerekkel kimutatni. A táj ökológiai szerkezetét feltárni igyekvõ vizsgálatok követelményei közül a legfontosabb, hogy olyan indikátorokat válasszunk ki, amelyek kombinálásával az igen
bonyolult rendszerek minél teljesebb (holisztikus) megragadását is megkísérelhetjük (HAINES-YOUNG és CHOPPING 1996). A indikátorok közvetlen (analitikus) vagy közvetett (származtatott, aggregált) mutatók lehetnek, más osztályozás szerint pedig minõségi és/ vagy mennyiségi szempontból jellemzik a táj szerkezetét.
A szakirodalomban gyakran hangsúlyozzák, hogy döntõ jelentõsége van a méretarány megválasztásának (BLASCHKE 2000a). Az, hogy milyen mértékben sikerül megragadni a kisebb, de lényeges tájelemeket, gyakorta a felbontás függvénye. A tájszerkezeti felmérés legmegfelelõbb térképi méretaránya az 1:10 000. A tájelemzõ földrajzi információs rendszernek is legalább ennek megfelelõ, tehát legalább 0,1–0,25 ha-os felbontással kell rendelkeznie. A táj szerkezeti elemzését az a tény is megnehezíti, hogy számos ökológiai folt határvonala nem húzható meg úgy, hogy a felmérés és elemzés megkívánta méretarányban vonalként jelenjen meg. A növényzetet tekintve, különösen a cserjéssel övezett erdõfoltok vagy a kiterjedésüket az idõjárás függvényében állandóan változtató sekély tavak határait nehéz egyetlen vonallal ábrázolni. Még nyilvánvalóbb a fokozatos átmenet, ha olyan tájalkotó tényezõket vizsgálunk, mint a talaj tulajdonságai. A szigetek biogeográfiájának (MACARTHUR és WILSON 1967) analógiája is általában „sántít”: az ökológiai foltok („szigetek”) közötti mátrix (tehát a „tenger”) a legtöbbször egyáltalán nem homogén felület, hanem saját struktúrája van, amely a foltok közötti „közlekedést” erõsen befolyásolja. A korszerû földrajzi információs rendszerekben (GIS, BURROUGH 1986) ezt a problémát a „lágy halmazok” (fuzzy sets) alkalmazásával oldják meg. Az elmosódott határú ökológiai foltok rendszerének elemzésére is kidolgozták a megfelelõ, közelítõ eljárásokat (MANDL 1994, WOLF 1998).

Az élõsövények értékelése
Ha nem is olyan mértékben, mint Nyugat-Európa atlanti parti sávjában, az élõsövények a közép-európai kultúrtájban is meghatározó szerepet játszanak (FEKETE et al. 1997). Ökológiai szempontból élõhelyek, valamint folyosók (SOULÉ és GILPIN 1991) és gátak, növény- és állatpopulációk között teremtenek kapcsolatot, illetve nehezítik meg a kommunikációt (ZWÖLFER 1982). Abiotikus hatásaikat tekintve módosítják a környezõ mezõk, mezõgazdasági táblák mikroklímáját (elsõsorban a szélsebességet és a párolgást, FORMAN és GODRON 1986), lefolyási viszonyait és erózióját (LÓCZY 1998).  Értékelésük problémái jól illusztrálhatják azokat a nehézségeket, amelyeket a tájszerkezet felmérésekor le kell küzdeni.
A nyugat-európai „bocage” jellegû táj nélkülözhetetlen jellemzõinek, a fasoroknak, élõsövényeknek, cserjesávoknak az ökológiai értékelésére számtalan megközelítés létezik (EIGNER 1978, DELELEIS-DUSSOLLIER 1979, AUWECK 1982, SCHULZE et al. 1982, FORMAN és GODRON 1986, SOULÉ és GILPIN 1991). Tanulmányozásukat botanikusok kezdték az 1960-as, 70-es években (HELLIWELL 1973, WEBER 1982), majd állatökológusok, tájtervezõk, geográfusok és mezõgazdászok is belekapcsolódtak. A kutatások fénykora éppen arra az idõre esik, amikor az intenzívebb mezõgazdálkodást szolgáló tagosítás miatt csak Nyugat-Németországban legalább 25 000 km élõsövényt vágtak ki. Késõbb felismerték, mennyire fontos megõrzésük (SCHEMEL és ENGELMAIER 1982). A megmaradottak ökológiai értékét is erõsen rontotta a vegyszerek egyre növekvõ mértékû alkalmazása (WEBER 1982).
A Portugáliától Svédország déli vidékéig terjedõ és a Brit-szigeteket is magukba  foglaló bocage-tájakon már ezer éve is létrehoztak „élõ kerítéseket” az állatállomány körbezárására, ugyanakkor védelmére a kívülrõl fenyegetõ vadak ellen. A régi, több száz éves sövények fejlõdése sok tekintetben természetes folyamat: fáik, cserjéik és lágyszárú növényeik nagyrészt a környezõ erdõkbõl, mezõkrõl „vándoroltak be”. Fajokban a telepített sövények sokkal szegényebbek (WEBER 1982). A biotikus tényezõkön kívül az élettelen környezet is jelentõs a sövények számára. Gyakran domborzati formákhoz is kapcsolódnak, mivel egyes fajtáik árkok közötti töltéseken futnak (északnémet nevük: Knick), ami befolyásolja a felépítõ növényfajok kitettség szerinti eloszlását, sõt a változatosság oka néha a talajtípusokban keresendõ. A változatosság pedig hihetetlenül nagy, WEBER (1982) csak Schleswig-Holstein német tartományban, ahol sûrûségük a legnagyobb, 85  sövényféleséget különített el, az abiotikus viszonyokra is tekintettel. Egy új jelkulcs-ajánlat, amely a tájak mikroelemeinek térképezését hivatott elõsegíteni Németországban (GRABSKI-KIERON 1999), négy alapformát említ, amelyeket alakjuk szerint különböztet meg:
– alacsony sövény,
– magas sövény,
– fás sövény (Baumhecke),
– töltéses sövény (Wallhecke, Knick, ditch-and-bank hedgerow).
A térképezés során számos paramétert kell feltárni és ábrázolni. Az egyik  legnehezebb feladat az egyes paraméterek integrálása, a biotikus és az abiotikus jellemzõket egybefogó értékelõ rendszer kialakítása (BORHIDI 1993).
Élõsövények vizsgálatára az ökológiai értékelõ módszerek három fõ csoportja (WATHERN et al. 1986) közül bármelyik használható:
– rendszeralapú,
– indikátor-fajon nyugvó és
– kataszterszerû felmérések.
A sövények kataszterezésének Nagy-Britanniában nagy hagyományai vannak.
Az ökológiai érték megállapításának a legfõbb paramétere a bizonyos távolságon elõforduló cserjefajok száma, hiszen ez közvetlen összefüggésben van a sövény korával. Lehetõségek a mezõgazdasági tájak mikroszerkezetének értékelésére 37. Az amerikai módszerek közvetlenül nem vehetõk át, hiszen ott szinte csak széles, ültetett sövények fordulnak elõ (FORMAN és GODRON 1986). Indikátor-fajokat, a domináns fa- és cserjefajokat vizsgálva, cluster analízis segítségével osztályozták pl. az angliai Gloucester grófságban elterülõ Slad-völgy élõsövényeit . Az automatikus osztályozás is megerõsíti a hagyományos angol tapasztalatot a sövények koráról. Ritkasága (mindössze egyetlen elõfordulás a völgyben) révén az E típus érdemes a leginkább védelemre. Németországban EIGNER (1978) munkásságát tartják úttörõnek a rendszeralapú megközelítések tekintetében. Mivel az általa javasolt módszer sok olyan elemet tartalmaz, amelyek Magyarországon is lényegesek, érdemes részletesebben is megismerkedni vele. A Schleswig-Holstein élõsövényeire kidolgozott felmérés elsõ fázisa az alapértékelés, melynek során fõleg alakrajzi elemeket (méret, állapot, folytonosság) és a sövény ökológiai szerepét (határ, összekapcsolás, szél elleni védelem) veszik figyelembe. A biotikus tényezõk inkább a minõségi értékelésben kerülnek elõtérbe. A legkisebb elérhetõ pontszám 3. Ebben a rendszerben 11 pont alatt a III., 12–19 között a II., 20 fölött pedig már az I. minõségi osztályba sorolandók a sövények. Ez sokkal elemzõbb megközelítésû eljárás, mint a Bajorországban használatos, és egyszerûbb is, hiszen az értékeléshez jóval kevesebb botanikai ismeret szükséges, bár vannak kétségtelen hiányosságai: nem veszi figyelembe a sövények alkotta mintázatot, szomszédsági kapcsolataikat, nem minõsíti a sövények sûrûségét. A tájértékelésben elfogadott nevezéktan szerint (LÓCZY 2002) a Schleswig-Holstein-i a paraméter-, a bajor a kategóriarendszerû értékeléseket példázza.

Példa a hazai élõsövények minõsítésére
A paraméter-rendszerû német eljárás (EIGNER 1978) adaptálásával olyan kísérleti osztályozást alakítottunk ki, amely a cserjesáv habitusán, állapotán és domináns fásszárú növényfaján kívül a mintázatra is tekintettel van. Az utóbbit a csomópontok elrendezõdésével fejezi ki. Ez nem csupán formai szempont, hiszen a jobb összekapcsoltság a sövények hatékonyabb mûködését is elõsegítheti. Egységnyi szakaszra jutó  csomópontjaik száma szerint a sövények többletpontokat kapnak. A sövények sûrûségét igazán csak egymástól mért távolságuk fejezné ki. Ezt egy földrajzi információs rendszer segítségével végzendõ minõsítésben lehet majd érvényre juttatni. Hasonlóképpen ûrfelvétel térinformatikai feldolgozása teszi majd lehetõvé, hogy a sövények között aszerint is különbséget tegyünk, füves területeket vagy mezõgazdasági táblákat választanak-e el egymástól. Egyszerûvé válik az erdõszegélyi ökotónok beépítése is a rendszerbe, hiszen ezek mint erdõ/mezõ határsávok jelennek meg. A munka jelenlegi szakaszában csak a módszer bemutatására van lehetõség a Villányi- hegység hegylábfelszínén. Itt a természetes növénytakaró tölgyeseinek maradványaiból kiindulva elméletileg az élõsövények mentén elterjedhettek volna a természetes állapotokra jellemzõ fajok, de az intenzív használat ezt a folyamatot erõsen befolyásolta (MAROSI és SOMOGYI 1990). Az elsõ tapasztalatok szerint a sövények hazai értékelése különösen a jelenlegi és a felhagyott, hagyományos mûvelésû szõlõskertek és gyümölcsösök területén járhat gyakorlati haszonnal. Itt ugyanis a táj degradációját fékezõ elemekként igen lényeges szerepet töltenek be. Mivel gondos ápolásban nem részesülnek, sõt gyakran áldozatul esnek az új telepítéseknek, birtokrendezéseknek, minõségüket (alakjukat és fajösszetételüket) az Eigner-féle II. és III. osztály jellemzi. A cserjék közül a galagonya,a vadrózsa és a kökény, illetve a mezsgyék, mélyutak rézsüin a kevésbé értékes akác, ördögcérna vagy ezüstfa uralkodnak bennük. Minõségükön nem sokat javít szerkezeti jellegük sem, hiszen csomópontjaik száma a korábbi állapotokhoz képest jelentõsen csökkent, fõleg csak a dombhátak uralkodó csapásirányának  megfelelõ, általában ÉÉNy–DDK-i (a mintaterületen inkább NyÉNy KDK-i) sövények maradtak fenn.

Forrás: Tájökológiai Lapok