Földrajzi Tanulmányok V. - Természeti Földrajzi és Geoinformatikai ...

FÖLDRAJZI TANULMÁNYOK V.
TÁJVÁLTOZÁS ÉRTÉKELÉSI MÓDSZEREI
A XXI. SZÁZADBAN

Földrajzi tanulmányok
A sorozatot szerkeszti
MEZÔSI GÁBOR
5. kötet
Tájváltozás értékelési módszerei a XXI. Században
Tudományos konferencia
és mûhelymunka tanulmányai

Tájváltozás
értékelési módszerei
a XXI. században
Szerkesztette:
Szilassi Péter
Henits László

Lektor:
CSORBA PÉTER DE, KEVEINÉ BÁRÁNY ILONA SZTE,
LÓCZY DÉNES PTE, KISS TÍMEA SZTE,
MARGÓCZI KATALIN SZTE, MARI LÁSZLÓ ELTE,
MEZÄSI GÁBOR SZTE, SZATMÁRI JÓZSEF SZTE,
SZILASSI PÉTER SZTE
A kötetet és a borítót tervezte:
SZÔNYI ETELKA
A kötet kiadását támogatta:
Szegedi Tudományegyetem Természettudományi és Informatikai Kar
Természeti Földrajzi és Geoinformatikai tanszék
ISBN 978—963—315—021—4
ISSN 1789—302—X
© A tanulmányok szerzôi és a kötet szerkesztôi, 2010
© JATEPress, 2010
Minden jog fenntartva.
Jelen könyvet, illetve annak részeit tilos reprodukálni,
adatrögzítô rendszerben tárolni,
bármilyen formában vagy eszközzel
— elektronikus, mechanikus, fényképészeti úton —
vagy más módon közölni a kiadó engedélye nélkül.

Tartalom
Elôszó . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 7
1. ADATFORRÁSOK, MODELLEK HASZNÁLATA A TÁJVÁLTOZÁS
ELEMZÉSÉBEN. A TÁJVÁLTOZÁS ELEMZÉSÉNEK ELMÉLETI,
MÓDSZERTANI ALAPJAI . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 9
Tájdinamika — módszertani fejlemények (Lóczy Dénes) . . . . . . . . . . . . . . . . . 11
Térképi adatbázisok összehasonlíthatóságának javítása tájmetriai elemzések
révén (Szilassi Péter) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 31
Tájmetriai vizsgálatok lehetséges adatbázisai (Szabó Szilárd) . . . . . . . . . . . . . . 41
Élôhelytérkép rekonstrukciók módszertani kérdései (Biró Marianna) . . . . . . . 63
Különbözô skálázású táji adatok és a parlagok növényzete közti kapcsolat
(Csecserits Anikó, Rédei Tamás, Kröel-Dulay György, Szabó Rebeka,
Szitár Katalin) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 107
Hogyan értékelhetô a tájváltozás? (Kertész Ádám) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 125
Gondolatok a Közép-európai tájökológiai kutatásokról (Keveiné
Bárány Ilona) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 135
Tájvédelmi törekvések Európában (Csorba Péter) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 143
A néhány száz évre visszatekintô, botanikai célú történeti tájökológiai
kutatások módszertana (Molnár Zsolt, Biró Marianna) . . . . . . . . . . . . . . 151
A természeti környezet változásának térképezése Pécsen és környékén
(Gyenizse Péter, Ronczyk Levente) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 181

Spektrális indexek szerepe a tájváltozás, táji érzékenység megfigyelésében
(Ladányi Zsuzsanna, Kovács Ferenc) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 203
Magyarország potenciális vegetációmodellje — eszköz a természetes
növényzet lehetséges változásának felmérésére tájhasználatváltozás
esetén (Somodi Imelda, Czúcz Bálint, Pearman Péter, Zimmerman,
Niklaus E.) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 215
2. TÁJVÁLTOZÁS ELEMZÉSI LEHETÔSÉGEI (ESETTANULMÁNYOK) . . . . . 225
A tájváltozások és a társadalmi-gazdasági viszonyok alakulásának összefüggései
a Duna-Tisza köze középsô részén (Dóka Richárd, Aleksza
Róbert, Kôhalmi Fruzsina, Keveiné Bárány Ilona) . . . . . . . . . . . . . . . . . . 227
Térinformatikai adatkonverzió a Csörsz-árok példáján (Csabainé
Prunner Andrea, Harkányiné Székely Zsuzsanna, Füleky György,
Bagi Katalin) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 261
Madártávlatból a horizontra!Avagy a tájváltozás értékelésének
horizontális aspektusa(i) (Bodnár Réka Kata, Molnár Lajos Szabolcs) . . . 269
Erdély talajtakarójának változása az emberi tevékenység hatására
(Jakab Sámuel) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 277
Tájváltozás vizsgálata a Szabadkígyósi pusztán (Barna Gyöngyi) . . . . . . . . . . 291
A középkori Hortobágy-Sárrét település- és természetföldrajzához III.
(Pinke Zsolt) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 303
Tájváltozás elemzés a CORINE adatbázisok alapján (Mari László) . . . . . . . . 317
A kötet szerzôi . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 331

Eló´szó
MTA X. Földtudományok Osztályának Földrajz II. Bizottsága, Tájföldrajzi Albizottságának,
és a Szegedi Tudományegyetem Természeti Földrajzi és Geoinformatikai
Tanszékének szervezésében 2009. november 10-én a Szegedi Tudományegyetemen
került sor „A tájváltozás értékelési módszerei a XXI. században” címû
tudományos konferenciára és mûhelymunkára. A szervezôk célja egyrészt a témában
kutató tájföldrajzos, botanikus, agrármérnök, tájépítész mérnök kollégák közti
szakmai kommunikáció elôsegítése, másrészt a tájváltozás kutatásával kapcsolatos
módszertani újdonságok bemutatása volt.
A korábbi évek tájökológia konferenciáin, szakmai fórumainak tematikáján körvonalazódott,
hogy tájszerkezeti, felszínborítási, botanikai—ökológiai jellegû változások
vizsgálata a magyar tájökológiai kutatások egyik jelentôs sodorvonalát képviselik.
A konferencia iránti szakmai érdeklôdés azonban messze fölülmúlta a szervezôk
korábbi várakozását. Az elhangzott 33 elôadás, és 1 poszter témái zömmel szakmai,
elméleti kérdéseket, és módszertani újdonságokat feszegettek. Az elôadások lektorált
tanulmánykötetben való publikálásával célunk egyrészt keresztmetszetet adni a
tájváltozás kutatásának jelenlegi irányairól, tendenciáiról, másrészt bemutatni a legújabb
módszereket, eredményeket minél szélesebb kör számára, hiszen a kötet teljes
anyaga az Interneten is elérhetôvé tesszük a http://www.geo.u-szeged.hu/egyebkiadvanyok
honlapon. Bízunk benne, hogy mind a kutatással foglalkozó kollégák,
doktoranduszok, mind a gyakorlatban tevékenykedÅ tájvédelemmel, természetvédelemmel,
területi tervezéssel foglalkozó szakemberek haszonnal forgatják majd.
Szeged, 2010. május 16.
Szilassi Péter és Henits László

1. Adatforrások,
modellek használata
a tájváltozás elemzésében.
A tájváltozás elemzésének elméleti,
módszertani alapjai

Tájdinamika – módszertani
fejlemények
Lóczy Dénes
1. Abstract
A tájszerkezet változásainak kutatása fontos lehet a környezetgazdálkodási döntések elôkészítésében. A tájdinamikai
modellek részben analitikusan a tájalkotó tényezôk, elemek átalakulását vizsgálják, nem ritkán
azonban holisztikus jellegûek, a földhasználattal együtt bekövetkezô, gyakran mélyreható változásokat igyekeznek
megragadni. Rendszerelvû megközelítésben tárják fel a tájváltozást irányító természeti és társadalmi—gazdasági
tényezôket. Módszertani szempontból az analitikus modellek aszerint csoportosíthatók,
hogy térfelfogásuk diszkrét vagy folytonos, egyetlen vagy több változóra összpontosít, determinisztikus vagy
sztochasztikus modellek. A diszkrét modellek közül azok a tájmozaik modellek a legnépszerûbbek, amelyek
kétdimenziósak, raszteres, távérzékeléses forrásokra épített földrajzi információs rendszert alkalmaznak a
tájszerkezet tér- és idôbeli bemutatására. A prognóziskészítés egyik nagy problémája, hogy a jelenlegi átalakulások
statisztikai elemzésébôl kirajzolódó trendek nem biztos, hogy a jövôre is érvényesek. Ezért van
szükség olyan dinamikus és integrált modellekre, amelyek közül az értekezés szintén bemutat néhányat.
2. Bevezetés
A tájváltozás feltárására irányuló vizsgálatok részben a táj mûködésének megértését,
részben gyakorlati célból a tájak kezelését, védelmét segítik elô. A tájdinamikai
kutatások nehézségei egyrészt abból fakadnak, hogy a táj sokféle tényezô egymással
összefüggô rendszere. Bármelyik módosulása hat a többire.
A tájdinamika legszembetûnôbb és legjobban megragadható összetevôje kétségtelenül
a földhasználat változása. Kérdéses azonban, hogy a földhasználat-változás
feltárásával megfelelô módon jellemezzük-e a táj egészének átalakulását (Lambin, E.
F. & Geist, H. J. 2006). Igaz ugyan, hogy egy új földhasználat gyökeresen átalakítja
a táji viszonyokat, néha azonban e nélkül is, rejtett módon (pl. a talajban) lényeges
változások mehetnek végbe. Az sem egyértelmû, hogy minden tájváltozás degradáció-e,
tehát valamilyen szempontból rontja-e a táj minôségét. (A modellek jelentôs
része a tájdegradációval foglalkozik.) A természetes és az antropogén hatások egymással
szoros kölcsönhatásban mûködve alakítják a tájat, ezért a társadalmi-gazdasági
háttér feltárása az oknyomozó vizsgálatok elengedhetetlen része.

12 Lóczy Dénes
A tájdinamikai modellezés feladata tehát, hogy feltárja a tájváltozásban szerepet
játszó kölcsönhatások szerkezetét, a visszacsatolásokat, meghatározza a tájat érintô
emberi döntések és a változások egyéb hajtóerôinek viszonylagos jelentôségét
(Lambin, E. F. 2004). Kétféle alapvetô megközelítésmód lehetséges: vagy egészében,
holisztikusan igyekszünk megragadni a táj egészének változását, vagy pedig analitikusan,
az egyes tényezôket és hatásaikat kíséreljük meg matematikai eljárásokkal
elemezni (Baker, W.L. 1989). A tájváltozás az alábbiakban általában leszûkített értelemben
szerepel: a földhasználat átalakulását jelenti.
3. Egy holisztikus megközelítés: a történelmi tájjellemzés
Egyfajta holisztikus megközelítés az English Heritage nevû, kulturális értékek
védelmére létesített szervezet történelmi táj jellemzési (Historic Landscape Characterization,
HLC) kezdeményezése Clark, J. et al. 2004). Gyökerei az 1960-as évek
természetvédelmi rendeleteiig nyúlnak vissza. Ekkor merült fel a tájak integrált kezelésének
igénye, amelyet a minôsítés módszertanának kidolgozása követett. Az elsô
tájjellemzési programot Cornwallban valósították meg 1994-ben (Griffin, M. A.
1996; Fairclough, G. J. et al. 1999). Hamarosan országos méretûvé vált, és az Egyesült
Királyság területének több mint felét már felmérték (1. ábra). Sôt, a módszert
már egész Európában alkalmazzák (Clark, J. et al. 2003).
1. ábra. A HLC program helyzete 2004
áprilisában. A fekete színnel jelölt
grófságokban már elkészült a leírás, a
sötétszürkékben folyamatban volt, a
világosabb tónussal jelöltekben pedig
2003—2004-ben kezdôdött a kutatás (forrás:

Tájdinamika — módszertani fejlemények 13
A HLC alapfeltevése, hogy — szerencsés esetben, a történelem viharaitól jobban
megkímélt országokban — a táj nagyon régi események nyomát, ill. történelmi jellegét
sokáig megôrizheti (2. ábra). Ugyanakkor a táj története során folyamatosan
újabb és újabb elemekkel gazdagodik. A jól elkülönülô tájjelleg-területek bizonyos
tájtípusok sajátos kombinációiból jönnek létre. A HLC módszer célja, hogy a jelenlegi
tájban kimutassa a történeti hatásokat, de nem egyenként, hanem ahogyan a táj
mintázatában komplex módon tükrözôdnek. A modell kidolgozói a tájat állandó változásban
levô jelenségnek tartják, nem merevítik „fosszilis tájjá”. A modell nem zárja
ki a jövôbeli átalakulást sem, hiszen ez általában nem is lehetséges, de megvizsgálja
a táj érzékenységét, milyen mértékben tud befogadni változásokat azonossága elvesztése
nélkül, ill. hol húzódnak a kívánatos változások korlátai.
2. ábra. Arnside és Beetham tájjelleg terület Cumbria grófságban (forrás: CCC 2009).
A HLC a gyakorlatban elsôsorban a tájszerkezet térképezését jelenti. Ebben központi
kategória az idôtávlat (time-depth), az az idô, amely azóta telt el, hogy a táj (pl.
legelô-elkülönözéssel) elnyerte alapvetô kultúrjellegét. Kimutatható az egyes kultúrhatások
egymásra rétegzôdése. A tájjelleg-jellemzés nem korlátozódik a mezôgazdasági
tájakra. Világosan megmutatkozik, hogy az olyan iparvidékek, mint a középangliai
Black Country szerkezete is sajátos, többrétegû, szintén jellegzetes kultúrtörténeti
értékeket hordoz (Quigley, P. 2007 — 3. ábra). Eredményei jól alkalmazhatók
a helyi területi tervezésben, mezôgazdálkodási, közlekedési, telekommunikációs fejlesztések
megalapozásában (mint pl. a Hampshire grófsági HLC esetében is, Hampshire
County Council 2001 — 4. ábra).

14 Lóczy Dénes
3. ábra. A jelenlegi tájkarakter kialakulásának ideje („time-depth”) a Black Country területén,
Közép-Angliában (forrás: Black Country HLC, 4. változat, 2007).
A sárgával jelölt területek jellege a 1880 elôtt alakult ki, a zöldeké a 19. sz. legvégén,
a világoskékeké a 20. sz. elején, a sötétkékeké pedig a 20. sz. közepén, végén.
4. ábra. Hampshire angliai grófság történelmi tájjelemzése (HLC)
(forrás: Hampshire County Council).

Tájdinamika — módszertani fejlemények 15
4. Analitikus (matematikai) modellek
A földhasználat változását elemzô, földrajzi jellegû modelleket általában a következô
osztályokba szokás sorolni (Veldkamp, W.S.A. & Lambin, E.F. 2001; Heistermann,
M. et al. 2006):
— empirikus-statisztikus,
— optimalizációs,
— dinamikus (folyamat-alapú) és
— integrált (kombinált) modellek.
4.1. Empirikus—statisztikus modellek
A tapasztalt tájváltozási tendenciákon alapuló modellek egy vagy több változó
kapcsolatát vizsgálják a táji hierarchia valamelyik szintjén. Tapasztalati összefüggések
alapján, többszörös regresszióval igyekeznek kimutatni a feltárt változások mögött
rejlô hajtóerôket. Ezek idôben módosuló hatásait és azoknak térbeli érvényesülését
regressziós elemzéssel általában nehéz egyértelmûen kimutatni. Az empirikus modellekben
az „aggregáció mértéke” nagy, ami azt jelenti, hogy a változó(k)nak a vizsgált
egységen belüli megoszlása ritkán jelenik meg.
4.1.1. A CLUE-modellcsalád
A Földhasználat-váltás és hatásai (Conversion of Land Use and its Effects, CLUE)
nevû modell különbözô területi felbontásban létezik. Eredetileg regionális, országos
és kontinentális vizsgálatokra alkalmazták Kínában (CLUE-China — Verburg, P. H.
et al. 1999) és Latin-Amerika trópusi területein (CLUE-Neotropics — Wassenaar, T.
et al. 2007). Az elôrejelzések alapja az egyes földhasználatok iránt várhatóan felmerülô,
országos méretû területigény volt. A modell másik fô modulja a földhasználatok térbeli
elhelyezését célzó „telepítô” modul. A korábbi statisztikai módszerekhez képest nagy
elônye, hogy képes dinamikusan szimulálni a különbözô földhasználat-típusok közötti
versengést. Az alkalmazott allokációs szabályok is meghaladják a hagyományos empirikus
vizsgálatok szintjét. Ezek eredményeként a földhasználat térbeli elhelyezkedését
mutató valószínûségi térképhez lehet jutni. Az egyezés a valósággal különbözô statisztikai
eljárásokkal (ilyen pl. a Relative Operating Characteristic, ROC validáció — Pontius,
R. G. & Schneider, L. C. 2000) ellenôrizhetô.
A latin-amerikai vizsgálat (Wassenaar, T. et al. 2007) inkább az erdôirtás, ill. a
szántóföldek és a legelôk terjeszkedésének tendenciát kívánta feltárni (1990 és 2010
között), valamint a változásokat lokalizálni, gócpontjaikat (hot spots) kimutatni. A
hajtóerôk közé beépítették a tájdegradációt is, amely oda vezet, hogy a kimerült területek
helyett a gazdálkodók máshol fognak az erdô irtásába. A kisebb területeket nagyobb
(1x1 km-es) felbontásban tanulmányozó CLUE-S modell (Verburg, P. H. et

16 Lóczy Dénes
al. 2002) még pontosabb képet ad a változatos társadalmi peremfeltételek — gyakran
közvetett módon keletkezô — „lenyomatáról” a földhasználat változásában (5. ábra).
5. ábra. A CLUE-S földhasználat-változás modell sémája a peremfeltételek (a területfejlesztési
politika, korlátozások; az egyes földhasználat-változások sajátos feltételei; a földhasználati
igények és a termôhelyi feltételek) feltüntetésével (forrás: Verburg, P. H. et al. 2002).
4.2. Optimalizációs (közgazdasági) modellek
Az ilyen modellezés célja az erôforrások gazdasági szempontból optimális térbeli
elhelyezése. Feladata annak kimutatása, hogy a piaci viszonyok hogyan befolyásolják
a földhasználati döntéseket. Lényegében ezek egyensúlyi (kereslet-kínálat) modellek.
Speciális céljaikon kívül abban térnek el egymástól, hogy milyen tágan értelmezik a
piaci hátteret (és a nem piaci jellegû hatásokat).
4.2.1. Általános egyensúlyi modellek
(Computable General Equilibrium, CGE models)
A CGE modellek tökéletesen leírható, minden idôkeresztmetszetben egyensúlyban
levô piaci viszonyokkal számolnak. A gazdasági ágak közötti visszacsatolások
feltárhatók.
Földrajzi szempontból gondot okoz az optimalizációs modellek kisebb felbontása,
ezért a természettudományi modellekhez leskálázással kapcsolhatók.

Tájdinamika — módszertani fejlemények 17
4.2.1.1. A GTAP modellcsalád
A Globális Kereskedelem Elemzés Projekt (Global Trade Analysis Project,
GTAP) közgazdasági megközelítésû általános egyensúlyi modell, amely a nem mezôgazdasági
ágazatok mezôgazdaságra gyakorolt hatásával is számol (Meijl, H. van
et al. 2007). Azért van szükség rá, mert a korábbi modellek nem tudták megállapítani
az alternatív földhasználatok elmaradt hasznát a globális éghajlatváltozás
szempontjából (Hertel, Th. W. et al. 2008). A GTAP modellek egyaránt vizsgálják
a mezô- és az erdôgazdálkodás szerepét az üvegházhatású gázok kibocsátásában, ill.
annak mérséklésében. Egyben azt is elôrevetítik, milyen következményekkel jár az
éghajlatváltozás ezekre a gazdasági ágakra.
A GTAP—AEZ modell pl. az egyes agroökológiai körzetek (Agro-Ecological
Zones, AEZ) szintjén hasonlítja össze a terméseredményeket, ha bizonyos feltételek
teljesülnek (hasonló a termékszerkezet, a hatékonyság szintje és a költségszint, valamint
nagy mértékû az egyes körzetek közötti helyettesíthetôség). Egy másik változat,
a GTAPE—L azt vizsgálja, hogy az egyes földhasználat-típusok mennyi üvegházhatású
gázt bocsátanak ki (ld. alább az IMAGE modellt).
4.2.2. Részleges egyensúlyi modellek (Partial Equilibrium Models, PEM)
Ezek a piacok jól meghatározott csoportjára alkotnak kereslet/kínálat függvényeket,
más piacokat csak jelképesen vagy egyáltalán nem vesznek figyelembe.
4.2.2.1. Az IMPACT modell
Az IMPACT modell a globális földhasználat-változásokra irányul (Rosegrant, M.
et al. 2002). A Föld 36 makrorégiójának elemzésével a világ élelmiszerellátásának
helyzetét veti össze a termelési és kereskedelmi lehetôségekkel. Elôrejelzései 2020-ig
szólnak.
4.2.2.2. A FASOM modell
Az Erdészeti és Mezôgazdasági Szektor Optimalizációs modelljét (Forest and
Agricultural Sector Optimization Model, FASOM — Adams, D. M. et al. 1996,
2005) eredetileg arra fejlesztették ki, hogy az erdôk szénmegkötô szerepét szolgáló
intézkedések jóléti és piaci hatásait értékeljék. Manapság az erdô- és mezôgazdasági
politika egyéb területein is alkalmazzák. A FASOM modell kiszámolja a földterületek
ágazati mérlegét, a földhasználat-váltás költségeit. A földhasználat-váltást a program
az agroökológiai alkalmasság szerint korlátozza. Az optimalizálás érdekében maximalizálja
a fogyasztók és a termelôk össz-értéktöbbletének (nettó jövedelmének) nettó
jelenértékét, ennek alapján modellezi a földhasználati módok arányainak várható
átalakulását.

18 Lóczy Dénes
4.3. Dinamikus (folyamat-alapú) modellek
A dinamikus modellek a hangsúlyt az átalakulási folyamat idôbeliségére helyezik.
A földhasználat átalakulását folyamatában, de diszkrét módon, idôszeletek meghatározásával
kívánják jellemezni (Agarwal, C. et al. 2002).
4.3.1. Markov-láncon alapuló modellek
A Markov-modellek diszkrét megközelítésû matematikai modellek. Lényegük,
hogy valamely esemény elôfordulási valószínûsége az elôzményekbôl becsülhetô.
Láncnak azért nevezik ôket, mert egyszerûen celláról cellára, idôszeletrôl idôszeletre
követik a földhasználat átalakulását. A változások nyilvántartására Markov-mátrixot
(„átmenet-mátrix”) alkalmaznak. A földhasználat-váltás minden típusára kiszámítható
a változás P valószínûsége, amelynek értékei szintén mátrix alakjában foglalhatók
össze. Az átló mentén a változatlan hasznosítású cellák aránya olvasható le. A
földhasználat változása a mátrixok között vektorokkal írható le.
A Markov-modell a változás valószínûségét azonban állandónak feltételezi az
egész vizsgált területre, ami a valóságos helyzetre ritkán érvényes. A szomszédsági
viszonyokat nem veszi figyelembe, ezért gyakran sejt-automata modellel kell kombinálni.
Természetesen földrajzi információs rendszerrel együtt is alkalmazható. Abban
a Markov-láncon alapuló modellben, amelyet Weng, Q.h. (2002) készített a
Gyöngy-folyó deltájának (Kína Quangdong tartománya) földhasználatára három
vizsgált idôszeletre (1989, 1994 és 1997 — 6—8. ábra), az átmenetek valószínûségét
(10. ábra) távérzékeléses módszerekkel, Landsat TM felvételek interpretációjával
készített GIS-bôl határozták meg.
6. ábra. A Gyöngy-folyó deltájának földhasználata (Kína Quangdong tartománya) 1989-ben
(forrás: Weng, Q.h. 2002).

Tájdinamika — módszertani fejlemények 19
7. ábra. A Gyöngy-folyó deltájának földhasználata (Kína Quangdong tartománya) 1997-ben
(forrás: Weng, Q.h. 2002)
8. ábra. A Markov-modell „átmenet mátrixa” a Gyöngy-folyó deltájának 1989 és 1997 közötti
földhasználat-változása példáján (forrás: Weng, Q.h. 2002).
A GEOMOD2 modell (Pontius, R. G. et al. 2001) szintén több idôszeleten keresztül
prognosztizálja a földhasználat átalakulását. A kalibrálás során úgy állapítják
meg az átmenetek (földhasználat-váltások) valószínûségét, hogy felmérik a kalibrálási
idôszakban a cellák hány százalékát érintette a változás.

20 Lóczy Dénes
9. ábra. A földhasználat-váltások valószínûségi mátrixa a Gyöngy-folyó deltájában
1989—1997 között (forrás: Weng, Q.h. 2002).
4.3.2. Sejtautomata modellek
A sejtautomata-modellezés (cellular automaton — CA) a teret és az idôt diszkréten
értelmezô, numerikus szimulációs módszer (White, R. & Engelen, G. 1997). John
Conway híres „életjátéka” (Game of Life) nyomán terjedt el. A raszteres „sakktáblaként”
felfogott térben „élô” és „halott” négyzetek helyezkednek el. Ezek élô vagy halott
állapotban vannak, ill. szaporodni is képesek, a szomszédságuk függvényében
megfogalmazott játékszabályok szerint. A kétdimenziós CA módszerek sakktáblaszerû
térszemléletét a 3D módszerekben idôszeletekbôl felépített kockák váltják fel. Vannak
kísérletek arra is, hogy a CA módszert folytonossá tegyék, ilyen pl. a lebegôpontos
eljárás.
A sejtautomaták alkalmazhatnak reverzibilis szabályokat, amelyek a kezdeti állapotokból
indulnak ki, és determinisztikusan mûködnek. Az irreverzibilis szabályrendszerek
sztochasztikusak (pl. Monte Carlo szimulációk). A szabályrendszert induktív
úton, a megmaradási törvényekbôl vagy empirikus szabályszerûségekbôl, ill.
deduktív módon, szakértôi rendszerekben tudásgenerálással állítják elô.
Mivel a 2D CA módszerek kitûnôen megfelelnek multispektrális felvételek idôszeletekben
történô feldolgozására, hagyományosan a városok területi terjeszkedésének
elôrejelzésére használják (Clarke, K. C. et al. 1997; Stevens, D. et al. 2006).
Ez a megközelítés annyira elterjedt, hogy egyesek már „sejtgeográfiáról” értekeznek
(Tobler, W. R. 1979). Betanításra, kalibrálásra és a CA szabályok finomítására is
mûholdfelvételeket lehet alkalmazni.
Teherán esetében pl. sikerült a gyors városnövekedés tendenciáit megbízhatóan
(az idézett példában 85%-os pontossággal) elôrejelezni a CA módszerrel (Kiavarz
Moghaddam, H. & Samadzadegan, F. 2009 — 10—13. ábra). A kétféle forgatókönyv
szerint készült prognózis szabálylistája (1. táblázat) jól illusztrálja a sejtautomata
mûködését.

Tájdinamika — módszertani fejlemények 21
1. táblázat. A városnövekedés minôsítési és szomszédsági szabályai
a CA módszerrel végzett teheráni vizsgálatban
(Kiavarz Moghaddam, H. & Samadzadegan, F. 2009 nyomán)
1. forgatókönyv
IF (ha a vizsgált cella …) THEN (akkor az adott cellában …)
1, vízfelület nem engedélyezett a városnövekedés
2, közút nem engedélyezett a városnövekedés
3, lakott OR (vagy …) kereskedelmi
terület
terület
ugyanaz marad, változtatás nélkül
4, AND (és …) a szomszédságában
4 cella városi terület
zöldterület
változzon városi területre
2. forgatókönyv
IF (ha a vizsgált cella …) THEN (akkor az adott cellában …)
1, vízfelület nem engedélyezett a városnövekedés
2, közút nem engedélyezett a városnövekedés
3, lakott OR (vagy …) kereskedelmi
terület
terület
ugyanaz marad, változtatás nélkül
4, AND (és …) a szomszédságában
3 cella városi terület
zöldterület
változzon városi területre
10. ábra. Teherán földhasználata 1990-ben Landsat—5 ûrfelvétel interpretációja alapján
(forrás: Kiavarz Moghaddam, H. & Samadzadegan, F. 2009).

22 Lóczy Dénes
11. ábra. Teherán 1990. évi földhasználatának szimulációja sejtautomata-modellel
(forrás: Kiavarz Moghaddam, H. & Samadzadegan, F. 2009).
12. ábra. Teherán földhasználata 2001-ben, ûrfelvétel interpretációja alapján
(forrás: Kiavarz Moghaddam, H. & Samadzadegan, F. 2009).

Tájdinamika — módszertani fejlemények 23
13. ábra. Teherán földhasználata 2001-ben, a modell által szimulálva
(forrás: Kiavarz Moghaddam, H. & Samadzadegan, F. 2009).
A tájökológiában a CA módszert a tájmintázat fragmentáció és a foltképzôdés
tendenciáinak (Bascompte, J. & Sole, R. V. 1996), a trópusi övben az esôerdôk
dinamikájának (Alonso, D. & Sole, R. V. 2000) nyomonkövetésére alkalmazzák.
Sajátos sejtautomata a Per Bak (Brookhaven National Laboratory) által kidolgozott
„homokkupac” (sandpile) CA (Bak, P. et al. 1987). Ebben is helyi küszöbértékszabályok
irányítják a folyamatokat. Ez a „világkép” a foltok terjeszkedését a homok
kritikus rézsüszögének analógiájára képzeli el, amelyek már meredekebbek nem lehetnek.
A homok további felhalmozódása kiegyenlítôdési folyamatot indít el. Ha pl.
a homokkupac egységei, „blokkjai” közül valamelyik több mint 3 blokkal gyarapodik,
azok a fô égtájak irányában oszlanak el.
Peremfeltételeken alapuló forgatókönyvet dolgoztak ki az afrikai Szudán-Száhel
övezetre a SALU (Sahelian Land Use) modell megalkotói (Stephenne, N. & Lambin,
E. F. 2004). Az „if … then” szabályok segítségével tesztelni lehetett az övezetek
átalakulására, annak hajtóerôire vonatkozó hipotéziseiket. Kimutatták pl., hogy a
vizsgált övben a vidéki népesség létszámának növekedése lényegesen hatékonyabb
hajtóerô, mint a városi népességé. Egy ilyen vizsgálat közvetlenül alátámasztja a politikai
döntéshozatalt (Lambin, E. F. 2004).
A földhasználati folyamatok modelljeinek felépítését is hatékonyan segítik a vizuális
modellezô programok, mint újabban a SIMILE (Muetzelfeldt, R. & Massheder,
J. 2003). Ez egy Nagy-Britanniában kifejlesztett, folytonos tér—idô szemléletû

24 Lóczy Dénes
eszköz, amely a modellezendô folyamatokat segít megtervezni, egyszerû jelrendszer
alkalmazásával (14. ábra).
14. ábra. A SIMILE modellépítô eszközben használt 11 jel: készlet, változó, almodell,
bemenet/kimenet, hatótényezô, meghatározó tényezô, feltétel, iniciáló, migrátor, reprodukáló,
megszüntetô (forrás: Muetzelfeldt, R. & Massheder, J. 2003).
4.4. Integrált (kombinált) modellek
Az integrált modellek dinamikusan mutatják be az oksági kapcsolatok hatásait a
földhasználat változására (Leemans, L. & Serneels, S. 2004). A természeti és a társadalmi—gazdasági
hajtóerôk egymással kölcsönhatásban, visszacsatolásaikkal együtt
jelennek meg bennük. A modellezés jelenlegi fejlettségi szintjén az ilyen megközelítések
képesek a leginkább döntéselôkészítô szerepet betölteni.
A modellek alapvetô ismérve, hogy az egész Föld földhasználatát kívánják-e bemutatni
(Dolman, A et al. 2003), vagy kisebb területekre korlátozódnak, egészen
a helyi modellekig (Schaldach, R. & Priess, J. A. 2008). Különbözô méretarányú
változások esetében ugyanis különbözô az egyes hajtóerôk jelentôsége. Milyen hajtóerôk
parametrizálhatók? Az éghajlati tényezôk, a vízellátottság, a talajminôség (ökológiai
alkalmasság, ill. termôképesség), a kulturális hagyományok (életviteli szokások),
a jövedelmi viszonyok, a gazdálkodás körülményei és különbözô politikai döntések
alapvetôen befolyásolhatják a földhasználat alakulását.
4.4.1. A GEONAMICA programon alapuló modellek
A GEONAMICA kereskedelmi forgalomban hozzáférhetô programcsomag. Sejtautomata
modellezésen alapul (White, R. & Engelen, G. 1997), amelyet térinformatikai
módszerekkel ötvözve lehet a földhasználat-változás prognosztizálására felhasználni.
Egészen részletes (100×100 m vagy 500×500 m) térbeli felbontásban
is alkalmazzák, pl. a MODULUS (2000) modellben, amely a Földközi-tenger térségének
környezeti degradációját természeti, gazdasági és társadalmi szempontból
tanulmányozza. Szintén a mediterrán területekkel, az egyes vízgyûjtôk elsivatagosodásával
foglalkozik a MedAction rendszer (Delden, H. van et al. 2007).

Tájdinamika — módszertani fejlemények 25
4.4.2. Az IMAGE modellek
A Globális Környezet Integrált Értékelô Modellje (Integrated Model to Assess
the Global Environment) a 80-as évek óta létezik. Jelenleg az IMAGE 2.4 verzióját
alkalmazzák, amely általános célú, integrált dinamikus modell (MNP, 2006; Alcamo,
J. et al. 1998 — 15. ábra).
15. ábra. Az IMAGE 2.4 modell felépítése (forrás: MNP 2006).

26 Lóczy Dénes
Az IMAGE tulajdonképpen a földi rendszer modellje (Earth System Science —
Steffen, W. 2003). A globális éghajlatváltozási modellekhez kapcsolódva 100 évre elôre
ad prognózist, a világ 24 makrorégiójára (országcsoportjára) (16. ábra). A földhasználatot
elsôsorban a belôle fakadó üvegházhatásúgáz-kibocsátások szempontjából
vizsgálja (Strengers, B. et al. 2004), másrészt arra irányul, hogy kimutassa, milyen
következményekkel jár a hasznosítás átalakulása az ökoszisztémák és a globális
környezet számára.
16. ábra. Az IMAGE 2.4 modell regionális lebontása 24 ország(csoport)ra (forrás: MNP, 2006).
Az IMAGE modellek földhasználat-változási modulja raszteres térbeli allokációs
program, egyebek között a GTAP modellel is kombinálódik. Két lépcsôje van: elôször
a mezôgazdasági területekre agroökológiai potenciált, az erdôkre hozampotenciált
számol (MNP, 2006), majd meghatározza a különbözô mezô- és erdôgazdasági
termékek, valamint a bioenergia iránti igényt. A természetes növényzethez képest
állapítja meg, hogy az egyes földhasználati típusok mekkora kibocsátásokkal járnak.
A modell kidolgozói az állattenyésztésbôl származó kibocsátásokra is különös figyelmet
fordítanak. Heurisztikus „telepítô” szabályai cellánként választják ki az optimális
földhasználatot.

Tájdinamika — módszertani fejlemények 27
Irodalom
ADAMS, D. M., ALIG, R. J., CALLAWAY, J. M., MCCARL, B. A. & WINNETT, S. M. 1996. The
Forest and Agricultural Sector Optimization Model (FASOM): Model Structure and Policy
Applications. U.S. Department of Agriculture Forest Service — Pacific Northwest Research
Station, Portland, OR. 60 p. Research Paper PNW—RP—495.
ADAMS, D. M., ALIG, R., MCCARL, B. A. & MURRAY, B. C. 2005. FASOMGHG Conceptual
Structure, and Specification: Documentation. U.S. Department of Agriculture Forest Service,
Washington, DC.
http://agecon2.tamu.edu/people/faculty/mccarl-bruce/papers/1212FASOMGHG_doc.pdf.
AGARWAL, C., GREEN, G. M., GROVE, J. M., EVANS, T. P. & SCHWEIK, C. M. 2002. A review and
assessment of land-use change models: dynamics of space, time, and human choice. (U.S. Department
of Agriculture, Forest Service, Northeastern Research Station. Newton Square, PA.
(General Technical Report NE—297).
http://www.treesearch.fs.fed.us/pubs/5027.
ALCAMO, J., LEEMANS, R. & KREILEMAN, E. 1998. Global Change Scenarios of the 21st Century
— Results from the IMAGE 2.1. Elsevier Science, Oxford. 392 p.
ALONSO, D. & SOLE, R. V. 2000. DivGame: a cellular automata model of rainforest dynamics.
Ecological Modelling, 133.1—2. 131—141.
BAK, P., TANG, C. & WIESENFELD, K. 1987. Self-organized criticality: an explanation of 1/f noise.
Physical Review Letters 59.5. 381—384.
BAKER, W. L. 1989. A review of models of landscape change. Landscape Ecology 2.2. 111—133.
BALZTER, H., BRAUN, P. W. & KÖHLER, W. 1998. Cellular automata models for vegetation dynamics.
Ecological Modelling, 107. 113—125.
BASCOMPTE, J. & SOLE, R. V. 1996. Habitat fragmentation and extinction thresholds in spatially
explicit models. Journal of Animal Ecology 65.4. 465—473.
BELL, E. J. 1974. Markov analysis of land use change: an application of stochastic processes to remotely
sensed data. Socio-Economic Planning Science, 8. 311—316.
BRIASSOULIS, H. 2000. Analysis of Land Use Change: Theoretical and Modelling Approaches.
The Web Book of Regional Science. Regional Research Institute, West Virginia University.
http://www.rri.wvu.edu/WebBook/Briassoulis/contents.htm.
BURNIAUX, J.-M. & LEE, H.-L. 2003. Modelling land use changes in GTAP. Center for Global
Trade Analysis Project, Purdue University, West Lafayette, IN.
http://www.gtap.agecon.purdue.edu/resources/download/1509.pdf.
CCC 2009. A guide to using the Cumbria Historic Landscape Characterisation database for Cumbria's
planning authorities. Cumbria County Council, Carlisle. 122 p.
CLARK, J., DARLINGTON, J. & FAIRCLOUGH, G. J. 2003. Pathways to Europe’s Landscape. English
Heritage, London. 113 p.
CLARKE, K. C., HOPPEN, S. & GAYDOS, L. 1997. A self-modifying cellular automaton model of
historical urbanization in the San Francisco Bay area. Environment and Planning B: Planning
and Design, 24. 247—261. http://www.geog.ucsb.edu/~kclarke/Papers/clarkehoppengaydos.
pdf
DELDEN, H. VAN, LUJA, P. & ENGELEN, G. 2007. Integration of multi-scale dynamic spatial
models of socio-economic and physical processes for river basin management. Environmental
Modelling & Software, 22: 223—238.
DOLMAN, A., VERHAGEN, A. & ROVERS, C. (eds.) 2003. Global Environmental Change and Land
Use. Kluwer Academic Publishers, Dordrecht.

28 Lóczy Dénes
FAIRCLOUGH, G. J., LAMBRICK, G. & MCNAB, A. 1999. Yesterday’s World, Tomorrow’s Landscape.
English Heritage, London.
GARDNER, R. H., MILNE, B. T., TUNER, M. G. & O’NEILL, R. V. 1987. Neutral models for the
analysis of broad-scale landscape pattern. Landscape Ecology, 1. 19—28.
GRIFFIN, M. A. 1996. Cornwall Landscape Assessment 1994. Cornwall County Council, Truro,
197 p.
Hampshire County Council 2001. Hampshire Landscape Characterisation. Hampshire County
Council, Winchester.
http://www.hants.gov.uk/landscape.html.
HEISTERMANN, M., MÜLLER, CH. & RONNEBERGER, K. 2006. Land in sight? Achievements, deficits
and potentials of continental to global scale land-use modelling. Agriculture, Ecosystems
& Environment, 114. 141—158.
HERTEL, TH. W., ROSE, S. & TOL, R. S. J. 2008. Land Use in Computable General Equilibrium
Models: An Overview. GTAP Working Paper No. 39.
KIAVARZ MOGHADDAM, H. & SAMADZADEGAN, F. 2009. Land Use Change Modeling in Tehran
Using Geo Cellular Automata. In: GIS Ostrava 2009. Institute of Geoinformatics, Technical
University of Ostrava. 6 p.
http://gis.vsb.cz/GIS_Ostrava/GIS_Ova_2009/sbornik/Lists/Papers/093.pdf.
LAMBIN, E. F. 1997. Modelling and monitoring land-cover change processes in tropical regions.
Progress in Physical Geography, 21. 375—393.
LAMBIN, E. F. 2004. Modelling Land-Use Change. In: Wainwright, J. & Mulligan, M. (Eds.): Environmental
Modelling: Finding Simplicity in Complexity. John Wiley and Sons, Chichester.
245—254.
LAMBIN, E. F. & GEIST, H. J. (eds.) 2006. Land Use and Land Cover Change: Local Processes,
Global Impacts. Springer Verlag, Berlin. 222 p.
LEEMANS, L. & SERNEELS, S. 2004. Understanding land-use change to reconstruct, describe or
predict changes in land cover. GeoJOurnal, 61. 305—307.
MEIJL, H. VAN, RHEENEN, T. VAN, TABEAU, A. & EICKHOUT, B. 2007. The impact of different
policy environments on agricultural land use in Europe. Agriculture, Ecosystems & Environment,
114. 21—38.
MEYER, W. & TURNER, II, B. (eds.) 1994. Changes in Land Use and Land Cover: A Global Perspective.
Global Change Institute. Press Syndicate of the University of Cambridge, Cambridge.
410 p.
MNP 2006. Integrated modelling of global environmental change. An overview of IMAGE 2.4.
Ed. by Bouwman, A. F., Kram, T. & Klein Goldewijk, K. Netherlands Environmental Assessment
Agency (MNP), Bilthoven, The Netherlands. 228 p.
MODULUS 2000. MODULUS: A Spatial Modelling Tool for Integrated Environmental Decision-Making.
Final Report 1—2. Ed. by Engelen, G., van der Meulen, M., Hahn, B., Uljee, I.
RIKS, Maastricht — Commission of the European Union, Brussels http://www.riks.nl/projects/
modulus.
MUETZELFELDT, R. & MASSHEDER, J. 2003. The Simile visual modelling environment. European
Journal of Agronomy 18. 345—358.
PEARSON, S. M. & GARDNER, R. H. 1997. Neutral models: useful tools for understanding landscape
patterns. In: Bissonette, J. A. (ed.): Wildlife and landscape ecology: Effects of pattern
and scale. Springer Verlag, New York. 215—230.

Tájdinamika — módszertani fejlemények 29
PONTIUS, R. G., CORNELL, J. D. & HALL, C. A. S. 2000. Modeling the spatial pattern of land-use
change with GEOMOD2: Application and validation. Agriculture, Ecosystems and Environment,
85. 191—204.
PONTIUS, R. G. & SCHNEIDER, L. C. 2000. Land-use change validation by a ROC method. Agriculture,
Ecosystems and Environment, 85. 269—280.
QUIGLEY, P. 2007. The Creation of Character Area Boundaries through the Analysis of HLC
Polygons: A Technical Paper. In: Black Country HLC, English Heritage, London. 13 p.
http://www.english-heritage.org.uk/upload/pdf/Creation_of_Black_Country_Character_
Areas_v4.pd.
ROSEGRANT, M., MEIJER, S. & CLINE, S. 2002. International Model for Policy Analysis of Agricultural
Commodities and Trade (IMPACT): Model description. International Food Policy
Research Institute, Washington, DC.
http://www.ifpri.org/themes/impact/impactmodel.pdf.
SCHALDACH, R. & PRIESS, J. A. 2008. A Review of Modelling Approaches on the Regional to
Global Scale.
http://www.livingreviews.org/lrlr—2008—1.
SOARES-FILHO, B. S., ARAÚJO, A. DE A., CERQUEIRA, G. C. & ARAÚJO, W. L. 2001. DINAMI-
CA — A Landscape Dynamics Simulation Software. Proceedings of the XIV Brazilian Symposium
on Computer Graphics and Image Processing (SIBGRAPI’01), Belo Horizonte, M G.
Brazil.
STEFFEN, W., SANDERSON, A., TYSON, P. D., JÄGER, J., MATSON, P. A., MOORE, B., OLDFIELD,
F., RICHARDSON, K., SCHNELLNHUBER, H. J., TURNER, B. L. & WASSON, R. J. 2003. Global
Change and the Earth System. A Planet Under Pressure. Springer, Berlin.
STEPHENNE, N. & LAMBIN, E. F. 2004. Scenarios of land-use change in Sudano-sahelian countries
of Africa to better understand driving forces. GeoJournal, 61. 365—379.
STEVENS, D., DRAGI„EVI‚, S. & ROTHLEY, K. 2006. iCity: A GIS—CA modelling tool for urban
planning and decision making. Environmental Modelling & Software, 22. 761—773.
STRENGERS, B., LEEMANS, R., EICKHOUT, B., DE VRIES, B. J. M. & BOUWMAN, A. F. 2004. The
land-use projections in the IPCC SRES scenarios as simulated by the IMAGE 2.2 model.
GeoJournal, 61. 381—393.
TOBLER, W. R. 1979. CELLULAR GEOGRAPHY. IN: GALE, S. & OLSSON, G. (eds.): Philosophy in
Geography. D. Reidel, Dordrecht. 279—386.
VELDKAMP, A. & FRESCO, L. O. 1996. CLUE-CR: an integrated multi-scale model to stimulate
land use change scenarios in Costa Rica. Ecological Modelling, 91. 231—248.
VELDKAMP, A. & LAMBIN, E. F. 2001. Predicting land use change. Agriculture, Ecosystems and
Environment, 85. 1—6.
VELDKAMP, A., ZUIDEMA, G. & FRESCO, L. O. 1996. A model analysis of the terrestrial vegetation
model of IMAGE 2.0 for Costa Rica. Ecological Modelling, 93. 163—773.
VERBURG, P. H., VELDKAMP, W. S. A. & FRESCO, L. O. 1999. Simulation of changes in the spatial
pattern of land use in China. Applied Geography, 19. 211—233.
VERBURG, P. H., VELDKAMP, W. S. A., ESPALDON, R. L. V. & MASTURA, S. S. A. 2002. Modeling
the spatial dynamics of regional land use: The CLUE-S model. Environmental Management,
30.3. 391—405.
WASSENAAR, T., GERBER, P., ROSALES, M., IBRAHIM, M., VERBURG, P. H. & STEINFELD, H.
2007. Projecting land use changes in the Neotropics: The geography of pasture expansion into
forest. Global Environmental Change, 17. 86—104.

30 Lóczy Dénes
WENG, Q.H. 2002. Land use change analysis in the Zhujiang Delta of China using satellite remote
sensing, GIS and stochastic modelling. Journal of Environmental Management, 64. 273—284.
WHITE, R. & ENGELEN, G. 1997. Cellular Automata as the Basis of Integrated Dynamic Regional
Modelling. Environment and Planning B: Planning and Design, 24. 235—246.
WU, F. 1998. Simulating urban encroachment on rural land with fuzzy-logic-controlled cellular
automata in a geographical information system. Journal of Environmental Management, 53.
293—308.
WU, F. 2002. Calibration of stochastic cellular automata: the application to rural-urban land
conversions. International Journal of Geographical Information Science, 16. 795—818.
YUAN, H., VAN DER WIELE, C. F. & KHORRAM, S. 2009. An automated Artificial Neural Network
system for land use/land cover classification from Landsat TM imagery. Remote Sensing
1. 243—265.
ZUIDEMA, G., VAN DEN BORN, G. J., ALCAMO, J. & KREILEMAN, G. J. J. 1994. Simulating
changes in global land-cover as affected by economic and climatic factors. Water, Air and Soil
Pollution, 76. 163—198.

Térképi adatbázisok
összehasonlíthatóságának javítása
tájmetriai elemzések révén
1. Problémafelvetés
Szilassi Péter
Napjainkban a tájváltozás vizsgálatok a tájökológiai, tájvédelmi tervezés elengedhetetlen
részét képezik. Az utóbbi évtizedben ugrásszerûen bôvült a tájváltozás elemzése
során felhasználható eszközrendszerek, digitális térképi adatbázisok köre. Az I.,
II., III. katonai felmérések georeferált térképei mindenki számára elérhetôek. A
CORINE felszínborítási adatbázis pedig új, páratlan lehetôséget nyitott a közelmúltban
végbement felszínborítási, területhasználat változások elemzéséhez (Csorba
2003). Emellett a tájmetriai számításokat is egyre gyakrabban használják tájökológiai
indikátorként, illetve az eltérô mératarányú térképek tartalmi különbségének illusztrálásához
(Csorba et.al 2006, Túri, Szabó 2008).
Számos tanulmányban találunk példát a korábbi katonai felvételezések vektoros
állományaival végzett mûveletekre, legtöbbször összemetszésre (overlay mûvelet)
(Nagy 2003, Szilassi et al. 2006). Az ily módon lehatárolható változatlan területhasználatú
területegységeket (bár megítélésünk szerint inkább a tartós kifejezés lenne
célszerûbb) gyakran tájökológiai indikátorként alkalmazzák (Csorba 2006). A digitalizált
katonai térképek használatát a területhasználat változás elemzésében kétféle
pontatlanság nehezíti:
1. Fôként a korábbi katonai felmérések kapcsán találkozhatunk azzal a problémával,
hogy mivel georeferálás kevés megbízható illesztôponton alapul, illetve
mert a térképezés pontatlanul történt, a digitalizált térképek jelentôs térbeli pontatlansággal
terheltek (1. táblázat). Ráadásul az I., II. katonai felmérés 1:28 800 —as
méretarányban készült eltérôen a manapság használatos 1:25000-es, és 1:10 000-es
méretarányú katonai topográfiai térképektôl. katonai térképek alapján készített digitális
térképek a maiaktól eltérô méretarányuk, illesztési problémáik miatt vektoros
formában csak korlátozottan alkalmasak a tájváltozás jellemzésére. A katonai térképek
közül minél korábbi térképrôl van szó, a annál nagyobb térbeli pontatlanságról
beszélhetünk (Nagy 2003).

32 Szilassi Péter
1. táblázat. A történeti térképek térbeli pontatlanságai Nagy D. (2003) nyomán
Átlagos
eltérés
Maximális
eltérés
I. Katonai térképezés
1:28 800
II. Katonai térképezés
1:28 800
III. Katonai térképezés
1:25 000
30—200 m 20—100 m 10—50 m
500 m 300 m 200 m
2. A CORINE felszínborítási kategóriák a korábbi katonai térképeknél jóval
részletesebb tematikájúak. Az 1:100 0000-es méretarányú 2000-ben készült CLC
adatbázis 40 kategóriát használ, ezzel szemben a szintén 1:100 0000-es méretarányú
katonai térképekrôl mindössze 6 felszínborítási kategória digitalizálható. Tájváltozás
vizsgálatánál, térképi összemetszésnél tehát problémát jelent az eltérô nomenklatúrájú
térképek tematikus összehasonlíthatósága.
Tájmetriai mutatók segítségével meghatározhatjuk azt az optimális raszteres
felbontást, amelynél már összehasonlíthatóakká válnak az eltérô méretarányú, és térbeli
pontosságú digitális térképi adatbázisok (Petit, Lambin 2002, Pelorosso 2009).
2. Alkalmazott módszerek
1. A térbeli pontatlanságokból adódó összehasonlíthatósági problémák kiküszöböléséhez
elôször raszterizálnunk kell a térképeket, majd az eltérô raszteres felbontásokra
számolt tájmetriai paraméterek statisztikai elemzése révén meg kell keresnünk
azt az optimális pixelméretet, amellyel már összevethetôvé válnak a digitális
térképek (Petit, Lambin 2002). Ezek után már elvégezhetjük a tájváltozás elemzését,
például összemetszést, stb. Példánkban a Káli-medencérôl készült katonai térképek
összehasonlítását végeztük el, melyhez felhasználtuk az alábbi térképeket digitalizáltuk
(2. táblázat).
2.táblázat: A Káli-medence digitalizált történeti térképei
I. katonai
térkép
II. katonai
térkép
III. katonai
térkép (felújított
változat)
sztereografikus
topográfiai
térkép
EOV
topográfiai
térkép
Térképezés
idôpontja
1784 1854 1931—1932 1961—1973 1979—1982
Térképezés
méretaránya
1: 28 800 1: 28 800 1: 25 000 1: 10 000 1: 10 000

Térképi adatbázisok összehasonlíthatóságának javítása tájmetriai elemzések révén 33
Elsô lépésben a korábbi katonai térkép vektoros digitális állományából egy raszteres
térképet készítünk a legkisebb pixelfelbontást (általában 5, métert) alkalmazva.
Ezt követôen az újabb idôpontban készült katonai térkép digitalizált vektoros állományáról
készítünk egyre növekvô (például a mintaterületünkön 5, 10, 20, 30…
100m) pixelméretû raszteres térképeket.
Ezt elvégezhetjük úgy, hogy a legkorábban készült katonai térképet hasonlítjuk
össze páronként az egyre újabb katonai térképekkel (1.ábra), vagy úgy, hogy az egymás
utáni idôkeresztmetszetekben készült térképeket vetjük össze egymással ilyen
módon (2.ábra).
1. ábra. térkép párok összehasonlítása, és raszteres felbontásaik,
ha a legkorábbi térképhez hasonlítjuk az újabb térképeket.
2. ábra. térkép párok összehasonlítása, ha az egymást követô idôkeresztmetszetben
hasonlítjuk össze a térképeket.
A következô lépésben a FRAGSTATS 3.3 szoftver segítségével kiszámítjuk a következô
táj szintû metrikus mutatóit valamennyi raszteres térképre: Landscape Shape
Index, Fractal Dimension Index átlaga, a Core Area Index területtel súlyozott átlaga,
Total Edge Contrast Index, Shannon’s Diversity Index.
A korábbi és az újabban készült térképek tájmetriai indexeit kivonjuk egymásból,
és kiszámítjuk a különbségeik normalizált euklideszi távolságát a következô módon:
(1) Elsô lépésben kiszámítjuk a korábban készült alap-térképnek tekintett A
térkép állandó felbontású raszteres állománya, és az újabb, egymástól egyre növekvô
raszterméretben különbözô V 1 , V 2 ,… V n térképek tájindexei különbségeinek az átlagát.
Jelölje A j ill. V i,j egy adott térkép adott tájindexét, i pedig a raszteres felbontások
számát. Mivel 5 tájindexet használtunk, ezért az alábbi képletben j = 1, 2, …5
lehet.

34 Szilassi Péter
x n, j
'
n
j
i'1
A j
—V i, j
n
' A j
—
n
j V i, j
i'1
(2) Ezt követôen tájindexenként kiszámítjuk az (állandó felbontású) A térkép,
és az n darab új térkép tájindexei különbségeinek a szórását:
n
S n, j
'
n
j
i'1
A j
—V i, j
— x n, j
2
n—1
(3) Végül a fenti 2*j darab konstans, vagyis az A térkép és a V 1 , V 2 ,… V n térképek
tájindex különbségei átlagának, és e különbségek szórásának ismeretében
rendre kiszámoljuk a V 1 , V 2 ,… V n térképeknek az alapul vett A térképhez viszonyított
normalizált euklideszi távolságát:
5
d st, A
V i
' j
j'1
2
x n, j
— A j
—V i, j
S n, j
A fenti módszerrel elvégeztük mind a legkorábbi térkép, újabb térképek, mind
a térképpárok összehasonítását, és kiszámítottuk az összehasonlíthatóságukhoz szükséges
raszteres felbontást.
2. A tartalmi pontatlanságokból adódó összehasonlíthatósági problémák kiküszöbölését
a Balaton vízgyûjtôjének 1:100 000-es méretarányú katonai topográfiai
térképérôl digitalizált felszínborítási adatok, és a CLC 2000-es digitális felszínborítási
adatbázis szintén 1: 100 000-es méretarányú digitális térképének összehasonlítása
révén mutatjuk be. A CORINE adatbázis kódjait nem mindenesetben lehet
egyértelmûen társítani a katonai térkép felszínborítási jelkulcsaihoz. Három olyan
CLC kódot találtunk, melyek megfeleltetése a korábbi katonai térkép felszínborítási
nomenklatúrájával vitatható: a 2.4.3. kódú „Elsôdlegesen mezôgazdasági területek,
jelentôs természetes formációkkal” elnevezésû CLC kategória esetében nem egyértelmû,
hogy szántó, vagy a rét kategóriába soroljuk a katonai térkép nomenklatúrája
alapján. A 3.2.4. kódú „Átmeneti erdôs-cserjés területek” esetében nem lehet objektíven
eldönteni, hogy erdô, vagy rét felszínborításnak feleltessük meg ezt a CLC
kategóriát. A 2.4.2 CLC kódú „Komplex mûvelési szerkezet” esetében pedig nem
világos, hogy szôlô, vagy szántó mûvelési kategóriának feleltessük meg a katonai térképen.
A 3 kérdéses besorolású CLC kategória kombinációiból hatféleképpen aggregáltuk
a CLC kategóriákat (3.táblázat).

Térképi adatbázisok összehasonlíthatóságának javítása tájmetriai elemzések révén 35
3. táblázat. Az 1981-es 100 000-es méretarányú katonai térkép felszínborítási
kategóriáinak megfeleltetési verziói a számokkal jelölt CLC kódokkal.
(A vastagon kiemelt számok a vitatható besorolású kódokat jelentik.)
Erdô
Rét,
legelô
Szántó
Szôlô
Gyümölcsös
Beépített
terület
Mocsár,
láp
Nyílt
vízterület
I.
verzióban
aggregált
CLC
kategóriák
311
312
313
314
324
231
321
II.
verzióban
aggregált
CLC
kategóriák
311
312
313
314
324
231
321
211 211
242
243 243
221 221
242
III.
verzióban
aggregált
CLC
kategóriák
311
312
313
314
324
231
321
243
211
242
IV.
verzióban
aggregált
CLC
kategóriák
311
312
313
314
231
321
243
324
211
242
V.
verzióban
aggregált
CLC
kategóriák
311
312
313
314
231
321
243
324
221 221 221
242
VI.
verzióban
aggregált
CLC
kategóriák
311
312
313
314
231
321
324
211 211
243
221
242
222 222 222 222 222 222
111,112,
121,122,
124, 131,
132, 133,
141, 142
111,112,
121,122,
124, 131,
132, 133,
141, 142
111,112,
121,122,
124, 131,
132, 133,
141, 142
111,112,
121,122,
124, 131,
132, 133,
141, 142
111,112,
121,122,
124, 131,
132, 133,
141, 142
111,112,
121,122,
124, 131,
132, 133,
141, 142
411.412 411.412 411.412 411.412 411.412 411.412
512 512 512 512 512 512
Az eltérôen aggregált (összevont) CLC kód csoportok alapján kialakított CLC
verziókat az elôzôekben ismertetett módon egyre nagyobb pixelméretben raszterizáltuk
5, 10, 20…100m között. Ezzel szemben az 1981-es katonai topográfiai térképrôl
csak egy raszteres állományt készítettünk a legkisebb 10 m-es pixelméretben
(3.ábra).

36 Szilassi Péter
3. ábra. Térkép párok összehasonlítása, és raszteres felbontásaik, ha az egyszerûbb tematikájú
1981-es katonai térképet hasonlítjuk a CLC 2000-es felszínborítási adatbázis
eltérô módon aggregált verzióihoz.
Ezt követôen az elôzôekben ismertetett képlet alapján kiszámoltuk az 1981-es
alaptérkép, és a 2000-es CLC adatbázis hatféleképpen aggregált verzióinak normalizált
euklideszi távolságát (Pelorosso 2009).
3. Eredmények
Grafikonon ábrázolva a legkorábbi (1784-es) és különbözô idôpontokban készített
(1854, 1931, 1961, 1981) katonai térképek különbségének eltérô pixelmérethez
tartozó normalizált euklideszi távolságát könnyen leolvashatjuk a legkisebb euklideszi
távolságokhoz tartozó pixel méretek, melyek egyben az adott térkép pár optimális
raszteres felbontását is jelentik, azaz a térképek összehasonlításakor, összemetszetésekor
mindkét összehasonlítandó térképet a kapott pixelméretben kell majd
raszterizálni (4.ábra).
4. ábra. Térkép párok normalizált euklideszi távolsága, és raszteres felbontásaik,
ha a legkorábbi térképhez hasonlítjuk az újabb térképeket.

Térképi adatbázisok összehasonlíthatóságának javítása tájmetriai elemzések révén 37
Láthatjuk, hogy az 1784—1854-es térkép pár esetében a 40m-es, az 1784—1931
közötti változások és az 1784—1961-es változások esetében az 50m-es felbontást javasolhatjuk.
Az 1784—1979 közötti változásoknál ugyancsak az 50m-es raszteres felbontást
javasolhatjuk az egymással való összemetszéshez, vagy más összehasonlító
célú térinformatikai mûveletek készítéséhez a káli-medencei mintaterületen.
Az egymást követô idôkeresztmetszetek térképeibôl készített térkép párok összehasonlításánál
a legkorábbi 1784—1854 közti változás 40m a javasolt pixel felbontás,
akár csak az 1854—1931 közötti térkép pár esetében. Az 1931—1961-es, és az 1961—
1979 közötti változás esetében 50m-es raszteres felbontást kaptunk a normalizált
euklideszi távolságok minimumaiként a káli-medencei mintaterületen (5.ábra).
5. ábra. Térkép párok normalizált euklideszi távolsága, és raszteres felbontásaik,
ha az egymást követô idôkeresztmetszetek térképeit hasonlítjuk egymáshoz.
A 1:100 000-es méretarányú 1981-es katonai topográfiai térkép, és a CLC 2000-
es felszínborítási adatbázis eltérô verzióinak esetében egymáshoz nagyon hasonló a
normalizált euklideszi távolságok lefutása (6.ábra).
Nem meglepô, hogy mindegyik verzió esetében azonos (50 méteres) pixelmérethez
tartozik a legkisebb normalizált euklideszi távolság, hiszen mindegyik CLC variációnak
azonos a méretaránya, csak kategóriáik összevonásának módja tér el egymástól. A hat
verzió közül a harmadik verzió az, amelyik a legkisebb euklideszi távolsággal jellemezhetô.
Ez azt jelenti, hogy a 2.4.3. kódú „Elsôdlegesen mezôgazdasági területek, jelentôs
természetes formációkkal” elnevezésû CLC kategóriát a rét kategóriába soroljuk
a katonai térképpel történô összevetéskor. A 3.2.4. kódú „Átmeneti erdôs-cserjés területek”
erdô, míg a 2.4.2 CLC kódú „Komplex mûvelési szerkezet” pedig szôlô kategóriába
sorolható a katonai térképpel történô összehasonlításkor.

38 Szilassi Péter
6. ábra. Térkép párok normalizált euklideszi távolsága, és raszteres felbontásaik,
ha az egyszerûbb tematikájú 1981-es katonai térképet hasonlítjuk a CLC 2000-es
felszínborítási adatbázis eltérô módon aggregált verzióihoz.
4. Összegzés
Hazai mintaterületeken, külföldi szakirodalomban publikált (Petit, Lambin 2002,
Pelorosso 2009) módszereket adaptálva meghatároztuk azokat az optimális raszteres
felbontásokat, amelyek révén összehasonlíthatóakká válnak az eltérô méretarányú,
és térbeli pontosságú, és eltérô tartalmi pontosságú digitális térképi adatbázisok. A
módszer lényege, hogy tájmetriai mutatók normalizált euklideszi távolságát használjuk
fel az optimális pixelméret számításához. Az ily módon „közös nevezôre”
hozott digitális térkép párok összehasonlítása, összemetszetése után lehetôségünk
nyílik a tájváltozás elemzésére, a több idôpontban azonos (gyakran tájökológiai indikátornak
tekintett) területhasználat kategóriák lehatárolására.
Köszönetnyilvánítás: Ezúttal szeretnénk megköszönni a K 60203 számú OTKA
pályázat támogatását.

Térképi adatbázisok összehasonlíthatóságának javítása tájmetriai elemzések révén 39
Irodalom
CSORBA P. 2003: Magyarországi középtájak várható területhasználati változásai az Európai Unióhoz
történô csatlakozás következtében. in.: Csorba P. (szerk.) Környezetvédelmi mozaikok DE
Tájvédelmi és Környezetföldrajzi Tanszék, Debrecen, 243—256.
CSORBA P. 2006: Indikátorok az ökológiai tájszerkezet és tájmûködés vizsgálatához. in: Kiss A.
Mezôsi G., Sümegi Z. (szerk.) Táj, környezet és társadalom. Ünnepi tanulmányok Keveiné Bárány
Ilona professzorasszony tiszteletére. Szeged, 117—122.
CSORBA P., SZABÓ SZ., CSORBA K. 2006: Tájmetriai adatok tájökológiai célú felhasználása, in: Demeter
G. (szerk.) Földrajzi tanulmányok Dr. Lóki József tiszteletére. Debrecen: Debreceni
Egyetem, 24—34.
NAGY D. 2003: Tájtörténeti kutatások a Gömör-Tornai karszton I. — A történeti táj rekonstrukciója
az ANP környezetében az I—III. katonai felmérések alapján. in.: Boldogh S. (szerk.) Kutatások
az Aggteleki Nemzeti Parkban — ANP füzetek II. 107—143.
PELOROSSO R., LEONE A., BOCCIA L. 2009: Land cover and land use change in the Italian central
appenines: A comparisson in assessment of menthods, Applied Geography 29. 35—48.
PETIT C. C., LAMBIN E.F. 2002: Impact of data integration technique on historical land use/land
cover change: Comparing historical maps with remote sensing data in the Belgian Ardennes.
Landscape Ecology, 17. 117—132.
SZILASSI P., JORDÁN GY., VAN ROMPAEY A., CSILLAG G., 2006: Impacts of historical land use
changes on erosion and agricultural soil properties in the Kali Basin at Lake Balaton, Hungary.
CATENA 68. 98—108.
TÚRI Z., SZABÓ SZ. 2008: The role of resolution on landscape metrics based analysis. Acta Geographica
Silesiana 4 (1): 47—52.

Tájmetriai vizsgálatok lehetséges
adatbázisai
Szabó Szilárd
1. Bevezetés
A tájmetriai vizsgálatok a táji mozaik alkotóelemeit, a foltokat, a folyosókat és a
mátrixot helyezik a középpontba (Csorba 1999; Mezôsi — Fejes 2004). Ezek közül
a kutatások döntô hányada a foltok tulajdonságainak az értékelésével foglalkozik, mivel
a tájmetriai szoftverek csak ezt tudják automatizáltan feldolgozni, nem képesek
különbséget tenni a tájelem-típusok között. A folyosók kiértékelése geoinformatikai
eszközökkel megoldható, de ehhez szükséges az elemzést végzô közremûködése is
(a folt és folyosó közötti funkcionális különbség megállapításához, az azonosításhoz),
vagyis ez egy interaktív folyamat. A mátrix megállapítása pedig kifejezetten
szaktudásigényes lépés, ami ilyen jellegû tapasztalatot is feltételez, részben sem automatizálható.
Láthatjuk tehát, hogy a tájmetriai elemzésekben a foltok kulcsszerepet töltenek
be, így nagyon fontos a megjelenésük. Megjelenés alatt egyrészt érthetjük azt, hogy
adott, a valóságban létezô folt egyáltalán megjelenik-e az elemzett állományban, vagy
pl. túl kis mérete miatt nem; másrészt ide tartozik a folthatár futásának a kérdése.
Mindkettô lényegi befolyással van az elemzések kimenetelét tekintve. A foltok jelenléte
a szomszédossági és konnektivitási mérôszámok értékére van hatással. A határvonal
részletessége befolyásolja a folt területét és kerületét, amik pedig sok foltalakra
vonatkozó mérôszám számlálójában, vagy nevezôjében szerepelnek (pl. kerület/terület,
fraktáldimenzió, a folt köré húzható legkisebb sugarú kör stb.).
Az, hogy adott folt megjelenjen az elemzett térképen döntô mértékben függ
attól, hogy mi volt az adatgyûjtés technikája, alapanyaga. A legrészletesebb térbeli
adatbázis a terepen botanikusok által felvételezett térkép, amit a légifotó és a mûholdfelvétel
követ. Léteznek már olyan felszínborítottsági adatbázisok is, melyeket
készen kaphatunk különbözô léptékben. Belátható, hogy mást várhatunk egy 0,5 m-
es felbontású légifotótól, illetve egy 30 m felbontású mûholdfelvételtôl.
E munka keretében a tájmetriai elemzések lehetséges adatbázisait tekintem át, kifejezetten
abból a célból, hogy felhasználásuk esetén milyen eredményre számíthatunk,
milyen bizonytalansági tényezôkkel kell számolnunk és egyáltalán javasolható-e
felhasználásuk.

42 Szabó Szilárd
2. Adatbázisok
2.1. Légifotók
A légifotók tájmetriai hasznosításáról csak azóta beszélhetünk, hogy a légifotók
felhasználhatóvá váltak tudományos kutatás céljára is széleskörûen. A potenciális légifotó-adatbázis
erre a célra létezik — és ma már hozzá is férhetô több forrásból is.
A HM Hadtörténeti Intézet és Múzeum Hadtörténeti Térképtárában (a továbbiakban
HIM) légifotók a 2. világháborút követô idôszaktól állnak rendelkezésre fekete-fehér
felvételek formájában az 1980-es évek végéig — de a tájmetriai célú hasznosítására
még csak elvétve (Oroszi — Kiss 2006) találunk példát. Sokkal elterjedtebbek
a felszínborítottság idôbeli változását elemzô vizsgálatok (pl. Sándor — Kiss
2008). A HIM térképtárában a felvételek kontaktmásolatai férhetôk hozzá. A további
feldolgozás elôtt szkennelni és ortorektifikálni kell a felvételeket.
A Honvédelmi Minisztérium Térképészeti Közhasznú Társaságának Légifilmtárában
1950—2004 között készült légifotókhoz juthatunk hozzá. A légifotók döntô
hányada fekete-fehér, a méretarány a repülési magasság függvényében 1:30000 és
1:50000. Ezeket a felvételeket már ortokorrigált formában is meg lehet vásárolni,
de a nyers felvételek is hozzáférhetôk.
A Földmérési és Távérzékelési Intézetben 2000-ben indult meg a MADOP (Magyarország
Digitális Ortofotó Programja) megvalósítása. Ennek keretében az elôzetes
tervek szerint az ország teljes területére 3 évente elkészítik a légifotó állományát
(ami — legalábbis eddig — nem valósult meg ebben a formában). Így hazánk
teljes területének légifényképezése elérhetô 2000-bôl és 2005-bôl. 2007-ben az
analóg fényképezés helyett egy újabb, digitális rendszerû kamerát kezdtek alkalmazni,
mely nemcsak a látható, hanem a közeli infra tartományban is képes képet rögzíteni.
Az új technika viszont egy felvétellel kisebb területet fed le a korábbiaknál, így
kb. háromszor annyi idôbe telik lerepülni az ország teljes területét. 2007-ben az ország
nyugati, 2008-ban a keleti harmada került felvételezésre, 2009-ben pedig a
középsô harmad következik (Winkler 2007). E felvételek háromféle felbontásban vásárolhatók
meg: 0,5—1—2 m, melyek közül bármelyik megfelelô lehet a tájmetriai
kiértékeléshez.
Hagyományos technikával látható és infra (IR) tartományban készült felvételek
szórványosan az ország több területérôl is rendelkezésre állnak. Az országos lefedettsége
a hamisszínes IR felvételeknek a legkisebb, pedig a felszínborítás térképezésénél
hasznos többletinformációkat tartalmaz a látható tartományhoz képest. Az IR felvételek
alkalmazását javasolja a Nemzeti Biodiverzitás-monitorozó Rendszer Élôhely-térképezés
c. kötete, konkrét alkalmazási példát pedig Fülöp et al. (2006) munkájában,
a mocsári vegetáció felmérésére kapcsán találhatunk.

Tájmetriai vizsgálatok lehetséges adatbázisai 43
Abban az esetben, ha az adott felszínborítottsági kategória egyértelmûen elválik
a környezetétôl, elképzelhetô a digitális kiértékelés is. Ez esetben viszont nem létezik
biztos módszer, mindig adott területhez mérten kell a megfelelô algoritmust kiválasztani.
Ígéretes technika a szegmentálás, de sokszor a legegyszerûbb módszerek is
célravezetôk lehetnek. Csípôszúnyog tenyészôhelyek azonosítása során sikeresen alkalmaztunk
nyújtással (strecth) és nem ellenôrzött osztályba sorolással (cluster)
kombinált módszert, aminek eredményeként 90%-os pontosságot lehetett elérni
(Szabó et al. 2008).
Nem lenne teljes a kép, ha nem beszélnénk napjaink egyik legígéretesebb módszerérôl,
a hiperspektrális távérzékelésrôl. A hiperspektrális szenzorok optimális idôpontban
történô légi lerepüléses alkalmazása az eddigi alkalmazási területek és az
eredmények (Hargitai et al. 2006, Nagy et al. 2007, Burai et al. 2008, Milics et al.
2008) fényében új távlatokat nyithatnak a tájmetriai vizsgálatokban is. Ezeknek a
felvételeknek a felszínborítottsági kategóriák pontosabb térképezésében lehet szerepe,
de egyelôre nagy területeken való alkalmazhatósága a feldolgozás erôforrásigénye
miatt nem valószínû.
Osztályba sorolási hibák így is elôfordulhatnak, de ez a legbiztosabb és legellenôrzöttebb
módja annak, hogy megfelelô felszínborítottsági adatokat nyerjünk. A
pontosság helyismerettel, illetve terepbejárással fokozható.
2.2. Mûholdfelvételek
A mûholdfelvételek a légifotókkal ellentétben az elektromágneses sugárzási tartomány
látható és közeli infravörös tartományánál szélesebb spektrumban rögzítik a
földfelszínrôl visszaverôdô — a felszín anyagától, növényzeti fedettségétôl, beépítettségtôl
stb. eltérô mértékben transzformált — visszaverôdô napsugárzást.
Az analóg légifotókhoz képest feltétlen elônyt jelent az, hogy a mûholdfelvételeket
digitálisan és több csatornán rögzítik a szenzorok, melyek sokrétûsége az 1.
ábrán látszik.
A geometriai és spektrális felbontás az idôk folyamán folyamatosan javul (1.
ábra). Az 1972—1978 között felbocsátott LANDSAT 1—3 MSS szenzorok 80 méteres
felbontású, 5 csatornán (zöld, vörös, közeli infra 1—2, termális) rögzített felvételeibôl
legfeljebb regionális szintû felszínborítottsági adatokat lehetett nyerni. A
LANDSAT—1 felvételekbôl kézi feldolgozással nyert kategóriák pontossága 1:250
000 méretarányban a CARETS program tanulsága szerint 85%-os volt (Fitzpatrik-
Linz — Chambers 1977; Fegeas — Kewer 1977). Meg kell jegyezni azt is, hogy a szép
eredményt kissé árnyalja, hogy az interpretációhoz kiegészítô adatként nagy magasságból
készített színes infra felvételeket is használtak.

44 Szabó Szilárd
1. ábra. Erôforrás-kutató mûholdak spektrális és geometriai tulajdonságai.
(Rövidítések: V: látható, NIR: közeli infra, LWIR: hosszú hullámú infra, MWIR:
középhullámú infra, SWIR: rövidhullámú infra, P: pánkromatikus, az AVIRIS és HyMap
szenzorok nem mûholdas rendszerek)(Schowengerdt, 2007)
A sorban következô LANDSAT TM és ETM+ szenzorok geometriai felbontása
és megbízhatósága, valamint radiometriai pontossága az MSS-hez képest igen sokat
javult: e mûholdak (LANDSAT 4—6) az új technikának köszönhetôen 5 helyett 7
csatornán rögzítik felszínrôl érkezô jeleket és a spektrális szétválasztás is határozottabb,
a geometriai felbontás pedig 30 méter lett. 1999-ben bocsátották fel a LAND-
SAT—7 mûholdat az ETM+ szenzorral, melyet egy 15 méteres felbontású pánkromatikus
csatornával egészítettek ki. Ez utóbbi mûhold egy 2003. május 31-én történt
mûszaki meghibásodás miatt csak SLC-off (Scan Line Corrector) módban tud
felvételeket rögzíteni. Ezzel a technológiával tudták kompenzálni a mûhold mozgásából
eredô hibákat, ami nélkül a rögzített adatok megduplázódnak és a felvételek
szélét használhatatlanná teszik (2. ábra). Azonban a felvételek közepe még így is
használható, átlagosan(!) minden felvételnek kb. 22%-a használhatatlan (Wulder et
al. 2008).

Tájmetriai vizsgálatok lehetséges adatbázisai 45
2. ábra. A LANDSAT—7 képe SLC-off módban. (Forrás: http://glovis.usgs.gov)
A francia SPOT mûholdak is sokat fejlôdtek a SPOT—1 mûhold 1986-os fellövése
óta. Jelenleg a SPOT—2, SPOT—4 és SPOT—5 mûholdak üzemelnek. A SPOT
felvételek mindig jobb geometriai felbontásúak voltak, mint a LANDSAT-ek — a
multispektrális tartományban 20 m (a SPOT—5-nek 5 m), illetve pánkromatikusan
10 m (a SPOT—5-nek 3 m) —, azonban a szenzorok spektrálisan kevesebb, csak 3,
majd a SPOT4-tôl kezdôdôen 4 csatornán rögzítik a jeleket (Mucsi 2004). Ez a felbontás
már a tájmetriai vizsgálatok igényeit is messzemenôen kielégíti.
Az indiai IRS mûholdcsalád 1988 óta szolgáltat távérzékelt adatokat. Az IRS 1C
és 1D mûholdak ugyanolyan technikai paraméterekkel rendelkeznek, céljuk hogy
növeljék a visszatérési idôt. A pánkromatikus felvételek felbontása 5,8 m a multi-

46 Szabó Szilárd
spektrálisoké pedig 23,5 m. Joshi és mtsai (2008) az IRS LISS III szenzora által készített
felvételeket gyengébbnek találták a vegetációs osztályok elkülönítésében a
LANDSAT ETM+-hoz képest.
Ha a több csatorna, vagyis a hiperspektrális távérzékelés irányába mozdulunk el,
akkor a MODIS felvételek jöhetnek szóba, de ez esetben csak az elsô kettô csatorna
felbontása 250 méteres, a 3—7-é 500 m, a 8—36-é pedig 1000 m (Justice — Townsend
2002; Morisette et al. 2002). A 250 méteres felbontás már önmagában megkérdôjelezhetô,
hogy tájmetriai célokra egyáltalán használható-e, de az 500 és 1000
méteres felbontás biztosan meghaladja az alkalmazhatóság határát.
Ha jobb geometriai felbontású felvételekkel szeretnénk dolgozni, akkor az
IKONOS, vagy a Quickbird felvételek állnak rendelkezésre (Schowengerdt 2007).
Az IKONOS pánkromatikus felbontása 0,82 m, multispektrálisan pedig 3,2 m. A
Quickbird pánkromatikus felbontása 0,61 m, multispektrálisan pedig 2,44 m. Ezek
a felvételek minden tájökológiai jellegû adatigényt kielégítenek, az egyetlen gond az
lehet velük, ha nem készült még megfelelô belôlük az adott területrôl. 2008-ban például
még nem volt elfogadható minôségû felvétel a Tisza-tótól északra elhelyezkedô
települések környékérôl (Harbula Éva, FÖMI — szóbeli közlés).
A tájmetriai analízisekben kulcskérdésként kezelt felbontás tehát a mûholdfelvétek
és légifotók között mára kezd eltûnni. A légifotók jobb felbontása nem jelent feltétlen
elônyt a kiértékelésnél, mivel az árnyékhatás is nehezítheti a kiértékelést. A
mûholdfelvételek mára már a nagyfelbontású kiértékelésekhez is elegendô információt
nyújtanak, ráadásul akár több hullámhosszon is.
A kiértékelés során alkalmazhatunk vizuális (kézi) és automatikus interpretációt.
A tematikus pontosság sok tényezô függvénye:
— elsôsorban a spektrális tulajdonságok számítanak, ezen belül is a kiértékelésbe
bevonható csatornák száma;
— a felvétel készítésének ideje, mivel a különbözô vegetációs periódusokban eltérô
a növények reflektanciája (gondoljunk csak egy szántóra, vagy egy lombhullató
erdôre egy kora tavaszi és egy nyár közepi idôpontban);
— a kiértékelô tapasztalata és helyismerete vizuális kiértékelés esetén;
— az alkalmazott szoftver és a beépített algoritmusok pontossága: jelentôs eltérést
kapunk egy paralelepipedon, minimum distance, maximum likelyhood,
spectral angular mapping (SAM), cosine of the angle classification (CAC) a
szegmentáció, vagy a neurális hálózatok alkalmazása során; melyek közül a
szakirodalom a szegmentációt és a SAM, illetve CAC módszert tartja a legjobb
eredményt adó megoldásnak (Barsi 1996, 2000; Girouard et al. 2004;
Lucieer 2004; South et al. 2004; Frauman — Wolff 2005; Neubert et al.
2006; Möller et al. 2007).

Tájmetriai vizsgálatok lehetséges adatbázisai 47
Az automatizált kiértékelés helyett a lehetséges bizonytalanságok elkerülése érdekében
sokszor a kézi, vizuális módszert választják. Így volt ez a késôbbiekben ismertetésre
kerülô Corine Land Cover projekt esetében is (Mari — Mattányi 2002).
Meg kell említeni azt is, hogy a kutatóközpontokban folyamatosan próbálják az élômunka-igényt
lecsökkenteni, de az emberi háttértudás bizonyosan nem lesz kihagyható
a jövôben sem. A következôkben néhány sikeres próbálkozást ismertetek ezek
közül.
Stoltz és mtsai (2005) a maximum likelyhood algoritmus fuzzy alapokon történô
továbbfejlesztését (ENPOC — ENvironmental POssibility Classifier) alkalmazták
Landsat TM felvételeken. A kiértékelésbe olyan kiegészítô adatokat is bevontak,
amelyek befolyásolják a felszínborítási kategóriák térbeli eloszlását (magasság, lejtés,
talajtani és klimatikus adottságok). Az eredményt terepbejárással, meglévô területhasználati
térképekkel, valamint IR-légifotókkal ellenôrizték és eszerint 88%-os
összes pontosságot értek el. Liénou és mtsai (2006) bizonyos CLC kategóriák esetében
alkalmasnak találták a MAP-MRF (Maximum a Priori — Markov Random
Field) kombinációjú automatikus feldolgozási módszert. Xiajun és mtsai (2005) városi
környezetben tesztelt három klasszifikációs módszert és legjobbnak az ECHO-t
(Extraction and Classification of Homogeneous Objects) találták (73,4% pontosság),
a GML (Gaussian Maximum Likelyhood — 73,1% pontosság) és már említett
SAM (66,8%-os pontosság) mellett. Megjegyzik azt is, hogy a SAM esetében a gyümölcsös
és erdôterületek elkülönítése okozta a hibát, a többi kategóriában sokkal
jobb eredményt produkált — összhangban a korábbiakban tett kijelentéssel.
A sokféle kiértékelési módszer és a feldolgozott felvétel jellege, készítésének idôpontja
tehát különbözô eredményeket fog produkálni, ami a generált folthatárok
esetlegességét, bizonytalanságát jelentheti. Azt is kijelenthetjük, hogy nincs olyan
módszer, aminek alkalmazásával biztosak lehetnénk abban, hogy a kapott eredmény
a legpontosabb. A gond az osztályozás megismételhetôsége, pontosabban megismételhetetlensége
(Shao — Wu 2008). Nem tudjuk pontosan ugyanazt végrehajtani
két eltérô idôpontban készült mûholdfelvételen. Több kutató is felismerte ezt a
problémát és keresték a megoldást. Lang és mtsai (2008) egy új nem ellenôrzött
osztályozási (DALA) és néhány hagyományos más (ISODATA, minimum distance,
maximum likelyhood) módszert teszteltek a megismételhetôség szempontjából. Az
általuk Erdas Imagine környezetbe implementált módszer hozta a legjobb eredményt,
amivel az egyetlen probléma az, hogy nem terjedt el (még?) és nem hozzáférhetô.
Ju és mtsai (2006) az osztályozást ún. PIF (Pseudo Invariant Feature) pontok
elôállításával kezdték, vagyis olyan helyeket (pixeleket) kerestek a különbözô idôpontban
készült felvételeken, amelyeknek a korrelációja meghaladta a 0,85-öt. Ehhez
PCA-t használtak és az elsô fôkomponens (PC1) e feltételnek eleget tevô pontjait
használták fel egy ellenôrzött osztályba sorolási eljárásban. Az elért pontosság 82—
85% volt. A szakirodalmat tanulmányozva további módszereket is találhatunk (pl.

48 Szabó Szilárd
Stehman — Wickham 2003; Burai 2006; Thapa — Murayama 2009), amik nagyban
hozzájárulnak a felszínborítottsági térképek pontosabb elôállításához.
A különbözô klasszifikációs módszerek a felszínborítottság szempontjából megbízható,
ám tájmetriailag bizonytalanabb adatot állítanak elô: a képzôdô kategóriák
foltjainak a pontos határa bármilyen jó módszerrel is esetleges lesz a felvételek eltérô
információtartalma miatt. Hiába készül a felvétel a soron következô években pontosan
ugyanabban az idôpontban, a tenyészidôszak kezdete, a hôösszeg, a csapadék
idôbeli eloszlása, a talaj nedvességtartalma stb. függvényében a növényzet biztosan
eltérô fejlettségi állapotban lesz. Épp ezért kell nagyon vigyázni a mûholdfelvételekbôl
származtatott felszínborítási térképekkel, amikor kitûzzük a vizsgálat célját.
Az így kapott térkép jó lehet arra, hogy a tájváltozásokat kategóriák szintjén évenként
összehasonlítsuk, azonban a körvonalak bizonytalansága miatt óvatosan kell kezelni
az alakra, az alak módosulására vonatkozó elemzéseket: nem tudhatjuk, hogy
a néhány pixelnyi változás valóban változás-e, vagy csak az osztályozás bizonytalanságát
látjuk. Emellett persze azt is látni kell, hogy a mûholdfelvételek (és légifotók)
biztosíthatják a legmegfelelôbb alapot a felszínborítottsági adatbázisokhoz. Ha egy
pillanatnyi állapotot akarunk rögzíteni, akkor a fenti problémák nem jelentenek gondot,
ha viszont az évek során lezajlott változásokat akarjuk megállapítani — ami gyakori
igény —, már el kell gondolkodni a különbözô idôpontokra kapott eredmények
összevethetôségén. Az is igaz, hogy mindez kategóriafüggô: egy erdô esetében kevésbé
problémás, mint egy olyan felszínborítási osztálynál, melynek a levélfelületi
indexe az év folyamán jelentôsen változik.
Feltûnô, hogy a szakirodalomban kevés az olyan témájú cikk, melyek célkitûzése
a különbözô osztályozási technikákkal nyert tájfoltok alaki/területi, vagy elhelyezkedésük
jellegzetességeinek a vizsgálata lenne. Ezekbôl mutatok be — mint gyakorlati
alkalmazást — néhány jelentôsebbet. Mas és mtsai (2010) egy 2003-ban készült
LANDSAT felvételen végezték el a képosztályozást különbözô paraméterezésû szegmentációs
és pixel alapú (maximum likelihood) technikával, majd megvizsgálták,
hogy a kapott eredmények milyen hatással vannak a tájmetriai mérôszámokra. Megfigyelésük
szerint az egyes klasszifikációkban a kisebb foltok eltûnhetnek, megjelenhetnek,
a nagyobbak szeparálódhatnak, vagy összeköttetésbe kerülnek egymással,
ami természetesen hatással van a táji metrikákra is, olyan mértékben, ami már az
elemzések hitelességét is megkérdôjelezi. Brown és mtsai (2004) LANDSAT MSS
és TM felvételek nem ellenôrzött osztályozással (ISODATA) nyert kategóriáit interpretálták,
majd dolgozták fel tájmetriai szempontból. A kapott eredményeket befolyásolta
(azaz növelte a táji metrikák variabilitását) a levegô páratartalma (a felvétel
készítésekor) és az eltérés növényzet szezonális változásai miatt (lásd bôvebben az
elôzô bekezdésben), emellett az utólagos átalakítások (pl. a különálló szórt pixelek
szûrése) nem javították a pontosságot, sôt még akár rontották is. Felhívják a figyelmet
arra, hogy az összehasonlításhoz elengedhetetlen, hogy a felszínborítási kate-

Tájmetriai vizsgálatok lehetséges adatbázisai 49
góriák pontosan ugyanazt jelentsék minden esetben: pl. mi számít erdônek, vagy
bokros területnek, ligetnek, gyepnek (pl. hány százaléka lehet/legyen fa).
Ezek a pontatlanságok természetesen különbözô mértékben befolyásolják a táji
metrikákat is. Shao és Wu (2008) szerint az osztályozásból származó hiba exponenciális
hibát eredményez a mérôszámokban (így ezzel együtt a bizonytalanságban; 3.
ábra). Kifejezetten azok a mérôszámok érintettek, melyek figyelembe veszik a foltok
kerületét (a folt határának a változatai a különbözô interpretációkban), vagy a foltok
közötti távolságokat (a foltok szeparáltan/elkülönülten jelennek meg, vagy egyáltalán
megjelennek-e az egyes osztályozási módszerek eredményeként).
3. ábra. A képosztályozás és a tájmetriai mérôszámok hibájának kapcsolata
(az y tengely szemilogaritmikus skálájú; Forrás: Shao — Wu 2008).
A légifotók és mûholdfelvételek lehetséges tartalmi hibái mellett meg kell említeni
a georeferálás és/vagy ortorektifikáció miatti hibát is. Sík területen nem befolyásolja
lényegesen a geometriai pontosságot a domborzat miatti torzulás, azonban
élénk reliefû területeken már igen. Ilyen esetekben a domborzat figyelmen kívül hagyása
(vagyis az ortorektifikáció elmaradása) eleve geometriai hibát okozhat. Emellett
szintén pontatlan adatbázis kialakításához vezethet az, ha nincs elegendô illesztô
pontunk (GCP), ami nagy, egybefüggô erdôségek esetében nem ritka. Ha az adatbázist
csak egy idôpontban akarjuk feldolgozni, akkor ezek a hibák kevésbé fontosak
a tartalmi pontossághoz képest, azonban amikor több idôpontban akarjuk a változás
mértéket meghatározni, hamis eredményt kapunk. Szabó (2006) munkájában erre
találhatunk példát: a helytelen georeferálás miatt tapasztalható hibára hívja fel a figyelmet
az általa 10 év (1986 és 1996) eltéréssel vizsgált erôdfoltokban (4. ábra —
míg az egyik oldalon erdôtelepítés, a másik oldalon erdôirtás látszik, holott csak a
két LANDSAT-TM felvétel nem fedi egymást tökéletesen).

50 Szabó Szilárd
4. ábra. Helytelen georeferálás eredménye egy csereháti mintaterületen. (Forrás: Szabó 2006)
2.3. Corine Land Cover Program
Légifotók és mûholdfelvételek interpretációjával vektoros digitális adatbázisok
állíthatók elô. Hazánkban a CORINE Land Cover (a továbbiakban CLC) program
keretében készült felszínborítottsági adatbázisok érhetôk el különbözô árfekvésben
a méretarány függvényében. Az adatbázis kialakítását az Európai Unió indította el
1985-ben azzal a céllal, hogy hozzanak létre egy olyan felszínborítottsági adatbázist,
mely alkalmas az idôbeli változások nyomon követésére.
A program a CLC100 elkészítésével kezdôdött. A „100” az M= 1:100 000 méretarányra
utal, a feldolgozás alapját pedig az 1990—1992 közötti idôszakból származó
LANDSAT TM mûholdfelvételek képezték (az elkészült adatbázis a késôbbiekben
a CLC1990 nevet kapta az állapotfelvétel évére utalva). Az interpretáció fóliákra
történt, amit aztán beszkenneltek és ezt vektorizálták. A legkisebb térképezet
egység 25 hektáros, vagyis pl. 500×500 méteres mezôgazdasági táblák kerültek térképezésre.
A vonalas elemek esetében 100 méteres szélesség kellett ahhoz, hogy rákerüljenek
a térképre. Nemzetközi szinten 44 területhasználati kategória elkülönítése
történt meg, amibôl hazánkban nem fordul elô mindegyik: pl. olajfa ültetvény; han-

Tájmetriai vizsgálatok lehetséges adatbázisai 51
gafüves, harasztos terület; homokos tengerpart. A geometriai pontosság, a megengedhetô
RMS hiba mértéke 100 méter, a tematikus pontosság 85%-os. A hivatalos
közlések szerint az adatbázis pontossága 87%-os (Mari — Mattányi 2002; Büttner
— Mari 2004; European Comission DGXII, 2000 in Schmit et al. 2006)
A felszínborítottság térképezésében a következô lépcsô a CLC50 elkészítése volt,
mely 1998—1999-ben készült el SPOT—4 felvételek interpretációjával. Ez az adatbázis
1:50 000 méretarányú, legkisebb térképezett egysége 4 hektár, vagyis szabályos
alakzatokban gondolkodva egy 200×200 méteres mezôgazdasági parcella, vagy egy
225 méter átmérôjû kerek erdô kerülhetett fel a térképre; állóvizek esetében ehhez
már elegendô volt az 1 hektáros méret is. A lineáris elemek minimum 50 méteres
szélességtôl kerültek be az adatbázisba (ne feledjük, hogy az 1:50 000 lépték mellett
ez 1 mm széles elemeket jelent). A CLC100 44 kategóriáját egy további (4.) szinttel
egészítették ki, így összesen 79 kategóriára bôvült a tematikus tartalom. A megengedett
RMS hiba mértéke 20 méter alatti, a tematikus pontosság 90%-os (Büttner
et al. 2004). Továbblépést jelentett a CLC100-hoz képest a külsô minôség-ellenôrzés,
melyet a nemzeti park igazgatóságok, valamint a növényegészségügyi és talajvédelmi
szolgálatok végeztek el (Büttner et al. 2002).
2000-ben, a CLC1990 sikeres és széleskörû alkalmazása nyomán merült fel annak
igénye az EU döntéshozóiban, hogy fel kellene újítani a meglévô 1:100 000
méretarányú adatbázist és elkészíteni a változások térképét is (de Lima 2005). A
változások kimutatásához elôbb — alkalmazkodva a fejlettebb feldolgozási környezethez
— az 1990-es felvételeket újrakorrigálták: az RMS hiba maximális értéke 25 méter
alatti lehetett és a felvételek ortokorrekcióját is elvégezték, míg 1990-ben még
csak hasonlósági transzformációt alkalmaztak. Az adatbázist 1999—2001 közötti ortokorrigált
Landsat—7 felvételek alapján készítették el, felhasználva a CLC50-et, generalizálva
annak tartalmát. A CLC2000 kategóriáinak a megbízhatósága 87±0,8%-
os, melyen belül a folyók, tavak, szántók, erdôk, gyepek pontossága kiváló és jó, a
szôlôké elfogadható, a gyümölcsösök és komplex mezôgazdasági területeké alacsony
(Büttner — Maucha 2006).
A szakirodalomban számos példa van a CLC-adatbázisok alkalmazására (Kovács
2006; Csorba 2007; Erdôs et al. 2007; Jombach 2007; Balázs 2008; van Dessel et
al. 2008; Szilassi 2007; Szilassi 2008; Durai 2009, Feranec et al. 2009), ezek közül
Kollányi (2008) és Barczi et al. (2008) munkáiban konkrét javaslatot találunk a
CLC100 és CLC50 tájértékelésben való felhasználására. Csorba (2008) a CLC-adatbázisok
megjelenését a tájökológiai kutatások mérföldköveként értékeli.
A CLC adatbázisok tájmetriai hasznosítása elterjedt, azonban azt is látnunk kell,
hogy még az újabban készültekkel is vannak problémák. Tudjuk, hogy a kisebb lépték
felé óhatatlanul generalizálni kell a térképi tartalmat, így nem lehet kétséges,
hogy eltérô eredményeket fogunk kapni a különbözô adatbázisok használata mellett.
Az 5. ábrán ugyanazt az Aranyospuszta melletti területet mutatom be a CLC2000

52 Szabó Szilárd
(a) és a CLC50 (b) esetében a Google Earth-re vetítve (melynek helyzeti pontossága
Európában kb. 21 m; Potere, 2008).
5. ábra. Példa a CLC2000 (a) és a CLC50 (b) adatbázisból. 1: hiányzó területhasználati
egység; 2: egybefüggô és különálló foltok; 3: geometriai pontosság (Forrás: Google Earth,
CLC2000, FÖMI)
Az 1-es számú körön belül jól látszik, hogy a Google Earth 2003-as felvételén
egy nagy tisztás van, ami a CLC2000-re részben, a CLC50-re egyáltalán nem került
fel. Példaként bemutatom, hogy mi az oka: helytelen interpretáció, vagy az azóta
bekövetkezett változások? Egy 2000-ben készült légifotón a tisztás látszódik, bár
nem ugyanabban a kiterjedésben, mint a Google Earth 2003-as felvételén (6. ábra/b).
A CLC2000 alapjául szolgáló Landsat—7 felvételen (mely ingyenesen letölthetô
az Image2000 Project honlapjáról) látszódik a tisztás, azon belül is határozottan
elkülönül az adatbázisba is bekerült rész, azonban jól lehatárolható az 6. ábrán
(c) látszódó maradék rész is — igaz más színnel. Az oka nehezen deríthetô ki, de
feltehetôen a légifotón is látható eltérô fajösszetételû vegetáció jelenik meg a multispektrális
felvételen. A régebbi, 1998—1999-es SPOT—4-es felvételeket használó
CLC50 esetében azonban a tisztásnak nyoma sincs (6. ábra/a), az viszont itt is látszik,
hogy a még meglévô erdô fajösszetétele eltér környezettôl.
6. ábra. A kérdéses tisztás egy 1998-as SPOT—4-es felvételen (a), egy 2000-ben készült
légifotón (b) és egy 2000-es Landsat—7-es felvételen (c). (Forrás: FÖMI, Image2000)

Tájmetriai vizsgálatok lehetséges adatbázisai 53
Ebbôl az egyszerû vizuális értékelésbôl is jól látszik, hogy mind a geometriai,
mind a tematikai pontosság az adott idôpontban jó, azonban az 1—2 éves idôbeli különbsége
a felhasznált adatoknak már a felszínborítás változásait mutatja.
A 2-es számú körrel jelzett területen ugyanaz a folt a CLC2000-ben egy foltot
képez, a CLC50-ben kettôt. Ennek oka az, hogy a CLC2000-ben a minimális térképezett
terület 25 ha, így a 17 és 18 ha területû foltok csak együtt, egy 36 ha-os
poligonként jelenhetnek meg (a különbség oka a közbülsô terület és a határvonalak
eltérése).
A 3-as számú körön belül a geometriai pontosságra hívom fel a figyelmet: a
CLC50 kidolgozottabb eredményt ad, a CLC2000 kevésbé pontosan követi a foltok
körvonalát, bár a legtöbb esetben tökéletes az átfedés a két adatbázis között. A kis
különbségek azonban befolyásolják a végeredményt, gondoljunk csak egy egyszerû
kerület, vagy kerület/terület számításra.
Az eredmény megnyugtató a pontosság szempontjából, azonban a korábbiakban
elôre vetített számításbeli különbségeket fogja eredményezni a tájmetriai vizsgálatokban:
egyes tájrészletekben akár szignifikánsan eltérô eredményeket kaphatunk az
elemzések során. Mindez persze csak megközelítés kérdése is lehetne: két idôpontból
származnak az adatbázisok, tehát változásként is felfoghatjuk a különbséget. Azonban
az alapul szolgáló felvételek között idôbeli átfedés van, így egyes területeken
nem lesz változás, más helyeken — mint példánkban is — markáns különbségek vannak.
Emellett ne feledjük, hogy a legkisebb térképezett egységek miatt eleve különbségeket
találnánk.
3. Egyéb adatbázisok
Nem lenne teljes a felszínborítottsági adatokról alkotott kép, ha nem szólnánk
arról, hogy léteznek egyéb adatbázisok is. Ezek egy része a lépték miatt tájmetriai célokra
kevésbé használható, másoknak inkább a tematikája, vagy éppen a hozzáférhetôsége
szab határt.
3.1. PELCOM (Pan-European Land Cover Monitoring)
Ezt az adatbázist 1996—1999 között hozták létre NOAA-AVHRR felvételek alapján
1 km-es felbontással (7. ábra) az EU 4. Keretprogram (FP4) Környezet és Energia
szekciójának támogatásával. A készítés során a CORINE kategóriák homogén területei
alapján jelölték ki a tanulóterületeket és használták fel a mûholdfelvételek spektrális
tulajdonságait a projektben alkalmazott ellenôrzött osztályba soroláshoz. Kritikaként
fogalmazható meg az adatbázissal szemben, hogy az osztályba sorolás pontossága a
fragmentált és kis területû foltok esetében igen kicsi (Mücher et al. 1998).

54 Szabó Szilárd
Az 1 km-es felbontás véleményem szerint teljesen alkalmatlan bármilyen tájmetriai
vizsgálathoz, mivel éppen a foltok határvonalának a szabálytalan futása válik
követhetetlenül leegyszerûsítetté, emellett a kis területû foltok éppúgy a táj részét
képezik, mint a nagyok, de ezek értelemszerûen kimaradnak az ábrázolható méretbôl.
A tájmetriai mutatók egy része abból indul ki, hogy bizonyos állatok hajlandók
megtenni egy bizonyos távolságot azért, hogy eljussanak egy másik nekik megfelelô
folthoz, ami sokszor csak kis területû közbülsô foltokon keresztül valósul meg
(stepping stones — Kerényi 2007, Kerényi — Szabó 2007). Ha éppen ezek nem kerülnek
ábrázolásra, akkor nemcsak a foltok geometriájából kiinduló mérôszámok nem
határozhatók meg, hanem a térbeli konfigurációra vonatkozók sem.
7. ábra. Magyarország területe a PELCOM adatbázisban.
3.2. MEPAR (Mezôgazdasági Parcella Azonosító Rendszer)
Az adatbázis a 115/2003. FVM rendelet nyomán jött létre, melynek elsôdleges
célja, hogy az Európai Uniós és hazai forrásból finanszírozott agrár- és vidékfejlesztési
támogatásokhoz biztosítson egy olyan rendszert, mely alkalmas a beérkezô támogatási
igények területi alapon történô nyilvántartására, valamint adatszolgáltatásra,
ellenôrzésre. Alapegysége a fizikai blokk, mely idôben állandó, többnyire azonos
mûvelés alatt álló terület és terepen jól azonosítható határai vannak. A blokkon
belül vannak a parcellák, amik az egy termelô által megtermelt növényfaj alapján le-

Tájmetriai vizsgálatok lehetséges adatbázisai 55
határolt összefüggô területet jelentik (tehát itt nem a tulajdonos, hanem a föld használója
számít). Ez utóbbit kell a támogatási igényeknél feltüntetni, ez az ún. azonosítási
alapegység. Mivel azonban a földhasználók személye, a parcellákon termelt
növények fajtája, ezzel együtt a parcella területe évrôl évre változhat és a változás
nyomon követése nem megoldható, a földterület azonosításának kerete mégis a
nagyobb területû, de kevésbé változékony fizikai blokk (Csornai et al. 2004; Mikus
et al. 2007).
Tematikailag 6 típusba sorolták a fizikai blokkokat: szántóföld; önálló blokkot
alkotó legelô, gyep, fás legelô (ahol a fáktól a terület 90%-a még legeltethetô); gyümölcs,
szôlô, faültetvények; a volt zártkerteknek megfelelô vegyes állandó mezôgazdasági
mûvelésû területek; összefüggô erdô (gyeppel, legelôvel együtt); beépített
területek (Csornai et al. 2004). A tematikus tartalom tehát megfelel a rendszer céljának,
de a tájmetriai vizsgálatokhoz túl általános. Egy-egy felszínborítási egység sokkal
jellemzôbb alakú, ha több kategóriára bontva vizsgáljuk. Ha például egy kategóriába
vonjuk össze az összes erdôtípust csak azért, mert összefüggô nagy területet
borít, akkor ide fognak kerülni az ültetett nyárasok (melyek körvonala rendszerint
szögletes — 8. ábra) és a természetközeli erdôk (melyek határvonala lekerekített — 9.
ábra), ami az osztályszintû tájmetriai mutatóknál az értékek torzulásához vezet
(mivel azok rendszerint a foltszintû értékek számtani vagy súlyozott közepei).
8. ábra. Példa a telepített erdôk körvonalára.
(Forrás: Google Earth)
9. ábra. Példa a természetközeli erdôk
körvonalára. (Forrás: Google Earth)
A MePAR fizikai blokkjai nem minden esetben tesznek eleget a tájmetriai vizsgálatokban
elvárt geometriai kívánalmaknak. A nyilvántartásban érthetô okokból a
mûvelt területekre összpontosítanak, míg a mûvelés alatt nem állók kevésbé igényesen
kerültek be. Az elemzés szempontjából félrevezetô lehet, ha pl. az erdôkön belüli
tisztások, vagy éppen a tisztáson belüli erdôfoltok kimaradnak az elemzésbôl. A 10.
ábrán látható 1-es számú körben a blokkon belül egy nagy területû tisztást nem ábrázoltak,
ami nyilvánvalóan hibás eredményt adna az elemzések során. A 2-es számú
körrel egy olyan területet jelöltem meg, ahol a blokkhatárok nem követik a terü-

56 Szabó Szilárd
lethasználatot (ez esetben a felszínborítottságot sem), ami a geometriai tulajdonságok
mérôszámainak kérdôjelezi meg a használhatóságát. A 3-as számú körön belül
kék színnel vannak jelölve a nem támogatható területek határai, amiknek a geometriai
pontossága korrekt, ám tematikailag nem tudni mi a folttípus. A 4-es számú körrel
jelölt területen azonos területhasználatú területek vannak több blokkra bontva —
a tájmetriai vizsgálatok szempontjából (legalábbis ebben a formában) indokolatlanul.
10. ábra. Részlet a MePAR fizikai blokkjairól. 1: a blokkon belül nincs elkülönítve a tisztás;
2: a blokkok határa nem követi a felszínborítottságot; 3: a blokkon belül a bokros-fás területek
jól el vannak határolva; 4: azonos területhasználatú terület több blokkban.
(Forrás: www.mepar.hu)
A MePAR, mint adatforrás tehát sem geometriailag, sem tematikailag nem alkalmas
arra, hogy tájmetriai vizsgálatokat végezzünk vele, bár léptéke alapján megfelelô
lehetne még a nagyméretarányú vizsgálatokhoz is. Meg kell jegyezni azonban,
hogy még ha alkalmas lenne, akkor sem használhatnánk, mivel az adatbázis nem
nyilvános, nem megvásárolható, az interneten hozzáférhetô verzió pedig nem alkalmas
arra, hogy geoinformatikailag feldolgozható legyen.

Tájmetriai vizsgálatok lehetséges adatbázisai 57
4. Összegzés
Mint láthattuk számtalan lehetôségünk van arra, hogy felszínborítottsági adatbázist
állítsunk elô, vagy vásároljunk. Az is világossá válhatott, hogy minden szempontnak
megfelelô eredmény nem érhetô el, a hibalehetôség mindig fennáll,
melynek mértékét ismernünk kell a kutatás tervezési fázisában. Az alkalmazhatóságra
és lehetséges hibákra nézve a következô összegzô megállapításokat tehetjük:
— légifotók esetén a hibák a szkennelést követô georeferálás/ortorektifikáció
hibájából (geometriai pontosság) szubjektivitásból (osztályba sorolási hiba)
adódhatnak,
— mûholdfelvételek esetén az alkalmazhatóság határa kb. 30 m, a hibák oka a
georeferálás/ortorektifikáció (geometriai pontosság) és a feldolgozáshoz használt
módszer (osztályba sorolási hiba ÉS a pixelek besorolásával együtt a foltok
geometriai hibája);
— a CLC adatbázisok hibája a kisebb lépték felé fokozatosan nô a térképi generalizáció
miatt.
A fenti problémák nem kerülhetôk meg csak azzal, ha mi magunk interpretáljuk
a vizsgálandó területet, de ennek a módszernek is vannak hibalehetôségei:
— nagy helyismeretre és rendszeres terepbejárásra van szükség a helyes tematika
elôállításához;
— csak kisebb területeken kivitelezhetô, nagy területre akár éveket is igénybe
vehet;
— soha nem kerülhetô meg a szubjektivitás a legnagyobb körültekintés mellett
sem.
A tanulmány a Bolyai János Kutatási Ösztöndíj támogatásával készült.
Irodalom
BALÁZS B. 2008. A Corine LC 50 felszínborítási adatbázis használhatóságának vizsgálata egy kis
kiterjedésû mintaterületen, Heves külterületén. In: Szabó V. — Orosz Z. — Nagy R. — Fazekas
I. szerk: IV. Magyar Földrajzi Konferencia kötete. Debrecen, pp. 258—262.
BARCZI A., CSORBA P., LÓCZI D., MEZÔSI G., KONKOLYNÉ GYÚRÓ, É., BARDÓCZYNÉ SZÉKELY
E., CSIMA P., KOLLÁNYI L., GERGELY E., FARKAS SZ. 2008: Suggested landscape and agri-environmental
condition assessment. Tájökológiai Lapok 6: 77—94.
BARSI Á. 1996: Thematic Classification of a Landsat Image Using Neural Networks. International
Archives of Photogrammetry and Remote Sensing 31 (B3): 48—52
BARSI Á. 2000: The impact of data compression and neighborhood information ont he classification
accuracy of artificial neural networks. International Archives of Photogrammetry and Remote
Sensing 33 (B7/1): 140—147.

58 Szabó Szilárd
BROWN, D. G., ADDINK, E. A., DUH, J-D., BOWERSOCKS, M. A. 2004: Assessing uncertaintity
of in spatial landscape metrics derived from remote sensing data. In: Lunetta, R., Lyon, J. G.
eds.: Remote Sensing and GIS Accuracy Assessment, CRC Press, Boca Raton
BURAI P. 2006: Földhasználat-elemezés és növény-monitoring különbözô adattartalmú és térbeli
felbontású távérzékelt felvételek alapján. Agrártudományi Közlemények 22: 7—12.
BURAI, P., LÉNÁRT, CS., BÍRÓ, T. 2008: Spectral characterization and mapping of sugar beet
disease. Cereal Research Communications 36: 811—814.
BÜTTNER GY., MARI L. 2004: A felszínborítás változásának fô típusai a Corine Land Cover európai
adatbázisa alapján. II. Magyar Földrajzi Konferencia, Szegedi Tudományegyetem, Szeged,
CD-kiadvány 12 p.
BÜTTNER, G., MAUCHA, G. 2006. The thematic accurcy of Corine Land Cover 2000: Assessment
using LUCAS (land use/cover area frame statistical survey). EEA Technical Report No 7/2006
85 p.
BÜTTNER, G., MAUCHA, G., BÍRÓ, M., KOSZTRA, B., PETRIK, O. 2004: National CORINE Land
Cover mapping at scale 1:50.000 in Hungary. In: Workshop CORINE Land Cover 2000 in
Germany and Europe and its use for environmental applications, 20—21 January 2004, Berlin,
UBA Texte 04/04, ISSN 0722—186X, pp. 210—216.
BÜTTNER, GY., BÍRÓ, M., KOSZTRA, B., MAUCHA, G., PATAKI, R., PETRIK, O. 2002: Construction
of a large scale (1:50k) land cover database in Hungary. GSDI 6 „From Global to Local”,
Budapest http://www.gsdi.org/gsdiconf/gsdiconfproceedings/gsdi—6/gsdi—6.php (letöltve:
2009. július)
BÜTTNER, GY., MAUCHA, G., BÍRÓ, M., KOSZTRA, B., PATAKI, R., PETRIK, O. 2004: National
land cover database at scale 1:50000 in Hungary. EARSeL eProceedings 3 (3): 8 p.
CSORBA P. 1999. Tájökológia. KLTE, Debrecen, 113 p.
CSORBA, P. 2008. Potential applications of landscape ecological patch-gradient map sin nature
conservational landscape planning. Acta Geographica Debrecina Landscape and Environment
Series 2 (2): 160—169.
CSORNAI G., CSONKA B., ZELEI GY., MARTINOVICH L., KOCSIS A., TIKÁSZ L., LÁSZLÓ I., BOG-
NÁR E., CSEKÔ Á. 2004. A Mezôgazdasági Parcella Azonosító Rendszer (MePAR). GIS Open
Konferencia, CD-kiadvány
DE LIMA, M. V. N. 2005: Image2000 and CLC2000 Products and Methods — CLC updating for
the year 2000. DG — Joint Research Centre, Ispra p. 150.
DE SMITH, M. J., GOODCHILD, M. F., LONGLEY, P. A. 2008. Geospatial Analysis — a comprehensive
guide to principles, techniques and software tools. 2 nd edition, online version: http://www.
spatialanalysisonline.com/output/
DURAI B. 2009: Tájdinamikai vizsgálatok — A tájhasználat-változás és regenerációs potenciál összefüggéseinek
moldellezése. PhD dolgozat, Szegedi Egyetem, Szeged 136 p.
EEA Technical Report No 17/2007: CLC2006 technical guidelines. ISSN 1725—2237. 66 p.
EIONET website: European Topic Centre on Land Use and Spatial Information. Corine Land
Cover 2006. http://etc-lusi.eionet.europa.eu/CLC2006/ (letöltve 2009. május)
ERDÔS S., SZÉP T., BÁLDI A., NAGY K. 2007: Mezôgazdasági területek felszínborításának és tájszerkezetének
hatása három hazai madárfaj gyakoriságára. Tájökológiai Lapok 5 (1): 161—172.
European Comission DGXII, 2000: PELCOM: development a consistent methodology to derive
land cover information on a European scale frim from remote sensing for environmental modelling.
Final Report. 299 p.
FEGEAS, R. G., KEWER, P. M. 1977. Transfer of land use and land cover and associated maps into
digital format. Remote Sensing of Electro Magnetic Spectrum 4 (4): 55—66.

Tájmetriai vizsgálatok lehetséges adatbázisai 59
FERANEC, J., KOPECKA, M., VATSEVA, R., STOIMENOV, A., OTAHEL, J., BETAK, J., HUSAR, K.
2009: Landscape change analysis and assessment (case studies in Slovakia and Bulgaria). Central
European Journal of Geosciences 1 (1): 106—119.
FITZPATRIK-LINZ, K., CHAMBERS, M. J. 1977: Determination of accuracy and information content
of land use and land cover maps at different scales. Remote Sensing of Electro Magnetic Spectrum
4 (4): 41—54.
FRAUMAN, E., WOLFF, E. 2005: Segmentation of very high spatial resolution satellite images in
urban areas for segments-based classification. International Archives of Photogrammetry, Remote
Sensing and Spatial Information Sciences. 36: 4 p.
FÜLÖP S., DÖMÖTÖRFY ZS., POMOGYI P. 2006: A mocsári növényzet állapotának GIS alapú térképezése
a Kis-Balaton Védôrendszer Ingói-berkében. Földrajzi Értesítô 55 (1—2): 37—51.
GIROUARD, G., BANNARI, A., DESROCHERS, A. 2004: Validated Spectral Angle Mapper Algorithm
for Geological Mapping: Comparative Study between Quickbird and Landsat-TM.
ISPRS Congress, Istanbul.
HARGITAI H., KARDEVÁN, P., HORVÁTH, F. 2006: Az elsô magyarországi képalkotó spektrométeres
repülés és adatainak elemzése erdôtípusok elkülönítésére. Geodézia és Kartográfia 58
(9): 21—34. http://www.geo.info.hu/gisopen/cd_2004/eloadasok/Csornai_G.pdf (letöltve
2009. május)
JOMBACH S. 2007 : Adalékok tájkarakter térképezéséhez Firtos térségében. Lippay János — Ormos
Imre — Vas Károly Tudományos Ülésszak, BCE Tájépítészeti Kar, Budapest, pp. 84—85.
JOSHI, P. K., GUPTA, B., ROY, P. S. 2008. Spectral evaluation of vegetation features using multisatelite
sensor system (Terra ASTER, LANDSAT ETM+ and IRS 1D LISS III) in man made
and natural landscape. Sensors 28 (1): 52—61.
JU, C-L., CHEN, C-F., CHANG, L-Y., CHANG, H. Y. 2006: Multi-temporal satellite image classification
using spectral class database. Proceedings of 27th Asian Conference on Remote Sensing.
Ulanbataar, Mongolia
JUSTICE, C. O., TOWNSEND, J. 2002: Special issue on the moderate resolution imaging spectroradiometer
(MODIS): a new generation of land surface monitoring. Remote Sensing of Environment
83 (1—2): 1—2.
KERÉNYI A., SZABÓ G. 2007: Human impact on topography and landscape pattern in the Upper
Tisza Region, NE-Hungary. Geografca Fisica et Dinamica Quaternaria 30: 193—196.
KERÉNYI A. 2007: Tájvédelem. Pedellus Tankönyvkiadó, Debrecen, 184 p.
KOLLÁNYI L. 2008: Táji indikátorok alkalmazási lehetôségei a környezetállapot értékeléséhez. Környezetállapot
értékelés program — A környezetállapot értékelésének módszertani és fejlesztési
lehetôségei, hatótényezôinek vizsgálata, BKAE Tájtervezési és Területfejlesztési Tanszék, Budapest
30 p.
KOVÁCS F. 2006: Tájváltozások értékelése geoinformatikai módszerekkel a Duna-Tisza közén különös
tekintettel a szárazodás problémájára. PhD dolgozat, Szegedi Egyetem, Szeged 105 p.
LANG, R., SHAO, G., PIJANIWSKI, B. C., FARNSWORTH, R. L. 2008: Optimizing unsupervised
classifications of remotely sensed imagery with a data-assisted labeling approach. Computers &
Geosciences 34: 1877—1885.
LIÉNOU, M., MAITRE, H., DATCU, M. 2006: Is it possible to automatically produce a Corine Land
Cover map from a single Spot Image. 4 th Conference on Image Information Mining. Madrid,
http://earth.esa.int/rtd/Events/ESA_EUSC_2006/page.htm (letöltve: 2009. május)
LUCIEER, A. 2004: Uncertentities in image segmentation and their visualization. PhD Thesis.
Rotterdam, Netherland, 176 p.

60 Szabó Szilárd
MARI L., MATTÁNYI ZS. 2002: Egységes európai felszínborítási adatbázis a CORINE Land Cover
program. Földrajzi Közlemények 126 (1—4): 31—38.
MAS, J-F., Gao, Y., Pachecao, J. A. N. 2010: Sensitivity of landscape pattern metrics to classification
approaches. Forest Ecology and Management 259 (7): 1215—1224.
MEZÔSI G., FEJES CS. 2004. Tájmetria. In: Dövényi Z. — Schweitzer F. szerk. Táj és környezet.
MTA FKI, Budapest pp. 229—242.
MILICS, G., BURAI, P., LÉNÁRT, CS. 2008: Pre-harvest prediction of spring barley nitrogen content
using hyperspectral imaging. Cereal Research Communications 36: 1863—1866.
MIKUS G., CSORNAI G., BOGNÁR E., LÁSZLÓ I., MARTINOVICH L., WIRNHABOT CS., FÉNYES D.
2007: A MePAR feladata a kölcsönös megfeleltetési rendszer (cross-compliance) térinformatikai
bázisának kialakításában. In: Tóth T. — Tóth G. — Németh T. — Gaál Z. szerk.: Földminôség,
földértékelés és földhasználati információ, Keszthely, MTA TAKI, pp. 271—275.
MORISETTE, J. T., PRIVETTE, J. L., JUSTICE, C. O. 2002: A framework for the validation of
MODIS land products. Remote Sensing of Environment 83 (1—2): 77—96.
MÖLLER, M., LYMBURNER, L., VOLK, M. 2007: The comparison index: A tool for assessing the
accuracy of image segmentation. International Journal of Applied Earth Observation and Geoinformation
9: 311—321.
MÜCHER, C. A., STEINNOCHER, K., CHAMPEAUX, J. L., GRIGUOLO, S., WESTER, K., LOUDJANI,
P. 1998: Land cover characterization for environmental monitoring of pan-Europe. In: Proc.
18 th EARSEL Symp. on Operational Remote Sensing for Sustainable evelopment, ITC, Enschede,
11—13th May 1998, pp. 107—113.
MUCSI, L. 2004. Mûholdas távérzékelés. Libellus, Szeged, 237 p.
NAGY, A., TAMÁS, J., BURAI, P.2007: Application of advanced technologies for the detection of
pollution migration. Cereal Research Communications 35: 805—808.
NEUBERT, M., HEROLD, H., MEINEL, G. 2006: Evaluation of Remote Sensing Image Segmentation
Quality — Further Results and Concepts. In: Lang, S.; Blaschke, T. & Schöpfer, E. (Eds.):
Proceedings 1st International Conference on Object-based Image Analysis (OBIA 2006), 4.—5. July
2006 Salzburg, International Archives of Photogrammetry, Remote Sensing and Spatial Information
Sciences 36 (4)/C42, 6 p. http://www.commission4.isprs.org/obia06/index.html
OROSZI V. GY., KISS T. 2006: Területhasználat változás a Maros hazai szakasza mentén a XIX. századtól
napjainkig. II. Magyar Tájökológiai Konferencia absztrakt kötet, Debrecen, p. 19.
POTERE, D. 2008. Horizontal position accuracy of Google Earth’s High Resolution Imagery
Archive. Sensors 8: 7973—7981.
SÁNDOR A., KISS T. 2008: A területhasználat változás hatása az üledék felhalmozódására, középtiszai
vizsgálatok alapján. In: Szabó V. — Orosz Z. — Nagy R. — Fazekas I. (szerk.) IV. Magyar
Földrajzi Konferencia. Debreceni Egyetem, Debrecen pp. 1—10.
SCHMIT, C., ROUNSEVELL, M. D. A., LA JEUNESSE, I. 2006: The limitations of spatial land use
data in environmental analysis. Environmental Science & Policy 9: 174—188.
SCHOWENGERDT, R. A. 2007: Remote Sensing: Models and Methods for Image Processing. Elsevier,
p. 515.
SHAO, G. WU, J. 2008: On the accuracy of landscape pattern analysis using remotely sensed data.
Landscape Ecology 23: 505—511.
SOUTH, S., QI, J., LUSCH, D. P. 2004. Optimal classification methods for mapping agricultural
tillage practices. Remote Sensing of Environment 91: 90—97.
STEHMAN, S. V. — WICKHAM, J. D. 2003: Assessing accuracy of land-cover change data aggregated
to a fixed spatial support. Proceedings of the 7 th International Conference on GeoComputation,
University of Southampton, UK

Tájmetriai vizsgálatok lehetséges adatbázisai 61
http://www.geocomputation.org/2003/index.html (letöltve 2009. május)
STOLTZ, R., BRAUN, M., RROBECK, M., WEIDINGER, R., MAUSER, W. 2005: Land use classification
in complex terrain: the role of ancillary knowledge. EARSeL sProceedings 4 (1): 94—105.
SZABÓ G. 2006: Kartográfiai és térinformatikai módszerek pontosságának földrajzi szempontú
vizsgálata. Doktori (PhD) értekezés. Debreceni Egyetem, Debrecen, 144 p.
SZABÓ SZ., KENYERES Z., BAUER N., GOSZTONYI GY., SÁRINGER-KENYERES T. 2008: Mapping
of mosquito (Culicidae) breeding sites using predictive geographic information methods. Dissertation
Comissions Of Cultural Landscape — Methods of Landscape Research 8: 255—270.
SZILASSI P. 2007: A földhasználat és az agroökológiai potenciál közti kapcsolat elemzése GIS módszerekkel
a Balaton vízgyûjtôterületén. In: Tóth T. — Tóth G. — Németh T. — Gaál Z. szerk.:
Földminôség, földértékelés és földhasználati információ, Keszthely, MTA TAKI, pp. 169—175.
SZILASSI P. 2008: A területhasználat változása és az agroökológiai potenciál kapcsolata a Balaton
vízgyûjtôjén in CSORBA P, FAZEKAS I, (szerk) Tájkutatás — Tájökológia Debrecen, pp. 103—111.
THAPA, R. B., MURAYAMA, Y. 2009: Urban mapping, accuracy, & image classification: A comparison
of multiple approaches in Tsubaka City, Japan. Applied Geography 29 (1): 135—144.
VAN DESSEL, W., VAN ROMPAEY, A., POELMANS, L., SZILASSI, P., JORDAN GY., CSILLAG G.
2008: Predicting land cover changes and their impact on the sediment influx in the Lake Balaton
catchment. Landscape Ecology 23: 645—656.
WINKLER, P. 2007: Magyarország digitális ortofotó programjai és az 1:10000 országos vektoros
adatbázis. In: Tóth T. — Tóth G. — Németh T. — Gaál Z. szerk.: Földminôség, földértékelés és földhasználati
információ, Keszthely, MTA TAKI, pp. 161—168.
WULDER, M. A., WHITE, J. C., GOWARD, S. N., MASEK, J. G., IRONS, J. R., HEROLD, M.,
COHEN, W. B., LOVELAND, T. B., WOODCOCK, C. E. 2008: Landsat continuity: Issues and
opportunities for land cover monitoring. Remote Sensing of the Environment 112 (3): 955—969.
www.aars-acrs.org/acrs/proceeding/ACRS2006/Papers/P—3_P64.pdf
XIAJUN, Y., ZHI, L., LIDING, C. 2005: An assessment of three image classification methods for
urban landscape characterization. International Archives of Photogrammetry, Remote Sensing
and Spatial Information Sciences 36 (8)

Éló´helytérkép rekonstrukciók
módszertani kérdései
Biró Marianna
1. Bevezetés
Napjainkban egyre fontosabbá válik a fennmaradt természetközeli vegetáció tudatos
védelme, megôrzése, mely csak a természetes folyamatok ismeretében és fenntartásával
lehet hatékony (Pickett és mtsai. 1992, Molnár 1997, Margóczi 2001).
A múlt ismerete az egyik alapja a jelenbeli folyamatok felismerésének, megértésének
és így jövôbeli irányuk prediktálásának (Sheail 1983, Pickett 1991, Whitney 1994).
Juhász Nagy Pál 1979-ben a következô sorokkal jellemzi kora múltat negligáló
kutatótársadalmát: „A Modern Biológus nem szereti a múltat; nem is igen ismeri,
hiszen már a tegnap irodalmát elavultnak, használhatatlannak ítéli. A Modern Biológus
egy-egy speciális részletkérdéshez tapadva, nemcsak kényszerbôl idegenedik
el a természet szépségétôl és sokoldalúságától; gyakran nem is volt már mirôl lemondania.”
A múlt vizsgálata, a táj és növényzetének közelmúltbeli és hosszú távú átalakulása
azóta — talán éppen a vegetáció gyors pusztulásának és degradálódásának következtében
— egyre inkább az érdeklôdés középponjába került. A múltbeli vegetációmintázat
és tájszerkezet ismerete segít megkülönböztetni a vegetáció megôrzendô, ôsi
vagy egyedi részleteit, az éppen regenerálódó területeket, felismerni a múltban gyakori,
mára megfogyatkozott vegetációtípusokat vagy a közelmúltban elterjedteket
(vö. Rackham 2000).
A növényközösségek dinamikájának megértéséhez, múltbeli állapotainak és folyamatainak
jobb megismeréséhez, a természetközeli lokalitások védelméhez a táji
kontextusok és történetiségük ismerete is kiemelt fontosságú. Ehhez térkép- és légifotósorozatok,
írásos és szóbeli adatok alapján egy táj vegetációjának térbeli mintázat-transzformációi
részben rekonstruálhatók (Molnár 1997, Molnár és mtsai.
1998b, 1999). Ennek alapja a táj egyes, kiemelten fontos korszakainak minél alaposabb
megismerése, a korabeli növényzetet is feltáró rekonstrukciója. Az aktuális természetvédelmi
kezelési gyakorlattal kapcsolatos problémák megoldásai a vegetációs
átmenetek, mintázatok és mechanizmusok, valamint a táji- és történeti kontextusok
operatív és kvantitatív megközelítését kívánják (Bartha 2003). Ennek egyik, egyre
többször használt eszköze a múltbeli növényzet tájléptékû, térképi rekonstrukciója.

64 Biró Marianna
„Ahogyan lehetetlen valakinek a viselkedését egyetlen fénykép alapján jellemezni,
ugyanúgy lehetetlen szakvéleményt mondani a kezelésekre adott válaszokról a vegetáció
idôbeli változásainak és válaszreakcióinak ismerete nélkül” (Bartha 2003).
2. Kutatási elôzmények
A történeti térképek már a 20. század elsô felétôl széles körben használatosak a
természetföldrajzi, vízrajzi, talajtani változások vizsgálatára (Herke 1934a,b, Hajnal,
Keveiné Bárány 1987, Rakonczay 1988, Vajk 2004, Oroszi, Kiss 2004). A társadalomföldrajzi,
történeti földrajzi, illetve tájértékelési szempontú elemzések többnyire
a felszínborítás vagy a tájhasználat típusainak hosszú távú változásait követik nyomon
(Elek 1937, Erdôsi 1976, 1978, Frisnyák 1990, Konkolyné Gyúró 1990,
1994, 1998, 2008, Barczi és mtsai. 1996, Illyés 1997, Gábris, Miczek 1999, Beluszky
2001, Szilassi 2009). A tájmintázat-változás térképi vizsgálatát igen gyakran
természetvédelmi vagy tájrehabilitációs szempontok teszik szükségessé (pl. Csorba
1996, Barczi és mtsai. 1996, Siposs, Kiss 2002, Szabó és mtsai. 2004, Tóth 2004,
Lukács és mtsai. 2004, Türke és mtsai. 2006, Nagy G. 2006, Szilassi 2009, Molnár,
Gergely 2008, Kenéz és mtsai 2008, Nagy 2008c). Az erdôtörténeti kutatások a
múltbeli erdôállományok kiterjedésének, fafajösszetételének és állományszerkezetének
vizsgálata céljából már a 20. század elejétôl használják a történeti térképek (és
más korabeli források) adatait, de térképi rekonstrukciókra ezekben a munkákban
még nem került sor (Rapaics 1918, Hargitai 1940, Kiss 1944, Firbás 1963a, Firbás
1975, Borhidi 1984, Szmorad 1997a,b, Király 2001, Tímár 2002, Tímár, Ódor
2002, Bölöni 2005, Szabó 2008).
Történeti térkép elsô, tisztán vegetációs szempontú feldolgozását Zólyomi Bálint
végezte, aki 1934-ben a Bátorligeti ôsláp egy korábbi állapotát egy 1909-es kataszteri
térkép segítségével rekonstruálta (Zólyomi in Soó 1935, ugyanekkor elkészítette
az 1934-es állapot vegetációtérképét is. Ennek ismétlései: Standovár és mtsai. 1991,
Tinya, Tóth 2005, 2007). Az 1960-es évek elején Fekete (1963) a Gödöllôi-dombvidék
18. századi erdôterületeinek tájléptékû térképi feldolgozását végezte el az országos
katonai felmérések felhasználásával. Hasonlóan Jakucs (1955) a Cserehát és
Molnár (1998) a nagykôrösi tölgyesek múltbeli erdôtérképeit rajzolta meg. Mayer
Antal a katonai felméréseken kívül kéziratos térképeket is feldolgozott a fenyôfôi
erdeifenyves ôshonosságának vizsgálatában (Majer 1988). Hasonlóan történeti katonai
felméréseket alkalmazott Bagi (1998a) a Botrychium virginianum kunfehértói
és Kevey (1995) a bükk alföldi elôfordulásának vizsgálatához.
A botanikai és erdészeti feldolgozásokhoz szükséges történeti források (térképek,
írott dokumentumok, szóbeli közlések) értelmezési, értékelési lehetôségeit Vidéki
(1993), Molnár (1997), Biró, Molnár (1998), Molnár és mtsai. (1999, 2008a),

Élôhelytérkép rekonstrukciók módszertani kérdései 65
Nagy (2003, 2008a, 2008b), illetve Firbás (1963b), Magyar (1975), Király (1999),
Oroszi, Bölöni (2002), Biró (2006), Molnár (2007), Molnár, Biró (2010) és Szabó
(2003, 2008) vizsgálta (külföldön pl. Reed 1984, Whitney 1994, Rackham 2000).
Az elmúlt két évtized bôvülô lehetôségei (fénymásolótechnika, térképek és távérzékelt
anyagok hozzáférése, térinformatikai programok stb.) egyre nagyobb területek
térképi feldolgozását teszik lehetôvé (pl. Berglund 1991, Biró 1998, Nagy 2003,
Lukács és mtsai. 2004, Tinya, Tóth 2005, 2007, Tatár 2006, Nagy 2008a,b,c). Az
adatgyûjtés, feldolgozás és értékelés egységes módszertana azonban nem dolgozható
ki, mivel a múltbeli növényzet vizsgálata, vizsgálhatósága kifejezetten lokalitásfüggô
(Whitney 1994, Rackham 1994, Molnár és mtsai. 1999, Király 2001). Az értékelés
konkrét lépéseit a vegetáció, a környezeti viszonyok, az antropogén tájátalakítás és
a vizsgált helyszínrôl hozzáférhetô adatforrások határozzák meg leginkább (vö. Molnár
1997, 2007, Molnár, Biró 2010, Király 1999).
A múltbeli és a mai táj botanikai szempontokat is figyelembevevô összehasonlítása,
valamint az adatok kvantitatív elemzése az utóbbi évtizedekben kezdôdött el
(Borhidi 1984, Molnár, Biró 1995a,b, 1996, 1997, Dénes 1996, Szövényi 1997,
Kovács J. 1998, Molnár 1998, Biró és mtsai 2006, Boros, Biró 1999, Ortmann-né
Ajkai 1999, Ruprecht 1999, Biró in Molnár, Biró 2001, Biró és mtsai 2008a,b,c,
Margóczi 2001, Szabó, Ruprecht 2004, Juhász 2005, Türke és mtsai. 2006, Tinya,
Tóth 2005, 2007, Zagyvai 2008, Szirmai 2008, Biró, Molnár 2009, Molnár és
mtsai 2008b). A történeti térképek hazai felhasználását áttekintve kitûnik, hogy a
térképekbôl nyerhetô információtartalom megnövelésének igénye az elmúlt évtizedben
merült fel a botanikai kutatásokban. A tájhasználati kategóriák élôhelykategóriákká
való átkonvertálásai (Biró in Molnár, Biró 1995a, 1996, Biró, Tóth
1998, Biró, Gulyás 1999, Nagy 2003, Biró és mtsai. 2006, 2008a,c), mellett megfigyelhetô
a történeti térképek botanikai információtartalmának különbözô múltbeli
források feldolgozásával történô megnövelése is (Biró 1998, Biró in Biró, Széll
1999, Biró in Molnár és mtsai. 1996, 1998a, 2000, Biró in Molnár, Biró 2001, Biró
2003, 2006a, Biró, Molnár 2008).
3. Az élôhelytérkép rekonstrukció
Az élôhelytérkép rekonstrukció lépései
Az élôhelytérkép rekonstrukció lépései az alábbiakban foglalhatók össze:
1. Terepi adatgyûjtés (az aktuális vegetáció térképezése, az abiotikus környezetet
is vizsgáló alapos terepbejárások, tájismeret megszerzése)
2. További adatok összegyûjtése a múltról és a jelenrôl (írásos, térképi, szóbeli,
képi, távérzékelt), az adatok minôségellenôrzése

66 Biró Marianna
3. A táj történetének és vegetációdinamikai folyamatainak megismerése, felvázolása
4. A feldolgozandó idôszak történeti térképének elôkészítése, elsô értelmezése
5. A történeti térkép botanikai tartalmának növelése, második értelmezése:
5.1. Provizórikus jelkulcs készítése (a feltételezhetô korábbi vegetációtípusok
felsorolása, a történeti térkép továbbértelmezése)
5.2. A térképek foltonkénti pontosítása a botanikai tartalom bôvítése céljából
6. Jelkulcs véglegesítése, ellenôrzés, bizonytalan döntések feltüntetése a térképen,
a térkép megjelenítése
3.1. Terepi adatgyûjtés
Egy táj múltbeli növényzetének rekonstruálásához elengedhetetlen aktuális vegetációjának
biztos ismerete (Rackham 1994, Molnár 1997, 2007). A terepi adatgyûjtést
— a flóra és a vegetáció megismerésén kívül — célszerû kiterjeszteni a feldolgozás
szempontjából még fontos további adatok, jellegzetességek gyûjtésére is
(pl. talajtípusok, felszínmorfológia). A növényzet múltbeli és a jelenlegi mintázatainak
összehasonlítása céljából pedig az aktuális növényzet térképezése is szükséges.
Egy korábbi állapotra visszatekintô (retrospektív) növényzeti térkép készülhet
önállóan (aktuális vegetációtérkép nélkül), a növényzet aktuális térképezésével párhuzamosan
vagy azt követôen, egy már kész aktuális vegetációtérképhez hozzárendelve.
Az összehasonlítás céljából kiválasztott aktuális növényzeti térkép lehet egy
táj- vagy nagyobb régió élôhelytérképe, CÉT élôhelytérkép (Molnár és mtsai. 2001),
MÉTA növényzetitérkép (Molnár és mtsai. 2007), egy 5x5 km-es monitorozókvadrát
Á-NÉR térképe (Kun, Molnár 1999) vagy egy fitocönológiai térkép is
(Cserhalmi 2010).
A múltról szerezhetô indirekt információk miatt különösen fontos a feldolgozás
léptékének helyes megválasztása. A feldolgozott terület mérete általában az aktuális
térkép méretébôl adódik; a rekonstrukció céljára kiválasztott terület viszont ne legyen
annál nagyobb, mint amekkora területrôl biztos aktuális ismerettel rendelkezünk,
jól átlátunk, és amekkorát akár foltonként értelmezni tudunk. Mivel a múltfeltáráshoz
a vegetációmozaikok táji szinten való vizsgálata ideális (Bartha 2003),
mindenképpen szembe kell néznünk az inhomogenitás foltmérettel való növekedésének
problémájával (vö. az aktuális térképezéseknél: Bagi 1998b, Molnár és mtsai.
1998b, 1999).
A feldolgozott terület táji környezetének megismerése is része a terepi (és az
egyéb) adatok gyûjtésének. Táji kitekintés nélkül a lokális és a táji mintázatok és folyamatok
felismerése nehéz; kérdéses marad, hogy a feldolgozott táj és folyamatai
egyedi vagy általános jelenséget reprezentálnak (vö. Whitney 1994, Molnár, Biró
1997, Molnár 2007). Egy adott tájban több lokális léptékû, speciális — tájhaszná-

Élôhelytérkép rekonstrukciók módszertani kérdései 67
latból, birtokviszonyokból adódó — történés is lehet, mely a regionális jelenségtôl eltér.
Az egyes tájak mai képének különbségei — a környezeti különbségek mellett —
fôként erre vezethetôk vissza (Molnár, Biró 1997, 2010, Molnár 2007).
3.2. További adatok gyûjtése a múltról és a jelenrôl,
az adatok minôségellenôrzése
A jelenlegi vegetáció állapotának megértéséhez a növényzet belsô kényszereinek,
korábbi állapotainak, a vele kapcsolatos fontosabb eseményeknek, valamint a rá ható
külsô, korlátozó kényszereknek (talajvíz, alapkôzet, propagulumforrás távolsága, klíma
stb.) egyidejû megismerése szükséges (vö. Pickett 1991, Kázmér 2009). A múltbeli
vegetációmintázatok rekonstruálásához a növényzet adatai mellett gyûjtendôk
az abiotikus környezet, illetve tájhasználat múltra és jelenre, illetve közelmúltra vonatkozó
adatai is (Bagi 1994, Molnár 1997, Király 1999). A térképi rekonstrukciókhoz
leginkább felhasználható környezeti adatok az Alföldön: talaj, földtani felépítés,
hidrodinamikai viszonyok, geomorfológia. Középhegységben és dombvidéken
ezen kívül: lejtôszög, kitettség, tengerszintfeletti magasság 1 . Az adatok származhatnak
térképekbôl, távérzékelt anyagokból, írott forrásokból vagy szóbeli közlésekbôl
(Vidéki 1993, Molnár 1997, 2007, Király 1999, Molnár és mtsai. 1999,
Molnár 2007).
A fellelhetô adatok mennyisége és minôsége, használhatósága nagyon változó.
Whitney (1994) és Rackham (2000) hangsúlyozzák a megfelelôen nagy számú adatforrás
megvizsgálását és nagy mennyiségû információ összegyûjtését, mivel minden
adatforrás más-más oldalról mutatja meg a tájat. Általában az adatok értelmezésénél
derül ki, hogy az összegyûjtött adatok egy része a növényzet szempontjából valójában
nem is releváns, tájtörténeti feldolgozásból való kihagyásuk nem könnyû, de
szükséges feladat. A feldolgozást nehezítik a nem elsôdleges adatforrásból származó
adatok vagy az olyan feldolgozások, melyekben az adatokat eredetiben nem közlik
(Rackham 1994, 2000). Ezek veszélye az, hogy az eredeti adatokból levont megállapítások
helyessége nem ellenôrizhetô le. Az esetlegesen téves megállapítások vagy
következtetések (áltények) felhasználása során a hiba tovább halmozódhat, ezért különösen
fontos az eredeti adatok gyûjtése, a minél régebbi, minél kevésbé feldolgozott
(átírt, átrajzolt, újragondolt) források használata.
Az adatok sokfélesége miatt feltétlenül szükséges a források használhatóságának
elôzetes megvizsgálása, a forráskritika (Magyar 1975, Rakonczai 1988, Rackham
1994, 2000, Molnár 1997, Király 1999). A forráskritika leginkább a források adatleképezési
módszerének ismeretén alapul (térképezés-technikai lehetôségek a 18.
században, alapos vagy kevésbé alapos térképezések és térképezôk, aszályos évek, il-
1
Felhasználásuk múltbeli erdôállományok adatainak lokalizálására: Bölöni 2005.

68 Biró Marianna
letve a másodlagos adatok felismerése). A forráskritikát segíti aktuális terepismeretünk,
a múltbeli adatokból származó tudásunk, az adatfeldolgozásban való jártasságunk.
3.3. A táj történetének és vegetációdinamikai folyamatainak megismerése
és felvázolása
A táj történetének megismerése segít annak eldöntésében, hogy milyen történeti
mozzanatok rekonstruálását kell az adott tájban megcéloznunk, mely idôszak(ok)
térképi feldolgozásával tudjuk a növényzet mai állapotához elvezetô folyamatot kellôképpen
reprezentálni (részletesen: Molnár 1997). Vegetációrekonstrukció a táj általános
történetének ismerete nélkül nem kezdhetô el (vö. Rackham 2000).
A táj történetének vizsgálatával párhuzamosan a vegetációátalakulások irányainak
és mechanizmusainak vizsgálata is fontos, mely csak a környezeti paraméterek és a
tájhasználat változásának függvényében tehetô meg (Sheail 1983, Molnár 1997). A
múltbeli vegetáció megállapítása egyes lokalitásokban a jelenbôl vagy a közelmúltból
való visszakövetkeztetéseket igényel. Ehhez nélkülözhetetlen a vegetációdinamikai
folyamatok környezeti paraméterektôl függô irányainak ismerete. Pl. a Tiszai-Alföldön
a rendszeresen vízjárta ártéri rétek a folyószabályozások hatására száraz, cickórós
füves pusztákká alakulhattak (Molnár, Borhidi 2003); a Duna-Tisza közi nyílt homoki
gyepek 2—300 év alatt jelentôs mértékben záródtak, viszont nem alakulhattak
át pl. zárt homoki sztyepprétekké, lásd Fekete 1992, Biró, Molnár 1998, Molnár és
mtsai 2008b). Hegy- és dombvidékeinken a különbözô erdôélési vagy erdôgazdálkodási
tevékenységek (erdei legeltetés, makkoltatás, alacsony fordulós sarjaztatás,
tûzifa- és cserkéreg termelés) nagyban befolyásolják az erdô fafajösszetételét. Az erdôhasználat
megváltozásával vagy felhagyásával a fafajok — sokszor mesterségesen
fenntartott — dominanciaviszonyai néhány évtized alatt átalakulhatnak. Az erdôdinamika
lehetséges, részben spontán, részben antropogén folyamatainak ismerete
(betöltôdés, elegyfajok arányainak megnövekedése, elgyertyánosodás stb.) az erdôállományok
retrospektív úton való rekonstrukcióinál elengedhetetlen (pl. Biró 2003,
Bölöni 2005, Szabó 2008, Biró, Molnár 2009).
3.4. A feldolgozandó idôszak történeti térképeinek elôkészítése
és elsô értelmezése
A térképek elôkészítése az analóg feldolgozás (kézi rajzolás) esetén egy kiválasztott
(vagy más térképekkel közös) méretarányra való hozás, melyet a térképlapok
széleinek összeillesztése követ; digitális feldolgozás esetén pedig a szkennelés, a georeferálás,
a térképlapok széleinek digitális összeillesztése és végül az ellenôrzési lépések
(bôvebben lásd Nagy 2003, 2008a, b). Az I. Katonai Felmérés geodéziai pontatlansága
a georeferálásnál és a késôbbi feldolgozásnál is nehézségeket okozhat.

Élôhelytérkép rekonstrukciók módszertani kérdései 69
Ezért célravezetô lehet a digitális georeferálás elôtti analóg, átvilágítóasztalnál végzett
illesztés. Ennek során a látható növényzeti határokat és a táj egyes elemeit késôbbi,
pontosabb térképekhez vagy távérzékelt anyagok segítségével korrigáljuk (lásd
pl. Molnár és mtsai. 1996, Biró in Biró, Széll 1999, Molnár, Biró 2001).
A történeti térképek a 19. század elejétôl alapvetôen a felszínborítás/tájhasználat
típusait dokumentálják. Új kategóriákkal bôvülve, de lényegében ugyanezeket használják
a mai topográfiai térképezések is 2 . A térképek kategóriáinak azonosítása — többek
között a térképek kora, kopottsága, a grafikai jelek egyedisége miatt — olykor
nehézségekbe ütközik. Gyakori a folthatárok bizonytalansága, és a korai térképeknél
számos térképészeti pontatlansággal is találkozunk (fôként a kezdetleges technika
miatt; tájolás, méretarány hiánya, aránytalanságok) (vö. Borbély-Nagy 1932, Csendes
1980, Jankó 1990, Lerner 1992, Klinghammer 1997, Biró 1998, Nagy 2003).
Ezek miatt a történeti térképek foltjainak lehatárolása és tipizálása nem végezhetô
mechanikusan, hanem többször ismételt összehasonlító és döntési lépéseket igényel,
egyfajta értelmezési folyamatnak fogható fel (elsô értelmezés).
A történeti térképek azonban önmagukban nem alkalmasak a vegetáció korábbi
mintázatainak becslésére és csak a jelenlegi felszínborítási vagy topográfiai térképekkel
vethetôk össze 3 (vö. Novák 2005). A feldolgozott történeti térképek sorozatai
a tájmintázat változásait jelenítik meg, így a konkrét növényzettípusok rekonstruálása
nélkül is szerkeszthetôk belôlük ún. ôsiségtérképek, „ôsinek tekinthetô” gyepek
vagy erdôterületek utóbbi évszázadokat áttekintô térképei (Konkolyné Gyúró 1990,
Illyés 1997, Molnár, Biró 1997, Molnár 1997, Király 2001, Biró és mtsai 2006,
2008a, Biró 2006a). A történeti tájhasználati kategóriák beépíthetôk a mai vegetációtérképbe
is, ami által egyfajta dinamikus, a táj változását is figyelembevevô jelkulcs
hozható létre: pl.”egykori legelô, ma cserjeerdô és sztyepprét mozaikosan”
vagy „felhagyott mandulás” (Dénes 1996), illetve „jelenleg száraz puszta, a 18. században
mocsár vagy vízfolyás” (Biró in Molnár, Biró 1995a, 2001, Biró 2003).
3.5. A botanikai tartalom bôvítése
A múltbeli vegetációmintázatok rekonstruálása során szükség van a tájhasználati
és felszínborítási kategóriák (pl. rét, legelô, erdô) botanikai tartalommal való „megtöltésére”,
vagyis a történeti térképek kategóriáinak átértelmezésére (második értel-
2
Ezért összehasonlításukkor közös jelkulcsuk általában nehézség nélkül elôállítható (kivételt
képeznek az I. Katonai Felmérés és a kéziratos térképek néhány speciális tematikájú típusa, pl. határperes
térképek, egyes folyószabályozási térképek stb.).
3
Illetve az aktuális élôhelytérkép felszínborítási vagy tájhasználati térképpé „butított” változatával
(pl. erdô, fátlan gyep, gyep fákkal, cserjésedô gyep, vízállásos gyep, mocsár, illetve fáslegelô,
fáskaszáló).

70 Biró Marianna
mezés). Ennek legegyszerûbb módja a jelkulcs botanikai tudásunkra alapozott átalakítása
a múltban lehetséges élôhelytípusok felsorolásával (pl. az „erdô” kategória helyett:
„puha- és keményfás ligeterdôk, tölgyes mocsárerdôk”). Gyakori probléma
azonban a múlt adott tájhasználatú területéhez rendelhetô vegetációtípusok túl nagy
száma, pl. a Duna-Tisza közén egy néhány hektáros fátlan legelôn többek között elôfordulhat
nyílt homoki gyep, szikes rét, üde mézpázsitos szikfoknövényzet, kékperjés
láprét vagy mocsárrét, de még akár homoki sztyepprét vagy vakszik is. A felszínborítási
kategóriákhoz rendelt növényzeti típusok számának csökkentése a topológiai
egységek (foltok) tartalmának pontosításával célszerû. Eszerint a botanikai tartalom
bôvítésének lépései:
1. A feltételezhetô múltbeli vegetációtípusok felsorolása
2. A vegetációtípusok számának csökkentése foltonkénti vizsgálattal a botanikai
tartalom bôvítése céljából
A két lépés sorrendje kötött, megvalósításuk a további értelmezés kívánt szintjétôl
függ. Alapvetô különbség a két értelmezési szint között, hogy míg az elsô lépésben
a történeti térkép és a rekonstruált vegetációtérkép kategóriáinak száma megegyezik,
a második lépéstôl a térképi kategóriák továbbosztásával az elkülönített folttípusok
száma megnövekedik (1. ábra). Az elsô lépés az egész térképre vonatkozóan, egy-egy
történeti kategóriára nézve egységes átalakítást jelent, a második azonban már egyegy
folt szintjén történô tartalmi finomítás.
1. ábra. A történeti térképek jelkulcsának változásai a botanikai tartalom bôvítése során.
3.5.1. A múltban feltételezhetô vegetációtípusok felsorolása
A múltban feltételezhetô vegetációtípusok felsorolása és hozzárendelése a történeti
térkép egyes jelkulcsi kategóriáihoz (pl. tájhasználati, felszínborítási típusokhoz)
csak az aktuális vegetáció, a tájban zajló történeti léptékû folyamatok és a vegetációdinamikai
trendek ismeretében tehetô meg (pl. folyószabályozások, vízrendezések
lecsapoló, kiszárító hatása, kilúgozódás, cserjésedés stb.). A történeti felszínborítási

Élôhelytérkép rekonstrukciók módszertani kérdései 71
kategóriákhoz rendelt kategóriák száma — a késôbb tárgyalandó foltonkénti pontosításon
kívül — csökkenthetô a feldolgozott terület méretének csökkentésével vagy durvább
növényzeti kategóriák választásával. Az általában tájléptékû térképi rekonstrukciókhoz
célszerû a finomfelbontású fitocönológiai vegetációrendszerezés helyett valamely
országos élôhely-osztályozási rendszerbôl létrehozott, de szükség esetén lokális
kategóriákat is tartalmazó vagy egy lokálisan kialakított élôhelyszintû jelkulcs
használata (Biró és mtsai 2008a,c) 4 .
3.5.2. A térképek foltonkénti vizsgálata a botanikai tartalom bôvítése céljából
A történeti térképeket nem a vegetáció kutatásának céljával készítették. A megfigyelés
és leképezés eltérô szempontjai miatt (birtokviszonyok, vízrajz, határviszonyok,
katonai szükségletek stb.), a korabeli térképezôk a valóság más tulajdonságait
emelték ki, jelenítették meg munkájukkal, mint a jelenlegi vegetációt térképezô
botanikus (vö. Bagi 1997, Molnár 1997, Whitney 1994). A térképezôk céljai
között azért akadnak olyanok, melyeknek köszönhetôen a növényzet bizonyos tulajdonságait
(pl. egy gyepen lévô fák mennyisége, egy erdô zártsága) vagy termôhelyük
milyenségét feltüntették (pl. vízállásos vagy futóhomokkal fedett terület). Ezek hasznos
információkat jelenthetnek a vegetáció típusaira való visszakövetkeztetéseknél
(retrospekció). A katonai térképeken például a hadsereggel való közlekedést befolyásoló
tényezôk kiemelése (vízállások tartóssága, a mocsarak átjárhatósága, az erdôk
zártsága, a cserjeszint sûrûsége, az utak járhatósága), míg a birtoktérképeken az
értékes vagy kevésbé értékes birtokrészek (pl. makkos erdôk, legelôk, illetve zsombós
részek, homoksiványok) feltüntetése segítheti a botanikai értelmezést.
A történeti térkép pontosításához azonban általában több, múltra és jelenre, növényzetre,
termôhelyi adottságokra, illetve korabeli tájhasználatra vonatkozó információ
felhasználása is szükséges. Ezekkel az adatokkal a történeti térképet foltról-foltra
pontosíthatjuk, így annak tematikai és térbeli felbontását is jelentôsen finomíthatjuk.
Megfelelô adatok birtokában lehetôség adódhat a tájhasználati típuson (legelô, kaszáló,
erdô) belül egyes természetközeli élôhelyek térbeli lehatárolására is. Pl. a Duna-Tisza
köze egyes részein a II. Katonai Felmérés gyepkategóriáin belül a homoki sztyepprétek
elkülöníthetôk talajadatok vagy a felszínmorfológia és a III. Katonai Felmérés idejére
már mûvelésbe vont területek segítségével (2. és 3. ábra, Biró in Korsós és mtsai.
2001). A különbözô forrásokból származó adatok felhasználásakor kapott eredmény
általában nem teljesen ugyanaz. Mivel azonban az egyes adatok egymást pontosíthatják,
együttes értelmezésükkel vagy az újabb és újabb információk figyelembevételével
a múlt becslésének hibája lényegesen csökkenthetô (iterálás).
4
Az országos jelkulcs használatának hátrányait vizsgálják az aktuális vegetáció térképezésében
(szemben a térképezés közben létrehozott, helyi viszonyokból, vegetációtípusokból kialakított lokális
jelkulcsokhoz képest) Molnár és mtsai. (1999), Bölöni (2005)

72 Biró Marianna
2. ábra. A turjánvidék egy jellemzô részletének növénytakarója az 1700-as és az 1800-as évek végén
(Biró in Korsós és mtsai. 2001).
Az elsô térkép készítéséhez felhasználtuk a második térkép alapjául szolgáló
III. Katonai Felmérés információ-tartalmát is.
Jelmagyarázat: világos zöld: homoki sztyepprétek, sötét zöld: kékperjés láprétek, kék: sásos,
csátés, turjános láprétek, szürke: szántók; méretarány 1: 10 000.
3. ábra. 18. századi élôhelytérkép rekonstruálása: az I. Katonai Felmérés felszínborítási
kategóriáinak botanikai tartalommal való megtöltése, pontosítása más térképek adataival
és a jelenlegi vegetáció ismeretével (Biró in Korsós és mtsai 2001).

Élôhelytérkép rekonstrukciók módszertani kérdései 73
A térképek tartalmi bôvítése során a térkép egyes részleteinek botanikai jellegû
információtartalmát más forrásokból származó adatok felhasználásával növeljük
meg 5 . Így a Gödöllôi-dombvidék erdôtípusainak térképe esetében a III. Katonai Felmérés
korabeli üzemtervi térképek és leírások, valamint egyéb kéziratos források
segítségével gazdagítottuk: a katonai felmérés erdôterületei az 1880-as évek kincstári
üzemtervi térképei alapján lettek felosztva, majd az egyes lokalizálható erdôrészletekhez
a fafajösszetétel, a korosztályösszetétel és az állományszerkezet adatait rendeltük
hozzá (4. ábra). További kéziratos térképek alapján a birtokviszonyok és a használat
szerint a nem kincstári erdôket is tipizáltuk. A Koronauradalom mezôgazdasági
kezelés alatt álló erdôállományainak besorolásában levéltári adatokat és késôbbi
üzemtervezések adatait használtuk fel (5. és 6. ábra) (Biró 2003).
4. ábra. A III. Katonai Felmérés tartalmi bôvítése erdészeti üzemtervi adatokkal és térképekkel
(Biró 2003).
5
A történeti térképek továbbértelmezése más, nem botanikai szempontok szerint is elképzelhetô,
pl. egy település fejlôdése, erózióvizsgálat.

74 Biró Marianna
5. ábra. A Gödöllôi-dombság 19. század végi erdôinek rekonstruált térképe (részlet, Biró 2003),
melynek készítésénél a III. Katonai Felmérés erdôfoltjainak tartalmi bôvítése
(fafajösszetétel, korosztályösszetétel és állományszerkezet) korabeli üzemtervi térképek
és leírások, valamint egyéb kéziratos térképek segítségével történt. Méretarány 1:50 000.

Élôhelytérkép rekonstrukciók módszertani kérdései 75
6. ábra. A III. Katonai Felmérés tartalmi bôvítése különbözô korszakokból való írásos
és térképi adatokkal (Biró 2003).
A botanikai tartalom bôvítésének elemi lépései
A. az adatok lokalizálása a bôvítendô térképen
B. az adatok összehasonlítása (új adatok a meglévôkkel)
C. a felhasználható adatok kiválasztása
D. Az adatok hozzárendelése a térkép egy-egy foltjához
E. a hozzárendelések dokumentációja
F. a helyzeti adatok pontosítása
G. a feltételezhetô múltbeli vegetációtípus (vagy típusok) megállapítása
A térképek tartalmi pontosítása foltonként történik. Ez fokozatosan közelítô,
azaz soklépcsôs iteratív folyamat, ahol az újabb adatok figyelembevétele az elemi lépések
sorának ismétlését jelenti 6 (7. és 8. ábra).
A módszer alkalmazásához szükséges a jelenbeli vegetáció alapos ismerete, kellôen
nagy számú adat (a múltbeli növényzetrôl, az abiotikus környezetrôl stb.), a
vegetációdinamikai folyamatok ismerete és a múltbeli tájhasználat, illetve a tágabb
táji környezet történetének alapos ismerete.
6
Az adatok eddigi csoportosításai szerint (Molnár 1997, Király 1999, Detrekôr, Szabó
1993) adatnak tekintjük a térképek részleteit is — lásd térképi adatállományok. Adatként kezeljük
az értelmezô saját tudását, vegetációismeretét is.

76 Biró Marianna
7. ábra. Az újabb és újabb adatok figyelembevétele az elemi lépések sorának ismétlését
(iterálását) jelenti: írásos adatok, talajismereti térkép és légifotó felhasználása a térkép tartalmi
és térbeli pontosításához (Biró 1999).
3.6. Jelkulcs véglegesítése, ellenôrzés,
bizonytalan döntések feltüntetése a térképen, a térkép megjelenítése
Az eddigi lépések alapján látható, hogy az élôhelytérkép rekonstrukció végleges
jelkulcsa készülhet a múltban feltételezett élôhelytípusok felsorolásával vagy a térképek
foltjainak még további értelmezésével, más adatokkal való tartalmi bôvítésével.
Az így létrejött jelkulcsi kategóriák várhatóan jóval pontosabban közelítik majd a vegetáció
egységeit, mint a felsorolással; azonban még ekkor is szükséges az egymástól
visszamenôleg már nem elkülöníthetô élôhelyek felsorolása. Az élôhelyek felsorolása
egy jelkulcsi kategórián belül az aktuális táji léptékû térképezéseknél is hasonlóan alkalmazott
(pl. „alföldi gyertyános tölgyesek és zárt homoki tölgyesek”- mÁ-NÉR).
Ilyenkor célszerû a sorrendet a legnagyobb arányban feltételezett vegetációval kezdeni.

Élôhelytérkép rekonstrukciók módszertani kérdései 77
Fontos a bizonytalan vagy ellentmondásos adatok feltüntetése a kész térképen,
például csillaggal, megjegyzéssel, színhalványítással, önálló jelkulcsi kategóriával
vagy leírások mellékelésével 7 . Példák: jelkulcsban: „Csudabala térképezésének elmaradása
miatt bizonytalan gyepkategória, feltehetôen üdébb típusú gyepek, helyenként
sztyepprétek által dominált mozaik.” (Biró 1999); megjegyzésként: „A Gelvács déli
részét tartalmazó lap hiánya miatt a * alatti részek erdôsültségérôl nincs adatunk.”
(12., 13. ábra, Biró in Molnár és mtsai. 1998a). A nagyon bizonytalan adatok a feldolgozásból
kihagyhatók. A jelkulcs színezését és az ellenôrzést illetôen akár az aktuális
térképezések módszertana, akár egyedi megoldások alkalmazhatók (Seregélyes,
Csomós 1995, Biró, Aszalós 1999b). A színek és árnyalatok megválasztásánál legfontosabbnak
tartom a kultúrtáj és a természetközeli táj típusainak érzékletes elkü-
8. ábra. A Dévaványa-Ecsegi-puszták táj- és élôhelytípusai a folyószabályozások elôtt.
A térképi alap Huszár (1822) vízrajzi térképe, melynek bôvítése az I. és a II. Katonai Felmérés
adataival, talajtérképpel (Kreybig), aktuális légifotóval és a korszakra vonatkozó írásos
adatokkal, fokozatosan közelítve, sok lépcsôben történt. A térkép készítésének méretaránya
1: 50 000 volt (Biró in Biró, Széll 1999).
7
Lásd pl. Biró 1999, Biró in Molnár és mtsai. 1998, Nagy 2003, Tinya 2007; vö. Seregélyes,
Csomós 1995, Bagi 1998b.

78 Biró Marianna
lönítését. A rekonstruált élôhelytérkép megjelenítéséhez számtalan digitális és manuális
eszköz áll rendelkezésre. Ezek alkalmazása — kellô botanikai megalapozottság
nélkül — látványos látszat-eredményeket hozhat, melyek elkerülésére érvényes Seregélyes
és Csomós (1995) aktuális térképezésekhez fûzött figyelmeztetése: „legfontosabb
a tereptapasztalat, a technika csak lehetôség”.
4. Megjegyzések a botanikai tartalom bôvítésének (3. 5. 2.)
egyes lépéseihez
Megjegyzések a 3. 5. 2. A. lépéshez (adatok lokalizálása)
A történeti térképek botanikai tartalmának gazdagításához az ideális, jól lokalizálható
múltbeli adatok viszonylag ritkák. Ilyen pl. „A Berettyó víz partján egy kiss
helyen szép egynehány makkot is termô fákból álló erdôcske vagyon, melyet közönségessen
Simai-bereknek is neveznek.” (Petik 1784) (9. ábra). A térképi adatok esetén
az egymással való megfeleltetése is lokalizálásnak tekinthetô (Molnár 1997, Biró,
Aszalós 1999a). Az adatok olykor túl általánosak, nehezen lokalizálhatók: „Földének
legnagyobb része szikes...”(Fényes 1851) vagy Vácszentlászló (Gödöllôi-dombság)
1728. évi összeírásában: „ha esôs az év, az erdôkben a fák közt füvet kaszálnak...”.
A korabeli vegetációtípusok megállapításához azonban ezek az adatok is döntô fontosságúak
lehetnek; a példák alapján annak eldöntésében, hogy voltak-e szikesek a
vízrendezések elôtt Dévaványa határában (8. ábra) vagy abban, hogy milyen volt az
erdôk záródása a Gödöllôi-dombság egyes részein a 18. században (5. ábra) (Biró
1999, Biró 2003).
9. ábra. Jól lokalizálható múltbeli adatok felhasználása történeti térkép
botanikai tartalmának bôvítéséhez.

Élôhelytérkép rekonstrukciók módszertani kérdései 79
Megjegyzések a 3. 5. 2. B és C lépésekhez
(az adatok összehasonlítása, a felhasználható adatok kiválasztása)
Az egyes adatok összehasonlítása és a releváns adatok kiválasztása (lásd forráskritika
is) a folyamat iteratív alrészlete: a folyamaton belüli lokális összehasonlító és
minôségellenôrzô lépések, majd az adatot elfogadó vagy nem elfogadó (nem használható
adat) döntések egymást ismétlô sorozata. Részben rávilágít a térképek térbeli
vagy tartalmi pontatlanságaira, elegendô adat esetén pedig megoldásokat is kínál
azok korrekciójára (10. és 11. ábra). Ilyen ellentmondásos adatok találhatók a Fekete-
Körös menti táj erdôsültségével kapcsolatosan is. A rekonstruált térképeken minden
esetben célszerû az ilyen jellegû bizonytalanságok feltûntetése (pl. 12. és 13. ábra,
Biró in Molnár és mtsai. 1998a).
A térképezés idôszakának idôjárási jellegzetességeit a rekonstrukciók, illetve az
ezt követô elemzések során legtöbbször figyelmen kívül hagyjuk, pedig az 1861—63-
ig tartó rendkívüli csapadékhiány a II. Katonai Felmérés idôszakát is érintette (a
térképezés az Alföldön 1860 és 1864 között zajlott).
10. ábra. Az adatok összehasonlítása és a felhasznált adatok kiválasztása: az adatforrásokban
rejlô ellentmondások más adatokkal való további összehasonlítással vizsgálhatók meg.
Ez esetben a légifotó adatai nagyobb biztonsággal használhatók fel, mint az adott korban
készült katonai térkép (Biró és mtsai. 2006).

80 Biró Marianna
11. ábra. Történeti térkép térbeli pontosítása késôbbi korból származó, pontosabb
térképi adattal, a felszínmorfológia aktuális terepi megfigyelése mellett
(Biró és mtsai. 2006).
12. ábra. A Fekete-Körös menti táj élôhelytípusai a 18. század végén (Biró in Molnár és mtsai
1998a). A korabeli források információja nem volt elég a puhafaligetek és a gyakran elöntött,
mélyfekvésû, ártéri mocsártölgyesek, keményfaligetek szétválasztásához. A térbeli pontossággal,
a vízfolyások és az erdôk helyével kapcsolatos bizonytalanságainkat a térképen feltüntettük.

Élôhelytérkép rekonstrukciók módszertani kérdései 81
13. ábra. A Fekete-Körös menti táj élôhelytípusai 1822-ben (Biró in Molnár és mtsai 1998a).
A korabeli források információja nem volt elég a puhafaligetek és a gyakran elöntött,
mélyfekvésû, ártéri mocsártölgyesek, keményfaligetek szétválasztásához.
Az erdôirtások használatával és az erdôsültség mértékével kapcsolatos,
valamint a térképlaphiányból származó bizonytalanságainkat a térképen feltüntettük.
Megjegyzések a 3. 5. 2. D és F lépésekhez
(az adatok hozzárendelése a térkép egy-egy foltjához, a hozzárendelések dokumentációja)
Az adatösszehasonlítás és iterálás alapvetôen fejben történik, csak a végeredményét
rögzítjük (képernyôn, papíron — hasonlóan a vegetáció térképezéséhez, lásd Seregélyes,
Csomós 1995, Bagi 1997, Bölöni 2005, Molnár és mtsai. 1999). A kész
térkép várhatóan további felhasználásra kerül, ezért fontos a döntési mechanizmusok
írásos dokumentációja, a térképpel együtt való közlése (milyen típusú hozzárendeléseket
végeztünk).
Megjegyzések a 3. 5. 2. E lépéshez (helyzeti adatok pontosítása)
A tartalmi bôvítés során — megfelelô adatok birtokában — lehetôség adódhat a
foltok helyzeti adatainak pontosítására, pl. egyes foltok felosztására, továbbosztására
(7. ábra).

82 Biró Marianna
Más-más forrásból származó adatok összehasonlítása után olykor szükségszerûnek
látszik egyes folthatárok térbeli módosítása is (10. ábra, Biró in Molnár és mtsai.
1998a, Biró 1998, Biró 1999, 12., 20. ábra). Ez azonban csak terepismeret birtokában
végezhetô el. Bizonyos helyeken több száz vagy ezer éve állandó partvonal a 20.
századi térképei által megjelenített mederparthoz igazítható (vizes élôhelyek partvonalának
helyesbítése esetén a vízmennyiség olykor igen szélsôséges váltakozásait is
figyelembe kell venni, 11. ábra).
Megjegyzések a 3. 5. 2. G lépéshez (a feltételezhetô múltbeli vegetációtípus megállapítása)
Bizonyos, termôhelyileg vagy fajösszetételben hasonló, egymással sokszor mozaikosan
elhelyezkedô élôhelytípusok retrospektív úton való szétválasztására már nem
mindig adódik lehetôség. Ezeket az élôhelyeket a rekonstruált élôhelytérkép jelkulcsában
felsoroljuk. Pl. a puhafaligetek és a gyakran elöntött, mélyfekvésû, ártéri mocsártölgyesek,
keményfaligetek nem választhatók szét, lásd Mohácsi-sziget, Fekete-
Körös menti erdôk (12. ábra). Szintén nem különíthetôk el például a Duna-Tisza
közi szoloncsák szikesek a kevésbé szikes mocsárrétektôl, illetve a vakszikek a szikfokközösségektôl.
A Nagy-Sárrét mocsaras területein belül (8. ábra) a nádasok, a
gyékényesek, a lápok, a zsombékosok, a sásos, harmatkásás mocsarak és olykor a
tiszta vízfelszínek sem (Biró 2000).
A foltok tartalmi bôvítése során nyert botanikai többletinformáció csak alapos
megfontolás után, kellô terepismeret birtokában terjeszthetô ki a rekonstruálandó
növényzeti térkép más részeire (pl. ha három erdô közül csak kettôrôl biztos, hogy
tölgy-kôris-szil ligeterdô volt, további termôhelyi és vegetációs ismeretek szükségesek
ahhoz, hogy ezt egy harmadik erdôre extrapolálhassuk).
5. Mit pontosíthatunk mivel?
A módszer segítségével a történeti térképek botanikai tartalmát pontosíthatjuk:
5.1. A térképpel azonos korszakból származó vagy azonos korszakra vonatkozó
valamely más adattal, például:
• a térképpel azonos korszakban készített másik térkép vagy írásos dokumentum
adaival (14. ábra)
• ugyanabból a korszakból származó archív botanikai vagy más írásos adattal (pl.
korabeli flóraadatokkal (15. ábra), Kitaibel Pál útinaplójának adataival (Biró,
Molnár 1998)
• a térképpel egyazon korszakból származó légifotóval (10. ábra)
• más idôpontból származó, de a feldolgozott idôszakra (pl. a vízrendezések elôtti
állapotokra) vonatkozó írásos adatokkal (16. és 17. ábra)

Élôhelytérkép rekonstrukciók módszertani kérdései 83
14. ábra. Történeti térkép pontosítása azonos korszakból való írásos és térképi adatokkal
(Biró 2003).
15. ábra. Történeti térkép pontosítása azonos korszakból való botanikai adattal,
melynek lokalizálásához 100 évvel korábbi térképet használtunk fel (Biró, Tóth 1998).

84 Biró Marianna
16. ábra. Történeti térkép botanikai tartalmának bôvítése a feldolgozott korszakra vonatkozó,
de különbözô idôszakokból származó írásos adatokkal (Biró, Széll 1999).
17. ábra. Történeti térkép tartalmi bôvítése az adott korszakra vonatkozó,
de késôbbi írásos adattal.
• egy adott korszakra vonatkozó, de késôbbi idôszakból származó szóbeli közléssel
(18. ábra)
• ugyanabból a térképbôl származó, más típusú adattal (pl. az I. Katonai Felmérés
színezésének, valamint a felszínmorfológiára vonatkozó adatainak kombinációi
a buckás típusok rekonstrukciójánál; lásd részletesen: Biró, Molnár 1998, 20.
ábra)

Élôhelytérkép rekonstrukciók módszertani kérdései 85
• másik térképszelvénnyel: a katonai felmérések esetében az azonos jelkulcsi kategóriáin
belüli eltérô grafikai megjelenítések nemcsak a különbözô térképezôktôl,
hanem a térképezés eltérô idôpontjától, így a rétek eltérô vizességi állapotától is
függenek. Az érintkezô térképszelvényeken folytatódó foltok különbözô jelölései
használhatók azok tematikai pontosítására is (Biró, Molnár 1998).
5.2. Késôbbi, pontosabb adattal (retrospekció, visszatekintés), például:
• késôbbi korszakból származó írásos, pl. botanikai adattal (19. ábra)
• késôbbi korszakból származó talajtérképpel (7. ábra)
• jelenlegi tudásunkkal, vegetációismeretünkkel (7., 10., 14. ábra)
• jelenlegi felszínmorfológiára vagy talajtípusokra vonatkozó terepi tapasztalatainkkal
(11. ábra).
18. ábra. Történeti térkép botanikai tartalmának bôvítése az adott korszakra vonatkozó,
de napjainkban gyûjtött szóbeli adattal.
19. ábra. Történeti térkép botanikai tartalmának bôvítése késôbbi korszakból való
botanikai adattal (Biró in Molnár, Biró 2001).

86 Biró Marianna
20. ábra. A Duna-Tisza köze 18. század végi táj- és élôhelytípusainak térképe (Biró 1998).
Az élôhelytípusok megállapításához az I. Katonai Felmérés térképlapjainak különbözô típusú
információit (szín, domborzat, tájleírás), Kitaibel Pál útinaplójának adatait, valamint 18—19.
századi írott forrásokat használtam fel. A térkép készítésének méretaránya 1: 100 000.

Élôhelytérkép rekonstrukciók módszertani kérdései 87
5.3. Korábbi korszakból származó, de valamilyen többlet információval
rendelkezô adattal (elôretekintés), például:
• megelôzô korszakból származó archív botanikai adatokkal (Kitaibel útinaplója
a II. Katonai Felmérés pontosítására még használható)
• adatok lokalizálásához (15. ábra)
• korábbi térképek adataival (21., 22. ábra). Az I. Katonai Felmérés (1780-as évek)
még megjelöli az egyes ligetes, bokros területeket, melyeket Huszár Mátyás
1822-ben — eltérô céljai miatt — már nem térképez (csak az erdôket veszi fel, nem
jelöli külön a bokros részeket és a fáslegelôket sem, vö. 12. és 13. ábra) (Biró
1999, Biró in Molnár és mtsai. 1998a).
21. ábra. Történeti térkép tartalmi bôvítése korábbi térképi adattal.
22. ábra. Történeti térkép tartalmi bôvítése korábbi térképi adattal
(Biró in Molnár és mtsai 2000).

88 Biró Marianna
A különbözô korszakokból származó írásos és térképi adatok egymással kombinálhatók
is. A különbözô forrásokból származó adatok egymással való összehasonlítása
a fokozatosan közelítô, soklépcsôs folyamat végeredményét — tapasztalatunk
szerint — minôségileg jelentôs mértékben javítja (pl. 6., 7. ábra).
6. A módszer korlátai
A vegetáció retrospektív térképezése jelentôs szubjektivitást tartalmaz, a növényzet
aktuális térképezésekor fellépô problémákhoz 8 hasonlóan (vö. Kun, Molnár
1999, Molnár és mtsai. 1998b, Bagi 1997). Ehhez hozzáadódik, hogy a rekonstrukcióhoz
felhasznált adatok nagy része nem a saját tapasztalásunkból származik, hanem
a valóság mások által történt leképezése. Ennek szempontjai és módszerei is eltértek
a vegetációtérképezéstôl, ezért már munkánk kezdetén igen nagyfokú információvesztéssel
állunk szemben.
Bár a térképkészítés mindig bizonyos elhagyásokkal jár (Seregélyes, Csomós
1995), nem mindegy, hogy ezek az elhagyások éppen mit érintettek. A tájat minden
térképezô más szemmel nézi, a fontosabb részleteket kiemeli, a számára kevésbé érdekeset
elhagyja (Molnár és mtsai. 1998b, 1999). Vonatkozik ez a korabeli térképészekre
is; Darby (1962) szavaival: „egyszerûen azt látjuk, amit tanultunk látni”.
Ahogy az egyes térképezôk tapasztalata és elôképzettsége sem volt egyforma, úgy az
általuk végzett leképezés minôsége is jelentôs mértékben különbözhetett (vö. aktuális
térképezésekkel, Bagi 1998b, valamint Biró, Molnár 1998).
Az adatok területlefedése sem egyenletes, általában sok a szórványadat. A táj bizonyos
részei adatgazdagabbak, másokról viszont alig található használható információ.
Az adathiányok áthidalása, a térképi pontatlanságok vagy az egymásnak ellentmondó
adatokból származó bizonytalanság kezelése csak egyedi (lokalitás vagy adatfüggô)
megoldásokkal lehetséges. Ez szintén némi szubjektivitást hordoz magában,
hiszen nagyban függ eddigi tapasztalatainktól.
„A szkeptikusok azzal érvelnek, hogy egy történeti ökológus soha nem tudja
elérni a bizonyosságnak azt a fokát, amit a tudósok megkívánnak, az adatok hiányos
és befejezetlen jellege miatt” (Christensen 1989). „Ez a fajta hozzáállás azonban figyelmen
kívül hagyja azt a tényt, hogy a mai táj a múlt terméke is. A történeti
szempontok mellôzése a jelen állapot értelmezése során majdnem olyan veszélyes,
mintha kevés biztos adat alapján rekonstruálnánk a múltat.” (Hamburg, Sandford
1986).
8
Információvesztés, a foltok lehatárolása, foltméret, homogenitás-inhomogenitás, besorolási
problémák, léptékfüggés, átmenetek, térképezési rutin, szemlélet, jelkulcs egyértelmûsége és kategóriái
(Bagi 1998b, Molnár és mtsai. 1998, 1999, Bölöni 2004 alapján).

Élôhelytérkép rekonstrukciók módszertani kérdései 89
Az említett bizonytalanságok csökkenthetôk a módszer alkalmazásához szükséges
feltételek (lásd alább) figyelembevétével, illetve a feldolgozott terület nagyságának
csökkentésével, a termôhelyi adottságok (talaj, földtan, geomorfológia stb.) finomfelbontású
térképeinek feldolgozásával, valamint további adatok keresésével, az iterálás
folytatásával és újabb célzott terepbejárásokkal.
A vegetáció bármilyen alapos rekonstruálása ellenére is általában csak a vegetáció
mennyiségi és nem minôségi változásairól tudunk meg információkat (pl. a múltbeli
természetességre alig van adatunk, esetleg flóralistákból, szórványos botanikai leírásokból
következtethetünk (vö. Király 2001). Az idôben egyre távolabb tekintve
egyre gyengébb minôségû adatokból következtetünk vissza, és egyre kevésbé ismerjük
az adatgyûjtés körülményeit is (pl. az urbáriumok, statisztikai leírások, helynévtárak
a lakosság saját bevallásai alapján készültek).
Van azonban a múltban egy megfoghatatlan határ, a múlt függönye (Molnár G.
2003), amely mögé — úgy érezzük — már szinte alig láthatunk be (vö. Molnár 1997,
Király 2001). Bizonyos kérdésekre választ keresve ezen túl a rendelkezésre álló adatok
részletessége és gyakorisága is hirtelen csökken. 9
A tájátalakítások jóval korábban kezdôdtek, mint bármilyen dokumentálásuk.
Ezért a 18. század végének természetes tájként való értelmezése bizonytalan (bár valószínûsíthetôen
az akkori táj propagulumgazdagsága, vízellátottsága, tájidegen fajoktól
való szinte teljes mentessége jobb és gyorsabb regenerálódóképességet eredményezhetett).
A múlt függönye a botanikus számára eltakarja a korábbi vegetációátalakulások
mértékét és gyorsaságát; a múltban a mai növényzetet keressük, s csak
esetleges szórványadatok billentenek ki néha múltról való elképzeléseinkbôl. A múltban
élô ember életfelfogása, természethez való hozzáállása (átalakítás, együttélés)
azonban valószínûleg a maitól igen eltérô volt. Mégis „az ember, ha saját múltját
szemléli, önmagát szeretné viszont látni benne, de legalábbis annak a világnak a gyökereit,
amelyben ô maga él.” (Molnár 2003).
9
A felhasználható történeti térképek megjelenésétôl számítva, vagyis Magyarországon az
utóbbi 250—300 év, Angliában a legutóbbi 400 év (Peterken, Game 1984).

90 Biró Marianna
7. A történeti térképek tartalmi bôvítésének alkalmazásai és
a rekonstruált élôhelytérképek felhasználásának lehetôségei
7.1. A történeti térképek tartalmi gazdagításának természetvédelmi
és egyéb botanikai célú alkalmazásai
7.1. A/ Az egyes történeti térképek botanikai információtartalmának más térképrôl
származó adattal való bôvítése történhet például:
— a vízrendezések elôtti vízrajz rekonstruálásakor 10 (pl. Biró in Molnár és mtsai.
1996, 1998a, 2000, Molnár, Biró 2001, lásd még a 23., 24., 25. ábra)
— földrajzi nevek térképének elkészítésekor 11 (pl. Biró in Molnár és mtsai. 2000,
Molnár, Biró 2001, Bölöni 2005)
— élôhelytérkép rekonstrukciók alaptérképének elkészítésekor 12 (pl. 5., 12., 13.,
23., 24., 25. ábra Biró in Molnár és mtsai. 1998a, 2000)
— változástérképek létrehozásakor: a történeti térkép egyes foltjainak információtartalmát
korábbi tájhasználatukkal szintén bôvíthetjük. Így múltbeli parlagtérképet,
ôsgyeptérképet szerkeszthetünk, megállapíthatjuk az egyes korszakokban
ültetett erdôk kiterjedését. Kardoskút mai gyepterületének egy része
például az 1880-as években fiatal parlag volt, amely csak az 1950-es vagy az
1970-es évekre vált gyeppé, de vannak néhány évtizedes felhagyások és visszagyepesítések
is (26. ábra, Molnár, Biró 1997).
7.1. B/ A tartalmi bôvítéssel szerkesztett korabeli vízrajz, vizes élôhelyek térképei
vagy a változástérképek hozzárendelhetôk a jelenlegi botanikai, természetvédelmi
céllal készült térképekhez is, mely által azok tartalma jelentôsen gazdagítható. A fent
említett kardoskúti példánál maradva, az egymással pontosított történeti térképek
és a mai térkép összemetszésébôl megtudtuk a területen található gyepek korát és ôs
10
Itt általában több korabeli térkép információjának egyesítését célszerû elvégezni, mivel ezek
a térképek önmagukban gyakran sem tartalmilag, sem térképészetileg nem megfelelô pontosságúak.
A különbözô térképek tartalmának egymásravetítésével az egykori vízfolyások kirajzolódnak, pontos
helyzetüket pedig jelenlegi szintvonalas térképek, légifotók és mûholdfotók segítségével határozhatjuk
meg.
11
A földrajzi nevek térképének készítésekor különös hangsúlyt kap a forráskritika. Mivel a korabeli
térképészek többnyire nem magyar anyanyelvûek voltak, a lakosságtól szerzett információkat
gyakran félreértették, a helyneveket olykor nem a valóságban így nevezett területre írták fel.
12
A Fekete-Körös-menti erdôk és a Bélmegyeri Fás-puszta és rekonstruált és aktuális vegetációtérképeinek,
valamint természetvédelmi tematikájú térképeinek alapjául szolgáló vonalhálózat
(alaptérkép) megrajzolásához például felhasználtuk a vízrendezések elôtti vízrajzi viszonyok térképét
(Huszár 1822), melyet 1993-as légifelvétel segítségével pontosítottam és a mai üzemtervi és topográfiai
térképek fontosabb részleteivel egészítetem ki.

Élôhelytérkép rekonstrukciók módszertani kérdései 91
23. ábra. A Dél-Ôrjeg vizes élôhelyeinek átalakulása a vízrendezések hatására
(Biró in Molnár, Biró 2001).
Az egyes jelkulcsi kategóriák egyszerre tartalmazzák a szabályozások elôtti és a jelenlegi
élôhelytípust. A szabályozások elôtti vizes élôhelyek helyének megállapítása korabeli térképek és
a jelenlegi domborzati viszonyok (1: 10 000-es térkép, Landsat TM-SPOT PAN mûholdfotók
felhasználásával történt. A térkép készítésének méretaránya 1:50 000)

92 Biró Marianna
gyeptérképet szerkesztettünk, mely által vizsgálhatóvá válnak pl. a fajkészlet és a vegetáció
kora közötti összefüggések is (26. ábra, Molnár, Biró 1997). A módszerrel
(23. ábra) olyan tájrehabilitácós célokkal felhasználható kategóriák szerkeszthetôk,
mint pl.
„• egykori folyóág, vízfolyás, amelyben ma nincs csatorna és természetközeli
élôhelyen húzódik
• egykori folyóág, vízfolyás, amelyben ma egy természetközeli élôhelyekkel határolt
csatorna húzódik
• egykori mocsár vagy láp, amely ma szántó
• egykori nedves rét, amely mára többnyire szárazgyeppé vagy szikessé száradt ki
• egykori mocsár, láp, amely beerdôsült vagy beerdôsítették” (Biró in Molnár, Biró
2001).
Egyes adatgazdag történeti térképek, talaj- és földtani térképek, a vízrajz és a felszínmorfológia
segítségével alföldi viszonylatban lehetôség adódik a táj utolsó természetes
növényzeti térképének megszerkesztésére is (pl. 27. ábra, Biró in Molnár
és mtsai 1996).
24. ábra. A Bélmegyeri Fás-puszta élôhelytípusai a 19. század elsô felében
(Biró in Molnár és mtsai 2000).
A korabeli vízrajz rekonstruálása Huszár térképe (1822) és a jelenkori 1: 10 000-es topográfiai
térkép szintvonalai segítségével történt. Ennek alapján egy olyan alaptérképet készítettem,
amely a késôbbi idôszakok vegetációtérképeinek rekonstrukciójához pontos térbeli viszonyítási
alapot biztosít (lásd 25. ábra).

Élôhelytérkép rekonstrukciók módszertani kérdései 93
25. ábra. A Bélmegyeri Fás-puszta élôhelytípusai a 19. század közepén
(Biró in Molnár és mtsai 2000).
Az alaptérkép a szabályozások elôtti vízrajzi viszonyokat és a jelenkori erdészeti üzemtervi
határokat is tartalmazza.
26. ábra. A Kardoskúti Fehér-tó és környékének
ôsgyeptérképe
(Biró in Molnár, Biró 1995b).
Öt idôpont tájhasználati térképének páronkénti összemetszésével
négy átalakulási térképet szerkesztettünk
(kategóriák pl. az 1884—1950 közötti idôszakban gyep
maradt, felszántott gyep, mocsárból gyeppé alakult),
melyek összevonása manuális úton, átvilágítóasztalnál
történt. A térkép 5 x 5 km-es területet ábrázol.

94 Biró Marianna
27. ábra. A Borsodi-Mezôség utolsó természetes vegetációjának térképe
(Biró in Molnár és mtsai 1996).
A térképet a III. és IV. Katonai Felmérés vizes élôhelyeinek (mocsarak, szikes rétek) és
szántóinak (egykori löszpusztagyepek) mintázatára alapoztuk. A vízrendezés elôtti Csincse
meder és az ôsi vízfolyások helyzetének rekonstrukciója mûholdfelvételek (FÖMI)
és az 1:10 000-es topográfiai térkép szintvonalai alapján történt. A térkép készítésének
méretaránya 1:50 000.

Élôhelytérkép rekonstrukciók módszertani kérdései 95
7. 2. A rekonstruált élôhelytérképek felhasználásának lehetôségei
7.2. A/ Térképsorok: A történeti térképeken alapuló vegetációrekonstrukciók (vagy
sorozataik) a mai élôhelytérképekkel összehasonlíthatók, az élôhely-átalakulások
területadatai kvantitatívan is elemezhetôk. Ehhez az egyes történeti korszakokból
származó, ezért esetlegesen más-más jelkulccsal rendelkezô rekonstruált térképek,
továbbá az aktuális vegetációtérképeknek is egyfajta közös nevezôre (jelkulcsra) hozására
van szükség. Ez a kategóriarendszer hosszas iterálásával jár együtt, mely végezhetô
akár már a térképek egymással párhuzamosan való készítése közben is. A közös
jelkulcs készítését megnehezíti, hogy a közelmúlt nagymérvû tájátalakulásai és
a tájidegen növényfajok megjelenése kategóriaváltásokat, új kategóriák megjelenését
és bizonyosak eltûnését is okozhatják (Szmorad 1997b, Deák 2004, Tinya, Tóth
2005, 2007).
A közös jelkulcs alapjaként legalkalmasabbnak látszanak az országos élôhely-osztályozási
rendszerek /mmÁ-NÉR (Fekete, Molnár, Horváth 1997, Bölöni és mtsai.
2003, 2007), illetve a Corine felszínborítási térkép élôhelytípusokra finomított változata
(CÉT, Molnár és mtsai 2000). Miközben ezek a rendszerek a kultúrtáj jellemzésére
a topográfiai és katonai térképezésekhez hasonló felszínborítási kategóriákat
(szántó, szôlô, gyümölcsös, tanya stb.) használnak, a természetközeli táj jellemzésére
már sokkal részletezôbbek 13 . Ennek köszönhetôen a lokális lehetôségekhez való igazítás
(fôként további egyszerûsítések) után a történeti térképekhez is hozzárendelhetôk
(vö. Nagy D. 2003, Deák 2004, Biró és mtsai 2006). Az NBmR aktuális térképezéseinél
a helyi viszonyokhoz való adaptálhatóság kategóriakombinációk megengedésével
és a kötelezô szöveges jellemzésekkel válik lehetôvé (Kun, Molnár
1999). Ezáltal jelentôsen megnövekedik az információgazdagság, mely nagyban
segíti az aktuális térkép foltjainak egyenkénti átkódolását, a rekonstruált élôhelytérkép
jelkulcsához való igazítást.
Mivel az aktuális élôhelytérképpel közös kategóriarendszert a történeti térkép
limitálja, létrehozásához — az eltérô részletgazdagság miatt — szinte minden esetben
az aktuális növényzeti térkép egyszerûsítésére kerül sor (pl. a borókával és galagonyával
cserjésedô homokbuckások összevonása, ha a történeti adatok alapján ezek
nem választhatók szét). Ez azonban csak a történeti térképek értelmezése után végezhetô
el, mivel a foltösszevonások olyan információk elvesztését is eredményezhetik,
melyek felhasználhatók lennének a történeti térképek botanikai tartalmának növeléséhez.
A rekonstruált élôhelytérképek számszerûsítésének és összehasonlításának
lehetôségeit, a táj- és élôhelyátalakulások elemzéseit olyan esettanulmányok példázzák,
mint pl. Deák (2004), valamint Biró és mtsai (2006, 28. ábra)
13
A növénytársulások finomfelbontású rendszere helyett viszont a vegetáció tájléptékben is
értelmezhetô kategóriáit tartalmazzák. lásd 1., 2., 3. táblázat.

96 Biró Marianna
28. ábra. A növényzet átalakulása rekonstruált élôhelytérképeken Fülöpháza határában
(részletesen Biró 2006).
7.2.B/ Vegetációátalakulás térképek (folttörténet-térképek): a rekonstruált élôhelytérképek
összemetszésével készülnek (29. ábra). Az összemetszett térképek kvantitatív
elemzését átmeneti mátrixok is segítik, hasonlóan a vegetációdinamikai kutatásokkal
és a megismételt élôhely-térképezésekkel kapcsolatos Markov folyamatok
átmeneti mátrixaihoz (Fekete 1985, Horváth, Csontos 1992, Fekete 1999). A vegetációátalakulás
térkép létrehozásakor a legnagyobb nehézséget a keletkezett foltok
és folttörténet-típusok nagy száma okozza. Fülöpházán például négy idôszak összemetszésekor
keletkezett poligonok száma 6435 db volt, melyek között igen sok volt
a fél hektárnál kisebb ún. töredékpoligon (Biró és mtsai 2006, 2009, Biró 2006a).
Keletkezésük, elsôsorban a korabeli térképek térképészeti pontatlanságaiból, a georeferáláskor
adódó kicsiny eltérésekbôl, illetve magából a táj természetes dinamikájából,
folthatárainak fluktuálásából adódott. Az összemetszett történeti térképek által
létrejött poligontérkép összesen 1626 féle „folttörténettel” rendelkezett, melyet 28
jellegzetes tájátalakulási típusba soroltunk be. Egy ilyen folttörténet-típus például:
„homoki gyep_homoki gyep_szántó_szántó” átalakulás. Az egyes típusok azonos
vagy egymáshoz jellegében nagyon hasonló történetû poligonokat foglalják egybe,
s ezzel egyúttal a tájra legjellemzôbb folyamatokat képviselik.
7.2.C/ Ôsiségtérképek: a vegetációátalakulás térkép egyes kategóriáinak kiemelésével
szerkeszthetôk (pl. a terület ôsi homoki gyepjeinek térképe, ôsi láprétek térképe stb.)
(30. ábra).
7.2.D/ Predikciós térképek: a rekonstruált élôhelytérképek sorozatán láthatóvá vált
élôhelyátalakulási folyamatok alapján, a jelenlegi táj társadalmi-gazdasági, szociális
és természeti folyamatainak kellô ismerete mellett készíthetôk el.

Élôhelytérkép rekonstrukciók módszertani kérdései 97
29. ábra. A folttörténet-térkép, melyet rekonstruált élôhelytérképek összemetszésével
szerkesztettünk (Fülöpháza, részletesen Biró 2006).

98 Biró Marianna
30. ábra. A folttörténet térképbôl származtatott térkép, mely az ôsi homoki gyepeket ábrázolja
(Fülöpháza, részletesen Biró 2006).
Irodalom
BAGI I. 1994: Összefüggések a területhasználati módok és a potenciális vegetáció között a Tiszaalpári
medencében. Botanikai Közlemények 81: 112.
BAGI I. 1997: A vegetációtérképezés elméleti kérdései. Kandidátusi Értekezés. József Attila Tudományegyetem,
Szeged, Növénytani Tanszék, 102 pp.
BAGI I. 1998a: A Botrychium virginianum (L.) Sw. kunfehértói állományának eredetérôl. Kitaibelia
2: 199—208.
BAGI I. 1998b: A Zürich-Montpellier fitocönológiai iskola lehetôségei és korlátai a vegetáció dokumentálásában.
Tilia 6: 239—252.
BARCI A., GRÓNÁS V., PENKSZA K. 1996: A tihanyi táj változásai a századforduló óta. (Change
of Tihany region in this century ). Agrártörténeti Szemle 38: 298—316.
BARTHA S. 2003: A természetvédelmi kezeléseket megalapozó vegetációkutatásokról. Kézirat, Vácrátót.
48 pp.
BELUSZKY P. 2001: A Nagyalföld történeti földrajza. Dialog Campus Kiadó, Budapest-Pécs. 274 pp.
BERGLUND B. E. (ed.) 1991: The cultural landscape during 6000 years in southern Sweden. The
Ystad Project. Ecological Bulletin, 41. Coppenhagen, 495 pp.
BIRÓ M. 1998: A Duna-Tisza köze vegetációja a 18. században. (áttekintô térkép, eredeti méretarány
1: 100 000). In: Molnár Zs. (szerk.) 2003: A Kiskunság száraz homoki növényzete. TermészetBÚVÁR
Alapítvány Kiadó, Budapest, pp. 30.

Élôhelytérkép rekonstrukciók módszertani kérdései 99
BIRÓ M. 1999: A Dévaványa-Ecsegi-puszták táj- és élôhelytípusai a folyószabályozások elôtt. Kéziratos
térkép. In: Biró M, Széll A. 1999: A Dévaványa-Ecsegi-puszták botanikai, madártani,
tájtörténeti és általános természetvédelmi felmérése és értékelése, a hosszú távú kezelés alapozó
kutatása. Jelentés a Körös-Maros Nemzeti Park részére, Szarvas, 153 pp.
BIRÓ M. 2000: A folyószabályozás hatása a Dévaványai-sík tájátalakulására, tájhasználati és növényzeti
változásaira. In: Frisnyák S. (szerk.): Az Alföld történeti földrajza, Nyíregyháza, pp. 79—92.
BIRÓ M. 2003: A Gödöllôi-dombvidék Tájvédelmi körzet erdô- és tájhasználat-története. Kezelési
terv alapozó kutatása a Duna Ipoly Nemzeti Park részére, Budapest, 115 pp.
BIRÓ M. 2006a: A történeti térképekre alapuló vegetációrekonstrukció és alkalmazásai a Duna-
Tisza közén. Ph.D. értekezés. Pécs, Pécsi Tudományegyetem, Biológia Doktori Iskola.
BIRÓ M. 2006b: Történeti vegetációrekonstrukciók a térképek botanikai tartalmának foltonkénti
gazdagításával. Tájökológiai Lapok 4 (2): 357—384.
BIRÓ M. 2008: A Duna-Tisza köze fásszárú vegetációjának átalakulása a 18. század óta, különös
tekintettel a száraz homokterületekre. In: Kröel-Dulay Gy., Kalapos T., Mojzes A. (szerk): Talaj-vegetáció-klíma
kölcsönhatások. Köszöntjük a 70 éves Láng Editet. MTA Ökológiai és Botanikai
Kutatóintézete, Vácrátót, pp. 23—38.
BIRÓ M., ASZALÓS R. 1999a: A foltok lehatárolása és mérete. A térképezés jelkulcsa. In: Kun A.,
Molnár Zs. (szerk.): Élôhely-térképezés. A Nemzeti Biodiverztitás-monitorozó Rendszer kézikönyvsorozat
kötetei XI. pp. 47—49.
BIRÓ M., ASZALÓS R. 1999b: A terepmunka során készített anyagok archiválása, feldolgozása, az
élôhelytérképek és a teljes dokumentáció elkészítése. In: Kun A., Molnár Zs. (szerk.): Élôhelytérképezés.
A Nemzeti Biodiverztitás-monitorozó Rendszer kézikönyvsorozat kötetei XI. pp.
63—74.
BIRÓ M., GULYÁS GY. 1999: A Duna-Tisza köze tájhasználati- és élôhelytérképe a 19. században.
In: Molnár Zs. (szerk.) 2003: A Kiskunság száraz homoki növényzete. TermészetBÚVÁR Alapítvány
Kiadó, Budapest, pp. 32.
BIRÓ M., HORVÁTH F., BAGI I. 2009: Történeti térképek összemetszése: a folttörténet térkép. Tájváltozás
értékelési módszerei a XXI. Században c. konferenci abstraktkötete, Szeged 10. p.
BIRÓ M., HORVÁTH F., PAPP O., MOLNÁR ZS. 2008a: Historical landscape changes near Fülöpháza
in the Kiskunság. In: Kovács-Láng E., Molnár E., Kröel-Dulay Gy., Barabás S. (eds.):
The KISKUN LTER: Long-term ecological research in the Kiskunság, Hungary, Institute of
Ecology and Botany, Vácrátót, pp. 11—12.
BIRÓ M., LELLEINÉ KOVÁCS E., KRÖEL-DULAY GY. 2008b: A kiskunsági homokvidék tájökológiai
térképe. MTA ÖBKI — KNP, Vácrátót — Kecskemét.
BIRÓ M., MOLNÁR ZS. 1998: A Duna-Tisza köze homokbuckásainak tájtípusai, azok kiterjedése,
növényzete és tájtörténete a 18. századtól. Történeti Földrajzi Füzetek 5. pp. 1- 34.
BIRÓ M., MOLNÁR ZS. 2008: Vizes élôhely rehabilitáció elôkészítése történeti térképek felhasználásával
a Borsodi-Mezôség Tájvédelmi Körzet területén. In: Flachner Zsuzsanna, Kovács András,
Kelemen Éva (szerk.): A történeti felszínborítás térképezése a Tisza-völgyben. Budapest
pp. 81—83.
BIRÓ M., MOLNÁR ZS. 2009: Az Alföld erdei a folyószabályozások és az alföldfásítás elôtti évszázadban.
In: Kázmér M. (szerk): Környezettörténet. Az elmúlt 500 év környezeti eseményei
történeti és természettudományi források tükrében. Hantken Kiadó, Budapest. pp. 167—206.
BIRÓ M., MOLNÁR ZS., HORVÁTH F., RÉVÉSZ A. 2008c: Measuring habitat loss in the Kiskunság
based on historical and actual habitat maps. In: Kovács-Láng E., Molnár E., Kröel-Dulay Gy.,
Barabás S. (eds.): The KISKUN LTER: Long-term ecological research in the Kiskunság,
Hungary, Institute of Ecology and Botany, Vácrátót, pp. 13—14.

100 Biró Marianna
BIRÓ M., PAPP O., HORVÁTH F., BAGI I., MOLNÁR ZS., CZÚCZ B. 2006: Élôhelyváltozások az
idô folyamán. In Török K., Fodor L. (szerk.): A Nemzeti Biodiverzitás Monitorozás Eredményei
I. Élôhelyek, mohák és gombák. KvVM TVH, Budapest, pp. 51—66.
BIRÓ M., PAPP O., HORVÁTH F., MOLNÁR ZS., CZÚCZ B. 2006d: Élôhelyváltozások az idô folyamán.
In: Török K., Fodor L. (szerk.): A Nemzeti Biodiverzitás Monitorozás Eredményei I.
KvVM TVH, Budapest, pp. 51—66.
BIRÓ M., SZÉLL A. 1999: A Dévaványa-Ecsegi-puszták botanikai, madártani, tájtörténeti és általános
természetvédelmi felmérése és értékelése, a hosszú távú kezelés alapozó kutatása. Jelentés
a Körös-Maros Nemzeti Park részére, Szarvas, pp. 153.
BIRÓ M., TÓTH T. 1998: A 18—19. század vegetációjának rekonstrukciója az elmúlt ezer év tájhasználatának
tükrében a Hármas-Körös mentén. Crisicum I. Kôrös-Maros Nemzeti Park Igazgatóság
Idôszaki Kiadványa, Szarvas, pp. 18—34.
BORBÉLY A., NAGY, J. 1932: Magyarország I. Katonai Felvétele II. József korában. Térképészeti
Közlöny 2: 35—85.
BORHIDI A. 1984: A Zselic erdei. Dunántúli dolgozatok, Természettudományi sorozat 4. Pécs,
145 pp.
BOROS E., BIRÓ CS. 1999: A Duna-Tisza közi szikes tavak ökológiai állapotváltozásai. Acta Biol.
Debr. Oecol. Hung. 9: 81—105.
BÖLÖNI J. 2005: Többszempontú erdôtipológiai vizsgálatok a Tési-fennsík déli részén. Doktori
értekezés. Nyugat-Magyarországi Egyetem, Erdészeti és Vadgazdálkodási program, Sopron,
128 pp.
BÖLÖNI J., KUN A., MOLNÁR ZS. (szerk.) 2003: Élôhely-ismereti útmutató 2.0 (mmÁ-NÉR).
Kézirat, MTA ÖBKI, Vácrátót.
BÖLÖNI JÁNOS, MOLNÁR ZSOLT, KUN ANDRÁS ÉS BIRÓ MARIANNA 2007: Általános Nemzeti
Élôhely-osztályozási Rendszer (Á-NÉR2007), MTA ÖBKI, Vácrátót.
CHRISTENSEN, N. L. 1989: Landscape history and ecological change. Journal of Forest History
33: 116—124.
CSENDES L. 1980: Térképhistória. (Map-history) Magvetô, Budapest, 187 pp.
CSERHALMI D. 2010: Az Észak-Alföldi lápok vegetációváltozásainak vizsgálata távérzékelési módszerekkel.
Ph.D. értekezés, Gödöllô, SZIE, Környezettudományi Doktori Iskola. Védése folyamatban
van.
CSORBA P. 1996: Landscape-ecological change of the land use pattern on the east foothill area of
tokaj mountains (Hungary). Ecologia (Bratislava) 15: 115—127.
DARBY H. C. 1962: The problem of geographical description. Transactions of the Institute of British
Geographers 30: 1—14.
DEÁK J. Á. 2004: Aktuális és tájtörténeti élôhelytérképezés Csongrád környékén. Természetvédelmi
Közlemények 11: 93—105.
DÉNES A. 1996: Értékes vegetációfoltok a Keleti-Mecsek déli lábánál. Természetvédelmi Közlemények
3—4: 71—79.
DETREKÔI Á., SZABÓ GY. 1993: Bevezetés a térinformatikába. Nemzeti tankönyvkiadó, Budapest,
250 pp.
ELEK P. 1937: Gazdaságföldrajzi kutatások Szarvas és Szentes vidékén. A Magyar Társaság Falukutató
Intézete Kiadványa. 15 pp.
ERDÔSI F. 1976: A társadalom hatása a felszíndomborzatra, a vizekre és a klímára a Mecsek tágabb
környezetében. Kandidátusi értekezés, Pécs, 195 pp.
ERDÔSI F. 1978: Történelmi források és térképek szerepe a környezetben antropogén hatásra végbement
változások vizsgálatakor. Földrajzi Közlemények 2: 118—127.

Élôhelytérkép rekonstrukciók módszertani kérdései 101
FEKETE G. 1963: Erdôvegetáció-tanulmányok a Gödöllôi dombvidéken (A hûvöskontinentális erdôssztyepp
erdôinek összehasonlító növényföldrajzi vizsgálata). Kandidátusi értekezés. Budapest.
FEKETE G. 1985: A terresztris vegetáció szukcessziója: elméletek, modellek, valóság. In: Fekete
G. (szerk.): A cönológiai szukcesszió kérdései. Akadémiai Kiadó, Budapest.
FEKETE G. 1992: The holistic view of succession reconsidered. Coenoses 7: 21—30.
FEKETE G. 1999: A vegetációtérképezés: visszatekintés és hazai körkép. In: Kun A., Molnár Zs.
(szerk.) 1999: Élôhely-térképezés. A Nemzeti Biodiverztitás-monitorozó Rendszer kézikönyvsorozat
kötetei XI., Budapest, 91—104 pp.
FEKETE G., MOLNÁR ZS., HORVÁTH F. (szerk.) 1997: A magyarországi élôhelyek leírása és határozókönyve.
A Nemzeti Élôhely-osztályozási Rendszer. Természettudományi Múzeum, Budapest,
374 pp.
FÉNYES E. 1851: Magyarország Geográfiai Szótára. Pest, Kozma Vazul.
FIRBÁS O. 1963a: A Sopron megyei erdôk helyzete II. József korában. Soproni Szemle17: 236—
241.
FIRBÁS O. 1963b: A kalapos király országleírásainak erdészeti forrásértéke a Tanulmányi Erdôgazdaság
erdôinek tükrében. Az Erdô 4: 163—169.
FIRBÁS O. 1975: Szeged város erdôgazdálkodásának történetébôl. (Forestry management of the
city Szeged) In: Kolossváryné (szerk.) Az erdôgazdálkodás története Magyarországon. Akadémiai
Kiadó, Budapest, pp. 466—489.
FRISNYÁK S. 1990: Magyarország történeti földrajza. Tankönyvkiadó, Budapest.
GÁBRIS GY., MICZEK GY. 1999: A földhasználat változása a természeti tényezôk függvényében két
évszázad alatt egy mezôföldi községben. In: Füleki Gy. (szerk): A táj változásai a Kárpát-medencében.
GATE, Gödöllô, pp. 121—126.
HAJNAL K., KEVEYNÉ BÁRÁNY I. 1987: Geomorfológiai és növényföldrajzi vizsgálatok Kiskunhalas
környékén. 2. Alföld Ankét. Békéscsaba, pp. 269—289.
HAMBURG, S.P., SANFORD, R.L. 1986: Disturbance, Homo sapiens, and ecology. Bulletin of the
Ecological Society of America, 67: 169—171.
HARGITAI Z. 1940: Nagykôrös növényvilága. II. A homoki növényszövetkezetek. Bot. Közlem.
37: 205—240.
HERKE S. 1934a: A szegedi Fehér-tó talajviszonyai. In: Sajó E., Trummer Á. (eds.): A magyar szikesek.
— Pátria Nyomda, Budapest, pp. 145—165.
HERKE S. 1934b: Szódástalajú lecsapolt területeken végzett hasznosítási kísérletek. In: Sajó E.,
Trummer Á. (szerk.): A magyar szikesek. Pátria Nyomda, Budapest, pp. 300—347.
HORVÁTH F., CSONTOS P. 1992: Thirty year changes in some forest communities of Visegrad
Mts., Hungary. In: Teller A., Mathy P., Jeffers J. N. (eds): Responses of forest ecosystems to
environmental changes. London-New York, pp. 481—488.
HUSZÁR M. 1822: A Körösök és a Berettyó folyónak, valamint azok kiágazásának hidrográfiája.
Országos Levéltár, Budapest.
ILLYÉS ZS. 1997: Tájváltozási folyamatok Magyarországon. A területhasználat és a tájszerkezet
alakulása a honfoglalástól napjainkig. Kandidátusi értekezés. Kertészeti és Élelmiszeripari Egyetem,
Tájvédelmi Tanszék, Budapest.
JAKUCS L. 1955: Geobotanische Untersuchungen und die Karstaufforstung in Nordungarn. Acta
Bot. Hung. 2: 89—128.
JANKÓ A. 1990: Magyarország topográfiai térképezései 1863—1950. Doktori értekezés.
JUHÁSZ M. 2005: A Barcsi Borókás vegetációja és természetes erdôtársulásainak fitocönológiai
elemzése. PhD értekezés. Pécsi Tudományegyetem, Pécs, 96 pp.

102 Biró Marianna
JUHÁSZ NAGY P. 1979: A természetbúvár reneszánsza? In: Juhász Nagy P. 1993: Természet és
Ember. Gondolat, Budapest, pp. 19—25.
KÁZMÉR M. 2009: Geológia, archeológia és história — a környzettörténet forrásai. In: Kázmér M.
(szerk): Környezettörténet. Az elmúlt 500 év környezeti eseményei történeti és természettudományi
források tükrében. Hantken Kiadó, Budapest. pp. 11—20.
KENÉZ Á., SZABÓ M., SALÁTA D., MALATINSZKY Á., PENKSZA K. 2008: A pénzesgyôr-hárskúti
hagyásfás legelô tájtörténete és vegetációja.Folia Musei Historico-Naturalis Bakonyiensis 25.
pp. 7—18.
KEVEY B. 1995: Adatok a bükk (Fagus sylvatica L.) alföldi elterjedéséhez az atlanti kortól napjainkig.
Botanikai Közlemények 82/1—2, 9—23.
KIRÁLY G. 1999: Táj- és Erdôtörténeti adatok felhasználásának lehetôségei és jelentôsége vegetációértékelési
és erdômûvelési kérdések tisztázásában. Dokotri Szigorlati Dolgozat. Erdészeti
és Faipari Egyetem, Sopron.
KIRÁLY G. 2001: A Fertômelléki-dombsor vegetációja. Tilia X: 181—357.
KISS F. 1944: Harc az elemi csapásokkal a Duna-Tisza közi homokterületen. Erdészeti Lapok 83:
1—108.
KITAIBEL P. 1800: Útinapló. In: Gombocz E. (szerk.) 1945. Diaria Itinerum Pauli Kitaibelii I.
II., Természettudományi Múzeum, Budapest, 1083 pp.
KITAIBEL P. 1800: Útinapló. In: Lôkös L. (szerk.) 2001. Diaria Itinerum Pauli Kitaibelii III., Természettudományi
Múzeum, Budapest, 459 pp.
KLINGHAMMER I. 1997: A magyar térképészet Lázár deáktól napjainkig. Magyar Tudomány 9:
1037—1056.
KONKOLYNÉ GYÚRÓ É. 1990: A tájpotenciál és a tájhasználat összefüggései a Zempléni-hegységben.
Kandidátusi értekezés, 158 pp.
KONKOLYNÉ GYÚRÓ É. 1994: Tájtörténeti feltárás a tájvédelem szolgálatában a tokaj-hegyaljai
borvidék példáján. Észak- és Kelet-Magyarországi Földrajzi Évkönyv, pp. 209—214.
KONKOLYNÉ GYÚRÓ É. 1998: A tájpotenciál hasznosításának történeti változása a Zempléni-hegységben
(18—19. század). In: Frisnyák S. (szerk.): A Felvidék történeti földrajza, Nyíregyháza,
pp. 403—409.
KONKOLYNÉ GYÚRÓ É. 2008: Múlt ismerete nélkül értelmetlen jövôrôl gondolkodni. In: Flachner
Zs., Kovács A., Kelemen É. (szerk.): A történeti felszínborítás térképezése a Tisza-völgyben.
Budapest, pp. 59—61.
KORSÓS Z., KOVÁCS T., PÉCSI T. 2001: A Rákosi vipera. Fôvárosi Állat- és növénykert. Budapest,
67 pp.
KOVÁCS J. A. 1998: A Vindornya-láp aktuális vegetációja és élôhelyrekonstrukciós vizsgálata.
Kanitzia 6: 57—88.
KUN A., MOLNÁR ZS. 1999: Élôhely-térképezés. A Nemzeti Biodiverztitás-monitorozó Rendszer
kézikönyvsorozat kötetei XI., Budapest, 158 pp.
LERNER J. 1992: Térképészeti alapismeretek. ELTE, jegyzet. 240 pp.
LUKÁCS A., SZIGETVÁRI CS., BOTOS I., RÉV SZ. 2004: Tájtörténeti vizsgálatok és a tájrehabilitáció
lehetôségei a Nyírségben. Ifjú Botanikusok Baráti Köre és az E-misszió Természet és Környezetvédelmi
Egyesület, Nyíregyháza, 24 pp.
MAGYAR E. 1975: Az erdészettörténeti kutatás módszertani kérdéseirôl. Kézirat, 28 pp.
MAJER A. 1988: Fenyves a Bakonyalján. Akadémiai Kiadó, Budapest, 374 pp.
MARGÓCZI K. 2001: A vegetációtan természetvédelmi alkalmazása. Doktori Értekezés. Szegedi
Tudományegyetem, Ökológiai Tanszék, Szeged, 103 pp.
MOLNÁR G. 2003: A Tiszánál. Ekvilibrium Kiadó, 192 pp.

Élôhelytérkép rekonstrukciók módszertani kérdései 103
MOLNÁR ZS. 1997: The land-use historical approach to study vegetation history at the century
scale. In Tóth E., Horváth R. (eds.): International conference on Research, Conservation,
Management. Aggtelek, Conference Proceedings Vol. I./VII. pp. 345—354.
MOLNÁR ZS. 1998: Interpreting present vegetation features by landscape historical data: An example
from a woodland-grassland mosaic landscape (Nagykôrös-wood, Kiskunság, Hungary).
In K.J. Kirby and C. Watkins (eds.): The Ecological History of European Forests. CAB International,
pp. 241—263.
MOLNÁR ZS. 2007: Történeti tájökológiai kutatások az Alföldön. Ph.D. értekezés. Pécs, Pécsi Tudományegyetem,
Biológia Doktori Iskola.
MOLNÁR ZS., BARTHA S., BABAI D. 2008a: Traditional ecological knowledge as a concept and
data source for historical ecology, vegetation science and conservation biology: A Hungarian
perspective. In: Szabó P., Heidl R. (eds.): Human Nature: Studies in Historical Ecology and
Environmental History. Institute of Botany of the ASCR, Brno, pp. 14—27.
MOLNÁR ZS., BARTHA S., SEREGÉLYES T., ILLYÉS E., TÍMÁR G., HORVÁTH F., RÉVÉSZ A., KUN
A., BOTTA-DUKÁT Z., BÖLÖNI J., BIRÓ M., BODONCZI L., DEÁK JÓZSEF Á., FOGARASI P.,
HORVÁTH A., ISÉPY I., KARAS L., KECSKÉS F., MOLNÁR CS., ORTMANN-NÉ AJKAI A., RÉV
SZ. 2007: Concept, Development and Standardisation of a Hexagon Grid Based, Multilayered,
Landscape Ecological Field Vegetation Mapping (MÉTA-method). Folia Geobotanica
42: 225—247.
MOLNÁR ZS., BIRÓ M. 1995a: A Cserebökényi-puszták Tájvédelmi Körzet és környéke kezelésifenntartási
tervet megalapozó botanikai, madártani és általános természetvédelmi értékelése,
Körös-Maros vidéki Természetvédelmi Igazgatóság, Szarvas, 134 pp.
MOLNÁR ZS., BIRÓ M. 1995b: A kardoskúti Fehér-tó Természetvédelmi Terület kezelési tervet
alapozó botanikai felmérése és természetvédelmi értékelése, Körös-Maros vidéki Természetvédelmi
Igazgatóság, Szarvas, 121 pp.
MOLNÁR ZS., BIRÓ M. 1996: A Pitvarosi-puszták és környékük vegetáció- és tájtörténete. Kézirat,
Körös-Maros vidéki Természetvédelmi Igazgatóság, Szarvas, 58 pp.
MOLNÁR ZS., BIRÓ M. 1997: Vegetation history of the Kardoskút area (SE-Hungary) I.: History
of the steppes from the Middle Ages to the present. Tiscia 30: 15—25.
MOLNÁR ZS., BIRÓ M. 2001: A tervezett Dél-Ôrjegi Tájvédelmi Körzet botanikai és tájtörténeti
felmérése és értékelése. Kiskunsági Nemzeti Park Igazgatósága részére, Kecskemét. 166 pp.
MOLNÁR ZS., BIRÓ M. 2010: Botanikai célú történeti tájökológiai kutatások módszertana. In:
Szilassi P. (szerk.): xx
MOLNÁR ZS., BIRÓ M. ÉS BÖLÖNI J. 1999: Az élôhelytérképezés elôkészítése. p. 23—39. In: Kun
A., Molnár Zs. (szerk.): Élôhely-térképezés. A Nemzeti Biodiverzitás-monitorozó Rendszer
kézikönyvsorozat kötetei XI. 158 pp.
MOLNÁR ZS., BODNÁR M., BIRÓ M. 1996: A Borsodi-Mezôség Tájvédelmi Körzet kezelési terve,
Bükki Nemzeti Park Igazgatósága, Eger, 145 pp.
MOLNÁR ZS., BORHIDI A. 2003: Continental alkali vegetation in Hungary: syntaxonomy, landscape
history, vegetation dynamics, and conservation. Phytocoenologia 21: 235—245.
MOLNÁR ZS., BÖLÖNI J., FORGÁCH B., KEVEY B., KÓSA G., FRÁTER E., KERTÉSZ É., KIRÁLY G.,
LOCSMÁNDI CS., LÔKÖS L., PAPP B., BIRÓ M., PÁSZTOR E., RÉDEI T., RÉTHY ZS., TÍMÁR G.,
VASAS G., VIRÓK V. 1998a: A Fekete- és Fehér-Körös menti keményfás ligeterdôk történeti,
erdészeti és botanikai értékelése, jövôbeni természetvédelmi kezelésének koncepciója. Kutatási
jelentés, KMNP, Szarvas. 56 pp.

104 Biró Marianna
MOLNÁR ZS., BÖLÖNI J., FORGÁCH B., MOLNÁR A., FRÁTER E., KERTÉSZ É., KIRÁLY G., KÓSA
G., BIRÓ M. 2000: A Bélmegyeri Fás-puszta növényzetének története és mai állapota. Javaslatok
a természetvédelmi kezeléshez. Kutatási jelentés a Körös Maros Nemzeti Park részére,
Szarvas. 177 pp.
MOLNÁR ZS., BÜTTNER GY., TARACSÁK G., RÉVÉSZ A., HORVÁTH F. 2001: CORINE Élôhelytérképezés
(CÉT) 1:50 000. GIS adatbázis. MTA ÖBKI — FÖMI, Vácrátót, Budapest.
MOLNÁR ZS., FEKETE G., BIRÓ M., KUN A. 2008b: A Duna-Tisza közi homoki sztyepprétek történeti
tájökológiai jellemzése. In: Kröel-Dulay Gy., Kalapos T., Mojzes A. (szerk): Talaj-vegetáció-klíma
kölcsönhatások. Köszöntjük a 70 éves Láng Editet. MTA Ökológiai és Botanikai
Kutatóintézete, Vácrátót, pp. 39—56.
MOLNÁR ZS., GERGELY A. 2008: A Körtvélyesi-sziget élôhelyváltozásai. Tájökológiai Lapok 6
(3): 331—341.
MOLNÁR ZS., HORVÁTH F., KERTÉSZ M., KUN A. 1998b: A vegetáció térképezésének objektivitása.
Kitaibelia 3: 307—308.
NAGY D. 2003: Tájtörténeti kutatások a Gömör-Tornai-karszton I. A történelmi táj rekonstrukciója
az ANP környezetében az I-III. Katonai Felmérések alapján. Kutatások az Agteleki Nemzeti
Parkban. ANP Füzetek, Jósvafô. 43 pp.
NAGY D. 2008a: A Gömör-Tornai karszt történeti felszínborítása. ANP Füzetek V., Jósvafô.
NAGY D. 2008b: Történeti felszínborítás térképezése. In: Flachner Zsuzsanna, Kovács András, Kelemen
Éva (szerk.): A történeti felszínborítás térképezése a Tisza-völgyben. Budapest, pp. 7—39.
NAGY D. 2008c: Történeti felszínborítás térképezése a Tisza-völgyben. In: Flachner Zsuzsanna,
Kovács András, Kelemen Éva (szerk.): A történeti felszínborítás térképezése a Tisza-völgyben.
Budapest, pp. 40—61.
NAGY G. 2006: A Péteri-tó Természetvédelmi Terület mezôgazdasági hasznosítása és természetvédelmi
szempontú kezelése. Diplomamunka, Mosonmagyaróvár. 99 pp.
NOVÁK T. J. 2005: A vegetáció-változások értékelésének módszertani nehézségei — sziki gyepek
vizsgálata alapján. Debreceni Földrajzi Disputa. Debreceni Egyetem, Tájvédelmi és Környezetföldrajzi
Tanszék. Debrecen, pp. 143—155.
OROSZI S., BÖLÖNI J. 2002: Az erdôállomány történetére vonatkozó adatok felkutatása. In. Horváth
F., Borhidi A. (szerk.): A hazai erdôrezervátum kutatás célja, stratégiája és módszerei.
TermészetBÚVÁR Alapítvány Kiadó, Budapest, pp. 99—107.
OROSZI V. GY., KISS T. 2004: Környezeti változások vizsgálata a Maros hullámterének hazai szakaszán,
az 1800-as évektôl napjainkig In: Füleky Gy. (szerk.): Tájváltozások a Kárpát-medencében.
Környezetkímélô Agrokémiáért Alapítvány, Gödöllô, pp. 357—361.
ORTMANN-NÉ AJKAI A. 1999: Vízrendezés és a táj átalakulása a Drávamenti-síkságon. In: Füleki
Gy. (szerk): A táj változásai a Kárpát-medencében. GATE, Gödöllô, pp. 381—384.
PESTY F. 1864: Békés megye helynévtára. In: Jankovich B.D. 1983: Békés megye Pesty Frigyes
helynévgyûjtésében. Békéscsaba, 230 pp.
PETERKEN G., GAME M. 1984: Historical factors affecting the number and distribution of vascular
plant species in the woodlands of central Lincolnshire. Journal of Ecology, 72: 155—182.
PETIK A. 1784: Békés-vármegye leírása. Reprint Kiadás, 1961, Erkel Ferenc Múzeum, Gyula.
PICKETT S. T. A., PARKER V.T., FIEDLER P.L. 1992: The new paradigm in Ecology: Implications
for conservation biology above species level. In Fiedler P.L. and Jain S.K. (eds.): Conservation
biology. Chapmann and Hall, New York, London.
PICKETT, S.T.A. 1991: Long-term Studies: Past Experience and Recommendations for the Future.
In: Gisser, P.G. (ed.) Long-term Ecological Research. SCOPE, Johh Wiley and Sons.
RACKHAM O. 1994: History of the Countryside. Weidenfeld and Nicolson, London.

Élôhelytérkép rekonstrukciók módszertani kérdései 105
RACKHAM O. 2000: The history of the countryside. Phoenix press, London, pp. 445.
RAKONCZAY J. 1988: Az emberi tevékenység környezetre gyakorolt hatásainak vizsgálati lehetôségei
alföldi példákon. Alföldi Tanulmányok, pp. 59—77.
RAPAICS R. 1918: Az Alföld növényföldrajzi jelleme. Erdészeti Kísérletek 21: 1—164.
REED M. (ed.) 1984: Discovering Past Landscapes. Croom Helm, London-Canberra. 321 pp.
RUPRECHT E. 1999: A lápi vegetáció múltja és jelene a kolozsvári Malom-völgyben. Múzeumi Füzetek
8: 110—116.
SEREGÉLYES T., CSOMÓS Á. 1995: Hogyan készítsünk vegetációtérképeket. Tilia 1: 158—169.
SHEAIL J. 1983: The Historical Perspective. In: Warren A., Goldsmith F.B. (ed): Conservation
in perspective. John Wiley and sons Ltd, pp. 315—328.
SIPOSS V., KISS F. 2002: Living in the nature. WWF Hungary, Budapest, 24 pp.
SOÓ R. 1935: A pusztuló bátorliget. Természettudományi Közlöny 67: 14—21.
STANDOVÁR T., TÓTH Z., SIMON T. 1991: Vegetation of the Bátorliget Mire Reserve. In: Mahunka
S. (szerk.): The Bátorliget Nature Reserves — after forty years. Studia Naturalia 1:1,
Hungarian Natural History Museum, Budapest, pp. 360.
SZABÓ A., RUPRECHT E. 2004: Tájtörténet és botanika egy észak-mezôségi terület páldáján. In:
Fekete A. (szerk.): Az erdélyi táj kérdései. Mûvelôdés, Kolozsvár, pp. 95—101.
SZABÓ M., TÍMÁR G., GYÔRI H. 2004: A Csicsói-holtág (Alsó-Csallóköz) kialakulása és fejlôdése
— a tájhasználat és a vizes élôhelyek változásai. Tájökológiai Lapok 2(2): 267—286.
SZABÓ P. 2003: Woodland and forests in Medieval Hungary. PhD Dissertation in Medieval
Studies, CEU, Budapest.
SZABÓ P. 2008: Changes in woodland cover in the Carpathian basin. In: Szabó P., Heidl R.
(eds.): Human Nature: Studies in Historical Ecology and Environmental History. Institute
of Botany of the ASCR, Brno, pp. 106—115.
SZILASSI P. 2009: Tájtörténeti adatbázis kialakítása és néhány alkalmazási lehetôsége a Balaton vízgyûjtôjén.
In: Kázmér M. (szerk): Környezettörténet. Az elmúlt 500 év környezeti eseményei
történeti és természettudományi források tükrében. Hantken Kiadó, Budapest. pp. 207—222.
SZIRMAI O. 2008: Botanikai és tájtörténeti vizsgálatok a Tardonai-dombság területén. Ph.D. értekezés,
Gödöllô, SZIE, Környezettudományi Doktori Iskola. pp. 175
SZMORAD F. 1997a: A kôszegi lápok és az ôket körülvevô területek. Tilia: 274—276.
SZMORAD F. 1997b: A Soproni-hegység vegetációtérképezésének problémái és kezdeti eredményei.
Kitaibelia 2: 305—306.
SZÖVÉNYI P. 1997: A kôszegi lápok és az ôket körülvevô területek. Tilia 5: 274—276.
TATÁR S., SÁNDOR CS., ERCSÉNYI M., MILUTINOVITS L. 2006: Veresegyház és térsége tájtörténete.
Ember és természet kapcsolata az elmúlt két évszázadban. Tavirózsa Környezet és Természetvédô
Egyesület, Veresegyház, 28 pp.
TÍMÁR G. 2002: A Vendvidék erdeinek értékelése új nézôpontok alapján. PhD értekezés, Nyugat-
Magyarországi Egyetem, Sopron, 111 pp.
TÍMÁR G., ÓDOR P. 2002: Az Ôrségi Tájvédelmi Körzet erdôinek története. Kanitzia 10:
110—116.
TINYA F., TÓTH Z. 2005: A Bátorligeti Ôsláp Természetvédelmi Terület vegetációja és annak változása
az elmúlt 15 év során. Tájökológiai Lapok 3: 99—117.
TINYA F., TÓTH Z. 2007: Tájtörténeti vizsgálatok a Bátorligeti Ôsláp Természetvédelmi Területen
és környékén — Természetvédelmi Közlemények, 13: 37—46.
TÓTH Z. 2004: A Kerca-patak melléki rétek jelene és múltja (esettanulmány a természetvédelmi
célú kezelések megalapozásáhaoz). Tájökológiai Lapok 2(2): 313—339.

106 Biró Marianna
TÜRKE I., VARGA A., BIRÓ M., HORVÁTH D. 2006: Az elmúlt 250 év tájtörténeti eseményei a
Közép-Tisza vidékén. Környezettörténet 2006 konferencia elôadásainak összefoglalói. ELTE,
Hantken Kiadó, Budapest, pp. 94—95.
VAJK Ö. 2004: A Közép-Tisza hullámterének változása 220 év térképei és mérései alapján. In: Füleky
Gy. (szerk.): Tájváltozások a Kárpát-medencében. Környezetkímélô Agrokémiáért Alapítvány,
Gödöllô, pp. 281—283.
VIDÉKI R. 1993: A társadalmi beavatkozások hatása a Duna-Tisza köze geomorfológiai, vízrajzi,
növénytani viszonyaira. Kézirat, Kiskunfélegyháza, 34 pp.
WHITNEY G. 1994: From Coastal Wilderness to Fruited Plain. Cambridge University Press. Cambridge,
451 pp.
ZAGYVAI G. 2008: Tájtörténeti vizsgálatok cserháti mintaterületeken. Tájökológiai Lapok 6(1—2):
127—144.

Különbözó´ skálázású táji adatok és a
parlagok növényzete közti kapcsolat
Csecserits Anikó, Rédei Tamás, Kröel-Dulay György, Szabó Rebeka,
Szitár Katalin
1. Bevezetés
Magyarországon becslések szerint 300 000 — 350000 ha parlag keletkezett az elmúlt
50 év folyamán, ezen belül a Dunai Alföldön kb. 80 000 ha friss parlagot és
34 000 ha különbözô természetességû másodlagos gyepekké regenerálódott parlagot
találtak a MÉTA felmérés során, 2003—2004 között (Molnár et al 2007). Jelenleg
a nem naprakész földnyilvántartás miatt nincs ennél megbízhatóbb adatunk a parlagok
kiterjedésérôl, pedig a szántóföldi mûvelés felhagyása, azaz parlagok keletkezése
és az egyik legfontosabb ma is zajló tájváltozási folyamat. A felhagyott szántók,
szôlôk spontán módon átalakulhatnak természetközeli gyepekké, erdôkké vagy ezek
keverékévé, de nagyon gyakori, hogy erdészeti ültetvényeket telepítenek rájuk. Általában
a parlagok, azon belül a parlagokon kialakuló növényzet megítélése kettôs:
egyrészt „gazos”, „gyomos” területnek tartják, amely mindenképp valamiféle kezelést
igényel, ugyanakkor megjelenik már az a szemlélet is, amely a nem mûvelt területekre
úgy tekint, mint a természetes növényzet regenerálódásának helyére (Hunziker
1995, Benjamin et al 2007). Mindkét megközelítésben van igazság, hiszen a parlagokon
számos nem ôshonos, özöngyom jellegû faj találja meg az életfeltételeit
(Botta-Dukát et al 2008, Csecserits 2009); ugyanakkor arra is találunk akár Magyarországon,
akár a világ más régióiban példát, hogy a felhagyott területeken fajgazdag,
az eredetihez hasonló vegetáció alakul ki (pl. Baráth 1963, Prach, Pysek
2001, Csecserits, Rédei 2001, Hölzel et al 2002, Somodi et al. 2004, Ruprecht
2006, Malatinszky et al 2008). Fontos ismernünk tehát, hogy a parlagokon kialakuló
vegetáció összetételét mi befolyásolja, mert így meglapozottabban lehet dönteni
egy-egy parlagterület további kezelésérôl, a kezelés szükségességérôl is.
A spontán másodlagos szukcesszió folyamatát már régóta vizsgálják felhagyott
szántókon mind Észak-Amerikában, mind Európában (összefoglaló: van Andel et
al 1993, McCook 1994, Virágh 2000), így a mérsékelt övi parlagszukcesszió általános
folyamata viszonylag ismernek tekinthetô. A kezdeti fázisra az egyéves fajok
tömeges elôfordulása jellemzô, de már az elsô években megjelennek az évelô lágyszárúak
és a fásszárú fajok is, melyek viszonylag gyorsan, 5—10 év alatt dominánssá

108 Csecserits A., Rédei T., Kröel-Dulay Gy., Szabó R., Szitár K.
válhatnak (Grime 1979, Myster, Pickett 1988). Bár a legtöbb mérsékelt övben végzett
parlagszukcesszió-kutatás eredménye alkalmazható hazánkban is, fontos különbség,
hogy Magyarország egy része nem a mérsékelt övi lombhullató erdô-övben
fekszik, hanem az erdôssztyepp zónában (Zólyomi 1989), így a szukcesszió végállapota
sem feltétlenül zárt erdô. A szukcesszió során a kialakuló növényzet faji
összetétele sok tényezôtôl függ (Prach és Rehounková 2006). Ilyen tényezôk lehetnek:
a felhagyás elôtti utolsó vetemény (Myster, Pickett 1990, 1994, Keever
1979), a felhagyás óta eltelt idô, a parlag kiterjedése és a táji környezet (Zobel 1997,
Poschlod, Bonn 1998). E tényezôk közül a táji környezet szerepét még viszonylag
kevesen vizsgálták (Cook et al 2005), és egyelôre hazánkban sem állnak rendelkezésre
átfogó vizsgálati adatok. Több nyugat-európai vizsgálat is kimutatta, hogy az
eredeti, egykori vegetációhoz képest fajszegény és a jelenlegi környezeti feltételek
alapján várható, azaz potenciális vegetációtól eltérô növényzet kialakulásának gyakran
a környezô táj összetétele és az eredeti vegetáció fajainak a táj összetételébôl következô
propagulum-limitáltsága az oka (Primack, Miao 1992, Tilman 1997,
Stampfli, Zeiter 1999, Hobbs et al 2006).
Szerencsére Magyarországon bôven van lehetôség arra, hogy megismerjük az erdôssztyepp
zónában lévô parlagokon kialakuló spontán vegetációt, mivel ezeken a
területeken sokszor nincs, vagy csak kismértékû az emberi beavatkozás (pl. enyhe
legeltetés). Továbbá a táji környezet is elég változatos lehet akár egy régión belül is,
mint amilyen például a Kiskunság. Itt nagyjából azonos környezeti feltételek mellett
lehet találni döntôen (1) mezôgazdasági hasznosítás által dominált, (2) döntôen
erdészeti ültetvények uralta, valamint (3) nagy kiterjedésû természetközeli élôhelyekkel
jellemezhetô tájakat is.
A táji környezet összetételének és szerkezetének fontos szerepét számos állatcsoporton
végzett vizsgálat kimutatta már (Báldi et al 2004, Devictor, Jiguet 2007,
Erdôs 2007), amely vizsgálatokban a Corine Land Cover 50 (CLC50) térképet
használták alapadatként. A CLC 50 térkép 1988—1989 közt készült SPOT—4 mûholdfelvételek
fotóinterpretációja alapján készült; az ország teljes területét lefedi és
mintegy 79, az egész országra vonatkozó földhasználati osztályt (felszínborítási típust)
tartalmaz (Büttner et al 2002). A térképek területi felbontása 4 ha, így elsôsorban
nagyobb léptékû, durvább elemzésekre alkalmasak. Ez a térkép azonban számos
élôlény folthasználatához képest durva léptékû és valószínûleg a természetközeli
élôhelyek esetében nem elég részletes kategória-rendszerrel bír. Kérdésünk volt,
hogy egy általános összefüggés vizsgálata esetén más eredményt kapunk-e, ha az
1:50 000 felbontású CLC50-et vagy egy saját fejlesztésû, ennél részletesebb élôhelytérképet
használunk. (Kiskun-LTER, Rédei et al. 2008). A Kiskun-LTER mintaterület-hálózat
élôhelytérképei 2005-ben készült légifotók (forrás: FÖMI) és terepi
ismeretek alapján készültek és 34, kiskunsági viszonyokra alkalmazott élôhelykategóriát
különítettünk el benne. A térkép készítésekor 5 m széles vonalas objektum

Különbözô skálázású táji adatok és a parlagok növényzete közti kapcsolat 109
vagy 0,25 ha (50x50 m) nagyságú folt volt a legkisebb elkülönített egység. Az élôhelytérkép
kategóriái a következô nagyobb csoportokba voltak sorolva: mesterséges,
agrár, féltermészetes, természetes és vizes élôhelyek (Rédei et al 2008). A vizsgálat
egyik célja az volt, hogy megállapítsuk, hogyan határozza meg a parlagok körüli jelenlegi
tájhasználat és a tájban még jelen levô fajkészlet a Duna—Tisza közi Homokhátság
száraz, meszes talajú parlagjain kialakuló növényzet fajkészletét.
A parlagok növényzetét és a szukcesszió sikerét leggyakrabban az átlagos fajszámmal
szokták jellemezni, de ez a mérôszám sokszor nem ad jó képet a növényzet
tényleges állapotáról (Bartha 2001). A természetvédelem és más területhasználók
számára is fontosabb információ, hogy az adott parlagon mennyire természetközeli
a növényzet. Ezt a jelen munkánkban két mérôszámmal, a jellegzetes fajok és a neofiton
fajok számával írjuk le. A vizsgálat egyik célja a 3 lehetséges mérôszám (teljes
fajszám, jellegzetes fajok, neofiton fajok) felhasználhatóságának bemutatása. A vizsgálat
másik célja pedig az volt, hogy megállapítsuk, hogyan határozza meg a parlagok
körüli jelenlegi tájhasználat és az ennek következtében a tájban még jelen levô
fajkészlet a Duna-Tisza közi Homokhátság száraz, meszes talajú parlagjain kialakuló
növényzet fajkészletét. A tájhasználatot két adatbázis alapján jellemeztük: CLC50
és a Kiskun-LTER 2005-ös élôhelytérképei (KLT2005). Egy mintaterület CLC 50
térképét az 1. ábra, KLT2005 térképét a 2. ábra mutatja be.
1. ábra. Corine élôhelytérkép a fülöpházi 5x5 km-es mintatreületen.

110 Csecserits A., Rédei T., Kröel-Dulay Gy., Szabó R., Szitár K.
2. ábra. Saját élôhelytérkép a fülöpházi 5x5 km-es mintatreületen.
Az itt bemutatott vizsgálat kérdései tehát a következôk voltak:
1. Van-e különbség a parlagok és a szántók, illetve természetközeli gyepek és erdôk
közt a teljes fajszám, a jellegzetes fajok száma/borítása és a neofita fajok
száma/borítása tekintetében a Kiskunság száraz homoki területén?
2. A parlagokat leíró 3 mérôszám közül van-e olyan, amely függ a parlagok
körüli táji környezet összetételétôl?
3. A táji környezetet leíró két adatbázis (CLC50 és KLT2005) közül melyik
szolgáltatja a jobb modellt a táji környezet hatásának leírására?
2. Anyag és módszer
Mintavétel
A Duna — Tisza közén 16 db, egyenként 25 km 2 területû mintanégyzetet jelöltünk
ki a NKFP 6—0013/2005 számú kutatási program keretében, amelyek repre-

Különbözô skálázású táji adatok és a parlagok növényzete közti kapcsolat 111
zentálják a tájhasználat módjának és intenzitásának regionális változatosságát (Rédei
et al 2008). Ez a mintaterület-hálózat része a hosszú távú tájökológiai kutatás
céljából létesült Kiskun-LTER hálózatnak (Kovács-Láng et al 2008). A mintanégyzetekben
lehetôség szerint egyenletesen elosztva minden fontosabb száraz homoki
élôhelyen 20x20m-es növényzeti felvételt készítettünk, összesen 605 db-ot. Ezek közül
a jelen vizsgálatban a parlagokon készített 161 felvételt használtuk az elemzés
céljára. A parlagokat a rendelkezésre álló légifotók alapján, a felhagyás lehetséges
ideje szerint 3 korcsoportba soroltuk (1: 1—7 éve felhagyott, 2: 8—20 éve felhagyott,
3: 21—40 éve felhagyott). A parlag aktuális növényzeti borítottsága, a parlag növényzetének
szukcessziós állapota alapján pedig 3 típust különítettünk el: fiatal szukcessziós
állapotú parlag (AR — agrár ruderális), zárt másodlagos gyeppel borított
parlag (MZ — másodlagos zárt) és nyílt másodlagos gyeppel borított parlag (MN —
másodlagos nyílt). Fiatal parlagnak tekintettünk egy területet, ha a növényzet
összborításának több, mint 60%-át egyéves fajok alkották; zárt másodlagos gyepnek
tekintettünk egy területet, ha a területen a növényzet összborítása nagyobb volt,
mint 50% és a borításnak több, mint 60%-át évelô fajok alkották; és nyílt másodlagos
gyepnek, ha a terület növényzet összborítása kisebb volt, mint 50%, de ennek
a növényzeti borításnak több, mint 40%-át évelôk alkották.
Növényzeti változók
A parlagok szukcessziójának megítélésekor 5 változót használtunk: az egyes felvételekben
talált teljes fajszámot, a jellegzetes fajok számát és relatív borítását, valamint
a neofiton, azaz 1500 után behurcolt növényfajok (Botta-Dukát et al. 2004)
fajszámát és borítását. A jellegzetes fajok definíciójához ugyanezen mintavétel keretében
készített 166 természetes homoki élôhelyen készült felvételt használtunk:
azokat a fajokat tekintettük jellegzetes fajnak, melyek a legalább 10 természetes élôhelyen
készült felvételben 1%-os borítást értek el és biztosan nem neofiton faj. 50
db ilyen fajt találtunk, melyek közül az elsô 5 leggyakoribb a következô fajok voltak:
Populus alba, Festuca vaginata, Carex liparicarpos, Stipa borysthenica, Poa pratensis agg.
A különbözô korú parlagok és szántók, illetve természetközeli gyepek és erdôk
jelenlegi növényzetét ez alapján az 5 növényzeti változó alapján Kruskal-Wallis
teszttel hasonlítottuk össze (Sokal-Rohlf 1981, Statsoft 2005). A táji környezettel
való kapcsolat vizsgálatakor a teljes fajszámot, valamint a jellegzetes és neofiton fajok
fajszámát használtuk.
Táji környezetet leíró változók
A parlagfelvételek körüli táji környezet minôségét két forrás alapján becsültük:
a Corine Felszínborítási térkép (CLC50) és a mintanégyzetekben általunk készített
élôhelytérkép (Rédei et al 2008) alapján. Az elemzés során a különbözô CLC 50
felszínborítási típusokat 4 kategóriába vontuk össze, alapvetôen a kategóriák termé-

112 Csecserits A., Rédei T., Kröel-Dulay Gy., Szabó R., Szitár K.
szetességét figyelembe véve (1. táblázat). A Kiskun-LTER mintaterület-hálózat számára
készült élôhelytérképek esetén az élôhelytérkép kategóriáit a következô nagyobb
csoportokba vontuk össze: természetes erdô, természetes gyep, másodlagos
gyep, ruderális terület és egyéb élôhelyek (2. táblázat).
ArcGIS Toolbox (ESRI 2007) segítségével minden felvételi pont körül meghatároztuk
az összevont élôhelytípusok kiterjedését, a felvételi pont körüli 50—100—
150—200—250—300—350—400—450—500m sugarú körben. A modellépítés során alkalmazott
távolságot a McFadden pszeudo-R 2 (Scott 1997) maximális értéke alapján
kiválasztottuk ki. A McFadden pszeudo-R 2 a modell illeszkedésének jóságát méri,
értelmezése hasonló az R 2 -hez (determinációs koefficiens), vagyis a modell által magyarázott
variancia arányát méri, de nem csak normális eloszlás esetén alkalmazható,
ezért választottuk.
1. táblázat. A CLC50 alapján készített,
a vizsgálat során felhasznált élôhelykategóriák.
Összevont élôhely-kategória Corine LC 50 kód
Agrár 2111, 2112, 2221, 2421, 22111, 22112, 24221, 24222
Ültetvény 3111, 3115, 3125, 3139, 3241
Természetközeli élôhely 2311, 2312, 3211, 3212, 3243, 3331
Vegyes 2431, 2432, 2433, 2435,
2. táblázat. A Kiksun LTER élôhelytérkép alapján készített,
a vizsgálat során felhasznált élôhelykategóriák
Összevont élôhely-kategória Élôhelytérkép kategóriái
Természetközeli gyep Nyílt gyep, zárt gyep
Természetközeli erdô Zárt tölyges, pusztai tölgyes, zárt nyaras, nyaras-borókás,
fehér nyaras, spontán cserjés
Másodlagos gyep
Nyílt másodlagos gyep, zárt másodlagos gyep
Agrár
Szántó, szôlô, fiatal parlag
Modellépítés
A parlagok növényzetét leíró változókra általánosított lineáris modellt illesztettünk,
ahol a prediktorok a parlag kora, típusa és az egyes fô tájhasználati típusok
százalékos aránya volt az elôzetesen megállapított legmegfelelôbb távolságon belül.
A prediktorok hozzájárulását a modellhez a teljes modell és az egyes prediktorok kihagyásával
nyerhetô modellek összehasonlításával vizsgáltuk meg. A modellépítést
elvégeztük mind a CLC50, mind a Kiskun-LTER mintaterület-hálózat számára készített
élôhelytérkép alapján nyert táji változókra. Végül a két térkép alapján felépített,
ugyanazon változókra vonatkozó modelleket Akaike információs kritérium

Különbözô skálázású táji adatok és a parlagok növényzete közti kapcsolat 113
(AIC) szám alapján hasonlítottuk össze (Crawley 2007, Reiczigel et al 2008). Az
AIC modellek jóságának megítélésére használt, egyre jobban elterjedô ún. információs
kritérium, mely a modell likelihod értékét és a paraméterek, azaz prediktorok
számát veszi vigyelembe. Minél kisebb az AIC értéke, annál jobbnak tekinthetô a
modell (Reiczigel et al. 2007).
3. Eredmények
A parlagok fajkészlete más élôhelyekhez képest
A parlagok három típusának teljes fajszámát összehasonlítottuk a szántón, szôlôben
valamint természetes élôhelyeken készült felvételek fajszámával és azt találtuk,
hogy mindhárom parlagtípus fajszáma szignifikánsan nagyobb a két agrár élôhely
felvételeiben talált átlagos fajszámnál, de nem különbözik a természetes élôhelyek
átlagos fajszámától (3. ábra).
3. ábra. Teljes fajszám parlagokon, mûvelt területeken és természetes élôhelyeken.
AS: szántó, AG: szôlô-gyümölcsös,1, 2, 3: parlagok korcsoportja, TN: természetes nyílt gyep,
TZ: természetes zárt gyep, TF: természetes nyaras, TT: természetes homoki tölgyes.
A jellegzetes fajok fajszáma és borítása parlagokon viszont már nemcsak az agrár
élôhelyekétôl tér el — nagyobb annál —, hanem a természetes élôhelyektôl is — kisebb
(4. ábra).

114 Csecserits A., Rédei T., Kröel-Dulay Gy., Szabó R., Szitár K.
4. ábra. Jellegzetes fajok száma és borítása parlagokon, mûvelt területeken és természetes
élôhelyeken. AS: szántó, AG: szôlô-gyümölcsös,1, 2, 3: parlagok korcsoportja,
TN: természetes nyílt gyep, TZ: természetes zárt gyep, TF: természetes nyaras,
TT: természetes homoki tölgyes.

Különbözô skálázású táji adatok és a parlagok növényzete közti kapcsolat 115
Hasonló eltérést tapasztaltunk, csak épp fordított irányút a neofiton fajok fajszáma
és borítása esetén is (5. ábra).
5. ábra. Neofiton fajok száma és borítása parlagokon, mûvelt területeken és természetes
élôhelyeken. AS: szántó, AG: szôlô-gyümölcsös, 1, 2, 3: parlagok korcsoportja,
TN: természetes nyílt gyep, TZ: természetes zárt gyep, TF: nyaras,
TT: természetes homoki tölgyes

116 Csecserits A., Rédei T., Kröel-Dulay Gy., Szabó R., Szitár K.
Parlagok és táji környezetük
A CLC 50 térképbôl származtatott táji változók használatakor a teljes fajszám
esetén a 450m, a jellegzetes fajok száma esetén a 450 m, míg a neofiton fajok száma
esetén a 350 m bizonyult a legjobb távolságnak (6. ábra).
6. ábra. McFadden-pszeudoR 2 értéke a Corine landcover térképbôl származtatott táji változók
és a vizsgált 3 növényzeti változó közti kapcsolatot leíró modellekben.
A modellszelekció alapján a parlagok teljes fajszáma csak a parlag típusától és
korától függ: fiatal parlagon kevesebb a növényfaj. A jellegzetes fajok száma viszont
a parlag típusa és korcsoportja mellett a az agrár élôhelyek és erdészeti ültetvények
kiterjedésétôl függ: ahol több az ilyen élôhely a parlag közelében, ott kevesebb faj
található a parlagfelvételekben (3. táblázat). A neofiton fajok száma csak a parlagok
korcsoportjától függött, attól is csak kis mértékben (p=0,05989), idôsebb parlagokon
kevesebb neofiton faj található.
3. táblázat. GLM modell eredménye.
Modell
Szigniikáns Prediktorok
Prediktorok
száma AIC-
(a) Válasz változó: teljes fajszám 1076
CLC50 Tipus: p=1,29*10 —7 ; korcsop*tipus:p=0,0497 15 1048
KLT2005
Típus: p=3,37*10 —6 ; Tgyep400*korcsop:
p=0,03823; korcsop*típus: p=0,01341;
Tgyep400*tipus: p=0,02189
15

Különbözô skálázású táji adatok és a parlagok növényzete közti kapcsolat 117
Modell
Szigniikáns Prediktorok
Prediktorok
száma AIC-
(b) Válasz változó: jellegzetes fajszám
CLC50
AgrarT450:p=0,00113, ültT450:p=0,01161;
korcsop p_2,85*10 —5 ; korcsop*típus:p=0,00335
15 884
Tgyep:p=0,00026; korcsop:p=2,48*10 —7 ;
KLT2005 típus:p=1,55*10 —8 ; Tmás500*korcsp:p=0,0019; 15 888
Tgyep500*típus:p=0,0461
(c) Válasz változó: neofiton fajszám
CLC50 Korcsop: p=0,05989 15 543
KLT2005 Korcsop: p=0,0027 15 533
A Kiskun-LTER (KLT2005) térképbôl származtatott táji változók használatakor
a távolságszelekció alapján a teljes fajszám esetén a 400m, a jellegzetes fajok száma
esetén az 500 m, míg a neofiton fajok száma esetén a 350 m bizonyult a legjobbnak
(7. ábra).
7. ábra. McFadden-pszeudoR2 értéke a Kiskun_LTER térképbôl származtatott táji változók
és a vizsgált 3 növényzeti változó közti kapcsolatot leíró modellekben.
A modellszelekció alapján a parlagok teljes fajszáma a parlag típusától, valamint
korcsoportjától függ: fiatal parlagon kevesebb a növényfaj. A természetközeli gyepeknek
is volt pozitív hatása, bár az elsôfajú hiba viszonylag nagy. A jellegzetes fajok
száma a parlag típusa és korcsoportja mellett a természetközeli gyepek kiterjedésétôl

118 Csecserits A., Rédei T., Kröel-Dulay Gy., Szabó R., Szitár K.
is függ (8. ábra). A neofiton fajok száma csak a parlagok korcsoportjától függött, de
viszonylag erôsebben, mint a CLC50 térkép esetén (p=0,002791): idôsebb parlagokon
kevesebb neofiton faj található (3. táblázat).
8. ábra. A jellegzetes fajok számának predikciója a GLM model alapján.
Összehasonlítva a két térképbôl származtatott táji változókkal készített modellek
AIC szintjét, nagyon kis eltérést találunk (teljes fajszám CLC50 AIC: 1076, KLT
AIC: 1048, jellegzetes fajok száma CLC50 AIC: 884, KLT AIC: 888, neofiton fajok
száma: CLC50 AIC: 543, KLT AIC: 533).
4. Megvitatás
Parlagokon kialakult növényzet
Számos vizsgálathoz hasonlóan jelen vizsgálatunk is kimutatta, hogy a növényfajok
betelepedése a parlagokra igen gyors folyamat, pár év alatt a területegységre
jutó növényfajok száma megegyezik a természetes élôhelyeken tapasztalhatóval (Bazzaz
1975, Pickett 1982). Ugyanakkor ezek a fajok nem teljesen azonosak a természetközeli
élôhelyek fajaival: mind a jellegzetes fajok száma és borítása, mind a neofiton
fajok száma és borítása eltér. Ennek az eltérésnek többféle oka lehet: (1) a
szukcessziós folyamat még nem fejezôdött be, a növényközösség kialakulása még 50
év elteltével is zajlik (2) a jelenlegi parlagok abiotikus és biotikus környezete nem
egyezik meg a természetközeli élôhelyekével, ezért rajtuk új közösségek alakulnak ki

Különbözô skálázású táji adatok és a parlagok növényzete közti kapcsolat 119
(Hobbs et al 2006) (3) a régebben felhagyott parlagok még más táji környezetben
kezdtek el regenerálódni, emiatt különböznek a fiatalabb parlagoktól (Bartha S.
szóbeli közlés, De Blois et al 2001, Novák et al 2009). Valószínûleg ez a három lehetséges
ok egymástól nehezen szétválasztható, sôt inkább egymást erôsíti. A parlagok
további megítélésekor mindenképpen figyelembe kell venni, hogy a regeneráció
környezeti feltételei folyamatosan változnak, elég csak a klímaváltozásra gondolni,
ezért a regenerációval kapcsolatos elvárásainkat is ennek megfelelôen kell kialakítani.
Nem lehet ma már azt várni, hogy az egykori, ma már csak kis kiterjedésben
meglévô természetközeli élôhelyek tökéletesen regenerálódjanak, azaz a parlagokon
ezekkel teljesen megegyezô fajkészletû és szerkezetû növényközösségek alakuljanak
ki (Williams, Jackson 2007, Hobbs et al 2009). Ugyanígy nem lehet a regeneráció
„sikertelenségének” tekinteni, ha a parlagokon néhány nem ôshonos faj is beépül a
közösségbe, amennyiben ennek ellenére e kialakuló növényzet fajgazdag és zömében
ôshonos fajok alkotják.
Mind a jellegzetes fajok száma és borítása, mind a neofiton fajok száma és borítása
a parlagokon, összehasonlítva a kiindulási állapotot jelentô szántókkal, illetve
a potenciális végállapotot jelentô természetes élôhelyekkel, jól mutatják a parlagok
köztes helyzetét. Emiatt véleményünk szerint ezek a növényzeti változók bármelyike
alkalmasabb jellemzôje a parlagokon kialakuló növényközösségeknek, mint a teljes
fajszám.
A táji környezet szerepe
A parlagok és táji környezetük közti kapcsolat vizsgálatakor azt találtuk, hogy a
parlagok jellegzetes fajok számán keresztül mért sikeres regenerációját legjobban a
durva skálán mért koruk és a parlagok körüli 350 m-en belüli körben lévô természetes
gyepfoltok kiterjedése határozza meg. A jellegzetes fajok, melyek természetvédelmi
szempontból értékes és általában élôhely-specialista fajok nagyobb számban
azokon a parlagokon jelentek meg, amelyek 350 m-es körzetében a nagyobb a természetközeli
gyepek kiterjedése. Jelenleg az Alföldön a természetközeli erdôk kiterjedése
már olyan alacsony, hogy azt a CLC 50 nem is tudja elkülöníteni, a Kiskun-
LTER élôhelytérképen is csak kis foltokban jelenik meg, és hatásuk a parlagregenerációra
vizsgálatunk szerint nem kimutatható. Az egykori erdôssztyepp vegetációnak
jelenleg csak a gyep komponensen maradt meg nagyobb kiterjedésben, így természetes
is, hogy a regeneráció is ezekrôl a területekrôl zajlik.
A neofiton fajok számát mind a CLC 50, mind a KLT alapján képzett táji változókat
modell szerint csak a parlag korcsoportja határozza meg. Ennek több lehetséges
magyarázata is van, melyek vagy a parlagok korától függô korlátozott betelepülést
vagy eltérô kompetíciós viszonyokat veszik figyelembe. (1) A neofiton fajok
mindig kiszorulnak az idôs parlagokról, táji környezettôl függetlenül, azaz kompetitív
kizárás történik, a szukcesszió késôi stádiumában domináns fajok a neofiton fa-

120 Csecserits A., Rédei T., Kröel-Dulay Gy., Szabó R., Szitár K.
joknál versenyképesebbek. Valószínûleg ez a neofiton fajok egy részére igaz lehet,
leginkább a zavarást igénylô, egyéves fajokra. (2) A jelenlegi tájban mindenhol egyformán
sok a neofitonok propagulum forrása (Novák et al 2009), de a betelepedésük
csak fiatal parlagon nagymértékû, azaz az idôs parlagok „ellenállnak a táji nyomásnak”.
Ez a magyarázat, azaz a parlagok korától függô korlátozott betelepülés is
fôleg a zavarást igénylô, egyéves életformájú neofitonokra lehet igaz, mint amilyen
például a parlagfû (Csecserits 2009). (3) Az idôs parlagok regenerációjának kezdeti,
sok fajbetelepedéssel jellemezhetô szakasza még más táji környezetben zajlott, mint
a mostani fiatal parlagoké, azaz 30—50 évvel ezelôtt kevesebb neofiton faj volt a kiskunsági
tájban (Bartha szóbeli közlés). Ez magyarázhatja az évelô neofiton fajok
eltérô mértékû jelenlétét a különbözô korú parlagokon, mint amilyen például az
évelô, klonális Asclepias syriaca.
A Corine LC50 és a Kiskun-LTER élôhelytérkép összevetése
A CLC 50 és a KLT térkép alapján képzett táji változókat alkalmazó modelleket
összehasonlítva nem látható jelentôs különbség az AIC értéke alapján. Valószínûleg
a vizsgálat során alkalmazott kategória-összevonások, amelyek a modellépítés során
voltak szükségesek, tették „hasonlóvá” a két térképbôl képzett táji változókat. A regenerációt
jellemzô és táji környezetre érzékeny komponens, a jellegzetes fajok száma
a természetközeli gyepek kiterjedésétôl függött. A természetes gyepek pedig
mind a CLC50, mind a KLT módszertanával jól elkülöníthetôk. Jelen vizsgálatunk
alapján — a várttal ellentétben — a másodlagos élôhelyeknek, mint amilyenek a parlagok,
nem kimutatható a szerepe a parlagszukcesszióban. Ennek egyrészt az lehet
az oka, hogy a kiterjedésük nem elég nagy, nem szolgálnak elég nagyszámú propagulummal,
másrészt a hatásuk esetleg a most fiatal vagy jövôben felhagyandó területeken
lesz érzékelhetô. A további kutatásaink egyik iránya, hogy megvizsgáljuk
részletesebben, mely fajokra, fajcsoportokra van hatása az egyes élôhelytípusok kiterjedése,
illetve ugyanilyen szemléletû vizsgálat milyen eredményt ad más élôhelyek
esetében.
5. Végkövetkeztetések (konklúzió)
Vizsgálatunk alapján elmondható, hogy nagyobb léptékû parlagregeneráció becslésére
a Corine Landcover 50 is alkalmas lehet a Kiskunságban, mivel a regeneráció
szempontjából fontos megmaradt természetközeli gyepeket jól reprezentálják. A
parlagok további megítélésekor mindenképpen figyelembe kell venni, hogy fajgazdag,
a természetes élôhelyek sok jellegzetes faját tartalmazó növényközösség alakul
ki rajtuk. Annak ellenére, hogy jelenlegi növényzetük nem azonos teljes mértékben
az eredetivel, sôt valószínûsíthetô, hogy nem is lesz azonos (Hobbs 2006, Williams,

Különbözô skálázású táji adatok és a parlagok növényzete közti kapcsolat 121
Jackson 2007), a parlagok és a rajtuk zajló spontán szukcessziós folyamatok mindenképpen
értéknek tekinthetôk és beilleszthetôk a jelenlegi tájhasználat-tervezésbe
is. Jelenleg a Föld ökoszisztémáinak nagy része emberi hatás alatt áll (Vitousek et al
1997), így már az is értéknek tekinthetô, ha egy területen csökken ez a befolyás, nem
áll közvetlen emberi kezelés alatt. Valószínûleg több kapcsolódó szakterületen paradigmaváltásra
van szükség, annak érdekében, hogy el tudják fogadni, egy nem
vagy csak kismértékben, például legeltetéssel kezelt terület sem „elhanyagolt és
rossz”.
Köszönetnyilvánítás
A kutatást a Földmûvelésügyi és Vidékfejlesztési Minisztérium „A parlagfû elleni
hatékony védekezés kutatása” címû 2008 és 2009 évi pályázata és a Jedlik Ányos
Program (NKFP6—0013/2005) támogatása tette lehetôvé. A terepi mintavételben
részt vettek: Barabás Sándor, Halassy Melinda, Fehér Balázs, Lelleiné Kovács Eszter,
Kucs Piroska, Ónodi Gábor, Pándi Ildikó, Veres Katalin, munkájukat ezúton is köszönjük.
Irodalom
BÁLDI A., NAGY K., HANYUS E. 2004: Madárfajok elôfordulásának modellezése a Fontos Madárélôhelyek
és a CORINE Felszínborítás 50 000 alapján- elôzetes eredmények. Természetvédelmi
Közlemények 11: 439—447.
BARÁTH Z. 1963: Növénytakaró vizsgálatok felhagyott szôlôkben. Földrajzi Értesítô 12: 341—356.
BARTHA S. 2001: Életre keltett mintázatok. A JNP-modellekrôl. In: Oborny B. (szerk.): Teremtô
sokféleség. Emlékezések Juhász-Nagy Pálra. MTA Ökológiai és Botanikai Kutatóintézete, Vácrátót.
BAZZAZ F.A. 1975: Plant species diversity in old-field successional ecosystems in southern Illinois.
Ecology 56: 485—488.
BENJAMIN K. B, OUCHARD A., DOMON G. 2007: Abandoned farmlands as components of rural
landscapes: An analysis of perceptions and representations. Lands. Urban Plannning 83: 228—
244.
BOTTA-DUKÁT Z., BALOGH L., SZIGETVÁRI CS., BAGI I., DANCZA I. & UDVARDY L. 2004. A növényi
invázióhoz kapcsolódó fogalmak áttekintése, egyben javaslat a jövôben használandó fogalmakra
és definícióikra. In: Mihály B. — Botta-Dukát Z. (szerk.) Biológiai inváziók Magyarországon.
Özönnövények. A KvVM Természetvédelmi Hivatalának tanulmánykötetei 9. TermészetBÚVÁR
Alapítvány Kiadó, Budapest. p. 61—92.
BOTTA-DUKÁT Z., MOLNÁR E., SZITÁR K. 2008. Invasion of alien plants in the sand vegetation
of Kiskunság. In: Kovács-Láng E., Molnár E., Kröel-Dulay Gy., Barabás S. (szerk): The KIS-
KUN LTER: Long term Ecological research in the Kiskunság, Hungary. Institute of Ecology
and Botany, Vácrátót, pp. 35—36.
BÜTTNER G., FERANEC J., JAFFRAIN G. 2002: Corine land cover update 2000. Technical guidelines.
European Environment Agency, Copenhagen, Denmark.

122 Csecserits A., Rédei T., Kröel-Dulay Gy., Szabó R., Szitár K.
COOK W.M., YAO J., FOSTER B.L., HOLT R.D. & PATRICK L.B. 2005: Secondary succession in
an experrimentally fragmented landscape: community pattern across space and time. Ecology
86(5): 1267—1279.
CRAWLEY M.J. 2007: The R Book. John Wiley & Sons.
CSECSERITS A. & RÉDEI T. 2001: Secondary succession on sandy old-fields in Hungary. Appl.
Veg. Sci. 4: 63—74.
CSECSERITS A., KRÖEL-DULAY GY., BOTTA-DUKÁT Z., RÉDEI T., SZABÓ R., SZITÁR K., CZÚCZ
B. 2009: Hol él a parlagfû? A parlagfû élôhelyi preferenciái az Alföldön és a várható további
terjedési irányai. VI. Kárpát-medencei Biológiai Szimpózium kötete, Budapest 2009. november
12—13.
CSECSERITS A., SZABÓ R., HALASSY M. & RÉDEI T. 2007: Testing the validity of successional predictions
on an old-field chronosequence in Hungary. Community Ecology 8(2): 195—207.
DE BLOIS S., DOMON G. & BOUCHARD A. 2001: Environmental, historical and contextual determinants
of vegetation cover: a landscape perspective. Landscape Ecology 16: 421—436.
DEVICTOR V. , JIGUET F. 2007: Community richness and stability in agricultural landscapes: The
importance of surrounding habitats. Agriculture, Ecosystems and Environment 120: 179—184.
ERDÔS S., SZÉP T., BÁLDI A., NAGY K. 2007: Mezôgazdasági területek felszínborításának és tájszerkezetének
hatása három madárfaj gyakoriságára TáJökológiai Lapok 5 (1): 161—172.
ESRI. 2007. ArcGIS 9.2. Environmental Systems Research Institute, Redlands, CA.
GRIME J.P. 1979: Plant strategies and vegetation processes. Chichester: Wiley.
HALASSY M. 2004: Crossing the edge: Colonisation dynamics of fallow land in the sandy regions
of Hungary. In: Proceedings of the 16 th International Conference of the Society for Ecological
Restoration, Victoria, Canada. pp. 1—10. (CD).
HOBBS J., ARICO S., ARONSON J, BARON J. S., BRIDGEWATER P., CRAMER V. A., EPSTEIN P. R.,
EWEL J.J., KLINK C. A., LUGO A. E., NORTON D., OJIMA D., RICHARDSON D. M., SANDER-
SON E. W., VALLADARES F., VILÊ M., ZAMORA R., ZOBEL M. 2006: Novel ecosystems: theoretical
and management aspects of the new ecological world order. Global Ecology and Biogeography,15
:1—7.
HOBBS R.J., HIGGS E. HARRIS J. 2009: Novel ecosystems: implications for conservation and restoration.
Trends in Ecology and Evolution 24 (11): 599—605.
HÖTZEL N., HAUB C., INGELFINGER M.P., OTTE A. & PILIPENKO V. 2002: The return of the
steppe — large-scale restoration of degraded land in southern Russia during the post-Soviet era.
J. of Nature Conservation 10: 75—85.
HUNZIKER M. 1995: The spontaneous reafforestation in abandoned agricultural lands: perception
and aesthetic assessment by locals and tourists. Landsc. Urban Planning. 31: 399—410.
KEEVER C. 1979: Mechanism of plant succession on old fields of Lancaster County, Pennsylvania.
Bull. Torrey Bot. Club 106: 299—308.
KOVÁCS-LÁNG E., MOLNÁR E., KRÖEL-DULAY GY. BARABÁS S. (szerk.): The KISKUN LTER:
Long term Ecological research in the Kiskunság, Hungary. Institute of Ecology and Botany,
Vácrátót 2008.
MALATINSZKY Á., SILLER I., PENKSZA K. 2008: Abandoned loessy grape yards as refuges of rare
steppe plant species. Cereal Research Communications 36(Suppl.): 1139—1142.
MCCOOK L. J. 1994: Understanding ecological community succession. Causal models and theories,
review. Plant Ecology 110: 115—147.
MIHÁLY B. & BOTTA-DUKÁT Z. (szerk.) 2004: Biológiai inváziók Magyarországon. Özönnövények.
Természetbúvár Alapítvány Kiadó, Budapest.

Különbözô skálázású táji adatok és a parlagok növényzete közti kapcsolat 123
MOLNÁR ZS., BARTHA S., SEREGÉLYES T., ILLYÉS E., BOTTA-DUKÁT Z., TÍMÁR G., HORVÁTH
F., RÉVÉSZ A., KUN A., BÖLÖNI J., BIRÓ M., BODONCZI L., DEÁK J. Á., FOGARASI P., HOR-
VÁTH A., ISÉPY I., KARAS L., KECSKÉS F., MOLNÁR CS., ORTMANN-NÉ AJKAI A. & RÉV SZ.
2007: A grid-based, satellite-image supported multi-attributed vegetation mapping method
(MÉTA), Folia Geobotanica 42: 225—247.
MYSTER R.W. & Pickett S.T.A. 1988: Individualistic patterns of annuals and biennials in early
successional oldfields. Vegetatio 78: 53—60.
MYSTER R.W. & PICKETT S.T.A. 1990: Initial Conditions, History and Successional pathways in
ten contrasting old fields. The American Midland Naturalist 124: 231—238.
MYSTER R.W. & PICKETT S.T.A. 1994: A comparaison of rate of succession over 18 yr. in 10 contrasting
old fields. Ecology 75: 387—392.
NOVÁK R., DANCZA I, SZENTEY L., KARAMÁN J. 2009: Magyarország szántóföldjeinek gyomnövényzete.
Ötödik országos szántóföldi gyomfelvételezés (2007—2008). FVM, Budapest.
PICKETT S.T.A. 1982: Population patterns through twenty years of oldfield succession. Vegetatio
49: 45—59.
POSCHLOD P., BONN S. 1998: Changing dispersal processes in the central European landscape
since the last ice age: an explanation for the actual decrease of plant species richness in different
habitats? Acta Botanica Neerlandica 47: 27—44
PRACH, K. & PYŠEK, P. 2001: Using spontaneous succession for restoration of human-disturbed
habitats: experience from central Europe. Ecological Engineering 17: 55—62.
PRACH, K., REHOUNKOVÁ J. 2006: Vegetation succession over broad geographical scales: which
factors determine the patterns? Preslia 78: 469—480.
PRIMACK, R.B. & MIAO, S.L. 1992. Dispersal can limit local plant distribution. Conservation Biology.
6:513—519.
RÉDEI T., KRÖEL-DULAY GY., BARABÁS S., LELLEI-KOVÁCS E., SZABÓ R., TÖRÖK K. 2008: A
network of long-term ecological and socio-economic research sites to study the the effects of
land use change. In: Kovács-Láng E., Molnár E., Kröel-Dulay Gy. Barabás S. (szerk.): The
KISKUN LTER: Long term Ecological research in the Kiskunság, Hungary. Institute of Ecology
and Botany, Vácrátót, pp. 15—19.
REIZIGEL J., HARNOS A., SOLYMOSI N. 2007: Biostatisztika. Pars kft., Nagykovácsi.
RUPRECHT E. 2006: Successfully recovered grassland: a promising example from Romanian oldfields.
Restoration Ecology 14 (3): 473—480.
SCOTT L. J. 1997: Regression Models for Categorical and Limited Dependent Variables (Advanced
Quantitative Techniques in the Social Sciences). Sage Publications. ISBN 0—8039—
7374—8.. Pp. 104—106.
SOKAL R.R. & ROHLF F.J. 1981: Biometry. The Principles and Practize of Statistics in Biological
Research. 2 nd ed. W. H. Freeman and Company, New York
SOMODI I, VIRÁGH K, ASZALÓS R 2004: The effect of the abandonment of grazing on the mosaic
of vegetation patches in a temperate grassland area in Hungary. Ecological Complexity 1,
177—189.
STAMPFLI A. & ZEITER M. 1999: Plant species decline due to abandonment of meadows cannot
easily be reversed by mowing. A case study from the southern Alps. J. Veg. Sci. 10: 151—164.
STATSOFT, INC. 2005: STATISTICA (data analysis software system), version 7.1. www.statsoft.
com.
TILMAN D. 1997: Community invasibility, recruitment limitation and grassland biodiversity.
Ecology 78: 81—92.

124 Csecserits A., Rédei T., Kröel-Dulay Gy., Szabó R., Szitár K.
VAN ANDEL J., BAKKER J.P. & GROOTJANS A.P. 1993: Mechanisms of vegetation succession: A
review of concepts and perspectives. Acta Bot. Neerl. 42(4): 413—433.
VIRÁGH K, HORVÁTH A, BARTHA S, SOMODI I 2008: A multiscale methodological approach for
monitoring the effectiveness of grassland management. Community Ecology 9, 237—246.
VIRÁGH K. 2000: Vegetációdinamika és szukcessziókutatás az utóbbi 15 évben. In: Virágh, K. és
Kun A. (szerk.) Vegetáció és dinamizmus — A 70 éves Fekete Gábort köszöntik tanítványai,
barátai és munkatársai. MTA ÖBKI, Vácrátót. pp. 53—78.
VITOUSEK P.M., HAROLD A., LUBCHENKO M.J., MELILLO J.M. 1997. Human Domination of
Earth's Ecosystems. Science 277 (5325): 494 — 499.
WILLIAMS J.W., JACKSON S.T. 2007: Novel climates, no-analog communities, and ecological surprises.
Front Ecol and Environment 5(9): 475—482.
ZOBEL M. 1997: The relative role of species pools in determining plant species richness — an alternative
explanation for species coexistence? Trends Ecol. Evol. 12: 266—269.
ZÓLYOMI, B. 1989. Természetes növénytakaró. In: Pécsi, M. (szerk.) Magyarország Nemzeti Atlasza.
Kartográfiai Vállalat, Budapest.

Hogyan értékelhetó´ a tájváltozás?
Kertész Ádám
1. Absztrakt
A tájak természeti és antropogén hatásra változnak. Nem kétséges, hogy ma az utóbbi a lényegesebb.
Mindenekelôtt a változás fogalmát kell meghatározni, illetve legalábbis körülírni. Ezzel kapcsolatban sok
kérdés merül fel. Milyen mértékû átalakulást tekintsünk változásnak? Miben mérjük a változást? Milyen
idôintervallumot veszünk figyelembe? És így tovább.
A táj változása során egy, vagy több tájalkotó tényezô változása maga után vonja a többi tényezô és
ezáltal a táj egészének változását is. Hogy tudjuk ezt nyomon követni? Monitoring rendszerrel? Bizonyos
kiválasztott paraméterek értékei alapján?
Kétféle módon közelíthetünk a tájváltozás kérdéséhez. Egyrészt mérésekkel, megfigyelésekkel, monitoring
(megfigyelô) rendszer alkalmazásával, másrészt modellezés útján. Ez utóbbi eljárás arra is lehetôséget ad,
hogy idôben visszafelé modellezzünk, vagyis teszteljük a modellt. Melyik módszer a jobb? Alkalmazzuk
mindkettôt, vagy tegyük le a voksot az egyik mellett?
Hogyan értékeljük a változást? Ökológiai és/vagy ökonómiai szempontból? A táj mûködése szempontjából?
Esztétikai alapon?
A tanulmányban e kérdésekre keressük a választ és egy konkrét értékelési példát is bemutatunk Duna-
Tisza közi mintaterületen.
2. Bevezetés
Közhelynek hangzik, hogy a tájváltozás a földtörténet során az ember megjelenéséig
természetes folyamatok eredményeképpen ment végbe, az ember megjelenése
óta eltelt, földtörténeti értelemben véve igen rövid idôszak alatt pedig az emberi,
„antropogén” hatások egyre fokozódó intenzitással járultak hozzá a tájváltozás folyamataihoz.
Itt elsôsorban nem az egyes ember, hanem embercsoportok, tehát az
emberi társadalom tájalakító szerepérôl van szó. Nem csak az ember hat a tájra, a
környezetére, hanem ez a hatás fordítva is érvényesül.
A fentiek alapján nyilvánvaló, hogy a tájváltozások köre igen tág, tulajdonképpen
a legkisebb olyan módosulás, amely már érzékelhetô, tájváltozásnak nevezhetô. Így
tehát a tájváltozás divatos, mindenre alkalmazott kifejezéssé kezd válni. A változás
csak úgy értelmezhetô, ha idôpontok között vizsgáljuk. Ha a táj állapota T2 idôpontban
más, mint egy korábbi T1 idôpontban, akkor ezt a változást a legegyszerûbben
úgy minôsíthetjük, hogy ez a táj szempontjából pozitív, vagy negatív; úgy
is mondhatjuk, hogy a táj állapota javul, vagy rosszabbodik. Mivel a javulás, illetve

126 Kertész Ádám
rosszabbodás általában nem értelmezhetô csak valamilyen kitüntetett szempontból,
a változás megítélése különbözô szempontból igen különbözô lehet, sôt konfliktust
is kiválthat. A változásokat különféle szempontból értékelhetjük (Lóczy 2002). A
táj szempontjából pozitív, vagy negatív hatás lényegében egy ökológiai megközelítést
takar. E mellett felvethetô ökonómiai értékelési szempont is. A táj mûködésében
bekövetkezett változás is értékelhetô. Sok egyéb lehetôség közül megemlítem még
az esztétikai szempontú értékelést is.
A változás értelmezése tehát bonyolult kérdés. A táj az embernek nyújt bizonyos
szolgáltatásokat, többek között azáltal is, hogy az ember úgy igyekszik a tájat változtatni,
hogy a táj az ô szükségleteit minél magasabb szinten szolgálja. Mind a természeti
feltételek — tájalkotó tényezôk —, mind pedig az ember szükségletei az idô
függvényében folyamatosan változnak, e változásokat pedig egymással igen szoros
kapcsolatban lévô tényezôk irányítják.
Legalább négy kérdés merül fel a változások értelmezésével kapcsolatban (Antrop
1998):
— Minek a változásáról van szó?
— Milyen gyakoriságú a változás?
— Milyen nagyságú, nagyságrendû változásról van szó?
— Milyen idôskálát használunk és milyen alapegységgel?
Ezek a kérdések azért is rendkívül fontosak, mert a tájalkotó tényezôk dinamikája
különbözô. A dinamika kifejezés elsôsorban a sebességet jelenti. Az antropogén folyamatok
és a geológiai folyamatok sebessége között például óriási a különbség. Ez
a tény arra is felhívja figyelmünket, hogy a tájváltozások között nyilvánvalóan vannak
jól definiáltak, könnyen megfoghatók: ilyen például a földhasználat változása.
A földhasználat változásának a táj mûködésére gyakorolt hatásait, következményeit
ugyanakkor igen nehéz elemezni. Gondoljunk például az erdôirtásra, amely földhasználati
értelemben jól megfogható: x hektárral csökken az erdôterület és annak k-ad
részén szántó, (x-k)-ad részén pedig szôlô lesz. Ha az erdôirtás regionális, illetve globális
hatásaira gondolunk, már nem ennyire egyszerû ezek felmérése.
Milyen mértékû változást tekintsünk változásnak? Ennek megítélése természetesen
attól is függ, hogy mi a változó tényezô. Miben mérjük a változást, mérhetô-e
egyáltalán számszerûen? Elegendô-e egyetlen tájalkotó tényezô változását nyomon
követni? Tudjuk, hogy egy tájalkotó tényezô (pl. talajvízszint) változása maga után
vonja valamennyi tényezô változását és így a táj egésze, mûködése is megváltozik.
A táj egészének változása gyakran megfoghatatlan, nem számszerûsíthetô. Említettük,
hogy a változás vizsgálatához legalább két idôpont szükséges. Hogyan kövessük
nyomon a változást két idôpont között, vagy több idôpont figyelembe vételével? Az
empirikus út a megfigyelô (monitoring) rendszerek alkalmazása, a másik megközelítés
a modellezés. Tovább bonyolítja a kérdést, hogy a földhasználat változásának
társadalmi, gazdasági vonatkozásai is vannak.

Hogyan értékelhetô a tájváltozás? 127
Az idôintervallum, amelyben a vizsgálatot végezzük, a változás mértékétôl, gyakoriságától
és amplitúdójától függ. A vizsgálathoz referencia állapotokat és szituációkat
kell keresni, hogy minél pontosabb legyen a közelítés. Nem csupán a tájak területfoltjainak
változását kell figyelemmel kísérni, de a tájak határának, határsávjának
változásait is (Csorba 2008).
A tájváltozás hatásai igen széles körûek, a változás hatására megváltozhat az energia,
a víz, a tápanyagok hozzáférhetôsége, átalakul a fajösszetétel és a fajok elterjedése,
megváltozik az ökoszisztéma szerkezete és funkciói (Adger — Brown 1994,
Prato 2005). Az sem közömbös, hogy a tájváltozások mennyiben érintik a tájvédelem
szempontjait (Kerényi 2007).
3. A földhasználat változása a Kiskunságban
Az esettanulmányban azt vizsgáljuk, hogy a földhasználat átalakulása — amely önmagában
véve is tájváltozást jelent — milyen egyéb változásokhoz vezetett a tájban,
illetve milyen természetföldrajzi tényezôkkel hozható kapcsolatba.
Mintaterületként egy 56 x 56 km-es négyzet szolgál (nagyjából a Solt, Városföld,
Hajós, Zsana községek által kijelölt négyszögrôl van szó), amely amellett, hogy a
Kiskunság valamennyi földhasználati típusát magába foglalja, a Kiskunsági Nemzeti
Park mozaikjainak egy részét is tartalmazza. A vizsgálatot ûrfelvételek feldolgozásával
kezdtük (Kertész et al. 1997). Egy 1975-ös MSS felvételt, továbbá egy 1985-
ös TM és egy 1991-es TM felvételt hasonlítottunk össze. Azért választottunk egy
1991-es és nem pedig egy 1995-ös felvételt, hogy a rendszerváltást kis késéssel követô
reprivatizáció hatása ne zavarja meg a vizsgálatot. Az ûrfelvételeket elôször az
EOV rendszerbe transzformáltuk, majd az ARC/VIEW szoftver felhasználásával
megjelenítettük, végül a CORINE Land Cover Project földhasználati kategóriáit
használtuk fel a az ûrfelvételek kiértékeléséhez. A földhasználati változások elemzése
az ARC-INFO keretében történt.
A vizsgálat módszerét az 1. ábra mutatja be. Elôször az 1975 és 1985 közötti
változásokat vizsgáltuk, majd az 1985 és 1991 közöttieket. Ennek alapján két „változás”
térkép adódott. A két változás térkép összehasonlításától azt reméltük, hogy változásai
irányokat, trendeket tudunk kimutatni. Alkalmaztuk a logikai „és” és „vagy”
mûveleteket, így megkaptuk azokat a területeket, amelyek mind a két idôpont között
változáson estek át és azokat a területeket is, amelyek csak az egyik idô intervallumban
változtak. Az 1985—1991 közötti változások térképét látjuk a 2. ábrán.
Amint már említettük, a fô kérdés az volt, hogy vajon ezek a változások kapcsolatba
hozhatók-e valamilyen táji folyamattal, tényezôvel, paraméterrel. A Bevezetésben már
szóltunk arról, hogy a földhasználat változása szabatosan megragadható folyamat, az
viszont, hogy ez milyen további változásokat indukál, már nehezen megfogható. Ab-

128 Kertész Ádám
ból a célból tehát, hogy a további hatásokat, módosulásokat vizsgálni tudjuk, kibôvítettük
az eddig csupán a földhasználat változásairól informáló adatbázist.
1. ábra. A vizsgálat módszere.
Az adatbázis a következô adatszintekbôl épül fel.
— Évi átlagos csapadék mennyiség (mm)
— Évi középhômérséklet
— Utak és települések
— Digitális Domborzat Modell
— Genetikai talajtípusok térképe
— Talajvízmélység 1967-ben és 1993-ban (m)
— Állandóan vízzel borított és vizenyôs területek
— Földhasználat 1975
— Földhasználat 1985
— Földhasználat 1991
— Földhasználat változások 1975—1985
— Földhasználat változások 1985—1991
— Földhasználat változások 1975—1991

Hogyan értékelhetô a tájváltozás? 129
2. ábra. A változás által érintett területek (1985—1991).
Felmerül a kérdés, hogy a tájváltozások mélyebb vizsgálatához miért ilyen kevés
adatszintet használtunk fel, illetve, hogy miért pont ezeket. Erre az az egyszerû válasz,
hogy meglévô, hozzáférhetô adatokat használtunk, továbbá, hogy a mélyebb
változások szempontjából csak az érdekelt bennünket, hogy a szárazodás és a földhasználat
változás kapcsolatba hozhatók-e egymással.

130 Kertész Ádám
Az adatbázisból a következô, újabb adatszinteket vezettük le:
— Erdôterületek változásai 1975—85
— Erdôterületek változásai 1985—91
— Az 1975—85 és 1985—91 közötti változások metszete
— Az 1975—85 és 1985—91 közötti változások uniója
— Talajvízszint változások 1967—1993 között
— Vízzel borított és vizenyôs térségek és a talajvízszint változások (1967—1993)
összevetése (kompozit térképe)
— Földhasználat változások (1975—1991) és a talajvízszint változások (1967—
1993) összevetése (kompozit térképe)
— Víz borította területek és a genetikai talajtípus térkép uniója
— Földhasználat változások (1975—1985) és földhasználat változások (1985—
1991) uniója.
4. A földhasználat változásának elemzése
1975 és 1991 között a földhasználati kategóriák eloszlása a következôképpen alakult:
41—42%-ot foglal el a szántóterület, 18—21%-ot a rét, legelô, a 12—15%-ot a szôlô,
1—1,5%-ot a gyümölcsös, 1—1,4%-ot a vizenyôs területek és 0,2—0,3%-ot az állandó
vízzel borított területek. A beépített terület (kb. 2,5%) alakulását nem vizsgáltuk.
Az elsô kérdés vizsgálata rendkívül egyszerû: Mely földhasználati kategóriák
változtak és milyen mértékben, illetve milyen földhasználati kategória foglalta el a
megváltozott területeket?
Az 1975—1985 közötti változások (l. 1. táblázat) magukban foglalják a gyümölcsösök
(+25,7%) és a vízzel borított területek (+40,3%) növekedését. Csökkent a
szôlôterület (—11,1%) és az idôszakos vízborítású területek is (—7,2%). Az állandóan
vízzel borított területek lényegében tavakat jelentenek, ezért e földhasználati kategória
növekedése csak új, mesterséges tavak létesítésével magyarázható, hiszen a
vizenyôs területek kiterjedése ugyanebben az idôszakban a talajvízszint süllyedése
miatt csökkent. A szôlôterületek csökkenésének valószínûleg gazdasági okai voltak.
1. táblázat. Földhasznosítás változás (ha), 1975—1985
Település
legelô
mölcsös
Rét,
Gyü-
Erdô
Szôlô
Mocsár Tó Szántó
Település 0 0 0 0 0 0 0 0
+4948
Erdô 0
167 204 7 0 0 1371
(8,4%)
Rét,
+2514
0 372
144 81(8) 790 0 214
legelô
(4,3%)

Hogyan értékelhetô a tájváltozás? 131
Erdô
Rét,
legelô
Szôlô 0 1657 520
Szôlô
—5359
(11,1%)
0 0 9 81
+853
(25,7%)
Mocsár 0 0 783 88 0
Mocsár Tó Szántó
454 0 0 5662
—366
(7,7%)
Tó 0 0 0 0 0 84
0 0 399
+260
(40,3%)
Szántó 0 4668 2636 2417 793 67 276
Összesen
(1975)
102 304
34
2873
(2,2%)
8339 58683 58677 48120 3313 4365 645 131458
A következô idôszakban (1985—1991, 2. táblázat) hasonló jellegû változásokat
észleltünk, tovább csökkent a vizenyôs területek által elfoglalt terület (—20%) és a
szôlôterület is (—6%) és tovább nôtt a gyümölcsösök területe is (+8%).
2. táblázat. Földhasznosítás változás (ha), 1985—1991
Település
Gyümölcsös
Gyümölcsös
Település
legelô
mölcsös
Rét,
Gyü-
Erdô
Szôlô
Mocsár Tó Szántó
Település 0 0 0 0 0 0 0 0
Erdô 0
—11
(0,5%)
394 70 0 0 0 1914
Rét,
0 122 +1518
legelô
(2%)
0 0 122 0 269
Szôlô 0 542 491
—2768
(6%)
85 0 0 2581
Gyümölcsös
0 8 84 0
+316
(8%)
Mocsár 0 39 939 0 0
—838
(20%)
Tó 0 0 0 0 0 102
0 0 290
+9
(1%)
84 67
Szántó 0 1656 131 861 613 59 35 +1774
(1%)
Összesen
83386 63623 61183 42760 4162 4033 905 128585
(1985)
8

132 Kertész Ádám
A teljes idôszakot tekintve (1975—1991, 3. táblázat) megállapítható az erdôterület
(+7,8%), a rét, legelô (+6,4%), a gyümölcsösök (+26,1%), a víz borította
területek (+29,4%) növekedése, továbbá a szôlôterület csökkenése (—20,3%). A
szántóterület változása minimális (—1%).
3. táblázat. Földhasznosítás változás (ha), 1975—1991
Település
legelô
mölcsös
Rét,
Gyü-
Erdô
Szôlô
Mocsár Tó Szántó
Település 0 0 0 0 0 0 0 0
Erdô 0 +4940 146 58 0 0 0 720
(7,8%)
Rét,
0 138 +4022 53 6 0 0 524
legelô
(6,4%)
—8926
Szôlô 0 2023 942
495 0 0 6262
(20,3%)
Gyümölcsös
0 2 10 0
+1167
(26,1%)
Mocsár 0 0 831 88 2
—1973
(37,6%)
Tó 0 0 0 0 0 0
0 0 27
+269
(29,4%)
Szántó 0 3648 2766 1375 704 0 269
Összesen
(1991)
0 245
0
—1099
(1%)
8338 63623 62700 39993 4479 3193 914 130359
A változások elemzése a szárazodás szempontjából
A szárazodás szemszögébôl a vizsgált területen, illetve a Duna-Tisza köze egészén
a talajvízszint ingadozása a folyamatok fô irányítója. A talajvízszint csökkenése a
vizsgált idôszakban a nagy mélységi értékeknél különösen szembetûnô. Így például
a 4 m-es talajvíz mélységû területek 1967-ben a terület 11%-át foglalták el. Ez az
érték 1993-ban 34%-ra nôtt. A talajvízszint csökkenésének következményeként
csökkentek a vizenyôs területek. Ezek többsége (2/3-a) rétté alakult át, 1/3-ból pedig
szántó és szôlô lett. Ez utóbbi területeken feltehetôleg gyors és nagy mértékû volt
a talajvízszint csökkenése. Nehezen érthetô a vízborította területek növekedése, mivel
ez a szárazodással ellentmondásban van. Feltehetôleg interpretációs pontatlanság,
esetleg hiba lehet erre a magyarázat. Egy másik lehetôség, hogy a halastavak területe
nôtt meg — amint arra fentebb már utaltunk.

Hogyan értékelhetô a tájváltozás? 133
Igen nehéz a földhasználati változások és a tájalkotó tényezôk között kapcsolatot
találni. Próbálkoztunk a szárazodásra érzékeny talajtípusok és a talajvízszint alakulása
között kapcsolatot keresni, de nem találtunk közvetlen és térben is kifejezhetô
kapcsolatot.
A változások vizsgálata egyéb szempontok szerint
A változások nem csak természettudományos szempontból értékelhetôk, hanem
például gazdasági és mezôgazdasági szempontból is. Gazdasági szempontból a legkézenfekvôbb
kérdés, hogy a földhasználat változása által az egy területegységre esô
termelési érték nagyobb lett vagy kisebb.
Mezôgazdasági szempontból az elsô figyelemreméltó tény a szôlôterületek csökkenése.
A szôlôkbôl fôként szántó (64%), erdô (21%) és rét (10%) lett. Csak 5%
alakult át gyümölcsössé. Általános, fôként pedig területi vonatkozású tendenciát itt
sem sikerült kimutatni. Annyit azért elmondhatunk, hogy a nagyobb területû szôlôket
kevésbé érintették a változások, mint a kisebbeket.
A szántó változása csak 1%-os nagyságrendû, mégis érdemes röviden elemezni,
hiszen az érintett terület igen nagy (1100 ha). A szántók 42%-ából erdô lett, 32%-
ból pedig rét. Ez környezetvédelmi szempontból feltétlenül kedvezô változás.
Ha a földhasználat változását környezetvédelmi szempontból elemezzük, úgy az
erdôsítés, a vizenyôs területek és a rétek növekedése kétségtelenül pozitív változást
jelentenek. Természetesen általános környezetvédelmi szempontot igen nehéz megfogalmazni.
5. Következtetések
A fentiek alapján nyilvánvaló, hogy a tájváltozás komplex kérdés, vizsgálata nem
egyszerû. Fontos pontosan definiálni, hogy mit értünk változáson. Meg kell határozni
az idôintervallumot, amelyben a változást vizsgáljuk. Globális szempontból a legszembetûnôbb
és a legfontosabb az olyan változás, amely nagy területet érint. Ilyen
például a földhasználat változása, amely minden bizonnyal tájváltozáshoz is vezet
A Kiskunság területére vonatkozó esettanulmány alapján azt a fô következtetést
vonhatjuk le, hogy a vizsgált idôszakban nem volt direkt kapcsolat kimutatható a
földhasználati változások és a szárazodás között. Természetvédelmi szempontból
nem közömbös, hogy a Nemzeti Park területei mentén találunk e változást, esetleg
többszöri változást is elszenvedett területeket. Ahol pedig ez az eset áll fenn, ott fenn
áll annak a potenciális veszélye, hogy a változások a védett ökoszisztémákat kedvezôtlenül
érintik.

134 Kertész Ádám
Irodalom
ADGER W.N. — BROWN K. 1994: Land use and the causes of global warming. John Wiley & Sons,
New York.
ANTROP M. 1998: Landscape change: Plan or chaos? Landscape and Urban Planning 41. 155—
161.
CSORBA P. 2008: Tájhatárok és foltgrádiensek. In. Csima P. — Dubliszky-Boda B. (szerk). Tájökológiai
kutatások. Budapesti Corvinus Egyetem. Tájvédelmi és Tájrehabilitációs Tanszék. Budapest.
83—89.
KERÉNYI A. 2007: Tájvédelem. Pedellus Tankönyvkiadó. Debrecen. 184 p.
KERTÉSZ Á. — MÁRKUS B. — TÓZSA I. 1997: Land use change analysis by GIS. In: Land Use and
Soil Management. Agricultural University of Debrecen, Debrecen. 265—283.
LÓCZY D. 2002: Tájértékelés, földértékelés. Dialóg Campus Kiadó. Budapest — Pécs. 307 p.
PRATO T. 2005: Modeling ecological impacts of landscape change. Environmental Modelling &
Software 20. 1359—1363.

Gondolatok a Közép-európai
tájökológiai kutatásokról
Keveiné Bárány Ilona
1. Bevezetés
Az elôadás megtartására a szerzôt a Szlovák Akadémia Tájökológiai Intézete által,
2009. szeptember 29. — október 3. között tartott nemzetközi szimpózium sarkallta.
A fent nevezett 15. Nemzetközi Szimpóziumot, melynek címe „Landscape — Theory
and Practice” volt, 14 nemzetközi rendezvény elôzte meg, így ez utóbbi összegzô,
jubileumi szimpóziumnak tekinthetô volt. A megelôzô konferenciák sokoldalúan
foglalkoztak az aktuális tájökológiai kutatásokkal, az eredmények gyakorlati alkalmazásával,
az ökológiai ismeretek optimális tájkezelésben történô felhasználásával,
az ökológiai stabilitással stb. Ezek a témák ösztönzôk voltak a kutatás fejlôdésére,
amit az elsô idôkben elsôsorban módszertani oldalról szorgalmaztak a Közép-európai
kutatások.
Mint minden tudománynak, így a tájökológiának is alap feltétele a sikeres gyakorlati
alkalmazás. Bár elmélet és gyakorlat, két oldala a kutatásnak, egyidejûleg kölcsönhatásuk,
az elméleti ismeretek gyakorlatban történô alkalmazása elôre viszi a tudományt.
Általános megállapítás, hogy a tájökológia elmélete napjainkban elmarad
a gyakorlati alkalmazás mögött. Ez sok ellentmondást okoz objektív és szubjektív
következtetésekben. Ezért törekedni kell az elméleti és gyakorlati ismeretek egyensúlyának
megtartására. Az elméleti eredmények gyakorlati megvalósítására a tájökológiai
tervezés tesz javaslatot. A tervezésintegráló diszciplína a tájhasználatban, a regionálisfejlesztésben,
a tájmenedzsmentben, a táj architektúrájának kialakításában és
egyéb gyakorlati folyamatokban.
Fontos a gyakorlati megvalósításban a tájmenedzsment, ami a multifunkcionális
tájban az antropogén beavatkozás speciális típusa. Az ésszerû hasznosítási javaslatok
a társadalmi elvárásokból erednek, elsôdleges céljuk a táj minôségének javítása és
védelme. A tájmenedzsmentben ez az „állapot — hatás — reakciók” hármas egységében
mehet végbe. Lényeges eleme a menedzsmentnek a táj értékeinek a feltárása, s ez
jelenti a specifikus funkciót. A regionális menedzsment elmélete és gyakorlata azonban
még nem foglalja magába a természetes és antropogén környezet változásainak
a komplex értékelését. Ezért a multifunkcionális táj menedzsmentet tudatosan ebben
az irányban kell változtatni, számításba kell venni a tudományos, technikai, társadalmi,
kulturális és nem utolsó sorban politikai változásokat a tájhasználatban.

136 Keveiné Bárány Ilona
Fontos kérdése napjaink tájökológiai kutatásainak az ökológiai hálózat, a tájdiverzitás
biodiverzitás és geodiverzitás megôrzésének kérdése. A bio- és geodiverzitás
védelme megkívánja az egyedi komponensek térbeli vizsgálatát, a tájszerkezet értékelését.
Alapvetô feladat a különbözô környezeti régiók vizsgálatánál a komplex
módszerek kidolgozása és alkalmazása, ami lehetôvé teszi a változó és komplikált
környezeti hatások vizsgálatának modellezését is. Napjainkban ezek a vizsgálatok
elsôsorban a regionális fejlesztés számára szükséges környezeti potenciálok diagnosztizálására
és értékelésére terjednek ki, általában a kutatás az ésszerû és praktikus
vizsgálati modelleket alkalmazza.
2. A Közép-európai tájökológiai kutatások fejlôdése
A tájökológiai kutatások kezdete a múlt század közepére tehetô. Elôször Troll
(1939) próbálkozott a biológiai és geográfiai tájkutatások integrálásával. Késôbb,
az 1950-es és 60-as években a cseh és szlovák kutatók kísérelték meg a tájökológiai
kutatásokat geoökológia és geográfiai ökológia néven bevezetni a Közép-európai
kutatásokban. Demek (1999) policentrikus felfogásában a geoökológia foglalkozik
a tájkomponensek közötti kapcsolatok feltárásával. Tradicionálisan tehát a természeti
földrajz kutatta elôször a tájat, mint komplex mûködési egységet. Késôbb a tájfogalom
automatikusan átment a regionális és társadalom földrajzi kutatásokba is. Cseh
szerzôk a 70-es években Tájökológia címen több kötetet jelentettek meg, de csak az
1975-ben Zlatnik könyvében figyelhetô meg a geográfia és a biológiai ökológia
integrálása. Landscape Ecology and Biocenology munkájában geobiocönológiai és
erdôtipológiai megállapításokat tett. A század 70-es és 80-as éveiben a Cseh Akadémia
(CSAS) Földrajzi Intézete Brnoban vált a Közép-európai tájkutatások központjává.
A 70-es években orosz- és német- geoökológiai iskolák hatására megjelent
a „The System Theory and Landscape Research” címû munka (1974). Jelentôs elôrelépés
volt a Földrajzi Intézetben a The Collection of Maps of Physico-Geographical
Regionalisation of the CR, amely már bemutatta a cseh geoszisztéma kutatások
eredményeit. 1990-tôl Prágában és Brnoban az egyetemeken folyt tovább a kutatás,
s a szlovák kollégák pedig, Pozsonyban (Bratislavában) az Akadémia Tájökológiai
Intézetében folytatták tájökológiai kutatásaikat.
Szlovákiában, a 80-as években a tájpotenciál koncepciója már az ember és a környezet
hatását is magába foglalta (Drdos 1983). A távérzékelés alkalmazása 2001-
ben már általános volt a földrajz tudományban, így a tájökológiában is (Otahel, J.
2001). Drdos, J. (1991) beszélt a természeti veszélyeztetésrôl, kockázatokról és a
tájak teherbírásának csökkenésérôl. A tájstabilitás koncepcióját a környezeti tervezés
számára dolgozták ki (Otahel, J. Izakovicova, Z. 2004). Ekkor fogalmazták meg a
tájvizsgálatok holisztikus megközelítésének elvét, és felhasználták azt a földrajzi

Gondolatok a Közép-európai tájökológiai kutatásokról 137
gondolkodásban, és a tájökológiában (Zigrai, F. 2002., Drdos, J. 2004). Megállapították,
hogy a tájökológia az a tudomány, amely tanulmányozza a környezet és az
ember közötti hatáskapcsolatokat (Drdos, J. 2002).
Örök probléma a bioökológia és a tájökológia koncepciójának egyeztetése. A tájökológia
alapja eredendôen a tájbiológia, azaz a geobiológia (Ruzicka, M. 1965),
a tájökológia teoretikus alapja pedig, a geobotanika volt. A biológiai—ökológiai
kutatásokat a kutatók együtt, de különbözô megközelítésekkel értelmezték. Egy kutatócsoportba
tartozott a fitocönológus, az ornitológus, a geográfus és a botanikus.
A kétféle tájökológiai felfogás (bioökológiai és tájökológiai) Szlovákiában ugyanannak
a dolognak a két oldala volt, nevezetesen az elmélet és gyakorlat. Ennek a felismerésnek
a nyomán nemcsak a tájelemekkel kezdett foglalkozni a szakma, hanem
a táj funkciókkal is.
3. Módszertani kérdések
Az egyik legjobban ismert tájöko
lógiai tervezési módszert a LAND-
EP-et a 80-es években dolgozták ki a
szlovák kutatók (Ruzicka, M. — Miklós,
L. 1984). Konkrét célja a
LANDEP kidolgozásának az volt,
hogy kimutassa a társadalmi tevékenységek
ökológiai szempontból
optimális elhelyezésének szükségességét
a tájban. A LANDEP módszer a
területi tervezés és a sikeres alkalmazás
számára kidolgozott módszer (1.
ábra).
A LEP (Landscape Ecological
Plan) a Szlovák Köztársaság Környezetvédelmi
Minisztériumának kérésére
kidolgozott módszer már lokális
tervek készítését szolgálja, az optimális
tájhasználat területi szerkezetét és
funkcióit értékeli (2. ábra). Ez a
módszer 1:10.000-es és 1:5000-es
méretarányokban használható. (Hrnciarová,
T. 2009).
1. ábra. A LANDEP vázlata
(Ruzicka, M. — Miklós, L. 1984).

138 Keveiné Bárány Ilona
2. ábra. Tájökológiai terv, a „LEP” (Hrnciarová T. 2009).
A szlovák kutatók módszereket dolgoztak ki emellett az integrált tájmenedzsment
(ILM) számára (Izakovicová, Z. 2006), a táj ökológiai terhelés-kapacitásának meghatározására
(Hrnciarová, T. 1997), illetve az erdôk ökológiai terhelésének vizsgálatára
(Zausková, L. 2003). Otahel, J. (2006) a táj dinamika és tájváltozás analízishez
használta fel a Heymann 1994-es módszerét, ami a Corine Land Cover Project
(CLC) néven ismert a táj fedettségi vizsgálatokban. Ennél a módszernél már a legkorszerûbb
mûhold felvételek interpretációját is felhasználták az analízisben a Landsattól
az IRS satellit felvételekig.
A sokféle tájtervezési módszer között érdekesnek mondható, pl. a reprenzentativ
geoökoszisztéma tervezés módszer. Ebben a koncepcióban a reprezentativ geoökorendszerek
típusait a potencális geoökorendszer tulajdonságai határozzák meg, ami az

Gondolatok a Közép-európai tájökológiai kutatásokról 139
abiotikus állapottal hozható kapcsolatba. Itt az egyedi életformák, pl. a vegetáció fejlôdését
a potenciális vegetációnak megfelelô jellemzôk irányítják. Ez felveti mind a
biodiverzitás, mind a geodiverzitás megôrzésének kérdését (Keveiné Bárány I.
2008). Ez általában akkor vetôdik fel, amikor a fajok veszélyeztetett helyzetben vannak,
vagy területileg lehatárolódnak (izolálódnak). Ha megakarjuk ôrizni a maximális
diverzitást, akkor biztosítanunk kell a létfeltételek lehetséges maximális diverzitásának
a megôrzését is. A geoökoszisztéma, amely általában egy bizonyos tájegységet
jelent, a geodiverzitás elemeibôl épül fel, amit bizonyos földrajzi állapotok határoznak
meg. Ezek, pl. a zonális jellemzôk, amit leginkább a zóna vegetációja jeleníti meg.
A komplex jellemzôk alapján 9 potenciális vegetációs zónát különítünk el a Föld felszínén.
Az zonális jellemzôk a negyedkori geológiai viszonyok, a domborzat, a talaj
és a vízrendszer. A geoökorendszer az 1:500.000-es méretû térképeken határozható
meg.
Foglalkoznak a kutatók a területi rendszerek ökológiai stabilitásának meghatározásával
(TSES) különbözô területeken. Elsôsorban a cseh szakemberek (Löw, J.
1995., Bucek, A. 1996). Ez a vizsgálat integrálja a mezôgazdasági tájhasználat és az
erdô menedzsment tervezését. A módszer a tervezés során megkívánja a tájszerkezet
módosítását (ökológiai folyosók stb.). Az értékelés 5 lépése, az analízis, szintézis,
osztályozás, értékelés és javaslat (ami a Miklós-éle módszernek felel meg).
Fontos területe a kutatásnak a táj vizuális értékelése, amit különbözô kritériumok
alapján végeznek el. Számításba veszik az eredetiséget, az egyediséget, ritkaságot, a
változatosságot és a harmóniát. Jellemezhetô az attraktivitás, pl. a látvány minôségével,
elôfordulási gyakoriságával, valamint a vizualitás dominanciájával, mint esztétikai
minôséggel, illetve a környezô területekhez viszonyítva, a lokális dominanciával.
4. Napjaink fontosabb tájökológiai kérdései a térségben
A 15. tájökológiai konferencia, amely elsôsorban a Közép-európai kutatókat tömörítette,
„Landscape-Theory and Practice” címen az alábbi témák köré csoportosultak
az elôadások:
— Tájökológia az utóbbi 15 Nemzetközi Szimpózium idôszakában
— Integrált tájmenedzsment
— Ökológiai hálózatok, tájdiverzitás és biodiverzitás
— Ökoszisztéma funkciók a tájjal összefüggésben
— Ember a tájban
— Környezeti kommunikáció
— Monitoring táji szinten

140 Keveiné Bárány Ilona
Az elsô blokkban nagyobbrészt a szimpóziumok rövid történetét hallottuk. Kiemelkedett
közülük Zigrai F. „Landscape-Theory and Practice” címen tartott elôadása.
Néhány példát mutatott be a tájökológia elmélete és gyakorlata között létrejött,
kiegyensúlyozott kapcsolatra.
A következô témakör az integrált tájmenedzsment volt. Hallottunk elôadást Kyoto
tájszerkezetérôl és tájmegôrzés politikájáról, a fenntartható erdôkezelés ukrajnai példáiról,
a természetes rendszerek modellezésérôl, a multifunkcionális táj kezelésében
a regionális fejlesztési tervek szükségességérôl Lengyelországban.
A legterjedelmesebb szekcióban az ökológiai hálózatok, a tájdiverzitás és a biodiverzitás
kutatásáról számoltak be a résztvevôk. Volt szó a mezôgazdasági területeken
található biokorridorok szerepérôl, a bioindikátor rovarok értékelésérôl szlovákiai
erdôterületeken, az ökoszisztémák fragmentációjáról, és az ültetett feketefenyô ökotópképzô
szerepérôl az erdô ökoszisztémákban szerbiai területeken. Egy 6 országot
érintô transznacionális Közép-európai ökológiai hálózat vizsgálatát végezte el egy
cseh kutatócsoport, melynek középpontjában az eltûnt zöld területek történeti fejlôdésének
áttekintése volt. Több elôadás foglalkozott esettanulmány formájában a
biodiverzitás változásaival, kimutatva a szoros kapcsolatot a mezôgazdasági mûveléssel.
Néhány elôadás az antropogén hatásokat vizsgálta vasúti töltések és települések
terültén.
Az ökoszisztéma funkciókat elemzô témakörben több elôadás foglakozott a talajok
ökoszisztéma funkciójával, és a többszintû tájszerkezet analízissel.
Az ember a tájban szekcióban a tájszerkezet változásokat értékelték az elôadások,
oroszországi, romániai, lengyelországi és természetesen szlovák és cseh példákon.
Ipari és tradicionális mezôgazdasági hasznosítás hatására bekövetkezett tájváltozásokról
tartottak elôadást Lublin és Osztrava környékérôl lengyel és cseh elôadók. A
távoli Bhutánból izoláció hatására bekövetkezett tájszerkezet változást mutattak be.
A városi zöldterületek ökológiai állapotát és az antropogén károsodást intenzív turizmus
hatására, lengyel példán keresztül ismertük meg.
A környezeti kommunikáció szekcióban csak néhány elôadás hangzott el, amelyek
a ruralis térségek életminôségével, a polgári részvétel környezeti témákhoz kapcsolódását
taglalták.
A tájszintû monitorozás témakörben zajló szekcióban az ökoszisztéma szolgáltatások
hatásaival, az NDVI értékek idôsoros analízisének használatával, a fenntartató
táj és tájhasználat monitorozásával is foglalkoztak az elôadók. A nehézfémek mohákban
történô akkumulációjának trendjével is és a folyóvölgyek urbanizált területeken
betöltött szerepével is hangsúlyozták a szerzôk a monitorozás fontosságát a
tájökológiai kutatásokban.

Gondolatok a Közép-európai tájökológiai kutatásokról 141
5. Összegzés
A tanulmány nem tûzte célul a hazai tájökológiai kutatások bemutatását, mivel
a jelenlegi minikonferencia ezt a célt szolgálja. Rövid külön fejezetben foglalkozik
a cikk a legfontosabb tájkutatási módszerekkel a teljesség igénye nélkül. A bemutatott
módszerek és fôbb témakörök tájékoztató jellegûek, s szolgálhatják a szakirodalmi
tájékozódást is. A szerzôk munkáinak egy része megtalálható az Ekológia angol
nyelvû és a Rocnik (The Environment) kétnyelvû szlovák kiadvány különbözô
számaiban.
Irodalom
BUCEK, A. — LACINA, J. 1996: Supraregional Territorial System of Lanscape Ecological Stability
of the Former Czeschosslovakia. Ekológia (Bratislava) ,15, 1, pp. 71—76.
DEMEK, J. 1999: Úvod do krajinné ekologie. Olomouc: Univerzita Palackého, p. 243.
DRDOS, J. 1983: Landscape Research and its Antropogenic Orientation. GeoJournal, 7, pp. 155—
160.
DRDOS, J. 2002: Prispevok otazkam moznych filozofickych zakladov krajinnej ekológie. Folia
geographica, 38, 6, 208—224.
DRDOS, J. 2004: O holistickom pristúpe v geografii: tradicie a sucasnost. Folia geographica, 42,
7, pp.28—43.
HEYMANN,Y., STEENMANS, CH., CROISILLE , G., BOSSARD, M. 1994: Land Cover. Technical
Guide. Luxembourg Office for Official Publications of European Communities.
HRNCIAROVÁ, T. 1979: Ecological Carriyng Capacity: Methodologhy and Its Application on 3
Target Areas, Part I-IV (in Slovak). Ecological Project of the Ministry of the Environment in
the Slovak Republic, Institute of Landscape Ecology SAS, Bratislava, 493 p.
HRNCIAROVÁ, T. 2009: Metodology of Landscape Ecological (Landscape) Plan. Zivotné prostredie
(The Environment) Rocnik (2009), 43, 2/2009. p. 76.
IZAKOVICOVÁ, Z. — MOYZEOVÁ, M. 2006: Strategy of sustainable development of the Parná river
catchments. Ekológia Vol. 25.Supplm.1/2006. pp. 85—96.
KEVEINÉ BÁRÁNY I. 2008: Geodiverzitás és tájdiverzitás. Földrajzi Közlemények 132. 4. pp.
431—439.
LÖW, J et al., 1995: Rukovet projektanta mistniho územnihó systému ekologické stability. Brno:
Dplnek, p. 122.
OTAHEL, J., IZAKOVICOVA, Z. 2004. Landscape Structure of Skalica district: Assessment of
Changes, Diversity and Stability.
Ruzicka, M. (1965): Krajina ako predmet biologického vyskumu. Biologické práce. 11, 10, pp.
6—39.
RUZICKA, M. — MIKLÓS, L.(1984): Landscape Ecological Planning (LANDEP) in the Process of
Territorial planning. Ekológia (CSSR9, 1, 3, p.297—312.
MIKLÓS, M., KOZOVÁ, M., RUZICKA, M. et al. 1986: Ecologicky planvyuzivania Vyhodoslovenskej
niznyv mierke 1:25.000. In: Zbornik z vedeckého sympózia Ekologická plan vyuzivania
Vyhodoslovenskej níziny.Cielovy projekt zakladného vyskumu. c.614 diel 3. Bratislava:ÚEBE
CBEV SAV, pp. 5—351.

142 Keveiné Bárány Ilona
ZAUSKOVÁ, L. (2003): Integrovany manazment a eckologická únosnost krajin v povodiach vodárenskych
nádrzi. Vedecké studie 4/2003/B. Zvolen: TU, p 86.
ZIGRAI, F. (2001): Position Meaning and Task of Meta-landscape Ecology. Ekológia (Bratislava),
20, Supl. 2, pp. 11—22.
Zivotné prostredie (The Environment) Rocnik (2009), 43, 2/2009.
ZLATNIK, A. (1975): Ekológie krajiny a geobiocenologie. Brno: TIS a VSZ, p. 172.

Tájvédelmi törekvések Európában
1. A táj mûködése és a tájkép
Csorba Péter
A tájvédelem tudatos környezetvédelmi tevékenység, amely szükségességének
társadalmi elfogadottsága Magyarországon is egyértelmûen erôsödik. Ez a támogatottság
azonban szinte kizárólag a táji látvány szépségének javítására, megôrzésére
vonatkozik, mert a közvélemény a tájvédelmet lényegében a táj vizuális megjelenésének
gondozásával azonosítja (Washer 2000, Pedroli 2001). A szakemberek ezzel
szemben azt hangsúlyozzák, hogy a táj hatékony védelmét annak stabil mûködése
biztosítja, a tájvédelem fô célja tehát a táj hosszútávon fenntartható optimális mûködésének
elôsegítése (Vos — Meekes 1999, Head 2002, Csorba et al. 2008). A táj
külalakja ehhez képest másodlagos kérdés, illetve ha a táj mûködése megfelelô, az
egyúttal biztosítja a táj harmonikus, esztétikus megjelenését is.
Minthogy a közvélemény nyomását egyelôre inkább csak a vizuális tájvédelem
érdekében lehet felkelteni, a tájvédelem néha esztétikai vita terepévé válik (Pedroli,
2001, Wöbse 2002, Wascher 2005). Szerencsére ez az esztétizáló tájmegítélés sem
öncélú kutatási irány, hiszen egy nagyon hangsúlyos gazdasági ágazatnál, a „szabadidôiparnál”
a táj elônyös megjelenése kifejezetten fontos vonzóerô. Ennek pedig az
volt a gazdasági elôfeltétele, hogy Európában már évtizedek óta nem kell mindenképpen
megmûvelni a rosszabb minôségû földeket, nem szükséges feltétlenül kiaknázni
a bányakincsek egy részét és csökken a kedvezôtlen klímájú vidékek lakosságszáma
(Vos — Meekes 1999, Robertson — Richards 2003). Mivel a kontinens jelentôs
részén nincs erôs termelési kényszer, Európa úgymond „megengedheti magának”,
hogy komoly anyagi erôket áldozzon a táji látvány tökéletesítésére. Ezzel növeli
lakóinak megelégedettség érzését, erôsíti az érzelmi kötôdést, az identitástudatot.
Európa számos táján már nagyobb értéket képvisel a szép, turistavonzó tájképi
látvány, mint a korábban ott termelt gabona, az ott tenyésztett állat.
Ez azonban mégsem jelenti azt, hogy elhanyagolhatjuk az európai tájak gondozását,
parlagon hagyhatjuk a földeket. A konkrét példák azt mutatják, hogy korántsem
a visszatermészetesedô, minden emberi tevékenység látható jegyeitôl megszabadított
tájak felé mozog az európai tájfejlôdés (Bätzig 1991, Urban et al. 1997,
Burden et al. 2002). Európa már évszázadok óta a kulturtájak kontinense, s úgy
látszik lakói leginkább ezt a változatosan megmûvelt, tradicionális elemekben gazdag,
lazán belakott tájakat kedvelik leginkább, s ilyenek megôrzését, sôt visszaalakítását
várják a tájvédelemtôl (Konkoly-Gy et al. 2008).

144 Csorba Péter
2. Felmérések a legértékesebb európai tájakról
Az utóbbi néhány évtizedben sok európai országban voltak közvélemény kutatások
az egyes tájak kedveltségrôl. A „milyen tájat szeretnénk” a „Welche Landschaft
wollen wir ?” felmérések eredményei ma már kielégítik a statisztikai megbízhatóság
kritériumait, nagyjából körvonalazódik, hogy milyen is volna az „igazi” angol, német,
francia, olasz, illetve alpesi, toszkánai, sziciliai, vagy dalmáciai táj (Wascher —
Jongman 2000, Pedroli et al. 2007)?
Európára — keleti részének kivételével — rendkívül mozaikos természeti adottságai
révén igen magas táji változatosság (tájdiverzitás) jellemzô. A kontinens lakói
nagyon sokféle tájhoz és tájtípushoz kötôdnek. A nagyobb területû országokban
nem is könnyû társadalmi konszenzusra jutni, hogy melyik az „igazi” francia, német,
spanyol, olasz, stb. táj. Úgy tûnik, ahol a tájdiverzitás kisebb, ott könnyebben
körvonalazható a valódi svéd, svájci, lengyel, orosz stb. táj mibenléte (1.ábra).
1. ábra. „Tipic.ch” „Tipikus Svájc” — egyébként egy grafika és design cég reklámfelirata
a Julia folyó völgyében.
A közvélemény által elfogadott nemzeti tájak közös vonása, hogy erôsen kapcsolódik
a nemzeti történelemhez sorsfordító helyeihez, egy-egy jelentôs személyiség
életének színtereihez. Az igazi nemzeti táj legtöbb esetben a tartósan birtokban lévô

Tájvédelmi törekvések Európában 145
történelmi magterület — a svédeknek Dalarna, a németeknek a Rajna-vidék, az olaszoknak
Toscana. Sok nemzet esetében a legôsibb hitvilág néhány elemeként; mágikus,
szent helyek kiemelt szerepe is megmaradt. A szlovákok számára, pl. nemzeti
hegy a Kriván, a Sitno, csehek hite szerint pedig a Blaníkon rejtôznek azok a harcosok,
akik ha bajban van a nemzet, segíteni fognak... A német hiedelemvilágban a
Harz legmagasabb része, a Brocken úgy ismert, mint a boszorkányok legfôbb találkozóhelye.
A magyarságot, mint eredetileg sztyeppei nomád népet egész Európában a „pusztához”
a Hortobágyhoz kötik. Sajnos a magyarság épített történelmi emlékeinek,
váraknak, templomoknak, településeknek, tradicionális földhasználati mintázatának
jó része a külföldre került Felvidéken és Erdélyben található. A puszta, mint tipikus
magyar táj pedig, bár szorosan kapcsolódik múltunkhoz, de nem hasonlítható a
toszkán, a kasztíliai, a holland polderek kulturtájainak összetett, évszázadok alatt
aprólékosan formált és minden részletében nemzeti jellegûvé alakított tájaihoz. Jó
lenne elérni, hogy Magyarországot ne csak a „pusztával” azonosítsák, hanem a tokajhegyaljai
szôlôvidék, vagy a Balatonfelvidék említése legalább annyira erôs magyar
asszociációt váltson ki, mint a Hortobágy. Érzelmileg a szôlôteraszokhoz, az apró
présházakhoz, folyómenti falvakhoz, templomtornyokhoz és nyárfasorral szegélyezett
utakhoz talán még jobban lehet kötôdni, mint a fenséges, de kevésbé antropomorfizált,
nemzeti karakterrel alig rendelkezô pusztai tájhoz (Csorba 2009). Az
emberek többsége a kulturtájakhoz erôsebben vonzódik, amely magán hordozza a
korábbi generációk munkájának, történelmének nyomait (Burden et al. 2002). Az
európai felmérések egyértelmûen kimutatták, hogy az emberek többsége otthonosabbnak,
szebbnek, barátságosabbnak, megnyugtatóbbnak, és mindenképpen nemzetibbnek
érzi az ôsei által aktívan formált tájat. (Mezôsi 1991, Karancsi et al.
2006). A mostanában formálódó európai tájvédelem tehát elsôsorban már a kultúrtájak
védelmét, tervezését szolgálja.
A tipikusnak tartott nemzeti tájaknak van néhány közös vonása:
— a mozaikos növényfedettség, amelynek többsége lehet kultúrnövényzet is, de
ne legyen nagyterületû, láthatóan telepített erdô, ültetvény, még teraszozott
szôlô sem,
— a közepesen élénk domborzat,
— és a nyílt vízfelület jelenléte mellett bizonyos mértékû tradicionális (kisparcellás)
mezôgazdasági tájhasználat, végül
— a látómezô 15—20 %-át elfoglalva alacsony szintû antropogén jelenlét, belakottság,
— történelmi hangulatot árasztó épületek; várak, kastélyok, kertek, kikötôk,
útmenti fasorok.

146 Csorba Péter
A kedvezônek ítélt tájfelépítô elemek között tehát vannak természetes, félig-természetes
és mesterséges elemek. Ezek aránya, elrendezôdésének mintázata, színhatása
összességében eredményezhet kiemelkedôen elônyös táji megjelenést.
1. A természetes elemek között a domborzat jellege, a természetközeli növényzet,
a vízfelület, a tájfoltok közötti érintkezési felületek, az ún. szegélyhatás és a foltmintázat
játszik döntô szerepet.
2. A féligtermészetes elemek, azaz az agroökoszisztémák és telepített erdôk esetében
a mezôgazdasági parcellák mérete, formája, tagoltsága, kontúrjai, a lejtôs területeken
a parcellák iránya eredményez egyedi tájkaraktert. Fontos „tájöltöztetô”
elem a növényzet színe — gondoljunk csak a manapság tavaszi hónapokban markáns
tájmeghatározó erôvel rendelkezô repceföldek sárga négyzeteire. Kifejezetten erôs
kulturtájformáló hatása van a szôlô és gyümölcstelepítvények, a mediterráneumban
az olajfaligeteknek, a jellegzetes alakú mandulafenyôknek, európai ciprusoknak stb.
3. A mesterséges tájképformáló objektumok esetében fontos a települések által
elfoglalt hely exponáltsága — pl. hogy a település domb- és kisebb hegytetôkön, folyópartokon
van-e. Egy igazi szép tájban meghúzódó településbôl egy templom és
ne hírközlési bázisállomás tornya emelkedjen ki. A települési épületegyüttes a szélek
felé alacsonyodva simuljon bele a külterületi tájba, toronyházak lakótelepek ne
nyomják el a történelmi településmag sziluettjét. Némely táj egyedi varázsát jelentôsen
fokozza egy-egy messzirôl is kivehetô építménytípus — pl. középkori várfalak,
bástyák, kálváriadombok kápolnái, gémeskút, présház, stb. Tájkarakter alakító ereje
lehet a házak formájának, pl. magas alpesi tetôzetnek, a nádfedésnek, vagy „fehérfalú,
pirostetôs igazi magyar” tanyaépületnek. Messzirôl — egy tájat átfogó nézôpontból
is jól kivehetô a mediterrán házkockák vakító fehérsége, az árnyas szûk utcahálózat,
tájképileg is érzékelhetô angol települések parkokkal, zöld gyepekkel tagolt megjelenése,
a mediterrán kikötôk mólók tagolta vizének hullámzása.
Mindezeket nagyon hatékonyan kiegészítheti a történelmi táj levegôje, az a tudat,
hogy ezen a területen fontos, nemzeti sorsfordító események zajlottak (Raivo 2000,
Muir 2002, Nougé — Vincente 2004). A waterloo-i csatatérhez, a stonehenge-i fennsíkhoz,
a thermopylai-szoroshoz kapcsolódó érzelmi töltés lényegesen értékesebbé
teszi a tájat a környezeténél (Braudel, 2003, Kollányi, 2008). Ilyen szempontból
identitásveszteség az oroszok számára, hogy a borogyinói csata színhelyét már rég
elnyelte a terjeszkedô fôváros egyik lakótelepe, a görögöknek hogy számos ókori
mûemlék szorong „méltatlanul” modern épületek között. Az autentikus történelmi
táj megôrzése a tájvédelem egyik legnehezebb feladata, hiszen adott esetben több
száz évvel ezelôtti esemény táji keretét kellene mentesíteni az azóta eltelt korok objektumaitól.
Vannak ugyan egyértelmû esetek — ókori, középkori, reneszánsz, vagy
barokk városaink, de nyilván nem könnyû városépítészeti feladat Firenze reneszánsz,
Bécs barokk, Pest XX század eleji hangulatának hiteles megôrzése.

Tájvédelmi törekvések Európában 147
3. Példák a megôrzendô nemzeti tájakról
Joggal gondolná az ember, hogy Európa egyik legritkábban lakott országában,
Norvégiában nincs ok félni az igazi norvég táj eltûnésétôl. Ezzel szemben a norvég
tájvédelem aktivitása igen nagy, elsôként csatlakoztak pl. az Európai Táj Egyezményhez
is. Kétségtelen, hogy 1975, a hatalmas olaj és földgázkincs kiaknázásának
megkezdése óta végbement gyors gazdasági fejlôdés következtében veszélybe került
az igazi norvég táj is (Frislid 1990, Jung 2000). A norvég tájvédelem határozott
korlátozást vár a rendkívül keskeny tengerparton kiépült olaj- és gázfogadó telepek,
energiaigényes iparágak földfoglalása ellen. Az 1977-tôl meghirdetett vidékmentô
(Countryside) program számos elnéptelenedô falu számára nyújt anyagi segítséget
a vidék népességmegtartó erejének növeléséhez. A vidéken maradás kulcskérdése
még Norvégiában is a mezôgazdaság, a tradicionális falombgyûjtéssel kiegészített
legeltetô állattartás, amely megakadályozta a boróka terjedését, olyan másodlagos
bozótos növényzet kialakulását, amelyet még a kirándulók is elkerülnek. Harminc
év tapasztalata alapján látható, hogy a termékek rendszeres elszállítása, azaz jó infrastruktúra
kiépítése nélkül reménytelen az ilyen törekvés. A hegyvidéki fjellek, ill. a
messzi északi kulturtájainak megôrzése csekély sikert könyvelhet el. A meglepôen
középeurópai típusú tájgazdálkodással bíró osloi medencében, a Grudbransdal
völgyben a földmûvelés és a vegyes lomberdôk mozaikjának megtartása érdekében
a tájvédôknek a vízerômû lobbival, a lucfenyôt preferáló erdészettel és a tömegturizmussal
(ld. Lillehammer) kell megküzdeni. A jellegzetes norvég vidéki építési stílus,
a faépítészet fenntartása ugyancsak nélkülözhetetlen a tájképvédelem számára.
Ausztriában több tájnévbôl magától adódik a feladat. A Mühlviertel legyen
valóban az ország szántóföldi gabonakamrája, a Waldviertel területén uralkodjon az
erdô, a Weinviertel pedig legyen a szôlômûvelés tája (Urban et al. 1997). Stájerországban
a gyümölcsfás kaszálórétek a „Streuobstwiese” a kívánatos, a tájképi jelleget
megôrzô „igazi stájer” területhasználati szerkezet. Az Alpokban pedig természetesen
a hegyi kaszálórétek, az istállózó állattartás, az Almwirtschaft tájképi és funkcionális
elemeit kell összeegyeztetni a turizmus és a közlekedés elvárásaival. A völgytalpak
intenzív gazdálkodása lassan felemészti a rendkívül dekoratív és jellegzetes élôsövényrendszert
az ún. Heckenlandschaft-ot is (Bätzig 1991).
A felhagyott lejtôkön a sûrû bokros növényzet elnyeli az egykori kôbôl rakott
parcellahatárokat, az ún. Trockenmauer-eket. A Bécsi-medence keleti peremén a
pannon biotop nyúlványait, a száraz gyepeket féltik a tájökológusok. Szerencsére az
osztrák faház építési stílus ma is eleven, nem kell megküzdeni toszkánsárga fertôzéssel,
soktornyos, balusztrádos építészeti tévutakkal.
Németország tájidentitási magterülete kétségtelenül a Világörökséggé is nyilvánított
középsô-Rajna-vidék (Dix 2002, Schenk 2002). Ez a legnémetebb folyó által
átvágott, romantikus várakkal szegélyezett, híres szôlôtermô középhegységi táj jó

148 Csorba Péter
példa arra is, hogy a XIX. századi nemzetté válás során a németek hogyan építették
ki tudatosan táji identitásukat. Itt volt minden együtt, amihez a németek különös
vonzódást éreznek, a germán történelmi levegô; Sigfriedtôl a Loreley-szikláig, az
erdôfedte hegyek, ahol a németek mindig a leginkább biztonságban érezték magukat,
és a produktív, eleven kulturtáj, a várromok miatt tájképileg is kiemelkedôen
szép romantikus vidék. 150 évvel ezelôtt itt még külön építészeti stílus, az ún. rajnaromantikus
neogót stílus is tájképformáló erôvel járult hozzá a tájarculat kialakításához.
A német tájvédelem kemény küzdelmet folytat ennek az emblematikus német
tájnak megôrzéséért, leginkább a folyami kavicsbányászat, a partbeépítés fokozódása,
a szôlôparlagosodás és a közlekedési infrastruktúra ellen.
4. Összegzés
Az európai — és ezen belül a magyar — tájvédelem pozíciói alapvetôen erôsödnek,
lassan megszületnek azok a jogi keretek, amelyek hatékonnyá teszik a kontinentális
és a nemzeti törekvéseket egyaránt. A társadalmi támogatást ma még inkább a tájképvédelmi
célokra, mintsem a tájmûködésre hivatkozva lehet elnyerni. Az európai
földhasználat erôs átalakulása részben kedvezô — ld. rekreációs és természetvédelmi
területek gyarapodása, másrészt viszont az infrastruktura fejlesztés és más beépítések
miatt hátrányos a tájvédelem számára. Egyértelmû, hogy az állampolgárok döntô
többsége gondozott, produktív, biztonságos, esztétikus kulturtájakat akar látni. Egy
angol közvéleménykutatás azt is bebizonyította, hogy a nemzeti identitástudat számára
fontos táj megôrzéséért az emberek hajlandóak még anyagi áldozatot is hozni
(Burden et al. 2002).
Irodalom
BÄTZIG, W. 1991: Die Alpen Entstehung und Gefärdung einer europäischen Kulturlandschaft.
Beck Verlag, München, 278.
BRAUDEL, F. 2003: Franciaország identitása. A tér és a történelem. Helikon, 326.
BURDEN, R., WATTS, R., BROWN, B. 2002: The management of natural Beauty. Geography 87,
49—63.
CSORBA, P., SZABÓ, J., BODNÁR, R., SZILÁGYI ZS., SZABÓ GY., SZABÓ SZ., NOVÁK T., FAZEKAS
I. 2008: „Red Book” of the Hungarian Landscapes. Methods of landscape research, Dissertations
Commission of Cultural Landscape, No. 8. Plit, J. and Andreychouk, V. (Eds.) Sosnowiec,
43—60.
CSORBA P. 2009: A földrajzi tájakhoz fûzôdô identitástudat rétegei. Tájökológiai Lapok (megjelenés
alatt).
DIX, A. 2002: Das Mittelrheintal — Wahrnehmung und Veränderung einer symbolischen Landschaft
des 19.

Tájvédelmi törekvések Európában 149
Jahrhunderts. Petermanns Geographische Mitteilungen, 146, pp. 44—53.
FRISLID, F. 1990: Cultural Landscapes of Norway. Landbruksforlaget.
HEAD, L. 2000: Cultural Landscapes and Environmental Change. Arnold, 179.
JUNG, G. (Hrsg.) 2000: Norwegen eine Naturlandschaft? — Ökologie und nachhaltige Nutzung —
Oldenburger Geoökologische Studien, Band 4, 228 p.
KARANCSI Z., HORVÁTH G., KISS A. 2006: Tájesztétikai vizsgálatok a Medves-térség területén.
A III. Magyar Földrajzi Konferencia tudományos közleményei, CD, Budapest.
KOLLÁNYI L. 2008: Tájak történetisége és a történeti tájak meghatározásának kérdései. In: Csorba
P. — Fazekas I. (szerk.) Tájkutatás-Tájökológia. Meridián Alapítvány, Debrecen, 89—94.
KONKOLY GY. É., JOMBACH S., TATAI ZS. 2008: Landscape identity is a new sustainability impact.
(in Hungarian) 4D Journal of Landscape Architects and Gardening, Budapest, 9, 52—59.
MEZÔSI G. 1991: Kísérletek a táj esztétikai értéknek meghatározására. Földrajzi Értesítô, XL. 3—4.
pp. 251—264.
MUIR, R. 2002: The New Reading the Landscape. University of Exeter Press.
NOUGÉ, J., VICENTE J. 2004: Landscape and national identity in Catalonia. Political Geography,
23, 113—132.
PEDROLI, B. (Ed./Hrsg.) 2001: Landscape — Our Home, Lebensraum Landschaft. Indigo, Zeist,
Freie Geistesleben, Stuttgart, 221.
PEDROLI, B., DOORN, VAN, A., BLUST, DE G., PARACCHINI, M.L., WASCHER, D., BUNCE F.
(Eds.) 2007: Europe’s living landscapes. Essays exploring our identity in the countryside.
Landscape Europe Wageningen/KNNV Publishing, Zeist, 432.
RAIVO, P.J. 2000: Landscaping the patriotic past: Finnish war landscapes as a national heritage.
Fennia, Vol. 178, 139—150.
ROBERTSON, I., RICHARDS, P. 2003: Studying cultural landscapes. Arnold, London, 199.
SCHENK, W. 2002: Aktuelle Tendenzen der Landschaftsentwicklung in Deutschland und Aufgaban
der Kulturlanschaftspflege — Petermanns Geog. Mitt. 146, 6, 54—57.
URBAN, H., GRÜNWEISS, F-M., SMOLINER C. (Hrgs.) 1997: Wo i leb... Kulturlandschaften in
Österreich, Katalog, NR 67. Des Stadtmuseums Linz — Nordico, 215.
VOS, W., MEEKES, H. 1999: Trends in European cultural landscape development: perspectives for
a sustainable future. Landscape and Urban Planning, 46, 3—14.
WASCHER, D. 2000: The Face of Europe. Tilburg, ECNC, 50.
WASCHER, D. (Ed.). 2005: European Landscape Character Areas. Alterra Report, No. 1254, 160.
WASCHER, D., JONGMAN, R. (Eds.) 2000: European Landscapes, Classification, assessment and
conservation, European Environment Agency, Coppenhagen, 99.
WÖBSE, H. H. 2002: Landschaftsästhetik. Ulmer Verlag, 304.

A néhány száz évre visszatekintó´,
botanikai célú történeti tájökológiai
kutatások módszertana
Molnár Zsolt, Biró Marianna
1. Összefoglalás
„Ha valaki nem ismeri a tájat, azt értéke szerint
nem is becsülheti, hozzá érzelmileg nem kötôdik, s
ennek hiányában beavatkozásaival, tetteivel könynyen
kárt okozhat, pusztíthat.”
Tóth Albert
Cikkünkben a 200 évre visszatekintô, elsôsorban írásos dokumentumok, térképek, légifelvételek, a tájban
élôk közlései és saját terepbejárások alapján készíthetô történeti tájökológiai kutatások módszertanát foglaljuk
össze az elmúlt 20 évben végzett kutatásaink alapján. Hangsúlyozni szeretnénk, hogy bár egyre több
távérzékelt anyag és adatbázis áll rendelkezésünkre, konkrét tájértékelések, tájtervezések során nem
kerülhetô meg az adott táj részletes, személyes ismerete, a tematikájában széleskörû adatgyûjtés, valamint
a más tájakkal való összehasonlítás.
2. Bevezetés
„A hazai tájakkal elôre megfontolt szándék nélkül találkozik az ember, mintegy
véletlen folytán. Hazája földjét nem megnézi, hanem meglátja az ember, képe úgy
mellékesen, rendszer nélküli utazások során alakul ki benne. Van táj, melyet ötödszöri
látásra értesz csak meg, s van, amelyik elsô pillantásra megmutatja magát.
Némelyiknek megértéséhez az szükséges, hogy bizonyos évszakban, bizonyos órában
lásd, olyan idôben, mely különösen kedvezôen bontja ki formáit és egyéniségét.
Általános tapasztalatom, hogy a tájakkal legkönnyebben úgy találkozik az ember, ha
gyalog vagy kerékpáron tesz meg hosszú utakat, ha ki van szolgáltatva az idôjárásnak,
ha a vihar jövetele éppen két falu között éri. Vonatról nem lehet tájakat igazán
megismerni, autóról is alig, e közlekedési szerszámok túlságosan függetlenné teszik
az embert a természettôl. Néha szinte úgy gondolom, hogy ahhoz, hogy az ember
valamely tájat megértsen, szükséges, hogy ott bajba jusson. Erre manapság, azoknál,
akik mostanában utaznak, és úgy, ahogy mostanában utaznak, egyre kevesebb az

152 Molnár Zsolt, Biró Marianna
esély. A tájak lelkét nem akkor érti meg az ember legkönnyebben, ha keresi. A táj lényegére
és szépségeire csak véletlenül döbbenhet rá az utas, mintegy tennivalóinak
szünetében” — vallja Szabó Zoltán Szerelmes földrajz címû mûvében (Szabó 1964).
Ahogy tájainkat egyre inkább digitális térképek segítségével igyekszünk vizsgálni,
egyre idôszerûbbé válik Szabó Zoltán üzenete.
A történeti tájökológiai kutatások felhasználása az utóbbi két évtizedben egyre
szélesebb körûvé vált. Talán azért, mert a táj múltbeli és ezáltal jelenlegi viselkedésérôl,
átalakulásának mértékérôl, irányáról és okairól gyûjtünk adatokat, így az adatok
sokféle kutatási, tájtervezési, tájértékelési célra felhasználhatók. Az általunk is
végzett néhány évtizedes, néhány évszázados idôtávlatú történeti kutatások — pl. a
táj dinamikájával kapcsolatos hipotézisek generálásával — egyrészt helyettesíthetnek,
másrészt indukálhatnak hosszú távú vizsgálatokat, valamint segíthetik azok célirányosabb
megtervezését (Pickett 1989). A tájökológiai számításokhoz, tájmodellekhez
is nélkülönözhetetlen a múltbeli tájátalakulás pontos ismerete. A finom léptékû
kutatások eredményeinek értelmezéséhez és regionalizálásához, a kutatási helyszínek
kiválasztásához is felhasználhatók a történeti ismeretek. Például segíthetnek eldönteni,
hogy a vizsgálandó ökológiai kérdés szempontjából megfelelô-e a kiválasztott
objektum, nincs-e a múltjából fakadó olyan kényszerekkel, késleltetett válaszadással
terhelve, ami a vizsgálati eredményeket értékelhetetlenné teszi. A múlt jobb ismerete
javítja predikcióink megbízhatóságát is. Erre mind az alapkutatásnak, mind a természetvédelemnek
nagy szüksége van. A természetvédelemnek azért, mert az aktív kezelések
meghatározásához a lehetô legjobban kell ismerni a kezelendô rendszer múltját:
milyen hatásokra, milyen állapotokon keresztül alakult ki a mai állapot (vö. Molnár
1997, Peterken and Game 1984, Bartha 2003).
Történeti kutatásaink az írásos, térképi források hozzáférhetôsége miatt a 18.
század közepéig nyúlnak vissza. Az ilyen történeti tájökológiai kutatásoknak két fontosabb
célja lehet:
— célirányos-oknyomozó kutatás, amikor az adatokat egy elôre megfogalmazott
kérdés megválaszolása céljából gyûjtjük és értelmezzük: pl. hogyan függ a parlagok
növényzete koruktól? milyen volt az adott homokbuckás állapota, amikor
még legeltették?
— felfedezô-keresgélô kutatás, amikor új, releváns kérdések felismeréséhez, megfogalmazásához
gyûjtjük az adatokat. Ilyenkor nincs konkrét kérdés, csak figyelünk,
olvasunk — új dolgokra nyitottan. Prekoncepcióktól mentesen könnyebben
megérezhetjük a táj lényegi tulajdonságait, megkereshetjük, hogy mik
voltak a releváns folyamatok 100—200 évvel ezelôtt. E módszer az egyetlen,
mely esélyt ad az ún. „történeti függöny” mögé való bepillantásra, azaz olyan
jelenségek felismerésére, amelyek a mai világban nem léteznek, sôt nem is
gondoljuk, hogy valaha léteztek (lásd errôl részletesen Molnár G. 2003),
ugyanakkor a mai táj kialakulásában fontos szerepük volt.

A ... botanikai célú történeti tájökológiai kutatások módszertana 153
A történeti tájökológiai kutatások a következô fontosabb kérdések köré csoportosulnak:
(1) mi az egyes tájrészletek, vegetációfoltok eredete és kora (ôsisége), stabilitásának
mai mértéke. Hiszen alapvetô kulturális emberi élmény, hogy a régi fontosabb,
értékesebb, mint az új, mert „többet látott”, (ezért is) idôt állóbb és általában nagyobb
az információtartalma is. Emiatt az ôsi, stabil vegetációtípusok és tájrészletek,
valamint az átmeneti, instabil foltok lehatárolása alapvetôen fontos pl. a természetvédelmi,
tájépítészeti tervek kialakításához (Illyés 1997, Rackham 2000). Ehhez a
lehatároláshoz idôben egymás után következô történeti térképek feldolgozása során
juthatunk el. A térképek összemetszésével megszerkeszthetôk a tájban található ôsi
vegetációs foltok, az ôsi erdô vagy gyepterületek, akár egyes élôhelyek, pl. ôsi homoki
gyepek vagy éppen ellenkezôleg, a néhány évtizedes parlagterületek térképei (Biró
2006a). Kiderült például, hogy a szikespusztai vakszik és szikfok növényzet bár igen
dinamikus, évrôl-évre átalakulhat fajösszetétele, évszázados idôtávlatban mégis meglehetôsen
stabil: Kitaibel szinte ugyanolyan szikeseket látott 200 éve, mint amilyeneket
mi látunk (Molnár és Biró 1996, Molnár 1999, 2003a, Sümegi és mtsai 2000,
Molnár és Borhidi 2003).
(2) érdekelhet minket a tájhasználat és a termôhely közvetlen és közvetett hatása a
növényzetre, hiszen ez a tudás alapozza meg jövôbeli tájhasználati döntéseinket, e
tudás mélységén múlik pl. az agrártámogatások hatékonysága, esetleges károkozásuk
elkerülése. Azt tudjuk, hogy az ipari mezôgazdaság elôtti tájhasználat — amely mai
védendô értékeink nagy részének kialakításában és fennmaradásában alapvetô fontosságú
volt — már nem „hozható vissza”, de azt nem tudjuk, hogy e régi tájhasználati
módok mely részét és hogyan érdemes a jelenleg kifejlesztés alatt álló természetvédelmi
kezelésekbe beépíteni (példák ilyen kutatásokra: Molnár, Biró 1995a,b,
1996, 2001, Molnár és mtsai 1996, 1998a, 2000, Biró, Széll 1999, Siposs és Kiss
2002, Biró 2003, Lukács és mtsai 2004, Nagy 2006).
(3) érdekelhet minket a vegetáció változásának sebessége, a vegetációátalakulások
mozgástere. Mai világunk felgyorsult, de nem mindenben! Bár valóban gyorsabban
degradálódik a növényzet, mint valaha, ugyanakkor lassul a regeneráció sebessége.
Szeretnénk lassítani a degradációt és gyorsítani a regenerációt: de hol lehet, és hol
nem lehet ezt megtenni, mekkora a mozgástér? Például kiderült, hogy a tiszántúli
tájban a löszgyepek regenerációja 10—15 év után megreked, a további spontán regeneráció
szinte lehetetlen (Molnár és Botta-Dukát 1998). Ugyanott a szikes gyepek
regenerálódása viszonylag gyors (Biró, Széll 1999). A vízháztartásukban is helyreállított,
élôhely- és fajgazdag tájban lévô turjánvidéki láprétek is igen jól regenerálódnak,
körültekintô kaszálási móddal és/vagy legeltetéssel a folyamatot segíteni
lehet, a kialakult másodlagos gyepek lápréti specialista fajokban is gazdagodnak
(Máté és Vidéki 2007).

154 Molnár Zsolt, Biró Marianna
(4) és nyilván fontos megtudnunk, hogy az általunk használt kutatási módszereknek
mik a lehetôségei és korlátai. Mennyire lehet különbözô botanikai és nem-botanikai
forrásokból megismerni a tájak növényzetének múltját (Biró, Tóth 1998), mennyiben
segíti ez a jelen megértését, és milyen, tesztelhetô predikciókat tudunk tenni a
várható jövôbeni változásokról. A folyószabályozások és lecsapolások elôtti tájnak
pl. jól ismerjük a szikes és a homoki növényzetét, típusait, azok fajkészletét, ugyanakkor
szinte semmit sem tudunk nagy lápjaink nádasainak, sásosainak fajösszetételérôl,
nem is beszélve a 18. századra már szinte teljesen eltûnt lösztölgyesekrôl.
Egyelôre arról sincsenek adataink, hogy az Alföld látványos kiszáradása milyen téridôdinamikában
következett be (a tiszai töltés építése pl. 1846-tól 1937-ig tartott!),
és hogy milyen mértékû regenerációra volt lehetôség a csapadékosabb, belvizesebb
idôszakokban.
3. Néhány fontosabb definíció
A módszertan tárgyalása elôtt megadjuk néhány fogalom meghatározását:
Múlt: ami elmúlt, ami megtörtént, lefolyt.
Történet: megtörtént (vagy kitalált, rekonstruált) események többé-kevésbé összefüggô
sorozata elmondva vagy leírva; valaminek a múltja és fejlôdése elmondva vagy
leírva.
Táj: a hazai és a nemzetközi irodalomban zavarbaejtôen sok (jó) megközelítése,
„definíciója” van a tájnak (lásd Juhász-Nagy 1993, Réthy 1998, Tóth 2003). A dolgozatban
tájnak nevezzük azt a szupraindividuális szervezôdési szintet (olykor csupán
önkényes kutatási területet), amelyet vegetációmozaikok alkotnak, beleértve a
nem természetes felszíneket is (alsó méret általában a néhány hektár, a felsô határ a
Magyar Alföld). Ennél pontosabb meghatározás korlátozná megismerésünk holisztikus
jellegét. Egy konkrét vegetációmozaik több tájnak is lehet része: pl. a Héricsesdomb
a Bíbicesnek, a Blaskovics-pusztának, a Csanádi-pusztáknak, a Csanádi-hátnak,
a Körös-Maros közének, a Dél-Tiszántúlnak, a Tiszántúlnak, az Alföldnek, mint tájnak
egyaránt a része. Mivel a tájak mesterséges hierarchikus rendszerbe foglalását
(pl. a kistájkatasztert) önkényesnek (bár sok célra nagyon hasznosnak) tartjuk, minden
esetben az aktuális szempontból releváns tájat érdemes megneveznünk földrajzi
névvel vagy körülírással.
Tájtörténet: a megnevezett táj múltjának dokumentált, történetbe rendezett része
(korlátaink miatt általában a táj néhány kiragadott tulajdonságának története).
Tájhasználat-történet: a táj emberi kiélésének, kihasználásának és ezek melléktermékeinek,
abiotikus és humán következményeinek története (a mezô-, erdô- és vízgazdálkodás,
urbanizálódás, szennyezés stb. története). Megjegyezzük, hogy a mûvelési
ágak térképalapú történeti rekonstrukciója a tájhasználat-történetnek csak egy

A ... botanikai célú történeti tájökológiai kutatások módszertana 155
kicsi, bár fontos szeletét képezi. Ugyanis a mûvelésiág-változások sokszor nem mutatják
a természetesebb növényzet degradálódását vagy éppen regenerálódását, így
akár téves következtetésekre is vezethet (pl. hiába nôtt meg a gyep mûvelési ág területe
a tájban, ha ezeket a területeket gyomok, özönnövények hódították meg).
Történeti tájökológia: a tájökológiának az az irányzata, amikor az érdeklôdés középpontjában
a táj múltbeli mintázatainak, folyamatainak megismerése, megértése
áll, történjen ez a múltbeli vagy a mai táj mûködésének jobb megértése céljából.
4. A történeti tájökológiai módszeran fôbb jellemzôi
Történeti tájökológiai módszertani publikáció igen kevés van (pl. Sheail 1980,
1983, valamint fejezetként: Rackham 1980, 1994, Berglund 1991, Whitney 1994,
hazánkban: Molnár 1997, Király 1999, Nagy 2003, 2008a,b, Biró 2006a,b). Ezen
tanulmányok egyrészt általános módszertani tanácsokkal szolgálnak, másrészt az általuk
gyakrabban használt források kritikai értékelését adják (pl. középkori oklevelek,
az angliai Domesday Book 1086-ból, 17—18. századi amerikai hódítók felmérései,
feljegyzései, a hazai történeti térképek, botanikai adatok, írásos dokumentumok).
Míg az ökológus általában csak a tájat, a történész pedig csak az írott/térképi forrásokat
kutatja, a történeti tájökológus a kétféle adatforrás egymásravonatkoztatásával
rekonstruálja a múltbeli tájak állapotát, vázolja fel a táj változásait, ezért van
lehetôsége új meglátásokra (Rackham 1980, 1994, Biró 2006a, Molnár 2007).
Mivel az ökológiai rendszerek komplexek, stochasztikusak, jellemzôek rájuk a
graduális változások, ezért nehéz feladat a releváns tér- és idôléptékben való vizsgálatuk.
Múltbeli változásaik rekonstruálása még ennél is nehezebb feladat, hiszen múltat
faggató forrásaink — még a legkörültekintôbb forrásösszevetések után is — hiányosabbak,
mint a jelen táj információi. Meglátásainkat tesztelô kísérleteket sem végezhetünk,
így állításaink megbízhatósági foka is korlátozottabb. De mivel minden táj
a múlt terméke, nagyobb hibát követünk el, ha a tájak vizsgálatakor figyelmen kívül
hagyjuk ezt a múltat, mintha részleges tudás birtokában értékeljük a jelen helyzetet,
gondoljuk végig a lehetséges jövôt (Sheail 1980, 1983, Whitney 1994). A múltat
nem lehet, és nem is érdemes végképp eltörölni (Hamburg és Sanford 1986, Novák
2005, Konkolyné 2008).
Történeti kutatásoknál ritkábban van lehetôségünk olyan számszerûsítésre, mint
az a récens ökológiai kutatásoknál szokásos, sôt elvárt. Ugyanakkor törekednünk kell
arra, hogy minél gyakrabban számszerûsített adatokat gyûjtsünk a múltról (pl. kiterjedési
adatokat, kellô számú fajlistát). Ez segíthet elkerülni a megalapozatlan általánosításokat.
Ok-okozati összefüggéseknél gyakran többféle logikus, a történeti módszer
korlátai miatt nem tesztelhetô megoldás is felmerülhet. Ilyenkor újabb adatok
bevonásával ajánlott a lehetôségek körét szûkíteni. Gyakori csapda az egyidejûségbôl
az ok—okozatra való következtetés, valamint az eredeti, lokális adatok helyett a törté-

156 Molnár Zsolt, Biró Marianna
nelmi általánosítások, illetve a mások által félreértelmezett adatokból levont következtetések,
az ún. áltények használata. Bár a fent említett módszertani tanulmányok
felhívják a figyelmet ezekre az általános problémákra, és szemléletes példákat is adnak,
mindenkinek a saját egyedi eseteiben kell megfelelô megoldásokat találnia.
Például a kiterjedési adatok számszerûsítésére a történeti térképekbôl szerkesztett
vegetációtérkép-rekonstrukciók, illetve ezek összemetszései, az ún. folttörténet-térképek
adhatnak jó megoldásokat (Biró és mtsai 2006, Biró 2006a). A vegetáció rekonstruálásához
az egyes múltbeli és aktuális források iteratív összevetésével juthatunk
el (Biró 2006b). Napjaink technikai lehetôségei mellett a történeti térképek és
bármilyen aktuális botanikai (klasszikus vegetációtérkép, Á-NÉR térkép, CÉT,
MÉTA) vagy felszínborítási térkép (Corine, Gauss-Krüger stb.) számszerûsített
összehasonlítása megoldható (Csorba 1996, Dénes 1996, Konkolyné Gyúró 1998,
Boros, Biró 1999, Ruprecht 1999, Margóczi 2001, Deák 2004, Szabó, Ruprecht
2004, Juhász 2005, Tinya, Tóth 2005, 2007, Nagy 2008b,c, Biró és mtsai 2006,
2008a,b, Biró 2008, Biró, Molnár 2008, 2009, Tatár és mtsai 2006, Zagyvai 2008).
Ennek extrém példája egy olyan módszertani kísérlet, ahol egy jelenlegi raszteres
térképet hasonlítottunk össze egy nem digitalizált történeti térképpel Arc View 3.3
térinformatikai környezetben. A raszterekben található élôhelyek mennyiségét és
arányát raszterenkénti kördiagrammokkal szemléltettük, így a változásokat a kördiagrammok
tartalmának változásai szemléltetik (Biró és mtsai 2008b).
A történeti adatok nem a valóságot mutatják, hanem annak valaki általi, valamilyen
módszerrel történt leképezését. Csak a múltbeli jelenségek „történeti adatokká”
való leképezésének modelljét rekonstruálva tudjuk eldönteni, hogy mi az
egyes adatok felhasználhatósági, értelmezhetôségi köre (Whitney 1994, Bagi 1997,
Molnár 1997, Molnár és mtsai 2008). A korabeli térképezôk célja sok esetben a birtokviszonyok,
vízrajz, határviszonyok, katonai lehetôségek stb. feltüntetése volt, bár
céljaik között voltak olyanok, melyeknek köszönhetôen a növényzet bizonyos tulajdonságait
kiemelték: pl. a gyepen lévô fák mennyisége, az erdô zártsága, makkos
erdôk helye, zsombékos vagy füzes részek (1. ábra), homoksiványok területe vagy
éppen a hadsereggel való közlekedés szempontjából fontos tényezôk, mint pl. egy
terület vízállásossága, a vízállások tartóssága, a mocsarak átjárhatósága, az erdôk
zártsága, a cserjeszint sûrûsége, az utak járhatósága. Ezek feltüntetése segítheti a botanikai
értelmezést és a retrospekciót.
Fontos továbbá hangsúlyozni, hogy a legtöbb történeti adatot nem azzal a céllal
hozták létre, hogy abból késôbb történeti tájökológiai rekonstrukciót készítsenek (vö.
Tímár 2002, Biró 2006a), ezért szükséges a források elôzetes megvizsgálása, a forráskritika
is (Magyar 1975, Rakonczai 1988, Király 1999), melyet pl. a források adatleképezési
módszerének ismerete, a térképezés-technikai lehetôségek, az alapos térképezések
és térképezôk, az aszályos évek, illetve a másodlagos adatok felismerése határoz
meg. A források hibájának vagy korlátosságának felismerését aktuális terepismeretünk
is nagyban segíti (lásd Biró 2006a, Molnár 2007, Molnár és mtsai 2008).

A ... botanikai célú történeti tájökológiai kutatások módszertana 157
1. ábra: Növényzeti kategóriák feltüntetése 18. század végi uradalmi térképen
(„Salicetum rarum” — ritkás füzes, „Alnetum densum” — sûrû égeres, „Arborum fructiferorum
Silvestrium” — vadgyümölcsfák, „Plaga ab arbustis vacua nimis caricetosa” — Fáktól mentes
sásos terület) (A Gödöllôi Fácános alsó részei. Gödöllôi Városi Múzeum térképtára-TA5).
Az elmúlt közel 20 év kutatásai során összeállt egy olyan módszercsokor,
amelynek segítségével történeti tájökológiai rekonstrukcióinkat készítettük. Ezek
lehetnek térképi és írásos táj-, illetve vegetáció-rekonstrukciók (Molnár 1996, 1998,
2003b, Biró 1998, 1999, 2000, 2003, Biró in Molnár, Biró 1995a,b, 1996, 1997,
2001, Biró in Molnár és mtsai 1996, 1998, 2000? Molnár és Kun 2000, Molnár és
Borhidi 2003), a korabeli flóra rekonstrukciói (Biró, Tóth 1998) vagy akár egy-egy
vegetációtípus elmúlt 200 évben történt átalakulási folyamatának leírásai (Molnár
2007, Molnár és mtsai 2008). Az rekonstrukciók bármilyen speciálisabb vizsgálattal
vagy módszerrel kiegészíthetôk, pl. vízügyi rekonstrukció tervezéséhez (Borsodi-Mezôség)
a korabeli vízrajzot öt idôszak történeti térképekein kívül szintvonalas topográfiai
térképek és légifotók segítségével rekonstruáltuk (2. ábra), nagy hangsúlyt fektetve
a víz jelenkori útjának lehetôségeire vagy akadályaira is (Biró in Molnár, Bodnár,
Biró 1996, Biró, Molnár 2008). Erdôterületek természetvédelmi kezeléséhez
(Gödöllôi-dombság) korabeli üzemtervek (3. ábra), üzemtervi térképek alapján erdôrészlet
szinten készítettük el az erdôk 120 éves átalakulásának rekonsrukcióját (4.
ábra) (Biró 2003).

158 Molnár Zsolt, Biró Marianna
2. ábra. A Csincse-ér egykori ágainak rekonstrukciója a Borsodi-Mezôség területén, a jelenlegi
csatornák (piros) és egykori gátak (sárga) feltüntetésével. A szürke színnel jelölt egykori
Csincse-ér egyszer vagy kétszer való áthúzásai jelölik a mára feltöltôdött, elgátalódott
mederszakaszokat (lásd a kép középsô részén), ahol a jelenlegi domborzati viszonyok mellett a
víz lefolyása gravitációsan feltehetôen nem lehetséges (Biró in Biró és Molnár 2008).
A térkép 8x7 km nagyságú területet tüntet fel.
3. ábra. A Gödöllôi Királyi Koronauradalom egy üzemtervi könyvének részlete.
Elsôdleges forrásként használható, írásos levéltári anyag. A forrás segítségével rekonstruáltuk az
erdôk 120 évvel ezelôtti állapotát és az azóta történt erdôdinamikai folyamatokat. Az oszlopok
balról jobbra: 1. sorszám, 2. erdôrészlet kiterjedése (kh), 3. talaj, fekvés, kitettség és lejtszög,
4. magasság, 5. helyi osztály, 6. leírás, keletkezési mód, egészségi állapot, stb. 7. korhatár.

A ... botanikai célú történeti tájökológiai kutatások módszertana 159
4.ábra. A Gödöllôi Királyi Koronauradalom erdôinek rekonstruált térképe, mely az erdôk
állapotát az 1880-as évekre nézve ábrázolja. A térképet a III. Katonai Felmérés egységes térképi
alapjára ábrázoltuk. Készítéséhez felhasználtuk a korabeli üzemtervi könyveket és térképeket,
valamint egyéb kéziratos uradalmi birtoktérképeket és írásos forrásokat (Biró 2003).
Méretarány 1:25 000. Színek magyarázata: zöld: legelô, kávébarna: tölgyes, gesztenyebarna:
gyertyános tölgyes, bordó: gyertyános állományok; fák ábrázolásával a fáslegelôket jelöltük.
A kutatások során az egyes módszereknek nincs optimális sorrendje, gyakran
szükséges viszont az iteratív közelítés. Az alkalmazott módszerek súlypontja kutatási
kérdéseinktôl, hipotéziseinktôl, a hozzáférhetô forrásoktól, illetve a terület sajátosságaitól
és méretétôl függôen is változhat. Ami biztos, hogy érdemes bizonyos elôkészületeket
már az elsô terepmunka elôtt elvégezni (pl. térképek és légifelvételek
beszerzése, áttanulmányozása, földrajzi nevek összegyûjtése, alapvetô irodalmak elolvasása),
de ennek mélysége sem optimalizálható. A földrajzi nevek térképének készítése
többnyire az összes történeti térképi forrás névanyagának jelenkori térképre vetítésével
történik. Fontos kihangsúlyozni azonban, hogy a korabeli térképészek többnyire
nem magyar anyanyelvûek voltak, így a lakosságtól szerzett információkat
gyakran félreértették, vagy a helyneveket olykor nem a valóságban így nevezett területre
írták fel. Ezek az ellentmondások, furcsaságok az elkészült helynévtérkép elsô
változatán láthatóvá válnak, így a végleges térképen forráskritikával az eltéréseket
helyre tehetjük.

160 Molnár Zsolt, Biró Marianna
5. Természetbúvár közeledés a tájhoz
A táj megismerése során a legôsibb erô talán a velünk született kíváncsiság: bújjuk
a nádasokat, a sûrû ligeterdôket, társulunk a pusztán legeltetô pásztorokhoz, figyeljük
a táj geomorfológiáját és talajait, az erek egykori medrének vonalát, a garmadákat,
a természetesen lefûzôdött vagy a mesterségesen levágott morotvákat. Mindezek
egyféle általános tájismeretet adnak, melyre még az objektív tudománynak is
szüksége van. A „természetbúvár” ilyen nyitottsága, megfigyelései a táji mûveltség
alapját teremtik meg, és olyan adatokat nyújtanak, amelyek általános keretet biztosítanak
a részletesebb kutatásokhoz (Juhász-Nagy 1979).
A tájban sok olyan jel van, amelybôl egyszerû módon lehet múltbeli eseményekre
következtetni, amint erre való igényünk megszületett. Például elhagyott gémeskutak,
felhagyott rizsparcellák, akáctemetôk utalnak az egykori tájhasználatra, mély és tavasszal
is száraz csatornák az egykori nagy vizekre és a mai lesüllyedt talajvízszintre
(vagy csupán mérnöki túlkapásokra?). A legelô állat fajtája és a legeltetés ideje, intenzitása
(sôt ennek a tavalyi állapota is), a legeltetés módja szintén egyszerû módon
dokumentálható. Ugyanígy a kaszálásé is. Ugyanakkor a felülvetés, altalajjavítás, legelôtrágyázás,
legelôtisztítás kiderítése már nehezebb. A legtöbb degradációs jelenség
szintén könnyen felismerhetô (taposás, szennyezés, beszántás). A táj általános
— természetbúvár jellegû — ismerete nélkül lokális ökológiai megfigyeléseink, lokális
adataink, térinformatikai elemzéseink a „levegôben lógnak”, súlyukat nem látjuk, így
nem általánosíthatók, gyakorlati tanácsokká való formálásuk pedig komoly veszélyeket
rejt. Elôfordulhat pl. hogy ôsgyepre tervezett, akár több éves kutatásunk egy
pillanat alatt relevanciáját veszti, mikor kiderül a kutatás helyszínérôl, hogy az egy
néhány évtizede felhagyott, regenerálódott parlag.
6. Növényzeti forrásaink
Botanikusként fô adatforrásunk maga az aktuális növényzet. Ez talán meglepô,
oka a következô. A növényzet különbözô élethosszúságú, helytülô egyedek, különbözô
termôhelyi preferenciájú, túlélôképességû és terjedôképességû fajok közössége.
Az adott vegetáció összetétele tehát nem az éppen aktuális környezeti hatásokat, versengési
viszonyokat tükrözi, hanem hosszabb, ráadásul különbözô idôtávú hatások
eredôjét (vö. Foster 1992, Levin 1992, Bartha 2003). Ezért mondják, hogy a növényzetnek
"memóriája" van (Pickett 1991), és ezt ki lehet olvasni belôle („reading
the vegetation”). A mai táj vegetációjából, a mai mintázatokból így múltbeli eseményekre
és állapotokra lehet következtetni (pl. Rackham 1980, 1994, Vartainen
1988, Peterken és Game 1984, Zólyomi 1945—46, 1969, Reed 1984, Glitzenstein
és mtsai 1990, Molnár 2007): pl. a nem mobilis specialisták és az öreg egyedek jel-

A ... botanikai célú történeti tájökológiai kutatások módszertana 161
zik a régebbi múltat, a generalisták inkább a közelmúltat és a jelent, a gyomok egy
része pedig gyakran már a jövôt vetíti elôre. Bizonyos növényfajok például a gyepek
ôsiségét indikálhatják (lásd Molnár és Botta-Dukát 1998, Molnár 2007).
A megismerésben elônyt jelent (pl. a zoológusokkal szemben), hogy a növényegyedek
szabad szemmel jól láthatóak, viszonylag gyorsan és könnyen azonosíthatóak
faji szinten, így naponta sok ezer minifajlista készíthetô (fejben), azaz a tájat
igen finom léptékben tapogathatjuk le. Egy táj 5—10 éves vizsgálata alatt ez több millió
fajlistát jelent, így az ismétlôdô mintázatok és faj-együttelôfordulások megtanulhatók,
a ritka és a soha elô nem forduló kombinációk tudatosíthatók.
Alapfeltevésünk, hogy a fajok cönológiai, termôhelyi stb. preferenciája igen sok
elôfordulásuk összevetésével (és elôfordulási hiányaik tudatosításával) megismerhetô.
A preferenciának van maximuma és szélessége, így beszélhetünk pl. specialista és generalista
löszgyepi fajokról, társulásközömbös fajokról, szántóföldi gyomfajokról.
Terepen gyakran megfigyelhetô, hogy a preferenciatartomány széle felé a faj életereje
csökken (pl. ürmöspusztán 15 cm-es Carduus nutans, felnyurgult Artemisia santonicum
sziki rétben). Feltesszük (kényszerûségbôl), hogy ezek a preferenciák többé-kevésbé
változatlanok maradtak az elmúlt 200 évben. (Az aktualizmus elvének értelmében
a korábbi korok növényzetét is a mai vegetációs osztályozásokba soroljuk.
Ez zömmel joggal szintén megtehetô (lásd Kitaibel adatait in Molnár 2008a,b Biró,
Molnár 2009), ugyanakkor éppen a kutatásaink egyik célja, hogy rámutassunk a kivételekre.)
Az egyes fajok pl. jelenlétükkel (és hiányukkal), mennyiségükkel, térbeli mintázatukkal,
életerôsségükkel, növekedési formájukkal (pl. felnyúrgult egyedek, legelôn
nôtt fák zárt erdôben) indikálnak (lásd pl. Bagi 1991, 1992). Tapasztalataink szerint
az egyes fajok gyakran mást indikálnak különbözô vegetációtípusokban, mást ha kicsi
és mást ha nagy a borításuk (Bagi 1991). Az indikáció térléptéktôl és a vegetáció
korától és dinamizáltságától is függ (Bartha 2002), ezért az indikátorértékek mechanikus
használata veszélyes (Bagi 1991, Bartha 2002), ugyanakkor kellô terepismerettel
a mûtermékek kiszûrhetôk (lásd pl. Bagi 1991, Molnár és mtsai 1998b). Máskor
éppen az „össze nem illô” indikátorértékû fajok együttelôfordulása vagy az „értelmetlen”
eredmények mutatják a növényzet egyensúlytól távoli helyzetét (Bodrogközy
1977, Bartha 2002).
Mivel leginkább a növényzet változásai érdekelnek minket, vannak olyan indikációs
csoportosításaink is, amelyek a terjedési- és a kitartóképességet veszik figyelembe
(vö. Bartha 2002). Sajnos ezekbôl még nem állt össze egy olyan, dinamikai
tulajdonságokat tartalmazó adatbázis, amelynek elkészítését Bartha tanulmánya is
fontos jövôbeli feladatnak tartja. A rosszul terjedô fajokkal pl. idôs, ôsi állományokat
lehet a tájban felismerni, sôt lehatárolni (vö. Peterken és Game 1984, Dzwonko és
Loster 1992, Molnár 1997) (pl. egy bürkös kökényesben növô Inula germanica klón
egykori löszgyepre, alacsonyra növô Peucedanum officinale cickórós legelôben egy-

162 Molnár Zsolt, Biró Marianna
kori kocsordos rétsztyeppre utal). Ugyanakkor a kitartó fajok a vegetáció korábbi,
mára már átalakult állapotára szolgáltatnak ismereteket (pl. zsombéksás életerôs vagy
szétesô, esetleg szétkaszált zsombékja kiszáradt láp helyén kialakult száradó mocsárréten,
vagy kékperje zsombékja Festuca pseudovina-s gyepben kiszáradt lápréten).
Az egyes fajok viselkedését egyrészt adatbázisokba rendezhetjük (pl. Horváth és
mtsai 1995, Borhidi és mtsai 2000), de a tudás zöme csak egyéni, személyes terepi
tapasztalatok alapján gyûjthetô össze (vö. Bagi 1991). Ezért van az, hogy egy tájban
csak több évi terepmunka után tudunk „otthonosan” mozogni. Ekkorra tudjuk megkülönböztetni
a jellemzô és a ritka eseményeket. Egy néhány tízezer hektáros táj dinamikájának
alapfokú megismerése tapasztalataink szerint ennél többet, legalább
5—15 évet igényel.
A növényzet jellemzéséhez a terepen leggyakrabban fajlistákat készítünk: cönológiai
felvételeket, állományfajlistát, félhektáros fajlistákat, táji fajlistákat, de gyakran
dokumentáljuk a mintázati és vitalitási tulajdonságokat is. A fajokat termôhelyi, cönológiai
vagy más indikációs csoportokba osztjuk. A csoportbasorolás pontosságának
többféle korlátja van: az országos adatbázisok értékei olykor nem megfelelôen
írják le a faj regionális preferenciáját, ugyanakkor ha a regionális besorolásokat el is
készítjük, ez mindig függ majd tájismeretünktôl, és szubjektív döntéseket is tartalmaz.
Emiatt olyan jelenségeket tudunk csak vizsgálni, amelyek kellôen markánsak
(pl. Fekete és mtsai 2002, Molnár és Botta-Dukát 1998).
Vizsgálhatjuk a teljes fajkészlet karakterességét (pl. a homoki tölgyesek zömének
igen jellegtelen az erdei flórája), a táji és az állományflóra egymáshoz való viszonyát
(pl. a homoki sztyepprétek általában csak a töredékét tartalmazzák, míg a szikesek
szinte a teljeset). Érdemes összevetni a terület vélelmezett potenciális és aktuális fajkészletét,
és külön vizsgálni a hiányzó és a kipusztult fajokat (Molnár és mtsai 2008).
Bejárásaink során gyakran tipizáljuk a növényzetet, amihez a klasszikus cönológiai
osztályozás (Borhidi 2003) mellett az Á-NÉR-t (Bölöni és mtsai 2003, 2007) is felhasználjuk,
de igyekszünk eltanulni a tájban élô emberek, pásztorok és parasztok ösztönösebb,
haszonelvûbb, sokszor tájspecifikusabb növényzeti osztályozását is (Molnár
és Hoffmann 2009), valamint specifikusan történeti szemléletû kategóriákat is
létrehozunk. A mai vegetáció történeti szemléletû kategóriákkal való megnevezése
során a vegetáció cönológiai jellegû tipizálása mellett vagy helyett az elterjedést, az
eredetet és kort, a növényzet, a termôhely és a tájhasználat állapotát és változásait,
a folyamatok típusát és sebességét vesszük figyelembe. Az 1. táblázat példákat mutat
a felhasznált jelzôkre (a második és harmadik oszlopból több jelzô is használható).

A ... botanikai célú történeti tájökológiai kutatások módszertana 163
1. táblázat. Történeti koncepciójú vegetációtípusnevek áttekintése
(egy adott vegetációtérképen pl. ilyen kategóriát is definiálhatunk:
tiszántúli, ôsi, degradálódó ürmöspuszta)
táj eredet állapot, folyamat típus
tiszántúli
kiskunsági
hortobágyi
északbácskai
Tiszavölgyi
stb.
ôsi
másodlagos
pionír
rétbôl
száradó
faárnyékban
képzôdô
parlagon
fejlôdô
mezsgyén
kialakult
gáton
létrejött
telepített
stb.
természetközeli, degradált, degradálódó
lassan regenerálódó, regenerálódott,
regenerációjában megrekedt
avarosodó, felritkuló, betöltôdô, cserjeszint
nélküli, zárt lombkoronájú
szamártüskösödô, sás uralta, elürmösödött
gyorsan (özön) gyomosodó
fajszegény, fajgazdag, fajokban szegényedô,
gazdagodó
szikespusztába ágyazott
száradó / víznyomta
kilúgzódó, mélyben szikes
finom homokos, homokos löszön lévô
legelt, legeléstôl felhagyott, kaszált,
kaszálástól felhagyott
stb.
ürmöspuszta
homoki
tölgyes
(vagy
bármilyen
Á-NÉR vagy
cönológiai
kategória)
legelôerdô
fáslegelô
parlag
stb.
A vegetációs foltok belsô térbeli mintázata és fiziognómiája rengeteg információt
rejt. A populációk összekevertsége a gyep koordináltságát, rendezettségét jelzi (Bartha
2003), az egyéves fajok uralta foltok gyakran a növényzet zavartságát (pl. túllegeltetés),
mocsári növényzetben az egyfajú, kerek klónok a vízháztartás közelmúltbeli
lényeges javulását jelzik. A második lombkoronaszint a fafajok életerejét és az
erdôgazdálkodás világnézetét mutatja (Király 1999, Bölöni 2005), a lombkoronaszint
és a gyepszint diszharmóniája szukcessziós változásokat jelez (lásd pl. Molnár
és mtsai 1998b). A folt összbiomasszájának a várttól való eltérése túl- vagy alulhasználatra,
termôhelyi romlásra utalhat. Érdemes figyelni, hogy a folt cönológiailag típusos-e
vagy átmeneti, mennyire illik bele a mai tájba, mennyire egyedi?
Az egyes vegetációs foltokat mindig érdemes egy vagy több másikhoz viszonyítanunk.
A különbözô történetû foltok egymáshoz való viszonyítása lehetôvé teheti annak
felismerését, hogy milyen történet mennyire fajgazdag, mennyire karakteres vagy éppen
ellenkezôleg, mennyire jellegtelen növényzetet eredményez. Viszonyíthatunk (1)
valós referenciához (egy, a tájban vagy az Alföldön létezô állományhoz), (2) történeti
referenciához (valamilyen részletesen dokumentált múltbeli vegetációs folthoz), (3)
analógiás referenciához (más, hasonló vegetációtípus egy állományához, pl. homoki
sztyepprétet egy löszsztyeppréthez), (4) idealizált referenciához (táji vagy alföldi fajkészletbôl
összerakott idealizált állományhoz) vagy (5) viszonyíthatjuk a szomszédos
vegetációtípusok (nodumok) által képzett topológiai térben a szomszédokhoz.

164 Molnár Zsolt, Biró Marianna
A történeti tájökológus — elsôsorban a történeti térképekkel való összehasonlítások
miatt — rendszeresen a jelen és múltbeli tájat leíró vegetációtérképben gondolkodik,
mégha ezt nem is rajzolja meg mindig papíron. A vegetációtérkép lehet klaszszikus
vegetációtérkép (Seregélyes és Csomós 1995), Á-NÉR élôhelytérkép (Kun
és Molnár 1999, Takács és Molnár 2008), MÉTA-térkép (Molnár és mtsai 2007),
olykor specifikus jelkulcsú térképek, nem ritkán tájhasználati jelzôkkel, pl. felhagyott
legelô (az elsô ilyen: Dénes 1996, továbbiakat lásd Biró 2006b).
Ha nem célunk egy jelkulcsában és méretarányában egyveretû vegetációtérkép
készítése, akkor a táj bármely részletét tekinthetjük foltnak, e foltok át is fedhetnek,
és nem feltétlenül érintkeznek. Hangsúlyozzuk, hogy mivel általában nem vegetációs
határok finom mozgása érdekel bennünket, az 1: 25 000-es vagy durvább méretarányú
térképek fô információja nem elsôsorban a folthatárok pontos helyzete,
hanem ezek a térképek tulajdonképpen foltokban „kvázi georeferált” jelenkori vagy
történeti növényzeti adatok. Ezt fontos figyelembevenni az idôben egymás után következô
történeti térképek összemetszésénél is, ugyanis az ekkor keletkezô igen nagyszámú
„értelmezhetetlen” történetet képviselô poligon (egy része ráadásul kicsiny
töredékpoligon) éppen ebbôl a folthatár értelmezési korlátosságból származik (Biró
és mtsai 2006, Biró 2006a). A történeti folthatárok kevésbé „szigorú” kezelésével
rögtön megoldódnak az idôk során fluktuáló vagy máshogy térképezett folthatárok-
5. ábra. Négy történeti térkép összemetszésével készült folttörténettérkép részlete, melynek
minden egyes foltja hordozza a táj adott részletének elmúlt másfél évszázad alatt bekövetkezett
átalakulását. A fekete foltok története nem került értelmezésre (bôvebben lásd a szövegben)
(Biró és mtsai 2008a).

A ... botanikai célú történeti tájökológiai kutatások módszertana 165
ból származó problémák és nehézségek, vagyis szükség van arra, hogy eltekintsünk
bizonyos foltok minden áron való értelmezésétôl (üresen maradt foltok a táj- vagy
vegetációátalakulás térképen). El kell fogadnunk, hogy térképünk nem fedi le az
egész feldolgozott tájat (5. ábra).
Az eddig említett vegetációmintázatokon kívül érdemes azt is figyelni, hogy milyen
a foltok szomszédsága: természetes vagy mesterséges? A szomszédos zónák
gyakran idôbeliségre utalnak (pl. jelentôs kiszáradásra utal a turján körüli kiszáradó
láprétben lévô Veratrum album zóna vagy pl. két Puccinellia zóna megjelenése szikes
tóban), de a zónákból idôbeliségre való következtetés gyakran téves lehet (lásd Bagi
1987 figyelmeztetését).
A vegetációmozaik kontrasztosságának megváltozása, a specialistább vegetációtípusok
foltméretének csökkenése kisebb-nagyobb régebbi beszántásokat, gyepjavításokat
jelez. Éles és egyenes folthatár szintén információt rejthet (lásd pl. Rackham
1994 kitûnô példáit).
7. Térképek, légi- és mûholdfelvételek
Alapvetô információforrásaink a történeti és friss topográfiai térképek, a légi- és
mûholdfelvételek, talán a legfontosabbak az I. , II. és III. katonai felmérés térképei.
Ezeket részben a terepmunka elôtt elôfeldolgozva (lásd Seregélyes és Csomós 1995,
Kun és Molnár 1999, Molnár 1997, Nagy 2008a, Biró 2006a), részben a terepen
iteratívan értelmezve használjuk: folyamatosan(!) egyeztetjük a térképen és légifelvételen
látottakat a tereppel, így egészen finom, tájspecifikus „jelkulcsokat” tudunk
készíteni: pl. „régi út helye”, „korábbi gyümölcsös helye”, „kivágott facsoport helye”,
„lecsapolt mocsár”, „felhagyott szántó”. Keressük, majd dokumentáljuk a történeti
talált kísérleteket: általában minden éles, egyenes vonalú vegetációs váltás
potenciálisan érdekes történeti adatforrás (eltérô használat, és emiatt eltérô növényzet).
A térképek és felvételek igen hasznosak célirányos, reprezentatív vagy éppen véletlenszerûen
kiválasztott mintaterületek kijelölésére és alapvetôek a vegetációtérképek
készítésekor is. Különösen értékesek a történeti fényképfelvételek, vagy akár
képeslapok vagy festmények is, bár ezeket általában nehéz lokalizálni. Olyan információt
adhatnak a táj mintázatáról, a vegetációtípusok szomszédságáról, fiziognómiájáról,
amelyek szövegesen nem vagy alig dokumentálhatók (Gadó, Kézdy 2003).
A térképek, légi- és mûholdfelvételek „szobai” feldolgozása specializált módszertant
követel, amivel azonban igen információgazdag térképek, térképsorozatok
elkészítése válik lehetôvé (a feldolgozás lépéseit lásd részletesen Biró 2006a és Nagy
2008a). A korabeli kéziratos térképek feldolgozásánál nem ritkán értelmezési nehézségek
is elôállnak, melyek részben a térképi forrás kopottsága (6. ábra), tájolásának,
esetleg lokalizálhatóságának hiánya (7. ábra) vagy éppen jelkulcsának értelmez-

166 Molnár Zsolt, Biró Marianna
hetetlensége (8. ábra) miatt lépnek fel. Katonai felmérések feldolgozásánál a legtöbb
problémát az egymás melletti szelvények eltérô stílusa és grafikai jelrendszere (másmás
térképezô), pontatlan illeszkedése, illetve a táj eltérô vizességi állapota (más-más
év, évszak) okozza. Fôként az I. Katonai Felmérés esetében fordulnak elô térképezési
pontatlanságok, elsôsorban nagy mocsarak és erdôségek középsô részein (megközelítési
problémák) (lásd részletesen Biró, Molnár 1998).
6. ábra. Kopottsága miatt nehezen értelmezhetô kéziratos térkép
(a Harruckern-uradalom térképe 1788-ból), mely mégis elsôdleges forrásként volt használható
a 18. század vegetációjának rekonstruálásához (Biró in Molnár és mtsai 1998a).

A ... botanikai célú történeti tájökológiai kutatások módszertana 167
7. ábra. Tájolás nélküli, nehezen lokalizálható határperes térkép a Nagy-Sárrét peremterületérôl
(Töviskes-sziget határvillongásai, Országos Széchenyi Könyvtár Térképtára).
8. ábra. Nehezen értelmezhetô jelkulcsú (színezésû) térkép, melynek további hiányossága
a térkép bal felsô részén lévô terület elmaradt térképezése. A szigetek és erek helyén a térkép
vonalrendszere és színezése elkent, láthatóan hiányos (Huszár Mátyás-féle térkép, 1822,
Országos Levéltár Kéziratos Térképei). A térképet elsôdleges forrásként használtuk
a Dévaványa-Ecsegi puszták vízrendezések elôtti állapotának rekonstrukciójához.

168 Molnár Zsolt, Biró Marianna
8. Írásos források
Történeti botanikai adatainkat általában nem a mostani tájból, nem valamilyen
pl. palinológiai fúrásból, hanem legtöbbször írott forrásokból merítjük. Ez tehát az
az adatforrás, amibôl a mintavételezést végezzük.
El kell olvasni „minden”, a növényzetre, a termôhelyre és a tájhasználatra vonatkozó,
hozzáférhetô írásbeli forrást: helytörténetit, természeti-, gazdasági- és településföldrajzit,
néprajzit, mezô-, erdô-, vad- és halgazdálkodás-történetit, talajtanit,
az urbáriumokat (pl. Wellmann 1967), az I. katonai felmérés Országleírását stb.
Ezek szinte mindegyike tartalmaz hasznos adatokat, gyakran azonban csak elszórva.
Levéltárazást — speciális szaktudás és idôigénye miatt — ritkán folytatunk, bár hasznos
lenne.
Tapasztalataink szerint a gyûjthetô adatok mennyisége és minôsége gyakran élôhelyspecifikus
és lokalitásfüggô (erdôkrôl több adat van, mint gyepekrôl, fôleg uradalmi
erdôkrôl, híres makkoltatóhelyekrôl; fontos, „közeli” helyrôl sokkal több adat
van, viszont egyes birtokok adatait gyakran megsemmisítették az 1940—50-es években).
Jellemzôen pontosabb adataink vannak valami kezdetérôl, hirtelen változásáról,
míg hiányos adataink annak elmúlásáról (pl. aszatolás elmaradása), fokozatos
változásáról (pl. egyes fajok terjedése), gyakori ismétlôdésérôl (pl. gyepkezelések).
Vannak olyan források, amelyek inkább az általánosat jegyzik le (pl. tájmonográfiák,
statisztikák), mások az egyedit (pl. természeti értékek leírásai) vagy azokat a jelenségeket,
amelyek egy másik tájhoz viszonyítva „egzotikusak” (pl. útleírások, a tájban
nem élô „vendégkutatók”). Egyes forrásokban az alapadatokat is megtaláljuk (akár
térben és idôben is igen részletesen), másokban csak általánosításokat, összefoglalókat
olvashatunk (ezek nem ritkán téves, dogmatizálódott általánosítások, mint pl.
az, hogy az Alföldrôl a török hódoltság idején tûntek el a korábbi nagy erdôségek,
vagy hogy a folyószabályozások hozták létre az Alföld nagy kiterjedésû szikes pusztáit).
Alapos, kitartó forráskritikával azonban a legtöbb hibás vagy torz adat kiszûrhetô
(Molnár 2007).
Külön kiemelt csoportot alkotnak az elmúlt 200 évre vonatkozó, kimondottan
növényzeti adatforrások. Sziszifuszi feladat az összes, az adott tájra vonatkozó, sokszor
lokális, kis lapokban közölt botanikai irodalom elolvasása, különösen azért,
mert az értékes (jól dokumentált, jól lokalizálható) történeti adatok gyakran megbújva
vannak bennük. Külön nehézséget jelent a régi leírásokat, jellemzéseket az
akkori értelmükkel, az akkori észjárással olvasni (ma nem létezô motivációk, használati
módok stb. felismerése, megértése). Meg kell tudnunk, hogy mi volt akkoriban
a feljegyzésre érdemes, mit javasolt vagy követelt meg a kor tudományos paradigmája,
szokásrendje. Értékeléskor figyelni kell arra, hogy a vegetáció vagy csak a
látottak értelmezése változott meg (pl. milyen lehetett Koren István „gyomos legelôje”
az 1880-as években vagy Boros „sivár” buckása az 1930-as években)? Ta-

A ... botanikai célú történeti tájökológiai kutatások módszertana 169
pasztalatunk szerint a mintavétel iteratív: újból és újból elolvasva a régi botanikai
munkákat újabb és újabb adatoknak találjuk meg az értelmezését, egyre inkább látjuk,
milyen lehetett az a növényzet, amit pl. Borbás a cikkben olvasható florisztikai
adatokkal dokumentált. Sokszor egy-egy szó „megtalálása” megváltoztathatja véleményünket.
Az adatok minél pontosabb lokalizációját, értelmezését, térbeli reprezentativitását
a korabeli térképek hatékonyan segítik. Például Kitaibel Pál útinaplóját
az I., Boros Ádámét vagy Tuzson Jánosét a III. katonai felmérés vagy felújításai segítségével
érdemes olvasni.
A talajtan, vízgazdálkodás-történet stb. írott forrásainak feldolgozása másféle nehézségeket
is jelenthet. A forráskritika itt különösen nehéz, mert meg kell tanulni a
tudományterület szakszavait, gondolkodásmódját, sôt szakpolitikai céljait, dogmáit.
Kétes esetekben érdemes szakemberrel egyeztetni.
Kutatásaink egyféle segédtudományainak is felfoghatók a tájat történetiségben
kutató más tudományágak, amelyek sokféle adattal és megközelítésmóddal tudják
segíteni kutatásainkat. Ilyen pl. a történeti földrajz (Frisnyák 1990), a tájföldrajz
(Bulla és Mendöl 1947), a történeti ökológia (Kósa, R. Várkonyi 1993), néprajz
(Bellon 1996), ethnobotanika (Péntek és Szabó T. 1985), gazdálkodástörténet és
helytörténet.
9. Adatgyûjtés a tájban lakóktól
Terepbejárásaink során érdemes szóba elegyednünk lehetôleg minden olyan
emberrel, akivel a tájban találkozunk, legyen az pásztor, agronómus vagy újgazdag
birtokos, de célszerû felkeresnünk azokat is, akik egykor a település határában gazdálkodtak,
dolgoztak, vagy a táj történetével foglalkoztak. Megtalálásukban a település
szellemi vezetôi: polgármester, pap, tanárok, de gyakran a rádiómûsorok, konferenciák
is segíthetnek. Különösen hasznosak az esôs idôben végzett hosszabb
kocsmalátogatások, amikoris kiterítjük az asztalra a jelenlévôk gyerekkorának térképeit,
légifotóit. Ilyenkor különösen tanulságos viták alakulnak ki a 30—50 évvel ezelôtti
tájról, az akkori gazdákodásról. Tapasztalatunk szerint a kutatások ideje alatt
érdemes az adott tájban lakó embernél megszállni, hiszen így még több idô van eszmecserére.
Összegyûjtjük, hogy a tájban egykor élô emberek milyen tapasztalatok, tudás
alapján, milyen tervek birtokában, milyen belsô vagy külsô motivációra, milyen tevékenységet
folytattak, és ennek mi lett az eredménye (pl. gyepjavítás, csatornázás,
legeltetés, tôzegkitermelés, faültetés). A gyûjtés egyik fontos elôfeltétele, hogy ismerjük
a táj földrajzi neveit, beleértve a dûlôk, tanyák új és régi nevét. Néhány napos kutatás
után már a táj éppen aktuális „híreit” is tudjuk, ami még részletgazdagabb gyûjtéseket
tesz lehetôvé (pl. ilyen kérdéseink is lehetnek már: mivel legeltették a csa-

170 Molnár Zsolt, Biró Marianna
takost a volt Szabó-féle tanya mögötti gyöpön, azon a részen, ahol tegnap a Gazsi
Pista beragadt a kocsijával?). A helyi növénynevek megtanulásával, összegyûjtésével
egyes fajok vagy vegetációtípusok múltbeli változásairól is részletesebb adatokra tudunk
szert tenni. Sokszor nehéz elmagyarázni, hogy milyen célból is gyûjtjük az
adatokat. Ilyenkor kutatási témánk legérthetôbb részét emeljük ki: a gyomok, aszály
vagy belvíz hatásának kutatását. Érdemes azt is tudatosítanunk minden adatközlôben,
hogy olyan tudást gyûjtünk, ami számunkra új, fontos, könyvekbôl nem szerezhetôk
meg. Ô tudja, mi még nem!
Tudnunk kell, hogy az adatközlôk saját szubjektív igazságukat osztják meg velünk,
de elôfordulhat tudatos félrevezetés vagy vicces beugratás is. A megbízhatóság
függ például attól, hogy milyen viszonyban van az adatközlô és a lejegyzô egymással,
valamint az adatközlô az éppen szóban forgó eseménnyel (pl. lecsapolás), de függ
az adatközlô és lejegyzô tudásától, képességeitôl is (kiderült, hogy nem mindegy a
gumicsizma színe sem: a fekete csizmát a helyi parasztemberek hordják, míg a zöldet
a vadászok és a városból jött természetvédôk). Az adatok megbízhatóságát mindig
tesztelni kell ismert adatokkal való összevetéssel, keresztkérdések megfogalmazásával.
Elôny, ha az adatközlô a táj szülôtte vagy régóta él ott, és jó memóriája van. Minél
pozitívabb kapcsolatunk van valakivel, annál érdekesebb, annál gazdagabb lesz a
gyûjtésünk. Általános tapasztalat, hogy komolyabb felkészültségû, a témához jobban
értô kutatónak többet mesélnek, mint aki éppen csak „odapottyant”. Érdemes elôször
bemutatkozni és idôpontot kérni, majd csak egy késôbbi idôpontban kezdeni
a gyûjtést (terepen nyilván spontánabb és könnyebb a helyzet). Sajnos térképet és
légifotót olvasni csak kevesen tudnak, ezért ezek a források ritkán használhatók (pl.
agronómusok és tanárok esetében). Általában az utóbbi 50 évrôl lehet könnyen adatot
gyûjteni, ennél régebbrôl nehezebb.
Külön kiemeljük a részvétellel történô adatgyûjtést. A tájban élôkkel együtt végzett
legeltetés, kaszálás a fentieknél még mélyebb adatok összegyûjtésében segít. Ennek
egyik egyszerûbb, de nagyon hasznos esete, amikor körbesétálunk vagy körbeautózunk
valakivel a határban. Ekkor már ilyen kérdések is feltehetôek: Józsi bácsi!
Ezen a paskumon mennyi rekityei fûz volt az uradalmi idôkben? Azt a topolya fasort
ott a csádés szélében miért ültették?
10. Az adatforrások, az adatsûrûség
és a kutatási terület mérete közti összefüggések
Különbözô méretû kutatási területek esetében különbözô a fenti adatforrások
súlya. Néhány tíz, néhány száz hektárnál „teljesen” be tudjuk járni, részleteiben is fel
tudjuk térképezni az egész tájat, sok adatközlôvel tudunk beszélni, vegetációfoltonként
tudjuk értékelni a légifotókat és térképet (amelyekbôl minden létezôt össze tu-

A ... botanikai célú történeti tájökológiai kutatások módszertana 171
dunk gyûjteni: 6—9 idôpontból légifotó, 6—7 idôpontból topográfiai térkép), viszont
általában kevés írásos forrást tudunk felhasználni (olykor egyet sem) (pl. a fülöpházi
homokbuckás tájtörténete in Molnár 2003a, 2007). Néhány ezer hektáros terület
esetében a fentiek mellett jól használhatók már a mûholdfelvételek is, és általában
egyre több írásos forrás áll a rendelkezésünkre. Több év alatt a tájat szinte teljesen
be tudjuk járni, még „könnyedén” készítünk részletes vegetációtérképet (pl. Molnár
és mtsai. 1996, 2001). Néhány tízezer hektárnál terepbejárásunk már felületesebb,
egyre mintavételezôbb, az adatközlôk adatainak táji sûrûsége lecsökken, egyre kevesebb
térkép és légifotó feldolgozására lesz idônk (és pénzünk). Az olvasmányok egyre
nagyobb tájról egyre általánosabb adatokat szolgáltatnak (lásd Dévaványai-puszták,
Biró, Széll 1999, Biró 2000). Több százezer, néhány millió hektárnál terepbejárásunk
mintavételezôvé válik, egy-két térkép vagy mûholdfelvételsorozat segítségével
dolgozunk, és egyre több dogmatizálódott adattal kell megbirkóznunk (lásd
a Duna-Tisza köze rekonstrukcióit, Biró 1998, 2006a, Biró és Molnár 1998, Biró
és mtsai 2000, 2007, 2008c).
11. Az egyes alföldi adatforrások használhatósága
az elmúlt 200 év kutatása során
A tudományos kutatás egyik kiemelt célja, hogy a körülöttünk lévô világról objektív
és számszerûsített adatokat gyûjtsön, és ezeket statisztikai elemzéseknek és
próbáknak vesse alá. Történeti kutatásoknál — az adatforrások esetlegessége miatt —
erre gyakran nincs lehetôség (Rackham 1994). A mi esetünkben például egyetlen
adatforrás sincs, amelyik kellô téridôbeli reprezentativitással képes az elmúlt 200 év
növényzeti változásairól biológiailag is értelmes(!) adatokkal szolgálni (2. táblázat).
A palinológiai adatok az utóbbi évszázadokra — elsôsorban a felszíni talajrétegek
kiszáradása, helyenként lúgos kémhatása miatt — nem adnak kellô számú és megbízható
adatot; a florisztikai adatok csak kevés helyszínre, valamint néhány kimondottan
ritka növényfajra tartalmaznak „azonos” módszerrel, reprezentatívan gyûjtött
adatot; a térképek jó térbeli reprezentáltsága mellett csak néhány korszakot rögzítenek
a múltról, ráadásul nem botanikai jelkulccsal (Biró 2006a), a légifelvételek
csak az elmúlt 60 évben, míg a mûholdfelvételek az elmúlt 15—25 évben állnak rendelkezésünkre.
A történeti vegetációleírások rendkívül szórványosak, saját terepadataink
pedig igen fiatalok.
Az egyes korszakok adatforrásai tehát alapvetôen különböznek. Ez azért baj, mert
így még 200 évre sincs lehetôségünk szabványos, számszerûsített vagy számszerûsíthetô
idôsorok alkotására és elemzésére. A történeti rekonstrukció ezért többféle
adattípus közvetlen és közvetett adataiból készülhet.

172 Molnár Zsolt, Biró Marianna
2. táblázat. Alföldre vonatkozó, történeti tájökológiai kutatások során használható
történeti források megléte és általános tartalma a 18. század közepétôl napjainkig
típus 1750—1850 1850—1920 1920—1950 1950—1990 1990—2006
mai
növényzet
idôben visszafelé egyre bizonytalanabb következtetésekre ad lehetôséget
saját tereptapasztalat
számszerûsített 1988-tól
1980-tól,
nincs
cönológiai
sok tájra áll rendelkezésre részletes adat,
szórvány adatok
adatok
idôsorok rövidek
florisztikai Kitaibel és
adatok szórvány
sok részletes munka, idôsor nincs
üledék
általában eloxidálódott,
talán nem kotort morotvákban van használható adat
talaj kevés adat
elég sok számszerûsített adat, térkép,
idôsor alig
katonai
a IV. V. és felújításai,
I. katonai II. és III.
térképek
hiányos polgári térképek
egyéb
térképek
sok és sokféle szórványtérkép létezik
légifelvétel nincs szórványos
fotósorozatok
minden tájról
mûholdfelvétel
egyre finomabb felbontással
1970-es évektôl egyre több,
nincs
gazdaságtörténet
sok és sokféle forrás,
de nehéz nem általánosító és torzításnélküli adatokhoz jutni
vízgazdálkodás
sok és sokféle forrás,
de nehéz nem általánosító és torzításnélküli adatokhoz jutni
helytörténet
a legtöbb településnek valamilyen szinten meg van írva a helytörténete
tájban
zömmel
szórványadat
lakók
idôsektôl
igen sok és sokféle adat
12. Adatösszerendezés
Adatainkat tehát nem grafikonokká, hanem csupán adatpárokká, adatcsoportokká
tudjuk rendezni. Az általunk végzett tájkutatás legfontosabb módszertani alapja tehát
az összehasonlítás (S.T.A. Pickett szóbeli közlése): sok (több száz, több ezer) helyszín
múltjának és jelenének megismerése alapján, sok térkép, légifotó, írott forrás

A ... botanikai célú történeti tájökológiai kutatások módszertana 173
összevetésével rajzoljuk ki a növényzet elmúlt 200 éves lehetséges történetét. Egyrészt
a tipikust, az átlagost keressük, másrészt a variációt és az egyedit, a vegetációdinamikai
„mozgástér” méretét, aztán a különbségek történeti okait. Rekonstruált
történeteink törvényszerûségeket, általános tapasztalatot, egyedi megfigyeléseket,
megérzéseket egyaránt tartalmaznak, sôt sok esetben még csak a hiányok vagy a
kérdések megfogalmazásáig jutottunk.
Az összegyûjtött és megbízhatónak is tartott adatokat értelmezni kell, és meg kell
állapítani az érvényességi körüket. Itt a vezérfonal a táji tudás és a higgadtság. Bár
az írásos forrásokban sok adat van, ezek között nem feltétlenül találunk rá a relevánsakra
(mert elhallgatják, mert senki sem írta fel, talán azért, mert lassú folyamatos
változásról van szó), sôt elôfordul, hogy a relevánsnak látszó adatok között is sok a
téves vagy éppen torzított adat (a szocialista korszakban, a víz- és erdôgazdálkodásban
különösen).
Az adatok összerendezése iteratív folyamat, hasonló a történészek rekonstrukcióihoz.
A cél: elmondható, leírható történetbe rendezni a múlt eseményeit, állapotleírásait.
Mivel az adatok súlyozása nem teljesen objektív, valamint a történet
sokban függ a mai táj ismeretétôl és a személyes motivációktól, a rekonstruált történet
is tartalmaz szubjektív elemeket, sôt a történet világnézetét a társadalmi és ökológiai
paradigmák is alapvetôen befolyásolják. És ez mindig is így lesz! Kiderült,
hogy azok a történészek, akik egész életüket, életmûvüket áldozták arra, hogy koruktól
független legyen az általuk megírt történelem, azok sem voltak erre képesek
(egy történész rádióelôadása).
13. A kutatás végtermékei
A történeti tájökológiai kutatás végterméke többféle lehet:
(1) nyers, esetleg rendszerezett adathalmaz, pl. történeti térkép egy eredeti,
esetleg geokódolt részlete, történeti botanikai adatok felsorolása, flóraadatok;
(2) értelmezett adatok, pl. lokálisan releváns botanikai jelkulcsúvá átértelmezett
történeti topográfiai térkép (lásd pl. Biró 2006a);
(3) a rendezett és értelmezett adatok alapján, a térben és idôben végzett összehasonlításokra
építve a táj vagy növényzeti típus történetének leírása (pl. Molnár
1996);
(4) a történet egyes részleteinek mechanizmusokkal való értelmezése, pl. hogyan
és miért úgy változik a parlagok növényzete (pl. Molnár és Botta-Dukát 1998);
(5) modellezés, elôrejelzés: a történeti rekonstrukció felismert szabályaiból tájdinamikai
ok-okozati vagy tapasztalati modell készítése (ilyet mi még nem készítettünk).
Komoly korlátja egy ilyen modellnek, hogy nehéz predikálni a társadalmi
változások okozta táji változásokat (pl. a támogatásnövekedésektôl vagy csökkené-

174 Molnár Zsolt, Biró Marianna
sektôl függ, érdemes-e a parlagokat beszántani, gyepeket kaszálni stb.). Nehéz kezelni
az általában egyre romló táji környezet hatását is (özöngyomok terjedése,
zöldmezôs beruházások mennyisége).
Irodalom
BAGI I. (1987): Studies on the vegetation dynamics of Nanocyperion communities III. Zonation
and succession. Tiscia 22: 31—45.
BAGI I. (1991): A Felsô-Szunyog pusztai bioszféra-rezervátum természetvédelmi értékelése. Természetvédelmi
Közlemények 1: 41—48.
BAGI I. (1992): Növényi növekedési formák és felhasználásuk lehetôségei a növényzet degradációjának
kimutatásában. Lippay J. Tudományos Ülésszak, Kertészeti és Élelmiszeripari Egyetem,
Bp., Összefoglalók: 174—177.
BAGI I. (1997): A vegetációtérképezés elméleti kérdései. Kandidátusi Értekezés. JATE, Szeged,
102 pp.
BARTHA S. (2002): A változó vegetáció leírása indikátorszámokkal. In: Salamonné Albert Éva
(szerk.): Magyar botanikai kutatások az ezredfordulón. Tanulmányok Borhidi Attila 70. születésnapja
tiszteletére, Pécsi Tudományegyetem Növénytani Tanszék Pécs, pp. 527—557.
BARTHA S. (2003): A természetvédelmi kezeléseket megalapozó vegetációkutatásokról. Kézirat,
Vácrátót. 48 pp.
BELLON T. (1996): Beklen. A nagykunsági mezôvárosok állattartó gazdálkodása a XVIII—XIX. században.
Karcag, 415 pp.
BERGLUND B. E. (szerk.) 1991: The cultural landscape during 6000 years in southern Sweden.
The Ystad Project. Ecological Bulletin, 41. Coppenhagen, 495 pp.
BIRÓ M. (1998): A Duna-Tisza köze vegetációja a 18. században. Áttekintô térkép. Eredeti méretarány
1: 100 000. In: Molnár Zs. (szerk.) (2003): A Kiskunság száraz homoki növényzete.
TermészetBÚVÁR Alapítvány Kiadó, Bp., p. 30.
BIRÓ M. (1999): A Dévaványa-Ecsegi-puszták táj- és élôhelytípusai a folyószabályozások elôtt.
Kéziratos térkép. In: Biró M., Széll A. 1999: A Dévaványa-Ecsegi-puszták botanikai, madártani,
tájtörténeti és általános természetvédelmi felmérése és értékelése, a hosszú távú kezelés alapozó
kutatása. Jelentés a Körös-Maros Nemzeti Park részére, Szarvas, 153 pp.
BIRÓ M. (2000): A folyószabályozás hatása a Dévaványai-sík tájátalakulására, tájhasználati és növényzeti
változásaira. In: Frisnyák S. (szerk.): Az Alföld történeti földrajza, Nyíregyháza, pp.
79—92.
BIRÓ M. (2003): A Gödöllôi-dombvidék Tájvédelmi körzet erdô- és tájhasználat-története. Kezelési
terv alapozó kutatása a Duna Ipoly Nemzeti Park részére, Bp., 115 pp.
BIRÓ M. (2006a): A történeti térképekre alapuló vegetációrekonstrukció és alkalmazásai a Duna-
Tisza közén. Ph.D. értekezés. Pécs, Pécsi Tudományegyetem, Biológia Doktori Iskola.
BIRÓ M. (2006b): Történeti vegetációrekonstrukciók térképek botanikai tartalmának foltonkénti
gazdagításával. Tájökol. Lapok 4: 357—384.
BIRÓ M. (2008): A Duna-Tisza köze fásszárú vegetációjának átalakulása a 18. század óta, különös
tekintettel a száraz homokterületekre. In: Kröel-Dulay Gy., Kalapos T., Mojzes A. (szerk): Talaj-vegetáció-klíma
kölcsönhatások. Köszöntjük a 70 éves Láng Editet. MTA Ökológiai és Botanikai
Kutatóintézete, Vácrátót, pp. 23—38.

A ... botanikai célú történeti tájökológiai kutatások módszertana 175
BIRÓ M. ÉS MTSAI. (2000): A Duna-Tisza köze aktuális élôhelytérképe. Áttekintô ponttérkép. 1:
400 000 In: Molnár Zs. (szerk.) (2003): A Kiskunság száraz homoki növényzete. Természet-
BÚVÁR Alapítvány Kiadó, Bp., p. 36.
BIRÓ M., HORVÁTH F., PAPP O., MOLNÁR ZS. (2008a): Historical landscape changes near Fülöpháza
in the Kiskunság. In: Kovács-Láng E., Molnár E., Kröel-Dulay Gy., Barabás S. (eds.):
The KISKUN LTER: Long-term ecological research in the Kiskunság, Hungary, Institute of
Ecology and Botany, Vácrátót, pp. 11—12.
BIRÓ M., MOLNÁR ZS. (1998): A Duna-Tisza köze homokbuckásainak tájtípusai, azok kiterjedése,
növényzete és tájtörténete a 18. századtól. Tört. Földr. Füzetek 5: 1—34.
BIRÓ M., MOLNÁR ZS. (2008): Vizes élôhely rehabilitáció elôkészítése történeti térképek felhasználásával
a Borsodi-Mezôség Tájvédelmi Körzet területén. In: Flachner Zsuzsanna, Kovács
András, Kelemen Éva (szerk.): A történeti felszínborítás térképezése a Tisza-völgyben. Budapest
pp. 81—83.
BIRÓ M., MOLNÁR ZS. (2009): Az Alföld erdei a folyószabályozások és az alföldfásítás elôtti évszázadban.
In: Kázmér M. (szerk): Környezettörténet. Az elmúlt 500 év környezeti eseményei történeti
és természettudományi források tükrében. Hantken Kiadó, Budapest. pp. 167—206.
BIRÓ M., MOLNÁR ZS., HORVÁTH F., RÉVÉSZ A. (2008b): Measuring habitat loss in the Kiskunság
based on historical and actual habitat maps. In: Kovács-Láng E., Molnár E., Kröel-Dulay
Gy., Barabás S. (eds.): The KISKUN LTER: Long-term ecological research in the Kiskunság,
Hungary, Institute of Ecology and Botany, Vácrátót, pp. 13—14.
BIRÓ M., PAPP O., HORVÁTH F., MOLNÁR ZS., BAGI I., CZÚCZ B. (2006): Élôhelyváltozások az
idô folyamán. In: Török K., Fodor L. (szerk.): A Nemzeti Biodiverzitás Monitorozás Eredményei
I. KvVM TVH, Bp., pp. 51—66.
BIRÓ M., RÉVÉSZ A., MOLNÁR ZS., HORVÁTH F. (2007): Regional habitat pattern of the
Danube-Tisza interfluve in Hungary I. — The landscape structure and habitat pattern; the fen
and alkali vegetation. Acta Bot. Hung. 49: 267—303.
BIRÓ M., RÉVÉSZ A., MOLNÁR ZS., HORVÁTH F., CZÚCZ B. (2008c): Regional habitat pattern
of the Duna-Tisza köze in Hungary II. — The sand, the steppe and the riverine vegetation; degraded
and ruined habitats. Acta Bot. Hung. 50(1—2): 21—62.
BIRÓ M., SZÉLL A. (1999): A Dévaványa-Ecsegi-puszták botanikai, madártani, tájtörténeti és általános
természetvédelmi felmérése és értékelése, a hosszú távú kezelés alapozó kutatása. Jelentés
a Körös-Maros Nemzeti Park részére, Szarvas, pp. 153.
BIRÓ M., TÓTH T. (1998): A 18—19. század vegetációjának rekonstrukciója az elmúlt ezer év tájhasználatának
tükrében a Hármas-Körös mentén. Crisicum I. Kôrös-Maros Nemzeti Park Igazgatóság
Idôszaki Kiadványa, Szarvas, pp. 18—34.
BODROGKÖZY GY. (1977): A pannonicum halophyton társulásainak rendszere és synökológiája.
Kandidátusi értekezés. JATE, Szeged, 144 pp.
BORHIDI A. (2003): Magyarország növénytársulásai. Akadémiai Kiadó, Bp., 610 pp.
BORHIDI A., CSETE S., CSIKY J., KEVEY B., MORSCHHAUSER T., SALAMONNÉ ALBERT É. (2000):
Bioindikáció és természetesség a növénytársulásokban. In: Virághn K., Kun A. (szerk.): Vegetáció
és dinamizmus A 70 éves Fekete Gábort köszöntik tanítványai, barátai és munkatársai,
MTA Ökológiai és Botanikai Kutatóintézete, Vácrátót, pp. 147—159.
BOROS E., BIRÓ CS. (1999): A Duna-Tisza közi szikes tavak ökológiai állapotváltozásai. Acta Biol.
Debr. Oecol. Hung. 9: 81—105.
BÖLÖNI J. (2005): Többszempontú erdôtipológiai vizsgálatok a Tési-fennsík déli részén. Doktori
értekezés. Nyugat-Magyarországi Egyetem, Erdészeti és Vadgazdálkodási program, Sopron,
128 pp.

176 Molnár Zsolt, Biró Marianna
BÖLÖNI J., KUN A., MOLNÁR ZS. (szerk.) (2003): Élôhely-ismereti útmutató 2.0 (mmÁ-NÉR).
Kézirat, MTA ÖBKI, Vácrátót, 161 pp.
BÖLÖNI J., MOLNÁR ZS., KUN A. ÉS BIRÓ M. (2007): Általános Nemzeti Élôhely-osztályozási
Rendszer (Á-NÉR2007), MTA ÖBKI, Vácrátót.
BULLA B., MENDÖL T. (1947): A Kárpát-medence földrajza. Egyetemi Nyomda, Bp.
CSORBA P. (1996): Landscape-ecological change of the land use pattern on the east foothill area
of Tokaj mountains (Hungary). Ecologia (Bratislava) 15: 115—127.
DEÁK J. Á. (2004): Aktuális és tájtörténeti élôhelytérképezés Csongrád környékén. Természetvédelmi
Közlemények 11: 93—105.
DÉNES A. 1996: Értékes vegetációfoltok a Keleti-Mecsek déli lábánál. Természetvédelmi Közlemények
3—4: 71—79.
DZWONKO, Z., LOSTER, S. (1992): Species richness and seed dispersal to secondary woods in
southern Poland. J. Biogeogr. 19: 195—204.
FEKETE G., MOLNÁR ZS., KUN A., VIRÁGH K., BOTTA-DUKÁT Z. 2002b: Záródó homokpusztagyep
a Duna-Tisza közén: A Festuca wagneri gyepjei. In: Salamon-Albert É. (szerk.): Magyar
Botanikai Kutatások az ezredfordulón. Tanulmányok Borhidi Attila 70. születésnapja tiszteletére.
MTA ÖBKI, Vácrátót, pp. 381—414.
FOSTER, D.R. (1992): Land-use history (1730—1990) and vegetation dynamics in central New
England, USA, Journal of Ecology 80: 753—772.
FRISNYÁK S. (1990): Magyarország történeti földrajza. Tankönyvkiadó, Bp., 213 pp.
GADÓ GY. ÉS KÉZDY P. (2003): Eladó e táj? A Budai-hegység természeti értékei régi fényképeken.
Budai-hegység füzetek I., WWF, Budapest, 60 pp.
GLITZENSTEIN, J. S., CANHAM, C. D., MCDONNEL, M. J. and STRENG, D. R. (1990): Effects of
environment and land-use history on upland forests of the Cary Arboretum, Hudson Valley,
New York. Bulletin of the Torrey Botanical Club 117: 106—122.
HAMBURG S.P., SANFORD R. L. 1986: Disturbance, Homo sapiens and ecology. Bull. Ecol. Soc.
Amer. 67: 169—171.
HORVÁTH F., DOBOLYI K., MORSCHHAUSER T., LÔKÖS L., KARAS L., SZERDAHELYI T. (1995):
Flóra adatbázis 1.2, Taxonlista és attributumállomány. Flóra Munkacsoport, MTA Ökológiai
és Botanikai Kutatóintézete, MTM Növénytár, Vácrátót.
ILLYÉS ZS. (1997): Tájváltozási folyamatok Magyarországon. A területhasználat és a tájszerkezet
alakulása a honfoglalástól napjainkig. Kandidátusi értekezés. Kertészeti Egyetem, Tájvédelmi
Tanszék, Bp., 147 pp.
JUHÁSZ M. (2005): A Barcsi Borókás vegetációja és természetes erdôtársulásainak fitocönológiai
elemzése. PhD értekezés. Pécsi Tudományegyetem, Pécs, 96 pp.
JUHÁSZ NAGY P. (1979): A természetbúvár reneszánsza? In: Juhász Nagy P. (1993): Természet
és Ember. Gondolat, Bp., pp. 19—25.
JUHÁSZ-NAGY P. (1993): Természet és Ember. Kis változatok egy nagy témára. Budapest, Gondolat.
KIRÁLY G. (1999): Táj- és erdôtörténeti adatok felhasználásának lehetôségei és jelentôsége vegetáció-értékelési
és erdômûvelési kérdések tisztázásában. Doktori Szigorlati Dolgozat. Erdészeti
és Faipari Egyetem, Sopron, 22 pp.
KONKOLYNÉ GYÚRÓ É. (1998): A tájpotenciál hasznosításának történeti változása a Zemplénihegységben
(18—19. század). In: Frisnyák S. (szerk.): A Felvidék történeti földrajza, Nyíregyháza,
pp. 403—409.

A ... botanikai célú történeti tájökológiai kutatások módszertana 177
KONKOLYNÉ GYÚRÓ É. (2008): Múlt ismerete nélkül értelmetlen jövôrôl gondolkodni. In: Flachner
Zs., Kovács A., Kelemen É. (szerk.): A történeti felszínborítás térképezése a Tisza-völgyben.
Budapest, pp. 59—61.
KÓSA L., R. VÁRKONYI Á. (1993): Európa híres kertje. Orpheusz Könyvkiadó, Bp.
KUN A., MOLNÁR ZS. (1999): Élôhely-térképezés. A Nemzeti Biodiverztitás-monitorozó Rendszer
kézikönyvsorozat kötetei XI., Bp., 158 pp.
LEVIN S. A. (1992): The problem of pattern and scale in ecology. Ecol. 73: 1043—1967.
LUKÁCS A., SZIGETVÁRI CS., BOTOS I., RÉV SZ. (2004): Tájtörténeti vizsgálatok és a tájrehabilitáció
lehetôségei a Nyírségben. Ifjú Botanikusok Baráti Köre és az E-misszió Természet és Környezetvédelmi
Egyesület, Nyíregyháza, 24 pp.
MAGYAR E. (1975): Az erdészettörténeti kutatás módszertani kérdéseirôl. Kézirat, 28 pp.
MARGÓCZI K. (2001): A vegetációtan természetvédelmi alkalmazása. Doktori Értekezés. Szegedi
Tudományegyetem, Ökológiai Tanszék, Szeged, 103 pp.
MÁTÉ A., VIDÉKI R. 2007: Peszéradacs kezelési tapasztalatai, 10 éves idôtartamot vizsgálva. In:
Gyepterületeink védelme: kutatás, kezelés, rekonstrukció és gazdálkodás. IV. Magyar Természetvédelmi
Biológiai Konferencia, Elôadások és poszterek összefoglalói. (szerk.: Lengyel Sz.,
Lendvai Á.Z., Szentirmai I.). Magyar Biológiai Társaság, Budapest, p. 26.
MOLNÁR G. (2003): A Tiszánál. Ekvilibrium Kiadó, 192 pp.
MOLNÁR ZS. (1996): A Pitvarosi-puszták és környékük vegetáció- és tájtörténete a Középkortól
napjainkig. Natura Bekesiensis 2: 65—97.
MOLNÁR ZS. (1997): The land-use historical approach to study vegetation history at the century
scale. In Tóth E. (szerk.): International conference on Research, Conservation, Management.
Aggtelek, Conference Proceedings pp. 345—354.
MOLNÁR ZS. (1998): Interpreting present vegetation features by landscape historical data: An example
from a woodland-grassland mosaic landscape (Nagykôrös-wood, Kiskunság, Hungary).
In: K. J. Kirby, C. Watkins (szerk.): The Ecological History of European Forests. CAB International,
pp. 241—263.
MOLNÁR ZS. (1999): Ôsi és másodlagos (szikes) puszták a Tiszántúlon. In: Füleky Gy. (szerk.):
A táj változásai a Kárpát-medencében. Gödöllô, pp. 231—233.
MOLNÁR ZS. (2003a): Tájtörténeti adatok a hazai szikesek növényzetének ismeretéhez. In: Tóth
A. (szerk.): Ohattól Farkas-szigetig, Budapest-Kisújszállás, pp. 71—95.
MOLNÁR ZS. (2007): Történeti tájökológiai kutatások az Alföldön. Ph.D. értekezés. Pécs, Pécsi
Tudományegyetem, Biológia Doktori Iskola.
MOLNÁR ZS. (2009): A Duna-Tisza köze és a Tiszántúl fontosabb vegetációtípusainak holocén
kori története: irodalmi értékelés egy vegetációkutató szemszögébôl. Kanitzia 16: 93—118.
MOLNÁR ZS. (2008a): A Duna-Tisza köze és a Tiszántúl növényzete a 18—19. század fordulóján
I.: módszertan, erdôk, árterek és lápok. Botanikai Közlemények 95: 11—38.
MOLNÁR ZS. (2008b): A Duna-Tisza köze és a Tiszántúl növényzete a 18—19. század fordulóján
II.: szikesek, lösz- és homokvidékek, legelôk, sáncok, szántók és parlagok. Botanikai Közlemények
95: 39—63.
MOLNÁR ZS. (szerk.) (2003b): A Kiskunság száraz homoki növényzete. TermészetBÚVÁR Alapítvány
Kiadó, Bp., 159 pp.
MOLNÁR ZS., BARTHA S., BABAI D. (2008): Traditional ecological knowledge as a concept and
data source for historical ecology, vegetation science and conservation biology: A Hungarian
perspective. In: Szabó P., Heidl R. (eds.): Human Nature: Studies in Historical Ecology and
Environmental History. Institute of Botany of the ASCR, Brno, pp. 14—27.

178 Molnár Zsolt, Biró Marianna
MOLNÁR ZS., BARTHA S., SEREGÉLYES T., ILLYÉS E., TÍMÁR G., HORVÁTH F., RÉVÉSZ A., KUN
A., BOTTA-DUKÁT Z., BÖLÖNI J., BIRÓ M., BODONCZI L., DEÁK JÓZSEF Á., FOGARASI P.,
HORVÁTH A., ISÉPY I., KARAS L., KECSKÉS F., MOLNÁR CS., ORTMANN-NÉ AJKAI A., RÉV
SZ. (2007): Concept, Development and Standardisation of a Hexagon Grid Based, Multilayered,
Landscape Ecological Field Vegetation Mapping (MÉTA-method). Folia Geobotanica
42: 225—247.
MOLNÁR ZS., BIRÓ M. (1995a): A Cserebökényi-puszták Tájvédelmi Körzet és környéke kezelésifenntartási
tervet megalapozó botanikai, madártani és általános természetvédelmi értékelése.
Kézirat, Körös-Maros vidéki Természetvédelmi Igazgatóság, Szarvas, 134 pp.
MOLNÁR ZS., BIRÓ M. (1995b): A kardoskúti Fehér-tó Természetvédelmi Terület kezelési tervet
alapozó botanikai felmérése és természetvédelmi értékelése. Kézirat, Körös-Maros vidéki Természetvédelmi
Igazgatóság, Szarvas, 121 pp.
MOLNÁR ZS., BIRÓ M. (1996): A Pitvarosi-puszták és környékük vegetáció- és tájtörténete. Kézirat,
Körös-Maros vidéki Természetvédelmi Igazgatóság, Szarvas, 58 pp.
MOLNÁR ZS., BIRÓ M. (1997): Vegetation history of the Kardoskút area (SE-Hungary) I.: History
of the steppes from the Middle Ages to the present. Tiscia 30: 15—25.
MOLNÁR ZS., BIRÓ M. (2001): A tervezett Dél-Ôrjegi Tájvédelmi Körzet botanikai és tájtörténeti
felmérése és értékelése. Kézirat, Kiskunsági Nemzeti Park Igazgatósága részére, Kecskemét.
166 pp.
MOLNÁR ZS., BODNÁR M., BIRÓ M. (1996): A Borsodi-Mezôség Tájvédelmi Körzet kezelési terve.
Kézirat, Bükki Nemzeti Park Igazgatósága, Eger, 145 pp.
MOLNÁR ZS., BORHIDI A. (2003): Continental alkali vegetation in Hungary: syntaxonomy, landscape
history, vegetation dynamics, and conservation. Phytocoenol. 21: 235—245.
MOLNÁR ZS., BOTTA-DUKÁT Z. (1998): Improved space-for-time substitution for hypothesis
generation: secondary grasslands with documented site history in SE-Hungary. Phytocoenol.
28: 1—29.
MOLNÁR ZS., BÖLÖNI J., FORGÁCH B., KEVEY B., KÓSA G., FRÁTER E., KERTÉSZ É., KIRÁLY G.,
LOCSMÁNDI CS., LÔKÖS L., PAPP B., BIRÓ M., PÁSZTOR E., RÉDEI T., RÉTHY ZS., TÍMÁR G.,
VASAS G., VIRÓK V. (1998a): A Fekete- és Fehér-Körös menti keményfás ligeterdôk történeti,
erdészeti és botanikai értékelése, jövôbeni természetvédelmi kezelésének koncepciója. Kutatási
jelentés, KMNP, Szarvas. 56 pp.
MOLNÁR ZS., BÖLÖNI J., FORGÁCH B., MOLNÁR A., FRÁTER E., KERTÉSZ É., KIRÁLY G., KÓSA
G., BIRÓ M. (2000): A Bélmegyeri Fás-puszta növényzetének története és mai állapota. Javaslatok
a természetvédelmi kezeléshez. Kutatási jelentés a Körös Maros Nemzeti Park részére,
Szarvas. 177 pp.
MOLNÁR ZS., FEKETE G., BIRÓ M., KUN A. (2008): A Duna-Tisza közi homoki sztyepprétek
történeti tájökológiai jellemzése. In: Kröel-Dulay Gy., Kalapos T., Mojzes A. (szerk.): Talajvegetáció-klíma
kölcsönhatások. Köszöntjük a 70 éves Láng Editet. MTA ÖBKI, Vácrátót, pp.
39—55.
MOLNÁR ZS., HOFFMANN K. 2009: A hortobágyi pásztorok növény- és növényzetismerete. Kézirat,
MTA ÖBKI, Vácrátót.
MOLNÁR ZS., HORVÁTH F., LITKEY ZS., WALKOVSKY A. (1998b): A Duna-Tisza közi kôrises
égerláperdôk története és mai állapota. Term.véd. Közlem. 5—6: 55—77.
MOLNÁR ZS., KUN A. (szerk.) (2000): Alföldi erdôssztyeppmaradványok Magyarországon. WWF
Füzetek 15., Bp., 56 pp.

A ... botanikai célú történeti tájökológiai kutatások módszertana 179
NAGY D. (2003): Tájtörténeti kutatások a Gömör-Tornai-karszton I. A történelmi táj rekonstrukciója
az ANP környezetében az I—III. Katonai Felmérések alapján. Kutatások az Agteleki Nemzeti
Parkban. ANP Füzetek, Jósvafô, 43 pp.
NAGY D. (2008a): A Gömör-Tornai karszt történeti felszínborítása. ANP Füzetek V., Jósvafô.
NAGY D. (2008b): Történeti felszínborítás térképezése. In: Flachner Zsuzsanna, Kovács András,
Kelemen Éva (szerk.): A történeti felszínborítás térképezése a Tisza-völgyben. Budapest, pp.
7—39.
NAGY D. (2008c): Történeti felszínborítás térképezése a Tisza-völgyben. In: Flachner Zsuzsanna,
Kovács András, Kelemen Éva (szerk.): A történeti felszínborítás térképezése a Tisza-völgyben.
Budapest, pp. 40—61.
NAGY G. (2006): A Péteri-tó Természetvédelmi Terület mezôgazdasági hasznosítása és természetvédelmi
szempontú kezelése. Diplomamunka, Mosonmagyaróvár. 99 pp.
NOVÁK T. J. (2005): A vegetáció-változások értékelésének módszertani nehézségei — sziki gyepek
vizsgálata alapján. Debreceni Földrajzi Disputa. Debreceni Egyetem, Tájvédelmi és Környezetföldrajzi
Tanszék. Debrecen, pp. 143—155.
PÉNTEK J., SZABÓ T. ATTILA (1985): Ember és növényvilág. Kalotaszeg növényzete és népi növényismerete.
Kriterion könyvkiadó, Bukarest, 368 pp.
PETERKEN, G.F., GAME, M. (1984): Historical factors affecting the number and distribution of
vascular plant species in the woodlands of Central Lincolnshire. J. Ecol. 72: 155—182.
PICKETT, S.T.A. (1989): Space-for-Time Substitution as an Alternative to Long-Term Studies.
In: Likens, G.E. (szerk.): Long-term Studies in Ecology: Approaches and Alternatives, Springer,
pp. 110—135.
PICKETT, S.T.A. (1991): Long-term Studies: Past Experience and Recommendations for the Future.
In: Gisser P.G. (szerk.): Long-term Ecological Research. SCOPE, Johh Wiley and Sons.
RACKHAM, O. (1980): Ancient Woodland. Arnold, London.
RACKHAM, O. (1994): History of the Countryside. Weidenfeld and Nicolson, London, 240 pp.
RACKHAM, O. (2000): The history of the countryside. Phoenix press, London, 445 pp.
RAKONCZAY J. (1988): Az emberi tevékenység környezetre gyakorolt hatásainak vizsgálati lehetôségei
alföldi példákon. Alföldi Tanulmányok, pp. 59—77.
REED M. (szerk.) (1984): Discovering Past Landscapes. Croom Helm, London-Canberra, 321 pp.
RÉTHY ZS. (1998): Az ember és a táj. Crisicum 1: 11—18.
RUPRECHT E. (1999): A lápi vegetáció múltja és jelene a kolozsvári Malom-völgyben. Múzeumi
Füzetek 8: 110—116.
SEREGÉLYES T., CSOMÓS Á. (1995): Hogyan készítsünk vegetációtérképeket. Tilia 1: 158—169.
SHEAIL J. (1983): The Historical Perspective. In: Warren A., Goldsmith F.B. (szerk.): Conservation
in perspective. John Wiley and sons Ltd, pp. 315—328.
SHEAIL, J. (1980): Historical Ecology: The Documentary Evidence. Institute of Terrestrial Ecology,
Cambridge.
SIPOSS V., KISS F. (2002): Living in the nature. WWF Hungary, Budapest, 24 pp.
SÜMEGI P., MOLNÁR A., SZILÁGYI G. (2000): Szikesedés a Hortobágyon. Term. Vil. 131:
213—216.
SZABÓ A., RUPRECHT E. (2004): Tájtörténet és botanika egy észak-mezôségi terület páldáján. In:
Fekete A. (szerk.): Az erdélyi táj kérdései. Mûvelôdés, Kolozsvár, pp. 95—101.
SZABÓ Z. (1964) Szerelmes földrajz. Osiris Kiadó, Bp.. Milleneumi Könyvtár, 1999.
TAKÁCS G., MOLNÁR ZS. (szerk.) (2008): Élôhely-térképezés. Nemzeti Biodiverzitas-monitorozó
Rendszer XI. — Második átdolgozott kiadás kézirata, Környezetvédelmi Minisztérium Természet-
és Környezetvédelmi Szakállamtitkárság — MTA ÖBKI, Budapest-Vácrátót.

180 Molnár Zsolt, Biró Marianna
TATÁR S., SÁNDOR CS., ERCSÉNYI M., MILUTINOVITS L. (2006): Veresegyház és térsége tájtörténete.
Ember és természet kapcsolata az elmúlt két évszázadban. Tavirózsa Környezet és Természetvédô
Egyesület, Veresegyház, 28 pp.
TÍMÁR G. (2002): A Vendvidék erdeinek értékelése új nézôpontok alapján. Doktori értekezés.
Nyugat-Magyarországi Egyetem, Sopron, 111 pp.
TINYA F., TÓTH Z. (2005): A Bátorligeti Ôsláp Természetvédelmi Terület vegetációja és annak
változása az elmúlt 15 év során. Tájökológiai Lapok 3: 99—117.
TINYA F., TÓTH Z. (2007): Tájtörténeti vizsgálatok a Bátorligeti Ôsláp Természetvédelmi Területen
és környékén — Természetvédelmi Közlemények, 13: 37—46.
TÓTH A. (2003): A tájfogalom jelentôségérôl. Tájökol. Lapok 1: 125—134.
VARTAINEN, T. (1988): Vegetation development on the outer island of the Bothnian Bay. Vegetatio
77: 149—158.
WELLMANN I. (1967): A parasztnép sorsa Pest megyében kétszáz évvel ezelôtt tulajdon vallomásainak
tükrében. Mezôgazdaságtört. Tanulmányok 3. Bp., 369 pp.
WHITNEY G. G. (1994): From Coastal Wilderness to Fruited Plain. Cambridge University Press,
Cambridge, 451 pp.
ZAGYVAI G. (2008): Tájtörténeti vizsgálatok cserháti mintaterületeken. Tájökológiai Lapok
6(1—2): 127—144.
ZÓLYOMI B. (1945—1946): Természetes növénytakaró a tiszafüredi öntözôrendszer területén. Öntözésügyi
Közlem. 7—8: 62—75.
ZÓLYOMI B. (1969): Földvárak, sáncok, határmezsgyék és a természetvédelem. Természet Világa
100: 550—553.

A természeti környezet változásának
térképezése Pécsen és környékén
1. Bevezetés, célkitûzés
Gyenizse Péter, Ronczyk Levente
A társadalom és a természeti környezet kezdetektôl fogva szoros kölcsönhatásban
áll egymással. A természeti környezet elemei — mint pl. a talaj, ásványkincsek — hatással
vannak a társadalom és a termelôerôk fejlôdésére. A természeti adottságok
nagy szerepet játszanak továbbá a települések kialakulásában, gazdaságuk fejlôdésében
és a területi terjeszkedésükben is (Elekes 2008; Hajnal 2008; Ginzer 2006;
Lovász 1982; Marosi -Szilárd 1963, 1974; Mendöl 1963; Mezôsi — Mucsi 2007;
Nagyváradi 2000; Petrik — Stefán 2009; Tóth 1981; Wilhelm 2000 stb.). A falvak
és városok társadalmi fejlôdésük során azonban visszahatnak az ôket körbe vevô természeti
környezetre is. A társadalom természethasználata együtt járt a környezeti
problémák megjelenésével, a természeti környezet romlásával is.
Pécs jelenlegi természeti környezete távolról sem azonos az ember megjelenése
elôtti állapotokkal. Az ember környezetalakító tevékenysége egyre jelentôsebbé vált
és az elmúlt egy évszázadban érte el a csúcspontját. Munkánk során hagyományos
térképi ábrázolási módszerekkel, valamint térinformatikai módszerekkel jelenítettük
meg és számszerûsítettük a legjelentôsebb környezeti változásokat.
2. Módszerek
A Pécs beépített területén és annak közvetlen környezetében található antropogén
hatások feltérképezéséhez elsôdleges és másodlagos adatgyûjtést végeztünk. Egyrészt
tehát terepbejárás során megfigyeltük antropogén hatásokat, amiket térképvázlaton
kézzel rögzítettük, majd késôbb megfelelô programok segítségével átrajzoltuk. Másrészt
I. és II. Katonai Felmérési térképeket, 1988-as 1:10.000-es topográfiai térképeket,
különbözô idôszakból származó kataszteri térképeket, valamint 2000-es és
2005-ös ortofotókat dolgoztunk fel vizuális interpretációval. A begyûjtött információkat
OCAD, Photoshop és Cartalinx, programok segítségével digitalizáltuk, térképi
formába öntöttük. A különbözô térinformatikai programok kiválóan alkalmasak
a természeti és társadalmi tényezôk, így a települések környezetének vizsgálatára is

182 Gyenizse Péter, Ronczyk Levente
(Bornemissza 2002; Dóka et al. 2010; Gyenizse — Nagyváradi — Pirkhoffer 2008;
Gyenizse — Nagyváradi — Elekes 2009; Lóczy D. 2007; Tózsa 2001; Pirkhoffer
2005; Rakonczai — Bódis 2001; Szabó et al. 2004; Szilassi — Kiss — Bódis 2000
stb.). Az adatok számszerû kiértékeléséhez ArcGIS és Idrisi programokat használtunk.
3. Pécs helyzete
Pécs meglehetôsen változatos természeti környezetben fekszik. A várost általában
a Mecsek-hegységhez kötik leghangsúlyosabban a különbözô irodalmak (Csanálosi
1982 Dercsényi — Pogány 1956; Hantos 1940; Pirisi — Trócsányi 2006), de a település
életében legalább ilyen nagy szerepe van a hegységtôl délre fekvô Pécsi-medencének
és a Dél-Baranyai-dombságnak (1. ábra). Ezek részletes ismertetésére jelen tanulmányban
nincs mód, csak a térképezési munka szempontjából legfontosabb hatásokat
említjük meg.
1. ábra. Pécs fekvése.
A Mecsek alig néhány ponton emelkedik 600 m tengerszint feletti magasság fölé,
így csak némi jóindulattal nevezhetô középhegységnek. Sajátos felszínfejlôdésének

A természeti környezet változásának térképezése Pécsen és környékén 183
köszönhetô a megtelepedésre alkalmas magasabb helyzetû sík térszínek kialakulása.
Ezek a miocénben a Kárpát-medence nagy részét elborító Pannon-tenger színlôi,
azaz hullámveréses parti sávjának maradványai. A Mecsek szigetként emelkedett a
tenger szintje fölé, így teljesen körülveszik a hullámveréssel lenyesett teraszok, színlôk.
A legmagasabb a késôbbi kiemelkedés során 450—470 m-es helyzetbe került, a
fiatalabbakat 250 m és 380 m közötti magasságokban, több lépcsôben lehet kimutatni
(Bugya — Kovács 2008; Lovász 1977). A színlôknek nagy a jelentôségük az
építkezések és a mezôgazdálkodás szempontjából egyaránt (MAROSI — SZILÁRD
1974). A hegységperemeken lerakódott finomszemû (agyagos) tengeri üledék azonban
veszélyforrást is jelent: a rajta kialakult meredekebb lejtôk csuszamlásra hajlamosak.
A Mecsektôl délre a Pécsi-medence délnyugat felé lejt, legalacsonyabb és legkisebb
lejtôszögû része a Pellérdi-tavak környéke. Ezt a tökéletes síkságot a Pannontenger
töltötte fel. A medence feltöltôdésének végsô szakaszában már tavi üledékek
rakódtak le.
Pécs városának déli környékét a Dél-Baranyai-dombság északnyugati lejtôi
alkotják. Ennek a széles völgyekkel tagolt eróziós-deráziós dombságnak a felszínét
vízfolyások és (pleisztocén kori) lejtôfolyamatok egyaránt formálták. A medencéhez
képest magasabb helyzetû déli dombságról északi irányba, a hajdani észak—déli völgyek
vonalát követve is folynak le patakok.
A domborzat közvetlenül is befolyásolhatja a társadalom életét, legfontosabb
hatásait mégis inkább közvetetten, az éghajlati, a vízrajzi, a növényzeti és a talajadottságokon
keresztül fejti ki.
A jelen vizsgálatunk során az ember természetátalakító tevékenységét vizsgáljuk
meg és térképezzük Pécs környékén. Ehhez azonban deklarálnunk kell egy emberi
hatásoktól mentes környezetet is, amivel a késôbbi állapotok összevethetôk. Ezt persze
csak elméletben tudjuk létrehozni, hiszen a jégkorszak után kialakult, a maihoz
hasonló természeti adottságokkal rendelkezô környezetben már jelen volt az ember.
Környezet-átalakító tevékenységét azonban olyan minimálisnak tekinthetjük, hogy
a térképen nem is lehet feltûntetni (2. ábra). Ekkor még a Mecsek hegylábi területeit
és a dombsági részeket erdôk borították, a patakok és a Pécsi-medence mentén bokros—fás
rétek húzódtak. A medence mélyebb részén mocsaras, lápos területek váltogatták
egymást nyílt vízfelületekkel. A domborzatot csak természetes folyamatok
alakították.

184 Gyenizse Péter, Ronczyk Levente
2. ábra. Pécs emberi átalakító hatásoktól mentes természeti környezete (elméleti rekonstrukció).
4. Az ember környezet-átalakító tevékenységének nyomai
az I. Katonai Felmérés térképén
A történelem folyamán különbözô népcsoportok telepedtek meg Pécs területén.
A gyarapodó lakosság egyre nagyobb területen alakította át a természeti környezetet.
Errôl azonban elôször az I. Katonai Felmérés 1784-ben készült lapján láthatunk
részletes, a vizsgálatunkhoz felhasználható térképi ábrázolást. A 3. ábrán látható kivágaton
bejelöltünk néhány jellegzetes, jól beazonosítható felszínborítási és környezet-átalakítási
formát. Pécs tágabb térségére vonatkozóan megrajzoltunk egy tematikus
térképet, amin a természeti és átalakított természeti és épített környezet legjelentôsebb
elemei láthatók (4. ábra).
A 18. század végén Pécs környékén erôsen visszaszorultak az erdôk, helyüket mezôgazdasági
területek vették át. A fára mint tüzelôre és használati cikkek anyagára
is nagy szükség volt. A szôlômûvelés miatt a meredekebb lejtôket teraszosították, bár
ennek nyomát a térképen, annak rossz felbontása miatt nem látjuk. A medence mélyebb
részén elterülô mocsárvilág korábban fontos volt a gyûjtögetés, vadászat, halászat,
pákászat miatt, de a szántóföldi mezôgazdasági mûvelés és a legeltetés elôretörése
miatt fokozatosan visszaszorították. A természetes állapottól legjobban a tel-

A természeti környezet változásának térképezése Pécsen és környékén 185
3. ábra. Kivágat az I. Katonai
Felmérés térképébôl (Pécs város
és környéke), melyen jól
láthatók az ember környezetátalakító
hatására kialakult
domborzati és felszínhasználati
formák (magyarázó ábra).
1 = erdô; 2 = bokros terület;
3 = legelô; 4 = szántó; 5 = kert,
gyümölcsös; 6 = szôlô; 7 = teljesen
beépített terület; 8 = sûrûn beépített
terület; 9 = ritkán beépített
terület; 10 = bánya; 11 = mélyút;
12 = szabályozott vízfolyás;
13 = tó; 14 = mocsár.
jesen, vagy erôsen beépített városi területek térnek el, ahol a felszín leburkolásán túl
nagyszámú pince kivájására, illetve a patakok szabályozására is sor került. A közlekedés
miatt a hegylábi, hegyoldaldali lakó és mezôgazdasági területekre vezetô utak
idôvel mélyutakká váltak, a mocsaras területeken töltések húzódtak.
4. ábra. Felszínhasználat és emberi környezet-átalakítás generalizált térképe Pécs környékén
(a 18. század végén).

186 Gyenizse Péter, Ronczyk Levente
5. Az ember környezet-átalakító tevékenységének feltérképezése
a 21. század elején
A következôkben azokat környezet-átalakító hatásokat mutatjuk be, amelyek
megítélésünk szerint a legjelentôsebb változásokat eredményezték Pécs természeti
környezetében, valamint térben azonosíthatók és a tanulmányba behelyezhetô, kis
méretarányú térképen is ábrázolhatók (a légszennyezés például ilyen okból kifolyólag
nem szerepel a térképeken).
Az egyes vizsgált hatásokat csoportokra osztottuk és a megítélésünk szerint legjellemzôbbeket
együtt ábrázoljuk egy-egy térképen, majd tanulmány végén ezeket
összesítve is bemutatjuk.
5.1. A beépített terület növekedése
A 19—20. század folyamán Pécs városa jelentôs gazdasági fejlôdést, népességnövekedést,
terjeszkedést mutatott. A népesség és a beépített terület nagysága egyaránt
kb. hétszeresére nôtt a 19. század második fele és a 20. század vége között. A bányák
jelentôs fejlesztése önmagában jelentôs környezet-átalakítással járt, de óriási embertömeg
városba költözését is eredményezte, ami viszont a lakóterület kiterjedését
indukálta.
A hegylábi és medenceterület határán épülô, terjeszkedô város lakóépületei, burkolt
terei és útjai egyre nagyobb felületet borítottak be. A katonai felmérési térképekrôl
leolvasható, hogy Pécs beépített, leburkolt területe az 1780-as években csak
2,0 km 2 volt, ez az 1880-as évekre 4,4 km 2 -re, majd az 1980-as évekre 27,2 km 2 -re
nôtt (Gyenizse — Nagyváradi — Pirkhoffer 2008). Ezzel együtt romlott a természetes
növényzet, az állatvilág, a talajok állapota, átalakult a domborzat, mesterséges jellegûvé
váltak a vízfolyások, szélsôségesebbé a mikro- és mezoklíma. A légifelvételek
felhasználásával és a terepbejárás során szerzett tapasztalatok alapján Pécs beépített
területét három kategóriába soroltuk. A teljesen beépített részekhez a Belvárost és
környékét soroltuk, ahol szinte alig található fedetlen talaj. Ezt veszi körbe egy igen
kiterjedt rész, ami a lakótelepek és a sûrûn beépített családiházas részeket, valamint
az ipartelepeket foglalja magába. Ezeken a részeken a felszín még mindig jelentôs
mértékben burkolt, de az épületek, utak és terek között már jelentôsebb a zöldfelület
nagysága. A legkülsô területeken, az egykori szôlô és gyümölcstermô területeken
egyelôre még ritkásabb beépítésû, hétvégiházas és családiházas lakóterületek húzódnak.
Ezeken a leburkolt területek aránya alacsony. (5. ábra)

A természeti környezet változásának térképezése Pécsen és környékén 187
5. ábra. A jellemzô felszínborítási típusok Pécsen és környékén napjainkban.
A burkolt területek növekedésébôl fakadó radikális beszivárgás-csökkenés következtében
megnôtt a záporok után kialakuló városi villámárvizek veszélye és az általuk
lemosott hordalék sokszor belvárosi részek közlekedését is akadályozzák (Czigány —
Pirkhoffer — Geresdi 2008; Ronczyk — Wilhelm 2006).
A város sûrûn beépített részein az eredeti talaj szinte teljesen, vagy jelentôs mértékben
háborgatott és fedve van építményekkel, antropogén üledékekkel. A mechanikai
hatások miatt a pórusok eltömôdnek, oxigénhiány lép fel. Csökken a humusztartalom
és a lebontó szervezetek mennyisége, elsavanyodnak (Farsang — Puskás
2007).
Pécs történelmi városmagján belül az elmúlt évezredekben felhalmozódott, hamuval,
szemétel, lejtôhordalékokkal összekeveredett építési törmelékét urbanitnak
is nevezik. Ennek vastagsága egyes helyeken a másfél méteres vastagságot is eléri
(ERDÔSI F. 1987). A Pécsi-medence nedvesebb részein épült lakótelepek és ipari
üzemek alapozásakor is jelentôs magasságú feltöltéseket hordtak oda a belvíz és a
felvizesedés megakadályozására, több méterrel megemelve az eredeti terepmagasságot.
Ez is az eredeti talajok eltemetôdésével és a vízrajzi viszonyok átalakulásával
járt (6. ábra).

188 Gyenizse Péter, Ronczyk Levente
6. ábra. A jelentôs mértékben alápincézett, az építkezések és ipari tevékenység által feltöltött,
vagy a bányászat által károsított területek.
A beépítettség növekedése mellett meg kell említeni a Belváros és közvetlen környéke
egyik jelentôs környezeti problémáját, a pincéket, illetve azok besszakadását
(6. ábra). A Mecsek déli lejtôire települt város szôlôkultúrája a római korig vezethetô
vissza, ennek megfelelôen már ettôl kezdve tart ezen üregek kiépítése, illetve idônként
a megszüntetése. Az általában 6—10 méter mélységben megtalálható pannon
homokrétegbe vájt pincék megfelelô mikroklímával rendelkeztek bortárolás céljára
(Balázs — Kraft 1998). A raktározáson kívül lakásnak, temetkezési helynek és homokbányának
is használták ôket. Ezeket a pince és üregrendszereket legtöbbször
spontán alakították ki a tulajdonviszonyok és a felszín feletti építmények figyelmen
kívül hagyásával, ami késôbb sok problémát okozott.
A pincék egy-, két-, ritkábban többszintesek. Talpmélységüket létesítéskor meglévô
talajvízszint határozta meg. Az üregek szelvényei 3—30 m 2 -ig terjednek. A tömedékelések,
felszámolások elôtt pécsi pincerendszer teljes hossza elérte az 50 km-t,
számuk az 1300 darabot, míg térfogatuk a 280.000 m 3 -t. (Sallay 2006)
A városok alatti pincék beszakadása az 1960-as évektôl zavaróan megszaporodott
a hazai bortermelô városokban a megnövekedett nehézgépjármû-forgalom és más
okok miatt. Az 1970-es években Pécsett is megerôsítettek, vagy tömegékeltek sok
pincét, fôleg olyanokat, amelyek a közutak alá is benyúltak. Pécsett több nagyméretû
pincét dekoratívan helyreállítottak, közmûvekkel látták el és kulturális, szórakoztatási
célra adták át.

A természeti környezet változásának térképezése Pécsen és környékén 189
5.2. Egy szôlôhegy beépítettségének és telekméretének változása
az elmúlt évtizedekben
A jelentôs történelmi múlttal rendelkezô városok fejlôdésének sajátossága, hogy
térszerkezetében megôrzi a különbözô korok környezeti alkalmazkodó képességének
és a társadalom környezethasználatának lenyomatát. Pécs múltjában szintén megfigyelhetôek
a belsô térszerkezet társadalmi igényekhez való formálódása. A legmarkánsabb
példa a történelmi Belvárost övezô hegylábi szôlôterületek beépítésének
alakulása. A római múlttal büszkélkedô szôlômûvelés a középkorban válik igazán kiterjedté,
hogy ma már egy többlépcsôs folyamat eredményeképpen a pécsiek leginkább
preferált lakókörnyezetévé alakuljon. A magasabb térszínek beépülése több
szempontból kedvezôtlen hatást gyakorol a városüzemeltetés mindennapi feladataira,
elég csak a csapadékvíz-elvezetés, vagy a közlekedési problémákra gondolni.
Ha a fent említett tendenciák hajtóerejét szeretnénk, valamilyen módszerrel analizálni,
akkor kézenfekvônek látszik a kataszteri térképek térinformatikai feldolgozása.
Egy igen egyszerû és megbízható eljárásról van szó, mert a birtokviszonyok pontos
felmérése évszázados hagyománnyal rendelkezik. A kataszteri térképekhez könnyen,
nagyobb anyagi ráfordítás nélkül hozzáférhetünk, így feldolgozásokhoz a georeferáláson
kívül némi szorgalom szükséges a telkek kitartó digitalizálásához.
Az elôbb említett metóduson alapul kutatásunk, amikor Pécs Megyei Jogú Város
Polgármesteri Hivatal által nyilvántartott kataszteri térképhez (2000-es állapot,
EOV-ba referált, „dxf” állománya) illesztettük a Makár-hegy (7. ábra) Baranya Megyei
Levéltárban elérhetô kataszteri lapjait 1916-ból és 1950-bôl. A három különbözô
idôpontból származó digitalizált állományoknál az átlagos telekméretet, egyes
telekkategóriák arányát elemzettük ArcView 9.1-es szoftver segítségével. Részletesebb
módszertani leírást és az eredmények aprólékos bemutatását cikkünkben terjedelmi
okok miatt mellôznénk, és jelen fejezetben csak egy rövid vázlatos áttekintésre
hagyatkoznánk.
A vizsgál terület kicsivel több, mint egy négyzetkilométer kiterjedésû (107,8 ha)
és igen élénk domborzattal rendelkezik. A környezô területek felé magasodó nyereg
alakú antiklinális hegy legmagasabb pontja 272 méter tszf. értékkel rendelkezik. Egy
hektárra számított átlagos reliefje 21 méter, amihez 78 és 0,8 méteres szélsôértékek
tartoznak. Az 1:10.000-es topográfiai térkép alapján készített domborzati modellbôl
átlagosan 19%-os lejtést számolt a szoftver, ami a legmeredekebb részeken 68 méteres
esést mutat 100 méteren. Alapvetôen déli kitettség területrôl van szó, a domboldalak
70%-a déli, délkeleti vagy délnyugati tájolást vesz fel.

190 Gyenizse Péter, Ronczyk Levente
7. ábra. Telekméretek a Makár-hegyen 2000-ben.
A felsoroltak alapján nem meglepô, hogy a Makár-hegy kiváló szôlôtermô területvolt.
1916-ban a terület 76%-a a bortermelésnek adott alapanyagot, és a legnagyobb
területû telkek pont déli, délnyugati tájolásúak voltak. Összesen 59 egységet
különített el birtokhatár a múlt század elején, a telekszám az ezredfordulóra megtízszerezôdött,
és ezt jól mutatja az átlagos telekméret tízedére való visszaesése is (1.
táblázat és 7. ábra).
1. táblázat: A telekszám és tekeméret változás a Makár-hegyen
1916 és 2000 között
1916 1950 2000
Átlagos telekméret (m 2 ) 16425 4702 1677
Telkek száma (db) 59 204 634
Legnagyobb telek (ha) 12.8 3.1 2.1

A természeti környezet változásának térképezése Pécsen és környékén 191
A birtokviszonyok változása még nem jelenti közvetlenül a tájhasználat átalakulását,
hiszen a tulajdon viszonyok nem determinálják egyértelmûen a mûveléság
váltás. A táblázatban kiemelt adatokból azt is láthatjuk, hogy a markáns átalakulás
az 50-es évek után következik be, és ez a tény párhuzamba állítható az államszocializmus
éveiben elindult „hétvégiház” mozgalommal. A 60-as években feldarabolódó
birtokok helyén kiskertek, egy széles társadalmi réteg hétvégi idôtöltését biztosító
gyümölcsösök, présházak jelentek meg. A másodlagos települési funkcióval rendelkezô
hétvégi házak szolgáltak táptalajul a hegyre költözésnek. A 60-as, 70-es
években lezajlott fordulópont, ami a 2000-es adatokban tükrözôdik. Az említett folyamat
az elsô lépcsôfok a településkörnyezeti problémák kialakulásában, mert megalapozza
a késôbbi lakóövezetté válást. A második lépcsôfok az infrastruktúra kialakulása,
különösen az ivóvíz és szennyvízcsatorna megjelenése eredményezi, azt, hogy
a Makár-hegy található telkek építési engedélyhez juthassanak.
Az egyszerû térbeli mûveletekkel nyert adatok a helytörténeti ismeretekkel párosítva
jól jellemzik azt a folyamatot, amelyet a helyi önkormányzat a szabályozási
tervekkel próbál nyomon követni. A terepbejárások során tapasztalt állapotok rávilágítanak
arra, hogy a tulajdonviszonyok változása a szigorodó uniós környezetvédelmi
elôírások és az életmód preferenciák viszonylag gyors átalakulása együttesen
vezetett oda, hogy a Pécs városának hajdani szôlôterületei lakóövezetté formálódjanak.
A változásokra a hatóságok nem képesek megtalálni a megfelelô választ, mivel
az engedélyezési folyamat szigorítása jelentôs pénzügyi veszteséget eredményezne
a kisméretû telkek tulajdonosainak, és ezt egyetlen politikai döntéshozó sem fogja
felvállalni. Következésképpen megállapítható, hogy a szocializmusban kialakult birtokviszonyok
egy demokratikus piacgazdaságban új kihívás elé állították a rendeletalkotókat,
amelyek kezelésére pont a mai társadalom piaci és demokratikus alapjai
miatt nincs lehetôség.
5.3. A bányászat és az ipar hatása a domborzatra
A ma már Pécshez csatolt Vasas faluban 1782-ben indult meg a feketekôszén
bányászata. A nagyüzemi termelést a bányatelkek összevásárlása és bérbevétele miatt
monopol helyzetre szert tevô, osztrák érdekeltségû, Elsô Dunagôzhajózási Társaság
(DGT) kezdte meg. Ez a II. világháború után állami vállalat lett. Pécs északkeleti részén
több mélyfejtésû akna mellett két nagyobb külfejtés is mûködött. A Mecseki
Szénbányák felszámolása 1991-ben kezdôdött meg. Megindult a bányászat által érintett
területek tájrendezése, bányakárok felmérése.
A mélységi szénbányászat legszembetûnôbb környezeti hatást a meddôhányók
létrehozásával tette a környezetre, amelyek alapterülete mintegy 150 ha. (Erdôsi
1977, 1987)

192 Gyenizse Péter, Ronczyk Levente
Az alábányászás következtében meginduló felszínmozgások összefüggô nagy
területeken érvényesülnek. A mélyben felhagyott vágatok és fejtések beroskadása
visszaharapódzik a felszínig, ahol horpák, berogyott gödrök, ezek egymásba olvadásából
pedig hatalmas teknôk keletkeznek. A Pécs-somogyi süllyedékteknô 13,5 km 2
kiterjedésû, maximális mélysége a 27 m-t is meghaladja. Geodéziai mérések bizonyítják,
hogy közel 1 m-es horizontális irányú elmozdulások is történtek az utóbbi
110 évben. (6. ábra)
A Mecsekben több mint 300 lakást kellett megszüntetni lakhatatlanságot elôidézô
bányakár miatt, és több mint 1000 lakás szenvedett kijavítható károkat. (Balázs —
Kraft 1998; Csörge et al. 2002).
A Nyugat-Mecsek legjelentôsebb ásványkincse a mai ember számára az urán. Az
évekig tartó uránérckutatás eredményeképpen — amelyet legnagyobb mértékben a
hidegháborús atomfegyverkezési verseny motivált — Pécstôl nyugatra (Kôvágószôlôs
község határában), 1954 és 1997 között mûködött a Mecseki Ércbányászati Vállalat.
(Barabás — Konrád 1999). Az uránbányászati tevékenység környezeti hatása kisebb
volt, mint a szénbányászat esetében. A Nyugat-Mecsekben, nem lakott területeken
jelentkezett csak a felszín süllyedése.
A Pécsi-medence keleti végén 1959-ben kezdte meg mûködését a Pécsi Hôerômû.
A kôszén elégetésével keletkezett salakot és pernyét vízzel keverték, majd az így
létrejött zagyot a Tüskésréten kialakított kazettákba vezették. Az érintett területeken,
mintegy 200 hektárnyi kiterjedésû, 2—4 méter magas terepszint-emelkedés jött így
létre, ami megváltoztatta a lefolyás- és beszivárgási viszonyokat (5. és 6. ábra). A
zagytárolót folyamatosan rekultiválták, azaz földdel takarták le, majd az 1970-es
évektôl fásították. Az erômû 2004 óta gáz-, olaj-, illetve biomassza üzemû, így több
zagy nem keletkezik.
5.4. A felszíni és felszín alatti vizekre gyakorolt jelentôsebb hatások
A város területén számos forrás és patak elégítette ki a korábbi korok embereinek
vízigényét. Utóbbiak a mocsaras Pécsi-medencébe torkolltak. A mecsekoldali források
vízét a rómaiak óta egyre nagyobb arányban hasznosítják vezetéses ivóvízként.
Az 1890-es évek elején a bányászat vízkiemelése miatt már kb. 400 m 3 -el kevesebb
vizet szállítottak a vízfolyások, mint természetes állapotban. A legnagyobb változást
a nagy hozamú Tettye-forrás szenvedte el. Az 1892-ben megépített, majd többször
fejlesztett Tettye-vízmû hatására napjainkban csak a legcsapadékosabb idôben jut
karsztvíz az egykori patakmederbe.
A mecseki szénbányászat másik jelentôs környezetmódosító hatása volt az elmúlt
másfél évszázadban a felszín alatti vizek kitermelése, leszívása. A bányászat fejlôdésével
ez egyre nagyobb mennyiséget jelentett és egyre mélyebb rétegeket is érintett.
A bányászat következtében elôállt karszt vízszintsüllyedés (depresszió) a Me-

A természeti környezet változásának térképezése Pécsen és környékén 193
csekben összesen mintegy 12 km 2 területen érvényesült, a bányászati tevékenység
során teljesen elapadt 420 kút és 25 forrás, vízhozam csökkenést szenvedett 38 forrás.
Pécsett a 19. sz. végén és a századfordulón már tucatnyi vízimolnár perelte a
bányatársaságot három patak vizének alapos megcsappanása miatt. Ugyanakkor a
bányákból folyamatosan kiszivattyúzott vízzel más patakok vízhozamát megnövelték.
(Erdôsi 1977, 1987)
A patakok futását is számos helyen módosították, szabályozták. Már a vízimolnárok
tevékenysége során számos malomcsatorna és duzzasztógát létesült. Ezek legnagyobb
változásokat a Szabolcsi-víz alsó szakaszán okoztak. A Pécsi-víz szabályozása
a 19. században történt meg teljes mértékben. A korábbi, sok helyen parttalan,
mocsaras részeken szétterülô patak helyét egy gátak közé szorított vízfolyás vette át.
A hegyoldalból lefutó patakok medrét is egyre hosszabb szakaszokon szabályozták,
a legtöbb ma már nem más mint betonfalú kanális. A Belváros területén egykor átfolyó
Frühweisz-vízfolyás, illetve Tettye- és Bálicsi-patak alsó szakaszát teljesen be
is fedték. A Pécsi-medence mélyebb területeit borító mocsarat a vasút építés és a
város terjeszkedése miatt a XIX—XX. században lecsapolták. (8. ábra)
Az 1992 után megindult bányabezárási folyamat egyik fontos és egyre jobban
érzékelhetô hatása lett a felszín alatti vizek ismételt megemelkedése, ami több helyen
érinti az épített környezetet is a kutak, vízkivételi mûvek és természetes források mellett.
A legjelentôsebb és leglátványosabb hatása a völgyben fekvô Pécs-mecsekszabolcsi
területen van, ahol 1996-tól szaporodni kezdtek a vizesedésbôl adódó bányakár
esetek a térségben. 1998—2001 között 113 db esetet ítélt bányakárnak a hatósági
vizsgálat. A potenciális kárterület (Pécs-Mecsekszabolcs) épületeinek a fele víz
miatt károsodott, elsôsorban a ház alatti pincék, illetve alagsori helységeken keresztül.
(6. ábra) (Balassa — Szabó-Kovács 2009; Csörge et al. 2002)
A város ivóvízzel való ellátása miatt több kutat is fúrtak, melyek a talaj és rétegvízszintben
kisebb-nagyobb kiterjedésû depressziókat eredményezett. Ezek közül
kiemelkedik a tortyogói és a pellérdi kútrendszer hatása, amelyek 20, illetve 10 méternél
nagyobb talajvízszint-csökkenést okoztak 17,9, illetve 8,1 km 2 -nyi területen.
(8. ábra) (Erdôsi 1977, 1987)

194 Gyenizse Péter, Ronczyk Levente
8. ábra. Emberi hatások a felszíni és felszín alatti vizekre.
5.5. A szôlômûvelés és építkezések teraszai
A szôlôtermesztés a város északi részén, a Mecsek délies lejtôin meghatározó
földmûvelési ág a rómaiak óta. A Probus császár (276—282) uralkodása alatt engedélyezett
sirmiumi és pannóniai telepítések bizonyítható szôlôtermesztést hoztak a
Mecsek alján is (Majdán — Pálfi 2008). Számos középkori dokumentumban szerepel
a szôlôskertek leírása és a hozzájuk tartozó jogok ismertetése. Hivatalos adatok szerint
az 1680-as évtizedben 3810 kapás szôlô után adóztak a városban, ami 137 hektárnyi
területet jelentett (Szabó 1958). A 18. és 19. századi, a város környékét is részletesen
bemutató katonai felmérési térképeken jó láthatók a nagy kiterjedésû hegyoldali
szôlôk.
A teraszok felmérését személyes terepbejárással, valamint a 2000-es és 2005-ös
orthofotó, valamint a 1:10.000-es topográfiai térkép tanulmányozásával végeztük.
Az évszázadok óta tartó szôlô mûvelés során jelentôs mértékben átalakították a Mecsek
meredekebb hegylábi területeinek mikrodomborzatát. A lejtôre merôlegesen kialakított
szokásos teraszok mellett az eltérô mûvelési módok határán a lejtô irányába
mutató teraszok is megjelentek. A legtöbb terasz csak 0,5—1 m ugrómagasságú, de
egyes helyeken 1—2 m magas is megfigyelhetô.

A természeti környezet változásának térképezése Pécsen és környékén 195
A szôlômûvelés mellet a hegyoldal egyre intenzívebb beépítése során is számos
teraszt hoztak létre. Ezek jelentôs részben ugyanazon a területen fordulnak elô, mint
a szôlômûvelés teraszai. Az azonban már a terepi felmérés alapján is látszott, hogy
az építkezések során létrejött teraszok kiterjedése egyre kisebb a tszf. magasság növekedésével.
A legnagyobb kiterjedésû építési teraszok a kisebb lejtésû medenceperemi
részeken, ipari telephelyek, bevásárlóközpontok, sportpályák, nagyobb lakóházak
környékén figyelhetôk meg.
A teraszokat két csoportra bontottuk kisebb (kb. 0,5—2 m) és nagyobb (kb. 2 m
fölötti) ugrómagasságú teraszokra. A kis teraszok viszonylag összefüggô módon borítják
a hegyoldal jelentôs részét. Minden egyes kis terasz bejelölése kivitelezhetetlen
volt. A nagy teraszok jól lehatárolhatók, így azokat külön-külön ábrázoltuk térképen
(9. ábra). Az elemzések kimutatták, hogy a teraszokkal tagolt területek a város legalacsonyabb
és legmagasabb (130—390 m), valamint a legkisebb és legnagyobb lejtésû
(0—62%) felszínein is elôfordulnak. A legjelentôsebb kiterjedésben a 170—260
m közötti magasságban fordulnak elô. Ez egybe esik a hegyoldal meredekebb részével,
amit alulról a Pécsi-medence kislejtésû pereme, felülrôl pedig az egykori tenger
által kialakított, lankásabb, kb. 250—300 m között húzódó középsô-pliocén terasz
határol. 300 m tszf. magasság fölött a mûvelt és különösen a beépített terület
nagysága fokozatosan csökken.
9. ábra. Nagy magasságú mesterséges teraszok Pécs környékén.

196 Gyenizse Péter, Ronczyk Levente
A nagy magasságú teraszok esetében már lehetôségünk volt elkülöníteni a szôlômûvelés
és az építkezések által létrehozott felszínformákat (10. ábra). Egy diagramon
ábrázoltuk a két csoport területét külön-külön, illetve az összterületüket. Megállapítható,
hogy kb. 160 m tszf. magasságig egyértelmûen dominálnak az építkezési
teraszok. Kb. 160—210 m tszf. magasság között kiegyenlítôdik a helyzet, majd 210
m fölött a szôlômûvelésbôl adódó teraszok lesznek a meghatározók, csak egyes abráziós
teraszok peremét jelzô magasságokban nô meg kissé a családi házas építkezések
mesterséges teraszfelszíne. Ez a megoszlás egyértelmûen a jelentôs felszínalakítást
igénylô nagy és közepes méretû épületek medenceközeli helyzetébôl adódik.
10. ábra. A nagy magasságú teraszok tszf. magasságának megoszlása.
5.6. A közlekedési útvonalak hatása a domborzatra
Pécs közvetlen környezetében a domborzat közlekedéshez kapcsolódó módosításnak
több formája is megfigyelhetô (kimélyítés, lenyesés, elegyengetés, feltöltés).
Jelen vizsgálat során csak a közutak domborzat-átalakító tevékenységével foglalkozunk
részletesen, a vasútvonalakéval nem.
A Pécsi-medence területén, vagy az ahhoz kapcsolódó patakok árterén már évszázadokkal
ezelôtt kisebb töltésen futottak a közlekedési útvonalak. Az I. Katonai
Felmérés térképén ezen kívül a mélyutak nyomai is jól láthatóak. Ezek a azokon a
területeken figyelhetôk meg ma is legnagyobb számban, ahol a Mecsek lankásabb
hegylábi területérôl, vagy a bevágódó völgyekbôl a magasabban fekvô, meredekebb
lejtôkkel határolt abráziós teraszok szintjére kapaszkodtak fel szekereikkel, jármûveikkel
a szôlôsgazdák. Ezek mellett mélyutak kialakulása figyelhetô meg a lazább
kôzetekkel borított térszíneken akkor is, ha a terep nem olyan nagy lejtésû. A mélyutak
térbeli megoszlásának vizsgálatát Idrisi térinformatikai programmal végeztük

A természeti környezet változásának térképezése Pécsen és környékén 197
el. A 18. századi és a mai térképen látható, valamint a terepbejáráson talált mélyutakat
Pécs 1:10.000-es alaptérképére vittük fel, majd digitalizáltuk. (11. ábra)
11. ábra. Közlekedési útvonalak domborzat-átalakítása Pécs környékén.
A töltésen futó és a mélyutak területe a 18. és a 21. század között többszörösére
nôtt (12. ábra). A tszf. magasság megoszlását mutató görbe két maximumot mutat.
12. ábra. A mélyutak és a töltésen futó utak tszf. magasságának megoszlása a 18. és a 20. század végén.

198 Gyenizse Péter, Ronczyk Levente
Az elsô a medencetalpi, kis meredekségû területek töltésen futó útjainak köszönhetô.
Kb. 140 m tszf. magasság fölött viszont átveszik a vezetô szerepet a mélyutak. Ezek
döntô mértékben a Középsô-pleisztocén abráziós teraszra vezetô, 160—250 m tszf.
magasságban húzódó, 10—30%-os meredekségû lejtôkön jöttek létre.
6. Az eredmények összegzése
13. ábra. Jelentôsebb antropogén hatások összegzô térképe.
1. Emberi tevékenység által ritkán zavart erdô; 2. Emberi tevékenység által gyakran zavart erdô;
3. Park, bokros terület, legelô, szántó; 4. Ritka beépítésû, kevéssé leburkolt, kertes, kertvárosi jellegû
terület; 5. Közepesen sûrû beépítésû, közepesen leburkolt, tömb-, sor-, és családiházas terület;
6. Nagyon sûrû beépítésû, szinte teljesen leburkolt, tömb- és sorházas, belvárosi terület (ún. antropogén
sivatag); 7. Ipari tevékenység által teljesen átalakított, lepusztított felszín (külszíni bányászat,
meddôhányó, zagytározó); 8. Jelentôs antropogén feltöltés (urbanit, meddô, zagy); 9. Alápincézett
terület; 10. Szénbányászat által alábányászott terület, 10 m-nél nagyobb felszínsüllyedéssel;
11. Szénbányászat által alábányászott terület, 0—10 m-es felszínsüllyedéssel; 12. A bányászat befejezése
után megemelkedô (visszatérô) talajvíz által károsított épületek; 13. Vízkivétel miatt 5 m-nél
nagyobb talajvízszint csökkenés; 14. Egykori mocsaras terület, a XIX—XX. században lecsapolva;
15. Mesterséges tó; 16. Mesterséges medrû patak, mesterséges csatorna; 17. Fedett medrû vízfolyás;
18. Elapasztott, vagy lecsökkentett vízhozamú, egykor jelentôs forrás 19. Vasútvonal töltésekkel
és bevágásokkal (mûködô és használaton kívüli); 20. Jelentôsebb mélyutak, illetve útbevágások;
21. Jelentôsebb mesterséges tereplépcsôk, álteraszok.

A természeti környezet változásának térképezése Pécsen és környékén 199
A térképezési munka végsô fázisában összegeztük a Pécs környékén feltárt környezet-átalakítási
folyamatokat. Ennek eredményeként kaptuk meg a 13. ábrát.
Amennyiben összevetjük a 2., illetve 4. ábrán látható korábbi állapotokat bemutató
térképekkel, akkor egyértelmûen megállapíthatjuk, hogy a város beépített területén,
illetve annak környékén egyre nagyobb hatással van a társadalom a természeti környezetre.
A 13. ábráról leolvasható, hogy a legnagyobb és legkiterjedtebb környezeti változások
a Belvárosban és attól délre, a Pécsi-medencében, valamint a város északkeleti
részén mentek végre.
Irodalom
BALASSA B. — SZABÓ-KOVÁCS B. 2009: A feketeszén-bányászat és a bányabezárások néhány fontosabb
környezeti és társadalmi hatása a Közép- és Kelet-Mecsekben. — In: SZABÓ-KOVÁCS B. —
TÓTH J. — WILHELM Z. (szerk.): Környezetünk természeti-társadalmi dimenziói, Publikon Kiadó,
Molnár Nyomda, Pécs pp. 147—165.
BALÁZS F. — KRAFT J. 1998 Pécs város településfejlôdésének mérnökgeológiai vonatkozásai. —
JPTE Egyetemi Kiadó, Pécs. 183 p.
BARABÁS A. — KONRÁD GY. 2008: A Mecseki kôszén és uránérc bányászatának múltja és lehetséges
jövôje. — Földrajzi Közlemények 132. évf. 1. szám, pp. 3—19.
BORNEMISSZA I. 2002: Térinformatikai megoldások a Mecsekérc Rt. Felszínmozgási monitoring
mérési adatainak feldolgozásában. — In: CZUPPON V. — GERENDÁS R. — KOPÁRI L. — TÓTH J.
(szerk.): Földrajzi tanulmányok a pécsi doktoriskolából III., PTE TTK Földrajzi Intézet, Pécs,
pp. 11—16.
BUGYA, T. — KOVÁCS, I. P. 2008: Identification of Geomorphological Surfaces by GIS and
Statistical Metods in Hungarian Test Areas. — In: LÓCZY, D. — TÓTH, J. — TRÓCSÁNYI, A.
(ed.): Progress in Geography int he European Capital of Culture 2010. Geographia Pannonica
Nova 3., University of Pécs, Imedias Publisher, pp. 249—255.
CZIGÁNY SZ. — PIRKHOFFER E. — GERESDI I. 2009: Environmental impacts of flash floods in Hungary.
In: SAMUELS P. — HUNTINGTON, S. — ALLSOP, W. — HARROP, J. (Eds.): Flood Risk Management:
Research and Practice. Taylor and Francis, London, 1439—1447.
CSANÁLOSI S. 1982: Pécs funkcionális településmorfológiai sajátosságainak fejlôdése és jelenlegi
képe. — JPTE TK, Pécs, 108 p.
CSÖRGE L. — GYENIZSE P. — LÓCZY D. — NAGYVÁRADI L. — PIRKHOFFER E. 2003: A Bányászat
és a bányabezárások hatása az épített környezetre Pécs északi részén. — In: FÜLEKY GY. (szerk.):
A táj változásai a Kárpát-medencében, az épített környezet változása, IV. Tudományos Tájtörténeti
Konferencia kötete, Szent István Egyetem, Gödöllô, pp. 39—44.
DERCSÉNYI D. — POGÁNY F. 1956: Pécs. — Városképek — Mûemlékek sorozat, Mûszaki Könyvkiadó
Budapest, 263 p.
DÓKA R. — ALEKSZA R. — KÔHALMI F. — KEVEINÉ BÁRÁNY I. 2010: A tájváltozások és a társadalmi—gazdasági
viszonyok alakulásának összefüggései a Duna-Tisza köze középsô részén — In:
SZILASSI P. (szerk.): Tájváltozás értékelési módszerei a XXI. században, Tudományos konferencia
és mûhelymunka digitális kötete, MTA Tájföldrajzi Albizottság — SzTE, Szeged — megjelenés
alatt — 22 p.

200 Gyenizse Péter, Ronczyk Levente
ELEKES T. 2008: A földrajzi tényezôk szerepe a településfejlôdésben. — Dialóg Campus Kiadó, Budapest—Pécs,
160 p.
ERDÔSI F. 1977: Antropogén módosulások a természeti környezetben. — In: LOVÁSZ GY. (szerk.):
Baranya megye természeti földrajza, Baranya Megyei Levéltár, Pécs, pp. 291—303.
ERDÔSI F. 1987: A társadalom hatása a felszínre, a vizekre és az éghajlatra a Mecsek tágabb környezetében.
— Akadémiai Kiadó, Budapest 227 p.
FARSANG A. — PUSKÁS I. 2007: Városi és ipari területek talajai. Talajok nehézfém tartalmának vizsgálata
háttérszennyezettség kimutatása Szegeden. — In: MEZÔSI G. (szerk.): Városökológia
(Földrajzi tanulmányok 1.), Jatepress, Szeged, pp.
GINZER M. 2006: A Mecsek szerepe Pécs város területi terjeszkedésében — In: FÜLEKY GY.
(szerk.): A táj változásai a Kárpát-medencében — Település a tájban, Környezetkímélô Agrokémiáért
Alapítvány, Gödöllô, 210—214.
GYENIZSE P. 2010: Geoinformatikai vizsgálatok Pécsett — Pécs településfejlôdésére ható természeti
és társadalmi hatások vizsgálata geoinformatikai módszerekkel — megjelenés alatt a Geographia
Pannonica Nova sorozatban, PTE TTK Földrajzi Intézet, Pécs, 110 p.
GYENIZSE, P. — NAGYVÁRADI, L. — ELEKES, T. 2009: Settlement Expanding and Environment
Survay by Geoinformatical Methods. — Ecoterra, mar. 2009 (an. VI. nr. 20.), pp. 20—21.
GYENIZSE P. — NAGYVÁRADI L. — PIRKHOFFER E. 2008: Pécs lakott területének minôsítése —
természeti adottságok és társadalmi igények elemzése térinformatikai módszerekkel. — Földrajzi
Közlemények 132. évf. 3. szám, pp. 323—333.
HAJNAL K. 2008: Pécs és környékének természeti kultúrája. — In: Pap N. (szerk.): Kultúra — területfejlesztés.
Geographia Pannonica Nova 2. PTE TTK Földrajzi Intézet, Imedias Kiadó, Pécs,
pp. 189—199.
HANTOS GY. 1940: Vázlatok Pécs földrajzához. — Kir. Magy. Egyetemi Nyomda, Budapest, 74 p.
LOVÁSZ GY. 1977: Mecsek-hegység — In: LOVÁSZ GY. (szerk.): Baranya megye természeti földrajza,
Baranya Megyei Levéltár, Pécs pp. 46—68.
LOVÁSZ GY. 1982: A természeti környezet szerepe a városépítésben — Településfejlesztés, 3—4. füzet,
pp. 17—26.
LÓCZY D. 2007: A földrajzi információs rendszerek felhasználása a tájértékelésben. In: NAGY-
VÁRADI L. — VARGA G. (szerk.): Térinformatika és alkalmazása, PTE TTK Földrajzi Int., Pécs,
pp. 45—61.
MAJDÁN J. — PÁLFI J. 2008: Szôlôk Pécsett 1918-ig — Korunk, 2008. szeptember
MAROSI S. — SZILÁRD J. 1963: A természeti földrajzi tájértékelés elvi-módszertani kérdéseirôl —
Földr. Ért., XII. évf., 3. füzet, pp. 393—414.
MAROSI S. — SZILÁRD J. 1974: Domborzati hatások a gazdálkodásra és településekre — Földr.
Közl., XXII. évf., 3. füzet, pp. 185—196.
MENDÖL T. 1963: Általános településföldrajz — Akadémiai Kiadó, Budapest, 510 p.
MEZÔSI G. — MUCSI L. 2007: Az ökológiai várostervezés néhány elméleti és módszertani kérdése. —
In: MEZÔSI G. (szerk.): Városökológia (Földrajzi tanulmányok 1.), Jatepress, Szeged, pp.
159—168.
NAGYVÁRADI, L. 2000: Change of physical environment on example Transdanubian settlement
in Hungary. — In: Burghardt, W. — Dornauf C. (Ed.): First International Conference on Soils
of Urban, Industrial, Traffic and Mining Areas. Essen, Germany, pp. 83—89.
PETRIK A. B. — STEFÁN K. 2009: A természeti környezet szerepe Pécs kulturális gazdaságában —
In: Szabó valéria — Fazekas István (szerk.): Települési környezet, II. Települési Környezet Konferencia
kötete, Debreceni Egyetem Tájvédelmi és Környezetföldrajzi Tanszék, Debrecen,
pp.16—24.

A természeti környezet változásának térképezése Pécsen és környékén 201
PIRISI, G. — TRÓCSÁNYI, A. 2006: The effects of the post-industrial process in the spatial structure
of Pécs — In: AUBERT, A. — TÓTH, J. (Hrsg.): Stadt und Region Pécs, Beiträge zur angewandten
Stadt- und Wirtschaftsgeographie, Universität Bayreuth, Bayreuth, pp. 89—107.
PIRKHOFFER E. 2005: Térinformatikával segített rekultiváció, Pécs város bányaterületeinek példáján
— In: BUGYA T. — WILHELM Z. (szerk.): Tanulmányok Tóth Józsefnek, PTE TTK Földrajzi
Intézet, Rotari Nyomda, Pécs, pp. 157—172.
RAKONCZAI J. — BÓDIS K. 2001: A geoinformatika alkalmazása a környezeti változások kvantitatív
értékelésében. A földrajz eredményei az új évezred küszöbén. A Magyar Földrajzi Konferencia
CD kötete, SZTE, Szeged, 19 p.
RONCZYK L. — WILHELM Z. 2006: The influence of the transformation of the landscape values on
touristic offer of the City of Pécs. In: AUBERT A., TÓTH, J. (Hrsg.): Stadt und Region Pécs.
Beiträge zur angewandten Stadt- und Wirtschaftsgeographie. Universität Bayreuth, Arbeitsmaterialien
zur Raumordnung und Raumplanung Heft 243, Bayreuth, 79—89.
SALLAY Á. 2006: Az aknamélyítôk. Pécsi Szemle 2006. ôsz, 72—79.
SZABÓ J. — LÓKI J. — SZABÓ G. — SZABÓ SZ. — KONECSNY K. 2004: GIS alapú geomorfológiai
szempontú értékelés a Felsô-Tisza vidéken. — In FÜLEKY GY. (szerk.): A táj változásai a Kárpátmedencében,
Víz a tájban — Környezetkímélô Agrokémiáért Alapítvány, Gödöllô, pp. 69—72.
SZABÓ P. Z. 1958: A török Pécs. Átdolgozta Rúzsás Lajos. Pécs Város Tanácsa, Pécs, 81 p.
SZILASSI P. — KISS R. — BÓDIS K. 2000: Kísérlet néhány tájszerkezeti elem változásának térinformatikai
eszközökkel történô értékelésére a Fekete-hegy (Káli-medence) példáján. — In: FÜLEKY
GY. (szerk.): A táj változásai a Kárpát-medencében a történelmi események hatására. Budapest
— Gödöllô, pp. 249—254.
TÓTH J. 1981: A településhálózat és a környezet kölcsönhatásának néhány elméleti és gyakorlati
kérdése — Földr. Ért., XXX. évf., 2—3. füzet, pp. 267—291.
TÓZSA I. 2001: A térinformatika alkalmazása a természeti és humán erôforrás-gazdálkodásban. —
Aula kiadó, Budapest, 190 p.
WILHELM Z. 2000: Az Alsó-Duna-vidék településeinek fejlôdésében szerepet játszó természeti
tényezôk vizsgálata. — In: TÓTH J. — WILHELM Z. (szerk.): Konzerváció, modernizáció, Regionalitás
a Dél-Dunántúlon, PTE Földrajzi Intézet, Pécs, pp. 9—145.

Spektrális indexek szerepe a
tájváltozás, táji érzékenység
megfigyelésében
Ladányi Zsuzsanna, Kovács Ferenc
1. Bevezetés
A földrajzi információs rendszerek adta lehetôségekkel a térbeli információnyerés
jelentôsen felgyorsult, hatékonysága meghaladja a hagyományos módszerekkel történô
térképi értékeléseket. Léptéke lehetôséget ad lokális, regionális és globális vizsgálatokra
is, valamint segítségükkel olyan területek is megfigyelhetôek, amelyeket
hagyományos vizsgálati módszerekkel veszélyességük vagy megközelíthetetlenségük
miatt tanulmányozni nem lehetett. A távérzékelési adatok alapján elvégzett tér- és
idôbeli elemzésekkel különbözô jelenségekre, körülményekre, összefüggésekre, trendekre
vonatkozó kérdéseinkre kaphatunk választ (1. táblázat).
1. táblázat. A tájváltozás térinformatikai vizsgálatainak lehetôségei
(Kennedy et al. 2009)
Vizsgált tulajdonságok, indikátorok
A vonatkozó felszínborítási kategória
foltjainak méretének (kiterjedésének) és
alakjának vizsgálata
A keskeny, vonalas elemek jellegének,
szélességének változása
A felszínfedettség illetve a fajösszetétel
lassú változása
Hirtelen változások a felszínborításban
Egyes felszínborítási típusok állapotában
történô lassú változások
A szezonális folyamatok ütemezésében
és kiterjedésében történô változások
A vizsgált folyamat, veszély
Növények terjeszkedése, gap-ek betöltése,
erózió
Utak/útvonalak forgalmának hatása, árvíz események
a folyó menti vegetációra, a szárazföldi
és a partvidéki vízi vegetáció dinamikája
Szukcesszió, versengés, eutrofizáció, idegenhonos
növényekkel való betelepülés
Zavarás, humán térhódítás, táj-menedzsment
Klímával kapcsolatos változások a vegetáció
produktivitásában, a rovarok vagy más betegségek
miatti erdôpusztulások lassú folyamata,
változások a vízháztartásban
Hóborítás dinamikája, vegetációs fenológia

204 Ladányi Zsuzsanna, Kovács Ferenc
A tájkutatásban a ’90-es évek óta egyre nagyobb szerepet játszó nagyfelbontású-,
erôforrás megfigyelô-, és hiperspektrális mûholdfelvételek folyamatosan fejlôdô idôés
térbeli felbontása hozzájárul a kiértékelések pontosságának és idôbeli kiterjeszthetôségének
javulásához. Az adatok alkalmazhatóságát fokozza a lehetôség, hogy az
egyébként költséges felvételek jelentôs hányada nyílt adatbázisokból ingyenesen
elérhetô (2. táblázat).
2. Spektrális indexek és alkalmazásaik
a táji környezet értékelésében
Az 1970-es években a felszín spektrális tulajdonságai alapján kezdtek kifejleszteni
radiometriai mérôszámokat (indexeket) azzal a céllal, hogy minél pontosabb kvantitatív
kapcsolat jöjjön létre a távérzékelési értékek és a valóság között. Az egyik ilyen
index csoport a vegetációs indexek, melyek a látható fény (általában a vörös) és az
infravörös (általában a közeli infravörös) hullámhossztartomány között mérhetô, a
növényzet klorofilltartalmán és levélszerkezetén alapuló kontrasztos reflektanciakülönbségre
építenek. Mivel egy vegetációs index arányos az olyan biofizikai paraméterek
mérhetô értékeivel, mint a LAI * , GVF*, NPP*, APAR*, így általánosan
használhatóak a vegetáció mennyiségének és minôségének vizsgálatára (Ji és Peters,
2006). Egy ideális vegetációs indexnek rendkívül érzékenynek kell lennie a biofizikai
paraméterekre, ellentétben a különbözô forrásokból keletkezô képi zajokkal, mint
a légkör, a talaj stb. Bevezetésüknél fô cél volt a globális és regionális vizsgálatokat
megalapozó, hosszú idôtartamú stabil adatsorok kialakítása. Ezt a feladatot sikeresen
teljesítették is, hiszen valamennyi régi (AVHRR, LANDSAT, SPOT) és új szenzor
(pl. MODIS, IKONOS) felvételei bevonhatók a vizsgálatokba.
Az elmúlt közel 40 évben számos vegetációs indexet dolgoztak ki, melyek általában
két-három spektrális csatorna alapján számítódnak. A legismertebbek ezek közül
az egyszerû viszonyszám SR (Jordan 1969), a normalizált vegetációs index (NDVI)
(Rouse et al. 1974), a talajjal korrigált vegetációs index (SAVI) (Huete 1988),
transzformált SAVI (TSAVI) (Baret és Guyot 1991), a légkörrel korrigált vegetációs
index (ARVI) (Kaufman és Tanré 1992), a talajjal és légkörrel korrigált vegetációs
index (SARVI) (Kaufmann és Tanré 1992), a módosított SAVI (MSAVI)
(Qi et al. 1994), javított/bôvített vegetációs index (EVI) (Huete et al. 1994), optimalizált
SAVI (OSAVI) (Rondeaux et al. 1996), módosított normalizált vegetációs
index (MNDVI) (Liu és Huete 1995), a generalizált SAVI (GESAVI) (Gilabert et
*
Leaf Area Index (LAI), Green Vegetation factor (GVF), Net Primary Productivity (NPP),
Absorbed Photosynthetically Active Radiation (APAR).

Spektrális indexek szerepe a tájváltozás, táji érzékenység megfigyelésében 205
al. 2002), módosított nem lineáris vegetációs index (MNLI) (Gong et al. 2003),
linearizált vegetációs index (LVI) (Ünsalan és Boyer 2004). Sajátos a TM, ETM+
szenzorokra kifejlesztett Tasseled Cap kompozitindex (Kauth és Thomas 1976),
mely hat hullámhossz-tartomány értékeinek súlyozásával számol. Eredményei közül
számunkra itt a növényzet mennyiségét leíró második réteg (greeness) érdekes.
A felsorolt lehetôségeket tovább gyarapítják azok az összetett alkalmazások, melyek
egy meglévô index idôsorára alapuló statisztikai elemzést tesznek lehetôvé (pl.
relatív NDVI érték elemzések).
A másik tájváltozás-vizsgálatokban alkalmazott indexcsoport a nedvességi indexek,
melyek segítségével víztartalomra, vízborításra vonatkozó információkat nyerhetünk
a környezetre vonatkozóan. Ezek közül fontosabbak a talaj-nedvességi index
(SWI) (Basist et al. 1998), topográfiai nedvességi index (TWI) (Beven and Kirkby
1979) a már említett tasseled cap index harmadik rétege a nedvességi index (TCW),
a normalizált nedvességkülönbség index (NDMI) (Hardisky et al. 1989), talajnedvesség
változatosság index (SWVI) (Lacava et al. 2005), a növényi vízstressz index
(CWSI) (Jackson 1982), Water Mask index (Dobson é.n.).
2. táblázat. A táji vizsgálatokhoz használt leggyakoribb multispektrális
adatforrások (*Ingyenes adatbázisok)
Kis-felbontás
Közepes felbontás
Nagy felbontás
Rendszer
Geometriai felbontás
*MODIS
1000—500—250m
*NOAA AVHRR
1100 m
*SPOT 4/5 VGT
1000 m
*Landsat TM (ETM) 30—120m (15—30—60m)
IRS LISS 23
SPOT
5—10—20m
Ikonos
4m
QuickBird
2,44 m
Orbview—3
4 m
Sokrétû alkalmazásaik szerte a világon a terménybecsléstôl kezdve a közegészségügyi-
és tájdegradációs vizsgálatokon át a bio- és geokémiai modellekig sorolhatók.
Magyarországon is egyre inkább szaporodnak a multi- és hiperspektrális távérzékelés
nyújtotta lehetôségeket kihasználó kutatások: például a szikes talajok tekintetében
(Tóth et al. 1991, Burai és Tamás 2005), invazív növények terjedésének
vizsgálatában (Kardeván et al. 2005), táji vizsgálatokban (Kovács et al. 2004, Kristóf
2005., Molnár et al. 2007, Szatmári 2006, Kovács 2009a), vízminôség vizsgálatában
(Sváb 2009) területhasználat és beépítettség térképezésében (Kovács 2009b),
az erdészeti alkalmazások tekintetében (Márkus et al. 2000), mezôgazdasági

206 Ladányi Zsuzsanna, Kovács Ferenc
vonatkozásokban (Csornai 2001, Martinovich et al. 2003, Bognár 2004, Tamás
2009), különbözô károk felmérésének tekintetében (Csóka és Nádor 2006, Nagy
és Tamás 2008) városi területek vizsgálatában (Gábor et al. 2006., Mucsi et al.
2008). A mûholdas távérzékelés elméleti alapjai, alkalmazásai, tájváltozás vizsgálatokban
használható adatforrásai az egyetemi oktatásban is megtalálhatók (Czimber
2001, Mucsi 2004).
Jelen tanulmányunkban a klímaváltozás földrajzi hatásait vizsgáló, Duna-Tisza
közi vizsgálataink eredményeit mutatjuk be. A Duna-Tisza közén zajló folyamatok
tanulmányozásának kiemelt fontosságát a megfigyelt jelentôs talajvízszint-süllyedés
és csapadékcsökkenés is indokolják. Spektrális indexek segítségével végzett kutatásaink
a szárazodási folyamatok következményeképpen fellépô táji érzékenységet, táji
változásokat értékelik.
3. Vizes élôhelyek, vizenyôs területek monitorozása
Számos értékes vizes élôhely esett át jelentôs változásokon az elmúlt évtizedekben
a Duna-Tisza közén. Ennek bizonyítására hosszabb idôtartamú, LANDSAT TM
(ETM+) mûholdkép alapú adatsoron vizsgáltuk meg Duna-menti szikes tavak kiterjedésének
változását, változékonyságát (1. ábra). A vizes élôhelyeket az NDVI, TCW
és WaterMask indexeredmények összetett lekérdezésével határoltuk le. A vizes, vizenyôs
és száraz területek térbeli—idôbeli elkülönítésével határoztuk meg a szárazodás
mértékét.
1. ábra. Vizes területek csökkenése és az ökológiai hálózat változása.

Spektrális indexek szerepe a tájváltozás, táji érzékenység megfigyelésében 207
Az ábrázolt mintaterület 40 %-a bizonyult veszélyeztetettnek az aridifikáció által.
A mintaterületen belüli szigorúan védett részen az egykori vizes területek több, mint
80 %-a kiszáradt, illetve szárad.
4. Tájváltozás, a vegetáció veszélyeztetettsége
A vegetációs indexek hosszú idôfelbontású adatai lehetôséget nyújtanak a vegetációban
bekövetkezett változások monitorozására, mely változás-vizsgálatok általában
a természetes dinamikára irányulnak. Kérdésként merülhet fel, hogy felismerhetô-e
trend-jellegû változás egy-két évtizedes adatsorok alapján. Kutatásunkban
AVHRR és MODIS felvételek 15 éves NDVI vegetációs index adatsora alapján
Duna-Tisza közi erdôk és gyepek veszélyeztetettségét értékeltük. Arra a kérdésre kerestük
a választ, hogy a több mint egy évtized alatt milyen változások ismerhetôk fel
a biogén tényezô jellemzôiben és van-e összefüggés az eltérésekben?
Adatsorunk szerint a lombos erdô kivételével az NDVI átlagok 2003-ig trend
jellegû csökkenést mutatnak. A fásszárú vegetáció ilyen rövid idôtartamon belüli
10—15 %-os változása több veszélyt is hordoz magában. Az egyes hónapokat tekintve
2003-ig áprilisban, júliusban, szeptemberben egyre kisebb érték figyelhetô
meg. A fásszárúaknál ôsszel 2-szer, 3-szor nagyobb a csökkenés üteme, mint áprilisban,
júliusban. Július hónap jelentôs csökkenésének fontosságát növeli, hogy az erdôknél
ekkor jellemzô a legtöbb biomassza. A kevés biomasszát mutató területek növekedése
kezdetben, júliusban és szeptemberben, majd az ezredforduló után már
augusztusban is jellemzô.
Az összesített térbeli elemzés szerint 1992—2001 között a Duna-Tisza köze területének
1/3-án a vegetáció veszélyeztetett (2. ábra). Az erdôk területének mintegy
¼-e érzékeny a változásokra. Elsôsorban a Fülöpházi- és Tázlári-homokbuckák és
a Pírtói erdôssztyepp védett területeken van szükség hatékony kezelési tervekre. Pozitív
változásokat a Kiskunság vegyes- és lombos-erdeinél, Bácska erdôinél találunk.
A 2001-tôl kezdôdô adatsor szerint az erdôk területének 1/5-e viszonyul kedvezôtlenül
a változásra. E veszélyeztetett erdôk több, mint a fele vegyes erdô, ¼-e lombos
erdô. A vegyes- és fenyôerdôk elsôsorban a déli és középsô területeken, a lombos
erdôk az északi felszíneken rossz minôségûek. A gyep-rét-legelôk 14 %-a minôsíthetô
veszélyeztetettnek. A jó és rossz osztályba tartozó növényzet a két különbözô
mûholdképes elemzés szerint térben hasonlóan határolható le.
Az indexértékek különbözô szempontú elemzéseit összegezve látható, hogy májust
kivéve valamennyi hónapban számolnunk kell a növényzet csökkenô aktivitásával.
Az augusztus-szeptemberi idôszak például minden tekintetben (változékonyság,
átlagérték, eltérések) veszélyeztetett a klímaváltozás által. Különösen aggasztó
jelenség, hogy a biomasszatermelés csúcspontját mutató júniusban, júliusban vagy

208 Ladányi Zsuzsanna, Kovács Ferenc
az átlagtól való eltéréseknél, vagy az index átlagok vizsgálatában figyelhetünk degradációs
folyamatokat. Az ilyen kulcsszerepû idôszakok kedvezôtlen jellege különös
fontossággal bír. Az erdôknek ugyan csak az 1/5-e rossz állapotú, de azok a mintaterület
minden pontján megtalálhatók. A vizsgált 14 év alatt csak 1995 és 2004 nevezhetô
jó éveknek, amikor egy hónapban sem volt jelentôs hiány a biomasszát tekintve.
2. ábra. Klímaváltozás szempontjából veszélyeztetett területek lehatárolása
az átlagtól való eltérés alapján.

Spektrális indexek szerepe a tájváltozás, táji érzékenység megfigyelésében 209
Trendszerû csökkenés érinti a gyep-rét-legelô területek közel felét, ami alól csak
egyes védett területek jelentenek kivételt. Terepi megfigyelések szükségesek azokon
a mocsárréteken, szikeseken, ahol a vegetációs index értékei kedvezôek, ami a természetes
vizek hiányát mutatja.
5. Táji érzékenység
A hosszú idôfelbontású adatok nem csak változás-elemzésekre alkalmazhatóak,
segítségükkel a tájat befolyásoló tényezôk összefüggései, tulajdonságai is vizsgálhatóak.
Az igen változatos csapadékeloszlás, valamint a termôhelyi adottságok különbségei
ugyanazon vegetációtípus esetében is változatos vegetációs index görbéket
(függvényeket) eredményeznek egy vegetációs periódusra (3. ábra). Azért, hogy az
ezek által detektált vegetációs aktivitást össze tudjuk hasonlítani, meghatároztuk a
vegetációs index értékekbôl rajzolt görbék alatti területet, ami gyakorlatilag a vizsgált
idôszakban képzôdött biomassza mennyiségét mutatja — függetlenül annak idôbeli
alakulásától (4. ábra). Ez a dimenzió nélküli mérôszám összehasonítást tesz lehetôvé
a különbözô években (más csapadékeloszlás mellett) képzôdött biomassza értékek
között.
3. ábra. EVI vegetációs index átlagértékekbôl rajzolt vegetációs görbék illancsi fenyô
és akác erdôfoltok esetén (2007).

210 Ladányi Zsuzsanna, Kovács Ferenc
4. ábra. A biomassza-mennyiség számítása egy vegetációs periódusra.
250 m-es, 16 napos kompozit képekbôl álló MODIS EVI és NDVI adatsorokat
(2000—2008) elemeztünk ezzel a módszerrel, összefüggést keresve a növények által
„termelt” biomassza és csapadékmennyiség között. Egyik mintaterületünk a homokhátság
legmagasabb részén található (illancsi fenyô- és akácerdôk), ahol — a klímaváltozásnak
tulajdonítható csapadékcsökkenésnek illetve antropogén beavatkozásoknak
(belvízrendezés, folyószabályozás stb.) köszönhetôen — az 1970-es évekhez
képest jelentôs, 5—7 m-es talajvízszint-süllyedés figyelhetô meg. Referenciaként egy
olyan területet választottunk (Gemenci erdô), melynek vízellátottságát a közelében
lévô folyó jelentôsen befolyásolja.
Erdô
típus
3. táblázat. a csapadék és a vegetációs indexek kapcsolata
illancsi fenyô és akácerdôk esetén
Korrelációs
koefficiens (r)
EVI
Meghatározó
idôszak (hónap)
EVI
Korrelációs
koefficiens (r)
NDVI
Meghatározó
idôszak (hónap)
NDVI
fenyô 0,80 III—V 0,90 III—V
fenyô 0,73 III—V 0,77 III—VI
akác 0,89 III—VI 0,84 III—VI
akác 0,80 III—VI 0,76 III—VI
Elemzésünkbôl kiderül (3. táblázat), hogy a biomassza és a csapadék igen erôs
kapcsolatban áll a vizsgált illancsi erdôk esetében. A kapcsolat szorossága arra
utalhat, hogy ezek a fák valóban kis mértékben, vagy egyáltalán nem táplálkozhatnak
egyéb más (pl. talajvíz) vízkészletekbôl. Ezen homoktalajon ültetett erdôk számára
a tavaszi-nyár eleji csapadék bizonyult a legmeghatározóbb idôszaknak, ellentétben
például a vizsgált ártéri erdôvel (Gemenc), ahol semelyik hónapok csapadékössze-

Spektrális indexek szerepe a tájváltozás, táji érzékenység megfigyelésében 211
geivel nem tudtunk szoros korrelációt kimutatni. A vizsgált ártéri erdô tehát csapadék
szempontjából (az Illanccsal ellentétben) nem tekinthetô környezeti változásokra
érzékeny területnek. Mivel a Kárpát-medencei klímaszcenáriók a nyarak melegedését
és a csapadék mennyiségének további csökkenését prognosztizálják az elkövetkezô
évszázadra, a szárazodás fokozódni látszik, így bizonyos területeken az élôvilág még
jelentôsebb alkalmazkodásra kényszerül a jövôben.
6. Összefoglalás, az alkalmazhatóság korlátai
Az irodalmi adatok, illetve a cikkben bemutatott esettanulmányok alapján látható,
hogy a spektrális indexek és a térinformatika lehetôségei igen tág területeken alkalmazhatóak.
A hagyományos terepi méréseknek különbözô speciális elônye lehet,
azonban látható, hogy a távérzékelt adatokból származtatható információval, változatosságából
adódóan térben és idôben is részletes vizsgálatokra adódik lehetôség.
Azonban az adat minôsége mindig korlátozó tényezônek bizonyul. A nagy térbeli
felbontású adatok drágán hozzáférhetôek, az ingyenesen elérhetô kisebb felbontású
adatok nagyobb hibákkal terheltek (lásd atmoszféra, talajból adódó különbségek),
de segítségükkel a trend jellegû változások és az összefüggések kimutathatóak. A térés
idôbeli elemzések csak a még hosszabb idôtartamú monitoring figyelembevételével
pontosíthatók, ami különösen igaz a nagy területekre kiterjedô értékelésekben,
ahol az index érték alapú eredmények nem validálhatók korlátlanul terepi mérésekkel.
A hiányosságokat szem elôtt tartva a megelôzést szem elôtt tartó döntéshozástámogatás
érdekében a rendelkezésre álló adatsor szerint például a valószínûsíthetô
kritikus felszíneken (különösen az értékes, védett területeken) gyors tervezési intézkedések
alkalmazhatók.
A tanulmányt az OTKA 78349 kutatási program támogatta.

212 Ladányi Zsuzsanna, Kovács Ferenc
Irodalom
BARET, F.; GUYOT, G. 1991: Potentials and limitsof vegetation indices for LAI and APAR assessment.
Remote Sensing of Environment 35 pp. 161—173.
BASIST, A.; GRODY, N.C.; PETERSON, T. C.; WILLIAMS, C. N. 1998: Using the Special Sensor
Microwave/Imager to monitor land surface temperatures, wetness, and snow cover. J. Appl.
Meteorol., 37 pp. 888—911.
BEVEN, K. J.; KIRKBY, M.J 1979: A physically based variable contributing area model of basin
hydrology. Hydrol. Sci. Bull. 24 pp. 43—69.
BOGNÁR P. 2004. Mûholdas termésbecslési eljárások fejlesztése. Doktori (PhD) értekezés. ELTE.
p.136.
BURAI P.; TAMÁS J. 2005: Talajdegradációs folyamatok vizsgálata nagy felbontású távérzékelt adatforrások
alapján. Agrártudományi Közlemények. 16. pp. 145—148.
CZIMBER K. 2001. Geoinformatika — elektronikus jegyzet, Sopron.
http://www.geo.u-szeged.hu/~joe/fotogrammetria/GeoInfo/index.htm
CSORNAI G. 2001: Termésbecslés ûrfelvételekkel. Természet Világa 132.évf II. Különszám. pp.
5—8.
CSÓKA GY.; NÁDOR G. 2007: A gyapjaslepke-kártétel monitorozása távérzékeléssel Veszprém, Somogy
és Nógrád megye területén 2005-ben. Gyakorlati agrofórum, 6. pp. 4—10.
Dobson, E. é.n.: Water Mask modell. http://www.erdas.com
GÁBOR P.; JOMBACH S.; ONGJERT R. 2006: Budapest zöldfelületi állapotfelmérése ûrfelvételek
feldolgozásával. 4D: Tájépítészeti és kertmûvészeti folyóirat. 4. sz. pp. 14—22.
GILABERT, M. A.; GONZÁLEZ-PIQUERAS, J.; GARCIA-HARO, F. J.; MELIÁ, J. 2002: A generalized
soil-adjusted vegetation index. Remote Sensing of Environment 82 pp. 303—310.
GONG, P. PU, R.; BIGING, G. S.; LARRIEU, M. R. 2003: Estimation of forest leaf area index using
vegetation indices derived from hyperion hyperspectral data. IEEE Transactions on Geoscience
and Remote Sensing 40 pp. 1355—1362.
HARDISKY, M. A.; KLEMAS, V.; SMART, R. M., 1983: The influence of soil salinity, growth form,
and leaf moisture on the spectral radiance of Spartina alterniflora canopies. Photogrammetric
Engineering and Remote Sensing 49 pp. 77—83.
HUETE, A. R. 1988: A soil-adjusted vegetation index (SAVI). Remote Sensing of Environment
25 pp. 295—309.
HUETE, A.; JUSTICE, C; LIU H. 1994: Development of vegetation and soil indices for MODIS-
EOS. Remote Sensing of Environment 49 pp. 224—234.
JACKSON, R. D. 1982: Canopy temperature and crop water stress. Advances in irrigation, Vol 1,
Academic Press, New York, 43—85.
JI, L.; PETERS, A. J. 2006: Performance evaluation of spectral vegetation indices using a statistical
sensitivity function. Remote Sensing of Environment 106 pp. 59—65.
JORDAN, C. F. 1969: Derivation of leaf-area index from quality of light on the forest floor.
Ecology 50 pp. 440—551.
KARDEVÁN P.; REISINGER P.; TAMÁS J.; JUNG A. 2005: A parlagfû detektálás távérzékelési módszereinek
vizsgálata: 1. rész a távérzékelési képek osztályozási hatékonyságának növelése a parlagfû
(Ambrosia artemisiifolia L.) reprezentatív spektrumainak terepi DGPS mérésekkel történô
kiválasztásával. Magyar Gyomkutatás és Technológia, 2. pp. 53—67.
KAUFMAN, Y. J.; TANRÉ, D. 1992: Atmospherically resistant vegetation index (ARVI) for EOS-
MODIS. IEEE Transactions on Geoscience and Remote Sensing 30 pp. 261—270.

Spektrális indexek szerepe a tájváltozás, táji érzékenység megfigyelésében 213
KAUTH, R. J.; THOMAS, G. S. 1976. The tasseled cap — a graphic description of the spectral temporal
development of agricultural crops as seen by Landsat. (Czimber K. 2001. Geoinformatika
— elektronikus jegyzet
http://www.geo.u-szeged.hu/~joe/fotogrammetria/GeoInfo/index.htm hivatkozása alapján).
KENNEDY, R. E.; TOWNSEND, P. A.; GROSS, J. E.; COHEN, W. B.; BOLSTAD, P. ET AL. 2009: Remote
sensing change detection tools for natural resource managers: understanding concepts
and tradeoffs int he design of landscape monitoring projects. Remote Sensing of Environment
113 pp. 1382—1396.
KOVÁCS, F.; RAKONCZAI, J.; KISS, T. 2004. Possibilities of remote sensing in the investigation of
aridification processes — Case study on the Great Hungarian Plain, Hungary. In.: Goossens, R.
(ed.) Remote Sensing in Transition, Proceedings of the 23rd EARSeL Symposium, Millpress.
pp. 409—415.
KOVÁCS F. 2009.A Változékonyság értékelése vizes élôhelyeken mûholdképek alapján. Hidrológiai
Közlöny 89. évf. 2. sz. pp. 57—61.
KOVÁCS F. 2009.B Területhasználati változások a településegyüttes térségében — távérzékelési
módszerek interpretációja. In.: Rich J. — Salamin G. — Sütô A. — Hoffmann Cs. — Gere L.
2009. Koordinálatlan városnövekedés az együtt tervezhetô térségekben: A települések lehetséges
tervezési válasza. Kutatási jelentés. VÁTI, Budapest. pp. 58—78.
KRISTÓF D. 2005. Távérzékelési módszerek a környezetgazdálkodásban. Doktori (PhD) értekezés.
SZIE.
LACAVA, T.; GRECO, M.; DI LEO E. V.; MARTINO, G.; PERGOLA, N.; ROMANO, F.; SANNAZ-
ZARO, F; TRAMUTOLI, V. 2005: Assessing the potential of SWVI (SoilWetness Variation
Index) for hydrological risk monitoring by means of satellite microwave observations Advances
in Geosciences, 2, pp.221—227.
LIU, H; Q, HUETE A. R 1995: A feedback based modification of NDVI to minimize canopy background
and atmospheric noise. IEEE Transactions on Geoscience and Remote Sensing 33 pp.
457—465.
MARTINOVICH, L.; WINKLER, P.; IVÁN, GY.; DOROSZLAI, T.; KISS, M. 2003: GIS support for
the vineyard register of the Hungarian Ministry of Agriculture and Rural Development. In
Proc. EFITA Conference, Debrecen, Proceedings Vol. 1 pp. 401—407.
MÁRKUS, I.; KIRÁLY, G.; CZIMBER, K.; SZENTESI, L. 2000: Research of the Application of
Remote Sensing and GIS in Forestry. In III. International Symposium: Application of Remote
Sensing in Forestry. Proceedings, Zvolen, pp. 41—48.
MOLNÁR, ZS.; BARTHA, S.; SEREGÉLYES, T.; ILLYÉS, E.; BOTTA-DUKÁT Z., ET AL. 2007: A Grid
Based, Satellite-Image Supported, Multi-Attributed Vegetation Mapping Method (MÉTA).
Folia Geobotanica. 42, 225—247.
MUCSI L. 2004. Mûholdas távérzékelés. Libellus, Szeged. p. 237.
MUCSI L.; KOVÁCS F.; HENITS L.; TOBAK Z.; B. VAN LEEUWEN; SZATMÁRI J.; MÉSZÁROS M.
2007. Városi területhasználat és felszínborítás vizsgálata távérzékeléses módszerekkel. In. Mezôsi
G. (szerk.) Városökológia. Földrajzi Tanulmányok, Vol.1. JatePress, Szeged. pp. 19—42.
NAGY A.; TAMÁS J. 2008: Nehézfémmel szennyezett területek értékelése távérzékelt adatok alapján.
In: Simon L. (szerk) Talajvédelem pp. 291—300.
QI, J.; CHEHBOUNI; A. HUETE, A. R.; KERR, Y. H.; SOROOSHIAN, S. 1994: A modified soil-adjusted
vegetation index. Remote Sensing of Environment 48 pp. 119—126.
RONDEAUX, G.; STEVEN, M.; BARET, F. 1996: Optimization of soil-adjusted vegetation indices.
Remote Sensing of Environment 55 pp. 95—107.

214 Ladányi Zsuzsanna, Kovács Ferenc
ROUSE, JR., J. W.; HAAS, R. H.; SHELL, J. A.; DEERING, D. W. 1974: Monitoring vegetation
systems int he Great Plains with ERTS. Third earth resources technology staellite—1 symphosium,
Vol. 1. pp. 309—317.
SVÁB E. 2009. Sekélyvízû tavak vízminôség-vizsgálata, állapotfelmérése mûholdas távérzékelés segítségével.
Doktori (PhD) értekezés. ELTE TTK. p. 106.
SZATMÁRI J. 2006. Geoinformatikai módszerek és folyamatmodellek alkalmazása a széleróziós
vizsgálatokban. Doktori (Ph.D.) értekezés. SZTE Természeti Földrajzi és Geoinformatikai
Tszk. p. 112.
TAMÁS J. 2009. Térinformatika oktatása. In.: FÉNY-TÉR-KÉP 2009 konferencia elôadásanyagai.
www.geoiq.hu.
TÓTH, T.; CSILLAG, F.; BIEHL, L. L.; MICHELI, E. 1991: Characterisation of semi-vegetated saltaffected
soils by means of field remote sensing. Remote Sensing of Environment 37 pp.
167—180.
ÜNSALAN, C.; BOYER, K. L.2004: Linearized vegetation indices based on a formal statistical
framework. IEEE Transactions on Geoscience and Remote Sensing 42 pp. 1575—1585.

Magyarország potenciális
vegetációmodellje – eszköz a
természetes növényzet lehetséges
változásának felmérésére
tájhasználatváltozás esetén
Somodi Imelda, Czúcz Bálint, Pearman Peter, Zimmermann Niklaus E.
1. Bevezetés
Az emberi tájhasználat ma már majdnem minden természetes- vagy természetközeli
növényzeti formára hatással van vagy közvetlenül (pl. legeltetés) vagy közvetetten,
szomszédsági vagy múltbéli hatásokon keresztül (Jackson és Hobbs 2009).
A tájhasználat megváltozása, amely a táj változásának egy formája tehát indukálhatja
a természetközeli növényzet megváltozását, azaz további tájváltozáshoz vezet. Ahhoz
azonban, hogy felmérhessük, hogy a tájhaszálat változása milyen további tájváltozásokat
eredményezhet nem elég az aktuális növényzeti viszonyokkal tisztában lenni.
Azt is ismernünk kell, hogy a jelen környezeti viszonyok milyen élôhelyek létrejöttét
teszik lehetôvé. Különös jelentôsége van ennek az információnak az emberi használat
intenzitásának csökkenése esetén, amikor a növényzet spontán fejlôdése várható.
Épp a nagyfokú emberi tájátalakítás következtében kevés közvetlen támpontunk
maradt a lehetséges vegetáció becsléséhez, hiszen a természetes élôhelyek ma már
meglehetôsen ritkásan fedik le az ország területét. Ez tükrözôdik Magyarország Aktuális
Élôhelyi Adatbázisában (MÉTA, Molnár et al. 2007), ahol sok a fehér folt,
azaz olyan terület, ahonnan semmilyen élôhelyet nem jelentettek a térképezôk (1.
ábra). Sôt ez az átalakítás olyan régóta folyik, sok helyütt nincs is írott forrás arról,
hogy milyen növényzet volt jelen valaha. Ráadásul részben emberi, részben természetes
okokból a mai környezeti háttér már nem feltétlen egyezik meg az átalakított
területeken azzal, ami akkor lehetett ott, amikor utoljára természetes növényzet
borította. Így aztán mindenképpen valamilyen becslésre kell támaszkodnunk. A potenciális
vegetációtérkép célja, hogy egy szakmailag megalapozott becslést adjon
errôl a valószínûsíthetô természetes vegetációról, megjelenítve annak térbeli ki- és
elterjedését olyan területeken is, ahol az mára már eltûnt.

216 Somodi Imelda, Czúcz Bálint, Pearman Peter, Zimmermann Niklaus E.
A becslés alapulhat egy szakértô élete során felgyûlt tapasztalataira, vagy statisztikai
összefüggésekre. Az elôbbire példa a legelsô ilyen becslés Magyarország tekintetében:
Zólyomi Bálint potenciális vegetációtérképe (1967). Ez egy olyan térkép,
amelyen a szerzô azt próbálta rekonstruálni, hogy az emberi behatások elôtt milyen
növényzet boríthatta az országot. Potenciális vegetációtérkép ez is, de nem az aktuális
környezeti viszonyokat veszi figyelembe. Egy másik példa a szakértôi becslésre
a MÉTA adatbázisban megtalálható potenciális élôhely-adat, amely a terepi térképezô
véleményét tükrözi, immár az aktuális környezeti viszonyok mellett (Molnár
et al. 2007). A szakértôi becslésen alapuló térképek azonban nem terjeszthetôk ki,
sem idôben, sem térben, szemben a statisztikai összefüggéseken alapuló becslésekkel,
modellekkel. Ez utóbbiak ráadásul különbözô peremfeltételek mellett segítenek felmérni
a lehetséges jövôbeli állapotokat.
A jelen munkában azt tûztük ki célul, hogy statisztikai összefüggésekre támaszkodva
adjunk becslést az ország területére, hogy az egyes természetes élôhelyek (növényzeti
típusok) mekkora valószínûséggel találják meg a nekik megfelelô élettelen
környezeti hátteret. Illetve, hogy erre a becslésre támaszkodva predikciókat adjunk
néhány tájhasználati forgatókönyv esetén.
ma
1. ábra. 35 hektáronként az aktuálisan meglevô természetes élôhelyek száma. Forrás:
Magyarország Aktuális Élôhelyi Adatbázisa (MÉTA).

Magyarország potenciális vegetációmodellje ... 217
2. Módszerek
A modell alapja a még megmaradt természetes élôhelyek és élettelen környezetük
között megfigyelt összefüggések statisztikai formalizálása. Az élôhelyi információkat
a MÉTA adatbázisból (Magyarország Aktuális Élôhelyi Adatbázisa) nyertük, olyan
élôhelyeket választottunk, amelyek természetesek és a növényzet természetes fejlôdésének
(szukcesszió) végsô állomásait képviselik. Az élettelen környezetet különbözô
háttérváltozók jelenítik meg. Ezek jelentôs része az éghajlat jellemzôje, mint például
az éves csapadékösszeg, vagy a nyári középhômérséklet, de számos, a domborzattal
összefüggô változó, pl. besugárzás szerepe is jelentôs lehet. Emellett figyelembe
vettünk talaj-jellemzôket és a különbözô víztestektôl (tó, folyó) való távolságot is.
Mivel sokféle lehetséges magyarázó változó merült fel és ezek közül nem akartunk
szubjektíven elôzetesen válogatni, olyan modelltípust kellett választanunk, amely
nem érzékeny a változók közötti magas korrelációra sem. Erre az un. grádiens
boosting modellek alkalmasak (gbm; Elith et al. 2008). A megközelítés határozott
elônye, hogy eredményként kapjuk a változók közötti válogatást élôhelyenként,
amibôl következtethetünk az élôhelyek környezeti preferenciáira.
A tájhasználat-változás hatásának felmérése céljából jövôbeli tájhasználat-változási
forgatókönyveket vázoltunk fel és összehasonlítottuk a jelenlegi állapotokat és a modellek
elôrejelzéseit az egyes forgatókönyvek esetén. Ezek a következôk voltak: (1)
„parlagregeneráció”: a MÉTA adatbázisban parlagként jelölt területek regenerációja
esetén milyen növényzet találna ott megfelelô feltételeket, (2) „gyepjavulás”: a degradált
gyepként szereplô területek milyen élôhelyeknek kínálnak kedvezô feltételeket,
végül (3) „természetvédelmi utópia”: egy, az ország teljes területén az ott legvalószínûbb
növényzet elôfordulását megengedô változat. Ebben a kontextusban megvizsgáltuk,
hogy hogyan változna egyes élôhelyek kiterjedése, valamint országos léptékben
az élôhelyek sokfélesége. Az utóbbit a MÉTA-hatszögenként becsült élôhelyek
számával jellemeztük.
3. Eredmények
A statisztikai modellezés elsôdleges eredménye a modellezett élôhelyek lehetséges
elterjedésének egy olyan térkép-sorozata, amely összességében kiadja Magyarország
potenciális vegetációtérképét. Egy-egy térkép azt ábrázolja, hogy adott élôhely mekkora
valószínûséggel jelenhet meg az ország adott pontján (2., 3. ábra). Fontos megjegyezni,
hogy ez az élettelen környezeti háttér adta lehetôség, a spontán megjelenést
(szukcessziót) erôsen korlátozhatja a szaporítóképletek elérhetôsége. A potenciális

218 Somodi Imelda, Czúcz Bálint, Pearman Peter, Zimmermann Niklaus E.
2. ábra. A „Nyílt gyepekkel mozaikos lösztölgyes” élôhely (M2) potenciális elterjedési térképe.
3. ábra. Az „Üde mézpázsitos szikfokok” élôhely (F4) potenciális elterjedési térképe.

Magyarország potenciális vegetációmodellje ... 219
vegetációmodell, maga is egy térképsorozat, az adott helyen a lehetséges élôhelyek
közül például a propagulum-források vagy egyéb adottságok (emberi zavarás mértéke,
restaurációs erôfeszítések) függvényében választódhat ki egyik vagy másik élôhely
a gyakorlatban.
A modellek a meghatározott forgatókönyveknek megfelelô kiterjesztésével felmértük
a tájváltozás lehetséges hatásait. Mind az (1) mind a (2) forgatókönyv esetén
a legtöbb élôhely területe jelentôs mértékben megnövekedne. Még a legritkább és
legsérülékenyebb élôhelyeknél, mint pl. a lösztölgyesek, is sikerült a modellekkel
további potenciális területeket azonosítani a felmérések idején parlagként megjelölt
területeken (4. ábra), nem beszélve azon lehetséges elôfordulásokról, amiket a
„természetvédelmi utópia” (3) forgatókönyv mutat (2. ábra). A 46 modellezett
élôhely egyenkénti áttekintése túllépi a jelen dolgozat kereteit ezért néhány különösen
érdekes eredményt emelek ki élôhelyi szinten. A lösztölgyesek ismert elôfordulásaival
például összemérhetô azon parlagokat hordozó MÉTA hatszögek (térképezési
egységek) száma, ahol az élôhely jelenlétét a környezeti viszonyok megengedhetnék
(4. ábra), viszont a 2. forgatókönyv ehhez keveset tesz hozzá. Ezzel szemben
egyes élôhelyek (pl. molyhos tölgyes) mintázatát az 1. forgatókönyv még alig változtatja,
míg a 2. forgatókönyv esetén kapott mintázat már megközelíti a 3 forgatókönyv
mellett tapasztaltakat.
4. ábra. A „nyílt gyepekkel mozaikos lösztölgyes” élôhely (M2)
parlagokra becsült további lehetséges elôfordulásai.

220 Somodi Imelda, Czúcz Bálint, Pearman Peter, Zimmermann Niklaus E.
5. ábra. 35 ha-onként becsült élôhelydiverzitás a jelenleg parlagként számontartott területek
regenerációját (1. forgatókönyv) feltételezve.
6. ábra. 35 ha-onként becsült élôhelydiverzitás a jelenleg degradált gyepként számontartott
területek regenerációját (2. forgatókönyv) feltételezve.

Magyarország potenciális vegetációmodellje ... 221
7. ábra. Teljes potenciális élôhelydiverzitás (3. forgatókönyv) 35 ha-os léptékben.
Az egyes élôhelyek potenciális területének változása mellett a tájak összességének
lehetséges változását is segít felmérni a modellünk. Az elsô ábrával összevetve jól
látszik, hogy akár az 1. forgatókönyv, a „parlagregeneráció” (5. ábra), akár a 2.,
„gyepjavulás” (6. ábra) is komoly természeti terület növekménnyel járna, önmagában
pedig az utóbbinak lenne nagyobb hozadéka. Természetesen ez még mind
messze van a tájaink által hordozott teljes potencialitástól (7. ábra).
4. Következtetések
A statisztikai modellezés fô eredménye az élôhelyek lehetséges elterjedésének egy
olyan térkép-sorozata, amely összességében kiadja Magyarország potenciális vegetációtérképét.
Egy-egy térkép azt ábrázolja, hogy adott élôhely mekkora valószínûséggel
jelenhet meg az ország adott pontján ideális körülmények mellett (szaporítóképletek
eléhetôsége, emberi zavarások hiánya; 2., 3. ábra). Ezek alapján megbecsülhetjük,
hogy mennyivel lehetne elterjedtebb egy-egy élôhely, hol lehetnének még
foltjai, különbözô tájváltozások következményeképp. Megkereshetôk azok a MÉTAhatszögek,
ahol az élôhely fennmaradásának vagy regenerációjának esélye a legnagyobb.
Ez segítheti a természetvédelmi és élôhely-restaurációs munkák térbeli terve-

222 Somodi Imelda, Czúcz Bálint, Pearman Peter, Zimmermann Niklaus E.
zését azáltal, hogy az élôhely potenciális jelenlétének valószínûsége alapján segít
megtalálni a sikerrel leginkább kecsegtetô helyszínt. A spontán regeneráció esélyének
becsléséhez ugyanakkor a szaporítóképletek elérhetôségét is figyelembevétele kell
venni. Modellünk továbbfejlesztésének egyik lehetséges iránya, hogy az élôhelyek
(amelyek egyben propagulumforrást is jelentenek) aktuális elterjedését figyelembe
véve finomított becslést adjunk a spontán regeneráció/szukcesszió valószínûségére is.
Ma már széles körben vizsgálják hazánkban is a tájhasználat-változással összefüggô
tájváltozások elhelyezkedését és okait (pl. Szilassi és Kiss 2001, Keveiné 2003,
Duray 2008) és vannak kísérletek a tájváltozások predikciójára is (van Dessel és
mtsai. 2008). Modelljeink továbblépési lehetôséget biztosítanak azáltal, hogy használatukkal
megadhatók a tájváltozások vegetációs következményei is, akár egy-egy
élôhelyre nézve, akár szintetikus táj-jellemzôk tekintetében, mint amilyen az élôhelyi
sokféleség. Ezek aztán részét képezhetik a predikált tájváltozásnak.
Fontos hozadéka a statisztikai összefüggések felállításának az is, hogy kiderül, a
környezeti háttér mely elemeinek változására érzékenyek az élôhelyek. Melyek azok
az élôhelyek, amelyek az éghajlat valamely összetevôjétôl függenek (pl. csapadékigény),
melyek, amelyek inkább a talaj jellemzôihez kötôdnek? Nyilván errôl lehet
elôzetes tudásunk, de nagy elôny, hogy a modellek ezt számszerûsítik és a különbözô
változók esetleges kölcsönhatásait is tartalmazzák. A környezeti igények feltárásával
jobban megismerjük az élôhelyeket, aktívan elô tudjuk segíteni fennmaradásukat.
Eredményeink a tájváltozások szempontjából gyakorlati jelentôséggel is bírnak.
Kimutattuk, hogy jelenlegi agrártájaink és degradált gyepeink is komoly természeti
potenciállal bírnak, amely egy tájhasználat-változáskor felszínre kerülhet. Még a legritkább
és legsérülékenyebb élôhelyeknél is sikerült a modellekkel további potenciális
területeket azonosítani a már most parlagként megjelölt területeken. Természetesen
a potenciális térképen ennél is több szerepel. Ugyanakkor egy kedvezôtlen tájváltozás,
illetve a lehetôségek át nem gondolásával véghezvitt változtatás megakadályozhatja
ezeket a folyamatokat ott is, ahol gazdasági szempontok nem indokolnák a mûvelést.
Mind egyedi veszélyeztetett élôhelyek, mind a táji sokféleség összessége szempontjából
modelljeink megmutatták, hogy pusztán a jelenleg felhagyott területeken
mekkora természeti nyereség lenne elérhetô. A modellek felhasználásával optimalizálni
lehetne a területhasználatot, ahogy ennek szükségességét Európai Uniós
kutatások is felvetették (Gatzweiler és Hagedorn 2003). Például felmérhetô, hogy
mely parlagok környezeti feltételei alkalmasak valamely ritka, természetes élôhely
kialakulásához és ismételt használatba vonásnál nem ezeket részesítenék elônyben.
Ideális esetben a felhagyások is tervezhetôvé válnak modelljeinkkel, hiszen az
egyes élôhelyekre rendelkezésre áll becslés arról, hogy adott helyen a környezeti
feltételek mekkora esélyt biztosítanak számára. Ha lehetôség adódnak a mûvelés
felhagyására bizonyos területnagyságban a helyszín megkötése nélkül, akkor kiválasztható
az a terület, ahol a legtöbb vagy a leginkább hiányzó élôhely regeneráció-

Magyarország potenciális vegetációmodellje ... 223
jára ad a környezet esélyt. Sôt figyelembe vehetô az is, hogy jöhetne létre olyan élôhely-folt,
amely egy ökológiai folyosó átjárhatóságát megteremtené vagy növelné.
Így talán csökkenteni lehetne a szomorú folyamatos élôhelyveszteséget (amit többek
között Biró és mtsai. 2008 is dokumentáltak).
Hasonlóan a természet- és tájvédelem is haszonnal tudja alkalmazni modelljeinket,
amely alapján megállapítható, hogy hol vannak jelenleg is megfelelô feltételek
a védendô élôhely számára, és erôforrásait azon helyekre tudja összpontosítani, hogy
ott megakadályozza a táj változását, míg ott, ahol az élôhely számára már amúgy is
kedvezôtlenek a viszonyok megengedheti a tájhasználat-váltást.
Összességében azt tapasztaltuk, hogy a jelen megváltozott viszonyok között is
komoly természeti potenciállal bírnak agrártájaink, amely egy tájhasználat-változáskor
felszínre kerülhet. A növényzeti kiterjedés különbözô peremfeltételek melletti
becslésével modelljeink fontos támpontot tudnak nyújtani a tájszerkezet optimalizációjához
és a tájváltozások lehetséges növényzeti hatásainak megbecsléséhez.
Irodalom
BIRÓ M., HORVÁTH F., PAPP O., MOLNÁR ZS. (2008): Historical landscape changes near Fülöpháza
in the Kiskunság. In: Kovács-Láng E., Molnár E., Kröel-Dulay Gy., Barabás S. (eds.):
The KISKUN LTER: Long-term ecological research in the Kiskunság, Hungary, Institute of Ecology
and Botany, Vácrátót, pp. 11—12.
DURAY B. 2008. Spatial conflicts of land-use changes on the rural areas of South Great Plain
region. EUROPA XXI 17, 97—108.
ELITH, J., LEATHWICK, J. R., HASTIE, T. 2008. A working guide to boosted regression trees.
Journal of Animal Ecology, 77: 802—813.
GATZWEILER, F., HAGEDORN, K. (EDS.) 2003. Institutional Change in Central and Eastern European
Agriculture and Environment CEESA/FAO Series Vol. 4. Food and Agriculture Organization
of the United Nations Humboldt University of Berlin.
JACKSON, S. T., HOBBS, R. J. 2009. Ecological restoration in the light of ecological history. Science
325: 567—569
KEVEINÉ BÁRÁNY I. 2003. Tájszerkezet és tájváltozás vizsgálatok karsztos mintaterületen. Tájökológiai
Lapok 1, 145—151.
MOLNÁR ZS., BARTHA S., SEREGÉLYES T., ILLYÉS E., BOTTA-DUKÁT Z., TÍMÁR G., HORVÁTH
F., RÉVÉSZ A., KUN A., BÖLÖNI J. (2007): A grid-based, satellite-image supported, multi-attributed
vegetation mapping method (MÉTA). Folia Geobotanica, 42: 225—247.
SZILASSI P., KISS, P. 2001. Tájváltozás térinformatikai módszerekkel történô értékelése egy Balaton-felvidéki
mintaterület (Fekete-hegy) példáján. Földrajzi Konferencia, Szeged 2001.
VAN DESSEL W., VAN ROMPAEY A., POELMANS L., SZILASSI P. 2008. Predicting land cover
changes and their impact ont he sediment influx in the Lake Balaton catchment. Landscape
Ecology 23, 645—656.
ZÓLYOMI B. 1967. Rekonstruált növénytakaró 1.1,5 millió. In Radó S. (szerk.). Magyarország
nemzeti atlasza. Kartográfiai vállalat, Budapest, 21, 31.

2. Tájváltozás
elemzési lehetó´ségei
(esettanulmányok)

A tájváltozások és a társadalmi–
gazdasági viszonyok alakulásának
összefüggései a Duna-Tisza köze
középsó´ részén
Dóka Richárd, Aleksza Róbert, Kôhalmi Fruzsina, Keveiné Bárány Ilona
1. Bevezetés
A Duna-Tisza köze térségét érintô, a tájváltozással is foglalkozó legújabb kutatások
és tanulmányok a több mint 12 ezer km 2 -es terület különféle adottságú részeire
terjednek ki és más-más megközelítési módokat, célkitûzéseket és módszereket
alkalmaznak. Az eltérô módszerek és megközelítési módok révén eredményeik jól
kiegészítik egymást (Mezôsi et al. 1996, Biró-Molnár 1998, Iványosi Szabó 2001,
Kertész et al. 2001, Kovács-Rakonczai 2001, Rakonczai-Bódis 2001, Deák 2003,
2004, Keveiné Bárány et al. 2004, Schrett 2005, Biró 2006, Biró et al. 2006, Czúcz
et al. 2006, Czúcz et al. 2006, Deák-Keveiné Bárány 2006, Hoyk 2006, Mucsi-Kovács
2006, Pándi 2006, Kovács 2008, Ladányi 2008, Duray 2009, Ladányi 2009,
Varga 2009, Vámos-Keveiné Bárány 2009, Zsákovics et al. 2009). Ezek a kutatások
a horizontális és vertikális tájszerkezet változáselemzését valamint a hátsági és a folyóvölgyi
(Dunamenti-síkság, Alsó-Tisza-vidék) területek vizsgálatát is elvégezték.
A komplex tájszemlélet alkalmazásán túl többségük térinformatikai eszközöket is
felhasznált az értékelésben.
Jelen kutatásunk egy Duna-Tisza közi mintaterület térinformatikai alapú tájelemzésével
foglalkozik, melyben egyaránt megtalálható városi térség és nemzeti parki
terület, emellett a társadalomtudomány által feltárt eredményeket és megközelítési
módokat is figyelembe veszi. A természeti és antropogén hatótényezôket együtt kezelô
kutatatásunkban a tájváltozást, mint a horizontális tájszerkezet (tájhasználati
térstruktúra) változását értékeljük. Vizsgálatunk történeti idôtávra terjed ki: a 18.
század végétôl elemezzük a tájhasználatra és a tájszerkezetre ható legfontosabb tényezôket.
Egyik fô célkitûzésünk a tájhasználati módokat reprezentáló tájszerkezet történeti
változása, valamint a társadalmi-gazdasági tényezôk alakulása közötti összefüggések
feltárása volt. Ebben a munkában a társadalomtudományi (történeti földrajz, gazda-

228 Dóka Richárd, Aleksza Róbert, Kôhalmi Fruzsina, Keveiné Bárány Ilona
ságtörténet, településföldrajz stb.) és a tájkutatási szakirodalom eredményeit is felhasználtuk.
Térinformatikai eszközökkel kapcsolatot kerestünk a tájhasználat és a termôhely-minôség
(agroökológiai potenciál), a településmorfológiai értelemben vett
szórványok (tanyák) és a termôhely-minôség, valamint a szórványok és az egyéb tájhasználati
módok területi elrendezôdése között.
A szórvány-hálózat kiépülése és területi változásának térinformatikai elemzése
szintén a kutatás része volt. Az eredmények alapján választ kerestünk arra, hogy
Kecskemét térségében mely tényezôk jöhetnek számításba a tájszerkezeti változások
hajtóerejeként (Bürgi et al. 2004, Duray 2009).
2. A mintaterület kiválasztásának szempontjai
A tájszerkezet és a tájhasználat változását 25x25 km-es mintaterületen vizsgáltuk.
A terület kiválasztásának szempontjai között szerepelt, hogy tájföldrajzi alapon viszonylag
egységes területet fedjen és a választott tájrészletet tájhasználati szempontból
heterogén viszonyok jellemezzék (Rakonczai 1997). További szempont volt,
hogy Kecskemét zárt beépítésû belterülete és közvetlen környezete is része legyen
a mintaterületnek, lehetôvé téve a városi-városkörnyéki területhasználat (tájhasználat)
elemzését. Az így lehatárolt területen belül a különbözô termôhelyi adottságokkal
rendelkezô tájrészek tájhasználati, tájszerkezeti jellemzôi is összehasonlíthatóak.
Az 1. ábrán feltüntetett terület a Duna-Tisza közi síkvidék középtáj része, melyet
gyakran Kiskunság, illetve Homokhátság névvel is illetnek. A mai közigazgatási határokat
tekintve a kutatási területen belül teljes közigazgatási területével Ballószög
és Helvécia községeket találjuk, legnagyobb részben azonban Kecskemét közigazgatási
területe fedi. Emellett Kerekegyháza, Ágasegyháza, Orgovány, Jakabszállás,
Fülöpháza, Városföld, Fülöpjakab, Kunszállás, Kunbaracs és Szabadszállás településhatárának
egy része is a kutatási területre esik. Egyaránt megtaláljuk a területen
belül egy magyarországi nagyváros, Kecskemét urbánus térségét és a Kiskunsági
Nemzeti Park Ágasegyházi-Orgoványi rétek elnevezésû területegységét, ahol viszont
az extenzív tájhasználati módok jellemzôek.

A tájváltozások és a társadalmi—gazdasági viszonyok alakulásának összefüggései ... 229
1. ábra. A fôbb települések és közlekedési vonalak a mintaterületen.
3. Alkalmazott módszerek
3.1. Módszertani elôzmények
A termôhely-minôség és a tájhasználat térinformatikai alkalmazással történô egybevetésének
módszere a hazai tájváltozás-kutatásokban is megjelent (Szilassi 2006)
és találkozhatunk a szórványok térinformatikai interpretációjának módszerével,
történeti változáselemzésével is (Baukó—Tímár 1988, Mucsi—Kovács 2005). A zárt
beépítésû települések fejlôdésének táji (természetföldrajzi) adottságokkal való összefüggését
Gyenizse és szerzôtársai (2008) elemezték. A társadalmi—gazdasági és infrastruktúrális
tényezôk figyelembevétele is mind inkább elterjed a tájváltozások vizsgálatában
(Révész et al. 2004, Czúcz et al. 2006, Czúcz et al. 2006).

230 Dóka Richárd, Aleksza Róbert, Kôhalmi Fruzsina, Keveiné Bárány Ilona
3.2. Térinformatikai adatbázis felépítése
A mintaterületen történeti és aktuális térképi források felhasználásával a tájhasználat
jellemzôire, a települési szférára (szórványokra), a termôhely-minôségre vonatkozóan
gyûjtöttünk adatokat. A felhasznált térképi adatforrásokat az 1. táblázat tartalmazza.
A térinformatikai adatbázis tartalmát a térségre vonatkozó társadalomtudományi
és tájkutatási eredményekkel állítottuk párhuzamba.
1. táblázat. A felhasznált térképi adatforrások
A térkép megnevezése Bemutatott korszak
Térkép
méretaránya
I. katonai térképfelmérés térképei 18. század második fele M = 1: 28 800
II. katonai térképfelmérés térképei 19. század közepe M = 1: 28 800
III. katonai térképfelmérés térképei 19. század második fele M = 1: 25 000
Katonai topográfiai térképmû
a II. világháború idôszakából
1940—1944 M = 1: 50 000
Katonai topográfiai térképmû
az 1950-es évek végérôl
1958—1959 M = 1: 25 000
EOV és GAUSS vetületi rendszerû
topográfiai térképek
1989
1992—1996
M = 1: 25 000
M = 1: 10 000
FÖMI ortofotó 2005 M = kb. 1: 10 000
Külterületi és belterületi vektoros
ingatlan- nyilvántartási adatbázis
(KÜVET, BEVET)
2008
M = 1: 4 000
M = 1: 1 000
MTA-TAKI AGROTOPO-adatbázis — M = 1: 100 000
A térképi adatforrások hét idôsíkot jelölnek ki és a 18. század vége óta eltelt több
mint két évszázados idôszakot osztják fel. A hét idôsík:
1. 18. század második fele (1783)
2. 19. század közepe (1860—1864)
3. 19. század második fele (1883)
4. 1940—1944
5. 1958—1959
6. 1989—1996
7. 2005—2008
A különbözô rendeltetésû és tartalmú térképek összehasonlítása érdekében egységes
tájhasználati kategóriarendszer kidolgozására volt szükség (Nagy 2003). A

A tájváltozások és a társadalmi—gazdasági viszonyok alakulásának összefüggései ... 231
tapasztalatok alapján a térségben a történeti és területi változások elemzéséhez az
alábbi tájhasználati kategóriarendszer alkalmazása javasolható:
1. erdôhasználat, fásítás
2. gyephasználat
3. szántómûvelés
4. szôlô-, gyümölcs- és kertkultúra
5. vegyes tájhasználat
6. település, beépítés
7. rendszeres vízborítású, természetes eredetû állóvizek
8. mesterséges állóvizek
9. szórványok
1—4. kategóriák használata nem szorul különösebb magyarázatra, de az 5—8.
kategóriákhoz némi megjegyzés kívánkozik.
Vegyes tájhasználaton olyan egykori zártkerteket kell értenünk, ahol a tájhasználatot
kisméretû parcellák (kb. 6000 m 2 -nél kisebb) és komplex mûvelési szerkezet
(szôlô, gyümölcsös, kert, erdô, szántó, tanya) jellemzi. A zártkerteket 1967 után
alakították ki, ezért csak az ennél késôbbi származású térképeken tüntettük fel ôket.
A településeket, beépítéseket a térképi jelek és attribútumok alapján különítettük el
a szórványoktól, de az aktuális állapotot (2005—2008) légifotók vizuális interpretációjával
határoztuk meg. A táj vonalas beépítéseit, a mûutakat — az autópálya kivételével
— generalizáltan ábrázoltuk.
A tájhasználatot bemutató térképeken a rendszeres vízborítású, természetes eredetû
állóvizeket is feltüntettük. Tapasztalataink szerint a szárazodás idôszaka alatt (az
1970-es évektôl) készült térképeken a rendszeres vízborítású, természetes eredetû
állóvizekként interpretált területfoltok a valóságnak már nem felelnek meg. Az adatbázis
egységessége, a koronkénti összehasonlítás kritériuma miatt mégis szükséges
ôket szerepeltetni. A korábbi idôszakban ezek egyértelmûen eu- és szemisztatikus,
édes- és sós felszíni vizek voltak, míg késôbb már csak a térképek jelzése szerint tartós,
illetve évenkénti rendszeres vízborításúak. Hasznosításukra a rét- és nádgazdálkodás
a jellemzô, melyet napjainkban a természetvédelmi rendeltetés egészít ki, de
elôfordulhat, hogy tájhasználati szempontból funkció nélküliek.
A mesterséges állóvizek jellemzôen az 1959 utáni idôszak térképein azonosíthatóak.
Különféle funkciókat látnak el: általában víztározási, halászati vagy rekreációs
céllal létesültek.
A szórványokat a tájban sporadikusan megjelenô, településjellegû, de nem zárt
beépítésû egységeknek tekinthetjük, melyeket túlnyomó részben a tanyák jelentenek.
Napjainkban a térség külterületein szaporodó lakóépületeket is ide sorolhatjuk, ahogyan
a régi idôk majorjait is. Funkcionális szempontból sokfélék: lakó- és/vagy mezôgazdasági
hasznosítással, rekreációs funkcióval egyaránt rendelkezhetnek. Elkü-

232 Dóka Richárd, Aleksza Róbert, Kôhalmi Fruzsina, Keveiné Bárány Ilona
lönítésük a településektôl, beépítésektôl — az aktuális állapot kivételével — településmorfológiai
alapon, a térképek jelkulcsa alapján történt. Megemlítendô, hogy a forrástérkép
méretaránya nem elhanyagolható az azonosítás, ezáltal az értékelhetôség
szempontjából. A EOV vetületi rendszerû, 1: 10 000 méretarányú térképeken a
számtalan melléképület és egyéb építmény ábrázolása miatt a zártkertekben nem
egyértelmû az elkülönítésûk. Ezért az idôszakra vonatkozóan a EOV vetületi rendszerve
illesztett, GAUSS 1: 25 000-es méretarányú térképet használatuk a szórványok
és a települések, beépítések digitalizálásához.
A külföldi és a hazai tájkutatásban egyaránt megkülönböztetik egymástól a tájhasználat
és felszínborítás fogalmát (Lambin et al. 2006, Duray 2009). A fogalmi
eltérés könnyen érthetô, mivel az elôbbi kifejezéshez az emberközpontúság társítható,
míg az utóbbi inkább fizikai-fiziognómiai jellegû fogalom. Tanulmányunkban
a tájhasználat kifejezést használjuk, mivel a társadalomtudományi, történeti forrásmunkák
is inkább a tájhasználatról, mintsem a felszínborításról szólnak.
Kutatási területünkön a tájhasználati módok (pl. legeltetés) és a felszínborítás típusok
(pl. gyepterület) többnyire jól egyeznek, „a használaton kívüliségre” (parlag)
a térképi jelkulcsból és a szakirodalmi információk alapján következtethetünk.
A térképi adatforrások hét idôsíkján, a tájhasználati kategóriák szerint tájhasználati
területfoltokat és szórványpontokat határoltunk le, illetve jelöltünk meg. Elôbbiek
poligonként, utóbbiak pontként jelennek meg a digitális térképeken.
Szintén poligonként szerepelnek adatbázisunkban az AGROTOPO-adatbázis
(Szabó et al. 1994) talajfoltjai és a talajértékszám attribútumok felhasználásával képezett
termôhely-minôségi (agroökológiai) térképek. Az adatbázisban a fizikai talajféleség
attribútum ugyancsak a talajfolthoz rendelhetô. A talajértékszám (késôbbiekben:
TÉSZ) alapján összevonással három termôhely-minôségi kategóriát képeztünk:
1. 0—10 TÉSZ
2. 11—40 TÉSZ
3. 41—80 TÉSZ
Az így kialakított kategóriák területi részesedése jelentôsen eltér (55—24—21%),
ezért az elemzéseknél a statisztikai kritériumok miatt a területi arányok alapján súlyozást
(0,6—1,57—1,375) végeztünk. Emellett a három kategóriához különbözô talajtípusokat
is rendelhetünk az alábbiak szerint:
1. futóhomok, szoloncsák, szoloncsák-szolonyec, csernozjom jellegû homoktalaj
2. réti talaj, szolonyeces réti talaj, lápos réti talaj, humuszos homok
3. mélyben szolonyeces réti csernozjom, mészlepedékes csernozjom

A tájváltozások és a társadalmi—gazdasági viszonyok alakulásának összefüggései ... 233
A talajtípusok és a termôhely-kategóriák térképét a 2. és 3. ábra mutatja.
2. ábra. A talajtípusok elterjedése.
3. ábra. A termôhely-minôségi kategóriák.

234 Dóka Richárd, Aleksza Róbert, Kôhalmi Fruzsina, Keveiné Bárány Ilona
3.3. Statisztikai elemzés
A felépített adatbázis lehetôvé tette a tájhasználati módok idôbeli változásának
és számszerû összefüggések elemzését (1) a termôhely-minôség és a tájhasználat, (2)
a termôhely-minôség és a szórványok elterjedése, továbbá (3) a tájhasználati módok
és a szórványok elterjedése között. Az információnyerés leggyakoribb eszköze a
térinformatikai szelekció és a metszetek („intersect”) képzése volt. A statisztikai
elemzéseknél a forrástérképek méretarányának különbözôségét is figyelembe vettük.
A szórványok pontadatbázisának felhasználásával, a „density” térinformatikai alkalmazás
segítésével raszteres szórvány-sûrûségi térképet képeztünk az egyes idôsíkokra
vonatkozóan. A különbözô idôsíkokra érvényes raszteres állományok kivonása („minus”)
az idôbeli sûrûség-változásokat adja meg. Ezzel az alkalmazással térben folytonosan,
a közigazgatási határoktól függetlenül jeleníthetjük meg és elemezhetjük a
szórványok (tanyák) elterjedésének, számszerû eloszlásának változásait.
4. Eredmények
A tájhasználati változásokat a 18. század végétôl tekintjük át napjainkig. Ehhez
az értékeléshez a korabeli és aktuális térképanyagokból származtatott tájhasználati
térképeket és egyéb, tájtörténeti szempontból fontos információkat használtuk fel.
4.1. A tájhasználat fôbb jellemzôi a 18. század végén
Az I. katonai felmérés alapján szerkesztett tájhasználati térkép — a forrástérkép
torzításai ellenére is — jól jellemzi Kecskemét és térsége korabeli gazdasági szerkezetét.
A gyephasználatú területek (gyepterületek) magas részaránya (87%) utal a döntô
tájhasználati módra, a külterjes legeltetéses nagyállattartásra, mely a török hódoltság
kényszerû gazdasági berendezkedésének a maradványa (Lettrich 1968, Beluszky
2001). A ténylegesen gyepként használt területek aránya ennél kisebb, hiszen az erôsen
tagolt domborzatú, száraz, futóhomokos térszíneket feltehetôen nem legeltették.
A növényzetmentes futóhomok-térszíneket gyephasználatú területként térképeztük.

A tájváltozások és a társadalmi—gazdasági viszonyok alakulásának összefüggései ... 235
4. ábra. Tájhasználat a 18. század végén.
A térkép szerint a szántók részaránya csak kb. 6%, de a forrástérkép méretaránya
és torzítása, valamint a tanyák elterjedése alapján ennél valamivel nagyobb szántórészesedéssel
számolhatunk a gyepterületek rovására. A határhasználat — beleértve
a szántó- és szôlômûvelést, tanyás gazdálkodást is — ekkoriban szorosan összefüggött
a termôhely-minôséggel (Lettrich 1968), melyet adataink is alátámasztanak (2. táblázat).
A szántók földrajzi elôfordulása is jelzi, hogy legkorábban a jobb talajadottságú
területeket vonták mûvelés alá (Biró 2006).
2. táblázat. A szántók és a szórványok aránya termôhely-minôségi kategóriánként
(18. sz. vége)
TÉSZ 0—10 TÉSZ 11—40 TÉSZ 41—80
A szántók aránya 6% 38% 56%
A szórványok aránya 14% 42% 44%

236 Dóka Richárd, Aleksza Róbert, Kôhalmi Fruzsina, Keveiné Bárány Ilona
A szôlô-, gyümölcs- és kertkultúra területei (továbbiakban röviden: szôlôterületek)
két különálló, de önmagukban összefüggô zónát képeztek az egyetlen zárt beépítésû
település, Kecskemét körül. A szôlôterületek egyértelmûen a homokos talajú
térszínekhez kötôdtek.
Szembetûnô ezek mellett a táj szinte erdôtlen, puszta-jellege is. A kutatási területen
csak három nagyobb erdôterületet találunk: az „Ôreg-erdôt” (a mai Nyíri-erdô),
a „Kis-erdôt” és a „Nagy-Talfája-erdôt”. A kiterjedt mocsarakat és tavakat a rétgazdálkodás
jellemezte (Beluszky 2001). A rétgazdálkodás nem azonos a rét mûvelési
ágú területek gyephasználatával, ugyanis az elôbbi a rendszeres vízborítású, természetes
eredetû állóvizek haszonvételeit pl. halászatot, pákászatot, nádvágást jelenti.
A tájhoz és a természethez leginkább kötôdô hazai településforma a tanya, mely
településmorfológiai értelemben szórványnak tekinthetô. Településtörténeti elôzményei
a mezei kertek és az állattartó szállások (Beluszky 2001, Csatári 2006). A évszázadok
folyamán Kecskemét a tanyarendszer felbomlásáig a legjellegzetesebb tanyás
települések egyikének tekinthetô.
Az I. katonai felmérés térképei a tanyásodás kezdeti stádiumát mutatják. A tanyák
földrajzi helyzetét két tényezô határozta meg ekkor, a szántómûvelésre leginkább
alkalmas löszfelszínek elhelyezkedése és a vízállások-szárazulatok találkozási vonala,
mely diverz tájhasználatot tesz lehetôvé. Ezek alapján két tanyatípus ismerhetô fel:
a „szántóföldi és réti tanyák”. A tanya nélküli, nagy kiterjedésû homoki gyepterületek
a közösségi használatú legelôk színterei és földrajzilag jól körülhatárolhatók.
Kecskemét a 18. század végén vizesárokkal körülvett, halmazos alaprajzú, a mainál
jóval kisebb település. Területe ebben az idôszakban a mai központi belterület
kb. 1/10-e. A városkörüli vizes árokba a központi részrôl két másik árok torkollik.
Ezek egyike a Dellô-tó vizét szállítja el (Juhász 1998). Az erek folyásirányára a mai
domborzati viszonyokból következtethetünk.
4.2. A 19. század közepéig lezajló változások
A külterjes nagyállattartás szerepének csökkenése és a 18. század eleji gabonakonjunktúra
hatására a szántómûvelés térhódítása indult meg a gyephasználat rovására,
szoros összefüggésben a tanyásodással (Lettrich 1968). A gyepek részaránya
nyolc évtized alatt 87%-ról 42%-ra zuhant, miközben a szántók részaránya 6%-ról
41%-ra nôtt a kutatási területen. A homoki és a rossz termôhelyi adottságú területeken
is jelentôs a szántók és a tanyák terjeszkedése, a tanyásodás folyamata felgyorsult.
A termôhely-minôség és a tanyák elterjedése között viszony „fellazult” (3. táblázat),
köszönhetôen a homoki szôlôültetvények tanyásodásának, ahol a tanyasûrûség
a 0-ról 19 tanya/km 2 -re nôtt, szemben az átlagos 3 tanya/km 2 -es értékkel. A legsûrûbb
tanyahálózat a „Széktói-szôlôkben” és a Kecskemétet északról övezô szôlôk
városhoz közelebb esô részén alakult ki.

A tájváltozások és a társadalmi—gazdasági viszonyok alakulásának összefüggései ... 237
3. táblázat. A szántók és a szórványok aránya termôhely-minôségi kategóriánként
(19. sz. közepe)
TÉSZ 0—10 TÉSZ 11—40 TÉSZ 41—80
A szántók aránya 17% 31% 52%
A szórványok aránya 30% 30% 40%
Megjegyzendô, hogy a tanyásodás spontán folyamatát kezdetben a politikai akarat,
a helyi vezetôk döntései sem tudták megállítani, késôbb a helyzetet elfogadva
pedig már szervezett telepítések történtek a város és földbirtokosok által is. A szôlôültetvények
parcellázásai a szôlôs vagy kertségi tanyák típusát hozta létre (Lettrich
1968, Für 1983). A mûvi struktúrák (úthálózat, parcellarendszer) kialakítása településszerkezeti
jellegzetességek megjelenésével, tanyasorok formálódásával járt. A kialakuló
dûlôút-hálózat is a tanyasorok létrejöttét segítette. A szórványok pontadatbázisa
felismerhetôen rajzolja ki ezeket a tanyasorokat pl. a Csôdôri Szôlôhegy, Halesz szôlôk,
Köncsög-puszta területén vagy a kerekegyházai Bogárzó mentén. Szórványokban
szegény területeket értelemszerûen a vízállások, valamint a homoki legelôk, homokbuckások
térségében találunk.
Az erdôterületek részarány-változása jelzi (1%-ról kb. 3—4%-ra), hogy az 1790-es
évektôl megindult a futóhomok-fásítás a „homokveszedelem” meggátlására (Lettrich
1968, Biró, Molnár 1998, Biró 2006). Az erdôterületek számított részaránya (9%)
ennél azért jóval nagyobb, mert a II. katonai felmérés már azokat a borókás-nyaras
futóhomok-buckásokat is erdôként ábrázolja, amelyek az I. katonai felmérésen még
gyepként szerepelnek. A telepítésekkel létrejött fásítások részarányát az erdôfoltok
geometriája alapján 2—3% körülire becsülhetjük.
Jellemzô változás a zárt beépítésû településterület növekedése is. Az 1856-ban
tervszerûen létrehozott Kerekegyháza szabályos utcahálózatával jelenik meg a térképen.
Kecskemét „ôsi” településmagja a 19. század elején Máriaváros, Ürgés, Muszáj,
Rávágy szabályos utcahálózatú településrészeivel gyarapodik. A szórványhálózat
bôvülését jelzi, hogy a tanyák száma megnégyszerezôdött az elôzô idôszakhoz
képest. A vasúti közlekedési hálózat kiépülése is ebben az idôszakban kezdôdött az
1853—54-ben átadott, Kecskemétet Cegléddel és Szegeddel összekötô vasútvonal
létesítésével (Juhász 1998).

238 Dóka Richárd, Aleksza Róbert, Kôhalmi Fruzsina, Keveiné Bárány Ilona
5. ábra. Tájhasználat a 19. század közepén.
4.3. A 19. század második feléig lezajló változások
A század közepétôl eltelt két évtized is feltûnô változásokat eredményezett a
tájban. A szántók tovább terjeszkedtek a gyepterületek helyenkénti elszigetelôdését
okozva. A szántók és gyepek részaránya ebben az idôszakban 47% és 36%.
Az erdôterületek aránya is nôtt kissé, azonban ez az 1%-ot el nem érô aránybeli
változás nem tükrözi a lényegesebb lokális és természetességi változásokat. A „Görögök
homokja” mozgó futóhomokos buckásában nagyarányú erdôtelepítés történt
és feltételezhetô a szintén mozgó homokbuckás izsáki Csírahomok fásítása is. Ezzel
szemben a természetes eredetû „Nagy-Talfája-erdô” fogyatkozásnak indult, továbbá
látványos eltûnt egy Kerekegyházától keletre fekvô erdôterület is, nagyobb részt
szôlôsnek, kisebb részt szántóknak adva át a helyét. Feltehetôen a 19. század elején
telepített, 540 hektáros „Szarkás-erdô” a század végére fragmentálódni kezdett. A
letermelt erdôrészek helyét szántók és szôlôk foglalták el.
A szôlôterületek részaránya csak kis mértékben nôtt, de ez a változás a szôlôterületek
átrendezôdésével is járt. Voltak olyan területek, mint például Kecskemét zárt

A tájváltozások és a társadalmi—gazdasági viszonyok alakulásának összefüggései ... 239
településével északról határos, sûrû tanyás terület, ahol a szôlômûvelés a szántógazdálkodásnak
adta át a helyét.
Az egyetlen jelentôs beépítési változás a mai Szent László-város településrész helyén
kialakított, a zárt településmagtól elszakadt lakóterület.
A tanyák számának gyors emelkedése mellett fontos funkcionális változások következtek
be a formálódó tanyarendszerben. Lettrich az 1850—1890 közötti idôszakot
a tanyarendszer fejlôdése második szakaszának nevezi (Lettrich 1968). Ebben
az idôszakban indul meg erôteljesen Kecskemét népességének kirajzása, miáltal a
tanyák állandó jelleggel lakott, funkcionális értelemben is valódi településekké váltak.
Ez a változás a késôbbi, más típusú szórványok (21. századi, mezôgazdasági funkció
nélküli, modern lakóhelyek) tájban való megjelenését is megalapozta.
6. ábra. Tájhasználat a 19. század második felében.

240 Dóka Richárd, Aleksza Róbert, Kôhalmi Fruzsina, Keveiné Bárány Ilona
4.4. A 2. világháború idôszakáig lezajló változások
A 19. század második felétôl eltelt hat évtized mélyreható változásokat hozott.
A mezôgazdasági termelés intenzifikálódása, a szôlô-, gyümölcs- és kertkultúra felvirágzása
(Lettrich 1968, Für 1983, Csatári 2006), a legeltetô állattartás jelentôségének
csökkenése a gyephasználat drasztikus visszaeséséhez vezetett, a gyepterületek
aránya 17%-razuhant. A gazdasági változások részeként a gabonatermelés uralma
is gyengült, az extenzív állattartás lényegében elvesztette jelentôségét (Lettrich
1968). A homoki gyepterületek eltûnését a szôlô-, gyümölcs- és kertkultúra elôretörése
valamint a szántók terjeszkedése együttesen okozta. Matkó- és Szabadjakabszállás-puszta
homoki legelôi elsôsorban a szántómûvelés köszönhetik pusztulásukat,
míg Ballószeg-puszta és Vágójárás gyepterületei fôként a szôlô-, gyümölcs-
és kertkultúra térhódítása nyomán fogyatkoztak meg. Ez utóbbi térségekben
azonban a homokos talajú szántók jelentôs részét is szôlôterületek váltották fel.
A szôlô-, gyümölcs- és kertkultúra elôretörését bizonyítja, hogy a szôlôterületek
4—4,5%-os részesedése 18%-ra ugrott. Ezt az arányt a valóságnak megfelelôen kicsivel
alacsonyabbnak kell tekinteni, ugyanis a forrástérkép méretarányából követ-
7. ábra. A szôlôterületek elterjedésének összefüggése a homokos fizikai összetételû talajok
elôfordulásával a 2. világháború idôszakában.

A tájváltozások és a társadalmi—gazdasági viszonyok alakulásának összefüggései ... 241
kezô generalizáltság a szôlôterületek részesedését felülreprezentálja. A növekedés
azonban még így is legalább három és fél-négyszeres. Szembetûnô a szôlôterületek
egybeesése a homokos talajféleségek elterjedésével (7. ábra). Adataink alapján a 2.
világháború idôszakában a szôlôk 93%-ban homokos talajféleségeken fordulnak elô.
Ennek magyarázatát az adja, hogy az 1880-as években a filoxéra pusztítása nyomán
borkonjunktúra következetett be és az új szôlôültetvények ésszerûen a filoxérára immunis
homoktalajokon létesültek (Lettrich 1968, Berényi 1980).
Az erdôterületek látszólagos részarány-vesztése annak tudható be, hogy az 1940-
es évekbôl származó forrástérkép a zártabb cserjéseket, borókás-nyarasokat már nem
erdôként ábrázolja, hanem -mint az I. katonai térkép — gyephasznosítású területként.
Valójában nem csökkenés, hanem az ültetvényszerû erdôk területének növekedése
következett be (pl. Matkói-erdô, Farkasné-erdô, Ménteleki-erdô).
A településterület megduplázódását (0,7—0,8%-ról 1,6%-ra hat évtized alatt)
Kecskemét élénkülô urbanizálódása és új, falusias jellegû zárt települések megjelenése
eredményezte. A gazdasági fellendülés által mozgatott urbanizálódás Kecskemét
központi várostestének kibôvülésével járt. A központi belterület bôvülését elsôsorban
Máriaváros terjeszkedése, a Villanegyed, Rendôrfalu és a laktanyák kialakítása, továbbá
a déli és keleti városrészen kiterjedt iparterületek létrejötte jelenti. A különbözô
ipari üzemek, konzervgyárak részben a környezô vidék mezôgazdasági terményeit,
ásványi-nyersanyagait dolgozták fel. A központi belterület körül „szatellittelepülések”
sora jelent meg: Kiskecskemét, Sutusfalu, Szeleifalu, Lázárfalu, Méhestelep,
Dárdaifalu, Vacsi- és Budaihegy zárt településmagjai.
Hetényegyháza zárt beépítésû része (Újtelep) a Nyíri-erdô szomszédságában,
ezekben az évtizedekben kezdett kialakulni. Orgovány zárt települése a század elején
a Kunszentmiklóshoz tartozó Orgovány puszta központjában spontán folyamat
eredményeképp, tervszerûtlenül jött létre a kiterjedt tanyavilág ellátására (Beluszky
2001). A településmag formálódását a község 1901-es közigazgatási önállósulása is
segítette.
A népesség térbeli elrendezôdésére a vasúthálózat 1895—1905 közötti bôvülése
is hatással volt. A forgalmilag kedvezô helyzetbe került területek benépesülése gyorsabb
ütemben zajlott, mint a forgalmi árnyékban lévôké (Lettrich 1968), különbözô
mértékû tájváltozást okozva. A század elejétôl megindult a mûúthálózat kiépülése
is. Jelentôsége a tájváltozások szempontjából a motorizáltság elôrehaladásával nô
meg.
Az 1890-tôl 1949-ig tartó idôszak tájhasználati jellemzôi (a mezôgazdasági termelés
és a tájalakítás intenzifikálódása) a tanyafejlôdés harmadik szakaszát jelölik ki
(Lettrich 1968). A szórvány-hálózat változását az általános sûrûsödési folyamat mellett,
elsôsorban a szôlô-, gyümölcs- és kertkultúra térhódítása határozza meg. Ennek
megfelelôen fôként a szôlôterületeken jelentek meg új tanyák, aminek magyarázatát
az adja, hogy a belterjes szôlô-, gyümölcs- és kertkultúrának nagy az élômunka-

242 Dóka Richárd, Aleksza Róbert, Kôhalmi Fruzsina, Keveiné Bárány Ilona
igénye. A lakosság letelepedését parcellázásokkal, gazdasági kedvezmények nyújtásával
ösztönözték. A szôlôterületeken való koncentrálódás mértékét mutatja, hogy
míg az egész kutatási területen a 10—11 tanya/km 2 -es tanyasûrûséggel számolhatunk,
addig itt 26—27 tanya/km 2 -es sûrûséggel. Ezzel szemben a szántóterületek tanyásodása
9—10 tanya/km 2 -es értékkel jellemezhetô. A szôlôterületeken kívül a leglátványosabb
szórványosodás Matkó- és Szabadjakabszállás-puszta gyepfeltöréseihez
kötôdik.
A természeti adottságokhoz, benne a talajtani jellemzôkhöz igazodó tájhasználat
sajátos zónarendszert hozott létre. Az egyes zónákat nemcsak az uralkodó földhasználati
mód, hanem a szórványhálózat sûrûség-különbsége is jellemzi. Ezt ismerte fel
Lettrich, aki a szôlôstanyák, a szántóföldi tanyák, valamint szikes tavak, laposok zónájáról
beszél. Említést tesz a „központi homokvidékrôl” is, ahol a tanyák, illetve a
szôlô-, gyümölcs- és kertkultúra térhódítása elôtt részben a közös legelôk húzódtak
(Lettrich 1968).
8. ábra. Tájhasználat a 2. világháború idôszakában.

A tájváltozások és a társadalmi—gazdasági viszonyok alakulásának összefüggései ... 243
4.5. Az 1950-es évek végéig lezajló változások
A 2. világháború óta eltelt idôszak alatt a gyepterületek aránya jelentôs mértékben
ugyan nem változott, de a területi átrendezôdés is mutatja, hogy számos helyen
bizonyíthatóan már másodlagos gyepekkel kell számolni. A szántómûvelés mind
gyakoribb felhagyására utal, hogy fôként Kecskemét környékén külön mûvelési
ágként parlagot tüntet fel a forrástérkép-állomány. A szántógazdálkodás jelentôségének
kis mértékû csökkenését a szántómûvelésû területek arányvesztése (56%-ról
53%-ra) is érzékelteti. A szántógazdálkodás visszaesésével párhuzamosan az erdôgazdálkodás
fokozatosan teret nyert.
A gyepek eltûnéséért is fôként az erdôsítések a felelôsek ebben az idôszakban.
Többek között az ágasegyházai-orgoványi homokbucka-vidék újabb erdôsítéseit is
jellemzôen a gyepterületeken végezték. Elôfordul azonban gyepterület megjelenése
is egykori erdôterület helyén. A térképek szerint a Csalánosi-legelô és a Kadafalvától
északnyugatra lévô gyepterület 15—20 évvel korábban erdôterület volt.
Az erdôterületek kiterjedése (5—6%-ról 8—9%-ra) a gyepterületek és a szántóterületek
rovására már az intenzív erdôtelepítések megindulását jelzi. 1940—44 és
1958—59 között jelentôs erdôsítés például a mai Ballószög külterületének déli részén,
Jakabszállástól keletre a homokos talajú, rossz termôhelyi adottságú szántóföldek
helyén történt. A szántók erdôsítésével ellentétes irányú folyamat is megfigyelhetô:
a letermelt faállomány a szántóhasznosítás számára adta át a helyét például a mai
Hetényegyházától északra. Adataink alapján az 1940—44 és 1958—59 közötti új erdôtelepítések
95%-ban homokos talajféleségû talajokon történtnek, tehát fôként
homoki gyepek és homoki szántók adták át helyüket az erdôsítéseknek. Az új erdôsítések
a számításaink szerint a gyephasználatú, szántómûvelésû és szôlôterületek
között 24—59—17%-ban oszlanak meg.
Szembetûnô változás a beépítések, települési területek növekedése is. A települési
változásokat Kecskemét fokozódó urbanizálódása, Kecskemét körül és az új tanyaközségekben
a zárt településmagok formálódása és a nagyüzemi mezôgazdasági
központok külterületen való megjelenése eredményezte. Kecskemét esetében a városi
településtest változása keleti és déli irányban volt jelentôsebb. A keleti városrészen
a települést az 1900-ban létesített konzervgyár bôvülése gyarapította, melyet vasúti
pálya kapcsolt a gazdasági vérkeringésbe. A déli részen Rendôrfalu lakóterülete terebélyesedett.
A várostesttôl különálló Homokbánya forgalmilag kedvezô fekvéssel,
szovjet katonák lakótelepeként létesült. A beépítések sora a Kerekegyházát Kecskeméttel
összekötô vasút mentén szintén a mûszaki infrastruktúra-hálózat és a forgalmi
helyzet tájváltozásokban betöltött kiemelkedô szerepét jelzi.

244 Dóka Richárd, Aleksza Róbert, Kôhalmi Fruzsina, Keveiné Bárány Ilona
9. ábra. Tájhasználat az 1950-es évek végén.
Az 1948—54 között önállósuló községekben zárt beépítésû településmagok jelentek
meg, melyeket többnyire a közigazgatási területük központi részén jelöltek ki. Vizsgálati
területünkön ezek Ágasegyháza, Ballószög, Fülöpháza, Helvécia falumagjai. Fülöpjakabszállás
zárt falumagja az 1945-ben önállósult Majsajakabszállás (Kunszállás) közigazgatási
területen jött létre. Az 1922-ben önállósult Jakabszállás (Szabadjakabszállás)
területén a zárt falumag formálódása is csak az 1950-es években indult meg.
A mezôgazdaság világháború utáni szocialista átszervezése mezôgazdasági nagyüzemek
(állami gazdaságok, téeszek) sorát hozta létre. Az 1960-as évek elôtt, a
„szocialista” nagyüzemi gazdálkodás tájszerkezeti következményei elsôsorban az új
beépítésekben, a külterületi üzemközpontok létrehozásában nyilvánultak meg, késôbb
azonban már nagyobb területekre kiterjedô, a tájhasználatot több vonatkozásban
is érintô változásokkal számolhatunk.
A tanyarendszer az 1945-ös földreform után épült ki teljesen, amikor kisbirtokok
százai jöttek létre (Lettrich 1968). Az 1860—61-tôl számított közel egy évszázad
alatt kutatási területünkön a tanyák száma több mint 4,5-szeresére nôtt, a 18. század
végétôl számítva pedig a változás közel húszszoros. A szórványhálózat formálódását,
a 18. század végétôl az 1950-es évek végéig tartó idôszakban, a 10. ábra szemlélteti.

A tájváltozások és a társadalmi—gazdasági viszonyok alakulásának összefüggései ... 245
10. ábra. A szórvány-hálózat kiépülése a 18. század végétôl az 1950-es évek végéig.
A szórványhálózat kiépülése, amint az eddigiekben is láttuk, a táj fokozódó átalakításával
járt. A szórványok terjedésével, a népsûrûség növekedésével párhuzamosan
a táj természetközeli területei fragmentálódni, zsugorodni kezdtek, amit a
gyepterületek visszaszorulása is jelez. A népsûrûség és a gyepterületek arányának változását
a 19. század közepe és az 1950-es évek vége között Ballószög és Helvécia
példáján keresztül mutatjuk be (4. táblázat).
4. táblázat. A népsûrûség * és a gyepterületek arányának változása
négy különbözô idôszakban, Ballószögön és Helvécián
Népsûrûség (fô/km 2 ) *
település/év 1869 1890 1949 1960
Ballószög 22,6 26,9 61,9 67,1
Helvécia 13,7 14,5 51,5 61,9
A gyepterület aránya a közigazgatási területhez viszonyítva (%)
település/év 1860—1861 1883 1940—1944 1958—1959
Ballószög 51 45,9 12,1 12
Helvécia 63,1 60,9 20,4 19
* A népsûrûségi adatok forrása: Lettrich 1968.

246 Dóka Richárd, Aleksza Róbert, Kôhalmi Fruzsina, Keveiné Bárány Ilona
A szórványok számának emelkedése, sûrûsödése fôként a Kecskemét körüli „kertségeket”
(Szolnokihegy, Kôrösihegy, Vacsihegy, Máriahegy, Úrihegy, Hetényegyháza,
Felsôszéktó, Csalános, Alsószéktó) és a táj egyéb, szôlô-, gyümölcs- és kertkultúrával
jellemezhetô területeit érintette.
Kecskemét urbanizálódása és népesség-vonzó hatása a város körüli területek
funkcionális átalakulásával, a kétlakiság térhódításával is járt, melynek eredményeképpen
a külterületi lakóhelyek egyre nagyobb hányadban vesztették el tanya-jellegüket
(Lettrich 1968).
A tanyák változó megítélése, a községesítések, a külterületi építkezések tiltása és
a kollektivizálás is a tanyarendszer helyzetének drasztikus megváltozását segítette elô
(Beluszky 2001). 1949 és 1960 között országos viszonylatban jelentôsen csökkent
a népesség, de kutatási területünkön a helyi adottságok (nagyüzemi mûvelésre kevésbé
alkalmas, sûrû szórványhálózatú homokterületek) továbbá az épületállomány
népességmozgáshoz képest lassabb „reakciója” miatt a tanyák számában ezek a változások
még nem mutatkoztak meg.
4.6. A rendszerváltás idôszakáig lezajló változások
Az 1950-es évek végéhez képest elôször tapasztalható a gyepterületek arányának
növekedése, amely azonban nem mindenhol a gyephasználat térnyerését jelenti.
Feltehetô, hogy a gyepként térképezett területek egy jelentôs része valójában parlag.
Az újonnan megjelenô gyepterületek fôként szántó- és szôlôterületek felhagyásával
jöttek létre. A gyepek terjedése emellett a termôhely-minôséggel mutat szoros
összefüggést. Adataink alapján az újonnan létrejött gyepek 83%-ban homokos, rossz
termôhelyi adottságú talajon jelent meg. Lokálisan a gyepek fogyatkozása — hasonlóan
a korábbi idôszakokhoz — fôként a homoktalajú területek erdôsítésének következménye.
A szántóterületeken a legjellemzôbb a mûvelés felhagyása a rossz termôhelyi
adottságú térszíneken. E folyamat eredményeképp a szántóterületek elhelyezkedése
ismét jobban idomul a termôhelyi adottságokhoz (5. táblázat). A szántóparlagok
megjelenésével leginkább azokban a homokos talajú térségekben számolhatunk, ahol
a kevésbé rentábilis kisüzemi mûvelés a kedvezôtlen fekvéssel (forgalmi helyzettel)
párosult.
5. táblázat. A szántók és a szórványok aránya termôhely-minôségi kategóriánként
(a rendszerváltás környéke)
TÉSZ 0—10 TÉSZ 11—40 TÉSZ 41—80
A szántók aránya 20% 38% 42%
A szórványok aránya 51% 27% 22%

A tájváltozások és a társadalmi—gazdasági viszonyok alakulásának összefüggései ... 247
A szôlô-, gyümölcs- és kertkultúra területi elrendezôdésében is jelentôs változások
történtek az 1950-es évek végétôl a rendszerváltásig terjedô idôszakban. Az
1960 utáni nagyüzemi szôlôtelepítések egybefüggô szôlôterületeket hoztak létre
azokon a helyeken, ahol a rossz termôhely-minôségû, homokos talajt korábban
szántóként hasznosították. Ilyen új, nagy kiterjedésû szôlô- illetve gyümölcsfaültetvény
jött létre többek között Orgovány és Jakabszállás külterületén, valamint
Kecskemét Külsônyír, Matkó és Törökfái tanyakerületeiben.
A szôlôültetvények, gyümölcsösök lokális felszámolódását elöregedésük, a tulajdonviszonyok
megváltozása, az urbanizáció és a szuburbanizáció okozta. Sok
megváltozott tájhasználatú szôlôterületet szántóként mûveltek tovább, de fogyásukat
a zártkertté minôsítéssel együtt járó földhasználati változások és beépítésük is okozta.
Emellett a mûvelés felhagyását, parlagok létrejöttét valószínûsíthetjük azokon a helyeken,
ahol a tájhasználati térkép gyephasználatot mutat. A legnagyobb változás a
Kecskemét körüli kertségekben zajlott le. A várost övezô egykori szôlô- gyümölcsés
kerthasználatú zónában a szôlômûvelés gazdasági jelentôségét elvesztette, csak
háztáji szinten, a zártkertek kis parcelláin ôrzôdött meg (Csatári 2006). A várossal
határos területeken az új városrészek kialakítása miatt is megfogyatkoztak a szôlôterületek.
Ezek a változások a legkorábbi idôktôl számítva a szôlô-, gyümölcs- és kerthasználat
teljes területi átrendezôdését, a városi térségbôl való kiszorulását jelenti, miközben
maga a tájhasználati forma mindvégig fennmaradt a technológiai változások
mellett is.
Az erdôsítések tendenciája nem változott az 1950-es évek vége óta. Az intenzív
erdôsítések eredményeként az erdôterületek részaránya az eltelt idôszak alatt 8—9%-
ról 15—16%-ra nôtt. Az új erdôtömbök megjelenése mellett, a már korábban kialakított
erdôtömbök fokozódó összeolvadása is érzékelhetô folyamat.
A zártkert mint ingatlan-nyilvántartási kategória létrehozása 1967-ben sajátos
tájhasználati mód, a vegyes területhasználati forma kialakulását tette lehetôvé. A zártkertek
mai jellemzôi: a sûrû szórványhálózat, a kisparcellás telekstruktúra és a diverz
tájhasználat nem minden zártkert esetében vált a rendszerváltás környékére jellemzôvé.
Az ilyen vegyes tájhasználatú területek fôként Kecskemét (pl. Halasi úti kiskertek,
Felsôszéktó, Máriahegy), valamint Ballószög és Helvécia közigazgatási területén
találhatók meg. A zártkertekhez hasonló, vegyes tájhasználattal jellemezhetô
tájszerkezet alakult ki Kecskemét környékén, több helyen is (pl. Alsószéktó), melyek
pontos lehatárolása csak a parcellastruktúra ismeretében lenne lehetséges.

248 Dóka Richárd, Aleksza Róbert, Kôhalmi Fruzsina, Keveiné Bárány Ilona
10. ábra. Tájhasználat a rendszerváltás környékén.
A beépített területek aránya 2%-ról 6,4%-ra nôtt. A központi belterületek kibôvülését
Kecskemét és Kerekegyháza esetében is az urbanizáció folyamata mozdította
elô. Kecskeméten a 60-as évek végétôl — 70-es évek elejétôl kezd kiépülni a
külsô lakóövezet (Széchenyiváros, Hunyadiváros, Mûkertváros, Petôfiváros, Alsószéktó
és a mai Bethlenváros külsô része) és gyarapodnak az iparterületek is (Szent
László város, Szent István város ipartelepei). Az 1950-es években kialakult falumagok
területe is jelentôsen kiterjedt, felerôsödött a korábban megindult községesedési
folyamat.
E változások mozgatórugói az 1970-es évektôl új tényezôvel, a szuburbanizáció
térbeli hatásával is kiegészülnek. A szuburbanizáció folyamatát a Kecskemét környéki
zárt beépítésû lakóhelyek (szuburbiák) esetében is feltárták (Tímár 1993). A községesedés,
majd a szuburbanizáció révén a leglátványosabb területi változások ezeket
a város környéki településeket (pl. Hetényegyháza, Katonatelep, Ballószög, Helvécia)
érték (6. táblázat).

A tájváltozások és a társadalmi—gazdasági viszonyok alakulásának összefüggései ... 249
6. táblázat. Települési változások a Kecskeméthez közel (

250 Dóka Richárd, Aleksza Róbert, Kôhalmi Fruzsina, Keveiné Bárány Ilona
tásuk kevésbé kötôdik meghatározott tájhasználathoz, habár jelentôs hányaduk egykori
vizes élôhely, vizenyôs gyepterület vagy természetes állóvíz helyén jött létre.
Megjelenésük szempontjából a hidrológiai adottságoknak (a felszínközeli talajvízhez)
és a speciális tájhasználati igényeknek kell nagyobb szerepet tulajdonítanunk.
A tájhasználat, ezáltal a tájszerkezet szempontjából is jelentôs tényezô az intézményes
természetvédelem 1975-tôl számítható megerôsödése a térségben. A kutatási
terület az 1976-ban létesített Orgoványi Tájvédelmi Körzettel (1990-tôl a Kiskunsági
Nemzeti Park része) és számos ex lege védett természeti területtel (szikes tavakkal,
lápokkal, kunhalommal) érintett. Mellettük a természeti területek is természetvédelmi
oltalom alatt állnak.
A természetvédelem tájszerkezetre gyakorolt rövid- és középtávú hatása egyértelmû
(egyes területeken a mûvelési mód konzerválása, befolyásolása), azonban
jelentôsége térben erôsen differenciáltan jelentkezik. A kihirdetett védettségû területek
nagyobb eséllyel számíthatnak a rövid- és középtávú fennmaradásra, mint a
hasonlóan értékes, de védetté nem nyilvánított természeti területek.
4.7. Napjaink tájhasználata és az elmúlt szûk két évtized változásai
A gyephasználatú vagy gyepesedett parlagterületek visszaesése (23,6%-ról 18%-
ra) fôként az elôzô idôszaktól kezdve felgyorsuló, intenzív fásítások és részben a
beerdôsülés számlájára írható. A természetközeli állapotú gyepek is tovább fogynak
a cserjésedés-erdôsülés és az erdôsítések — és csak kisebb mértében — de a beszántások,
beépítések hatására is (Biró 2006).
A szántóterületek kis mértékû csökkenése a fásításoknak és a beépítéseknek egyaránt
köszönhetô. A szôlô-, gyümölcs- és kertkultúrájú és a vegyes területhasználatú
területek, valamint a mesterséges állóvizek arányában jelentôs változás nem mérhetô
az elmúlt idôszakban. A szôlô-, gyümölcs- és kertkultúra területi elrendezôdésében
csak kisebb mértékû változások érzékelhetôek a rendszerváltás környékére kialakult
szôlôterületek övezetében. A vegyes területhasználat térbeli megjelenését, illetve kibôvülését
jelentette a Kecskemét-Alsószéktótól délre fekvô és a Kerekegyházán kijelölt
zártkert területén a homogén tájszerkezet diverzifikálódása.
Napjainkban — a települési területek növekedése mellett — az erdôterületek változása
a jelentôsebb tájváltozási folyamat. Az erdôterületek aránya 5,5%-kal nôtt,
ami az eltelt nem egészen két évtized alatt igen jelentôs növekedésnek számít.

A tájváltozások és a társadalmi—gazdasági viszonyok alakulásának összefüggései ... 251
11. ábra. Tájhasználat napjainkban.
A települések, beépítések változása a városkörnyéki településmagok fokozódó növekedésével
és az erôteljes szuburbanizációval van összefüggésben. Területi részarányuk
a kutatási területen — az autópályát nem számítva — már közel 8%. A szórványok
nagy számban történô megjelenését is a szuburbanizáció folyamata mozgatja
(Csatári 2006). Adatbázisunk alapján
a szórványok aktuális száma
(9322) a Kecskemét környéki sûrûsödési
folyamat hatására már meghaladja
az 1958—59-es adatok alapján
mért addigi maximumot (9277)
(12. ábra). Tekintettel a két idôszak
között helyenként lejátszódott felszámolódási
folyamatra, jóval egyenlôtlenebb
eloszlást tapasztalhatunk a
szórványhálózatban, mint 40 évvel
ezelôtt.
12. ábra. A szórványok számának változása.

252 Dóka Richárd, Aleksza Róbert, Kôhalmi Fruzsina, Keveiné Bárány Ilona
5. Tájtörténeti korszakok a Duna-Tisza köze középsô részén
A társadalmi—gazdasági változásokból eredôen a tájhasználati formák is eltérô
súllyal jelennek meg a tájban, melynek eredménye a tájszerkezet megváltozása is. A
tájszerkezetben tükrözôdô gazdálkodási szerkezet és települési struktúra változása
alapján tájtörténeti korszakok jelölhetôk ki. A kutatási terület megválasztásától, a
társadalmi-gazdasági tényezôktôl függôen válik a legújabb korszakban az urbanizáció—szuburbanizáció
és a külterületeket is érintô „modernizáció” tájra való hatása
nyilvánvalóvá. Példaként említhetô a társadalmi átrétegzôdés, a vidéki népesség városokba
áramlása, mely a mezôgazdaság jelentôségének csökkenése, a mûvelés felhagyása
révén a táj képére, szerkezetére is hatással van.
1
2
3
4
7. táblázat. Tájtörténeti korszakok a Duna-Tisza köze középsô részén
korszak
megnevezése *
Külterjes
legeltetés
korszaka
Tanyasi
gazdálkodás
korszaka
Urbanizáció,
a nagyüzemi
mezôgazdaság
és az intenzív
fásítások
korszaka
Szuburbanizáció,
a külterületi
modernizáció és
az aridifikáció
korszaka
korszak ideje
— 19. század
közepéig
19. század
közepétôl
a 20. század
közepéig
Az 1950-es
évektôl az
1980-as
évekig
Az 1980-as
évektôl
napjainkig
gazdálkodás és
a földhasználat
jellemzôi **
döntôen külterjes
legeltetés,
rideg nagyállattartás
gabonatermesztés,
istállózó állattartás,
kertkultúra,
gyepgazdálkodás
szántóföldi növénytermesztés,
kertkultúra, erdôgazdálkodás
szántóföldi növénytermesztés,
erdôgazdálkodás,
kertkultúra
legfôbb táji folyamatok,
jellemvonások
fátlan táj, mozgó homokfelszínek;
a falvak hiánya, szórványok
kisebb jelentôséggel,
mezei kertek
A szántóföldi termelés és a
kertkultúra térhódítása, tanyarendszer
formálódása és
kiteljesedése, fásítások és a
cserjésedés megindulása
nagyüzemi mezôgazdaság,
zártkertes övezetek kialakítása,
urbanizáció, községesítések,
fásítások intenzívebbé
válása, mozgó homokfelszínek
eltûnése
éghajlatváltozás-aridifikáció,
szuburbanizáció, tanyarendszer
elsorvadása, a mezôgazdaság
visszaesése — parlagosodás,
cserjésedés, tájvédelem
* A korszakok beosztása (Biró—Molnár 1998) után kiegészítve a szerzôk által
** Lettrich E. és Berényi I. után (Lettrich 1968, Berényi 1980)

A tájváltozások és a társadalmi—gazdasági viszonyok alakulásának összefüggései ... 253
Ma már több olyan rurális térség is akad a Duna-Tisza közén, ahol fokozottan érvényesül
az urbanizált központi település hatása, jelentôs az új mûszaki infrastrukturális
elemek külterületi megjelenése és a vidéki népesség urbanizált térségekkel való
intenzív kapcsolata. Ahol ez hiányzik, ott éppen a külterületi szórványok lepusztulása,
a korábban mûvelt területek felhagyása, a vegetáció megváltozása jellemzô az
elôbb említett térfolyamatokkal, társadalmi-gazdasági hatásokkal összefüggésben.
A fenti szempontok alapján úgy véljük, hogy az újabb településeket is érintô urbanizáció,
szuburbanizáció és a fôként mûszaki tartalmú modernizáció az 1980-es
évektôl kezdve a táj egésze szempontjából is jelentôs tényezô, és ennél fogva korszakalkotó
jelentôségû.
6. A szórványhálózat változásának új térbeli elemzési lehetôsége
A szórványok pontadatbázisában szereplô nagy mennyiségû adat alkalmas eszköz
a szórványhálózat térbeli elrendezôdésének és idôbeli változásának elemzéséhez. A
pontadatbázisból a szoftver „density” funkciója segítségével raszteres sûrûség-térkép
készíthetô. Az elkészített eredménytérképek plasztikusan ábrázolják a szórványsûrûség
területi eltéréseit (13. ábra).
13. ábra. A szórvány-sûrûség változása a 19. század közepétôl.

254 Dóka Richárd, Aleksza Róbert, Kôhalmi Fruzsina, Keveiné Bárány Ilona
A szórványsûrûség napjainkban és a korábbi évtizedekben is tapasztalható nagyfokú
térbeli differenciáltsága feltûnô különbségek megjelenését okozza. A térbeli
különbségek és a változások mértéke a kevésbé látványos esetekben is a számszerûsíthetô.
Az egyes idôsíkok közötti változásokat a raszteres állományok kivonási mûveletével
mutathatjuk ki. A különbözô idôsíkok közötti változások pozitív és negatív
irányúak egyaránt lehetnek. A változások irányát számszerûsített módon a generált
eredménytérképek is feltüntetik (14. ábra).
Az eredménytérképek kiértékelését a közeljövôben tervezzük. Elôzetesen érdemes
azonban annyit rögzíteni, hogy az adatbázis megfelelô értékeléshez ismernünk kell
annak sajátosságait és a szórványhálózat egyéb tájhasználati módokhoz (pl. beépített
területek) való viszonyát. A fent vázolt elemzési eszközök elônye, hogy az eredmények
a közigazgatási határoktól függetlenül, térben folytonosan jeleníthetôk meg,
továbbá a lokális szintû (néhány száz métertôl kilométeres nagyságrendig) változások
elemezését is lehetôvé teszik.
14. ábra. A szórvány-sûrûség különbségei az egyes idôsíkok között.

A tájváltozások és a társadalmi—gazdasági viszonyok alakulásának összefüggései ... 255
7. Összegzés
Tapasztalataink szerint a tájhasználati módok által meghatározott horizontális
tájszerkezet nem véletlenszerû, hanem a természeti adottságokhoz — közülük kiemelten:
a talajadottságokhoz — igazodik, tájhasználati zónákba rendezôdik. Ha egyegy
tájhasználati mód dominánssá válik, a zónák is markánsabbak. Egy korábban
uralkodó tájhasználati mód visszaesése miatt az ezzel a tájhasználati móddal jellemezhetô
zóna is eltûnhet.
Lássunk két példát a tájhasználati zónarendszer változására. A 19. század második
felének tájhasználati térképe (6. ábra) a szôlô-, gyümölcs- és kertkultúra (1), a szántómûvelés
(2), a homoki legelôk (3) és a mélyfekvésû, laposok, rétségek zónáját (4)
rajzolja ki. A 2. világháború idôszakának tájhasználati térképe (8. ábra) a tájhasználatban
bekövetkezett változások eredményeként már csak három zónát ábrázol: a
szôlô-, gyümölcs- és kertkultúra (1), a szántómûvelés (2), és a mélyfekvésû, laposok,
rétségek zónáját (3). Napjainkban a központi homokvidék — ahol korábban a közösségi
legelôk gyephasználata valamint a szôlô-, gyümölcs- és kertkultúra volt a
jellemzô — már egyre inkább az erdôgazdálkodás színtere a nagyszabású erdôtelepítések
következtében (11. ábra).
Bár a zónarendszer-változásokban kiemelkedô a szerepe, a tájhasználat-változásokért
nem csak a termôhely-minôség — vagy másképp — a talajadottság a felelôs.
Mellette másik két, nem kevésbé fontos tényezô befolyásolja a horizontális tájszerkezet
alakulását.
A tájtörténeti és az elmúlt idôszakok tájhasználat-változásain végigtekintve három
nagyobb tényezôt illetve tényezôcsoportot azonosítottunk a tájváltozások hajtóerejeként.
Ezek:
— termôhely-minôség (agroökológiai potenciál vagy talajadottság)
— antropogén igények és szükségletek
— a tájszerkezet és a mûszaki-települési struktúrák helyzete (forgalmi helyzet,
fekvés)
A termôhely-minôség mint a legfôbb természeti potenciál a mezôgazdaság
lehetôségeit, ezáltal a tanyák földrajzi eloszlását is meghatározta az évszázadok során.
A mezôgazdaság jelentôségének csökkenésével, az agrotechnológiai fejlôdés elôrehaladásával
az idôk folyamán ez a tényezô veszített jelentôségébôl. A mezôgazdaság
azonban soha nem függetlenedhet teljesen a természeti környezettôl (Lóczy 2002),
így — a mai ismereteink szerint — a termôhely-minôség mindig fontos tényezô marad
a tájszerkezet változása szempontjából is.
Tájvédelmi szempontból kiemelendô, hogy a kedvezôtlen termôhelyi adottságok,
a mezôgazdasági mûvelést, a természetes-természetközeli élôhelyek átalakítási lehetôségét
korlátozó hatásuk révén, a természeti területek fennmaradásában játszottak
fontos szerepet. A talajadottságok jelentôsége a tájhasználat és tájszerkezet megváltozásában,
nagyobb (regionális) léptékben is érvényes (Duray 2009).

256 Dóka Richárd, Aleksza Róbert, Kôhalmi Fruzsina, Keveiné Bárány Ilona
A termôhely-minôséghez, talajadottságokhoz való alkalmazkodás a terület- és
környezetpolitika valamint az általuk befolyásolt antropogén igények és szükségletek
változása folytán idôben is változik.
A tájjal — benne a termôhellyel — szemben támasztott antropogén igények és szükségletek
a társadalmi—gazdasági viszonyok függvénye (Duray 2009). A társadalmi—
gazdasági viszonyok változásából következôen az igények és szükségletek is természetszerûleg
változnak nemcsak egy adott földrajzi hely hasznosítási jellege, hanem
a kölcsönhatás erôssége szerint is. Az antropogén igények és szükségletek között a
prioritásokat és a területfejlesztést jellegét meghatározó terület- és környezetpolitika
közel azonos természeti adottságok mellett is eltérô tájalakítást eredményezhet, különbözô
irányba terelve a tájváltozásokat.
A tájszerkezetet és a mûszaki-települési struktúrák elhelyezkedését mint a korábbi
idôszakok tájhasználatából következô földrajzi adottságokat is definiálhatjuk. A földrajzi
adottságok hatása, a központ-periféria viszonyok szerepe közismert (a városok
népesség-vonzó hatása), de kevésbé nyilvánvaló hatásokkal is számolnunk kell: pl.
a tájszerkezeti elemek helyzete, mint a tájhasználat pszichológiai tényezôje, vagy az
„üres tér” vonzereje a tanyásodás kezdeti idôszakában.
A táj változása függ a fejlesztéseket generáló mûszaki-települési struktúrákhoz
viszonyított forgalmi helyzettôl is. A Duna-Tisza közén a települések és az úthálózat
gyepek pusztulásában betöltött kiemelkedô szerepét Révész és munkatársai bizonyították
(Révész et al. 2004).
Tájszerkezet és a mûszaki-települési struktúrák elhelyezkedése, a területi fejlôdés
és területfejlesztés irányító tényezôjeként is értelmezhetô. A tudatos területfejlesztés
régóta alkalmazza a mûszaki-települési struktúrák befolyásolásával a tájhasználatot,
de az ahhoz való alkalmazkodás elôírásával is hatást gyakorolhat a tájhasználatra és
a tájszerkezetre. A mûszaki-települési struktúrákhoz való idomulás spontán folyamat
eredménye is lehet.
A hajtóerôk szerepét összefoglalva megállapíthatjuk, hogy egy adott földrajzi hely
minden egyes jellemzôje: pl. a tájszerkezetben elfoglalt helyzete, termôhely-minôsége,
egyéb természeti és mûszaki potenciálja együtt befolyásolja a hellyel szemben
támasztott antropogén igények és szükségletek érvényesülését. A tájhasználat és annak
változása értelemszerûen szoros kapcsolatban áll az antropogén igényekkel és
szükségletekkel, melyeket a tájváltozások mozgató hajtóerôinek sorában elsôdleges
tényezôknek tekintünk.
Köszönetnyilvánítás
Köszönet illeti: Biró Csaba, Faggyas Szabolcs, Folberth Gergely, Kis János Tamás,
Kitka Gergely, Pálinkás Csaba, Sipos Ferenc, Kiskunsági Nemzeti Park Igazgatóság.

A tájváltozások és a társadalmi—gazdasági viszonyok alakulásának összefüggései ... 257
Irodalom
BAUKÓ T., TÍMÁR J. 1988: Távérzékeléssel kombinált vizsgálati módszer alkalmazási lehetôségei
a tanyák társadalom-földrajzi kutatásában. Alföldi Tanulmányok 12. pp. 160—180.
BELUSZKY P. 2001: A Nagyalföld történeti földrajza. Dialógus Campus Kiadó 274 p.
BERÉNYI I. 1980: A területhasznosítás átalakulásának fôbb irányai az Alföldön. Alföldi Tanulmányok
4. pp. 63—84.
BIRÓ M. 2006: A történeti térképekre alapuló vegetációrekonstrukció és alkalmazásai a Duna-Tisza
közén. Doktori (PhD) értekezés. PTE — Botanikai Doktori Iskola, Pécs 139 p.
BIRÓ M., MOLNÁR ZS. 1998: A Duna-Tisza köze homokbuckásainak tájtípusai, azok kiterjedése,
növényzete és tájtörténete a 18. századtól. Történeti Földrajzi Füzetek 5. pp. 1—34.
BIRÓ M., HORVÁTH F., PAPP O., MOLNÁR ZS. 2006: Tájváltozás vizsgálata az 1780-as évektôl
napjainkig a Duna-Tisza közi hátság egy reprezentatív területén, Fülöpházán. A II. Magyar Tájökológiai
Konferencia összefoglalói. Debrecen, p. 108.
BÜRGI, M., HERSPERGER, M. A., SCHNEEBERGER, N. 2004: Driving forces of landscape change
— current and new directions. Landscape Ecology 19. pp. 857—868.
CSATÁRI B. 2006: A magyar tanyák fejlôdése és napjaink alföldi szórványtelepülései. Tanyakutatás
2005. Kutatási jelentések 5. MTA RKK ATI, Kecskemét pp. 1—18.
CZÚCZ B., RÉVÉSZ A., HORVÁTH F., BIRÓ M., KRÖEL-DULAY GY. 2006: A gyeppusztulás vizsgálatának
elsô tanulságai a Duna-Tisza közén. A II. Magyar Tájökológiai Konferencia összefoglalói.
Debrecen, p. 60.
CZÚCZ B., HORVÁTH F., BIRÓ M., TÔKEI L., NAGY ZS., JUNG A. 2006: A társadalmi—gazdasági
környezet hatása a Duna-Tisza közi gyepterületek pusztulására. A II. Magyar Tájökológiai
Konferencia összefoglalói. Debrecen, p. 75.
DEÁK J. Á. 2003: Landscape Changes of the Lódri-tó — Kisiván-szék — Subasa area in the Dorozsma—Majsain
Sandlands. Acta Climatologica et Chorologica. Universitas Szegediensis, Tom.
36—37. pp. 27—36.
DEÁK J. Á. 2004: Aktuális és tájtörténeti élôhelytérképezés Csongrád környékén. Természetvédelmi
Közlemények 11. pp. 93—105.
DEÁK J. Á., KEVEINÉ BÁRÁNY I. 2006: A talaj és a növényzet kapcsolata, tájváltozás, antropogén
veszélyeztetettség a Dorozsma-Majsa homokhát keleti részén. Tájökológiai Lapok 4. évf. 1. sz.
pp. 195—209.
DURAY B. 2009: Tájdinamikai vizsgálatok — a tájhasználat-változás és regenerációs potenciál összefüggéseinek
modellezése. Doktori (PhD) értekezés. SZTE, Éghajlattani és Tájföldrajzi Tanszék
(Földtudományok Doktori Iskola) Szeged, 136 p.
FÜR L. 1983: Kertes tanyák a futóhomokon. Tájtörténeti tanulmány. Agrártörténeti tanulmányok
12. Akadémiai Kiadó 258 p.
GYENIZSE P., ELEKES T., NAGYVÁRADI L., PIRKHOFFER E. 2008: Pécs alaprajzi fejlôdését befolyásoló
természetföldrajzi adottságok térinformatikai vizsgálata. Területfejlesztés és innováció.
A PTE—TTK—FI Politikai Földrajzi és Területfejlesztési Tanszékének valamint Társadalomföldrajzi
és Urbanisztikai Tanszékének elektronikus folyóirata. 2. évf. 1. szám. pp. 21—34.
HOYK E. 2006: A szárazodás hatása a vegetáció alakulására homokhátsági szikes tavak példáján.
in. Kiss A.—Mezôsi G.—Sümeghy J. (szerk.) Táj, környezet és társadalom: ünnepi tanulmányok
Keveiné Bárány Ilona professzor asszony tiszteletére. SZTE, Szeged pp. 293—303.
IVÁNYOSI SZABÓ A. 2001: Antropogén táj- és életföldrajzi változások a Duna-Tisza közén (tájtörténeti
vázlat). in. Fodor I.—Tóth J.—Wilhelm Z. (szerk.): Ember és környezet — Elmélet, gya-

258 Dóka Richárd, Aleksza Róbert, Kôhalmi Fruzsina, Keveiné Bárány Ilona
korlat. Tiszteletkötet Lehmann Antal professzor úr 65. születésnapjára. PTE—TTK—Földrajzi
Intézet és Duna-Dráva Nemzeti Park pp. 201—207.
JUHÁSZ I. 1998: Kecskemét város építéstörténete. Kecskemét Monográfia Szerkesztôség, Kecskemét,
362 p.
KERTÉSZ Á., PAPP S., SÁNTHA A. 2001: Az aridifikáció folyamatai a Duna-Tisza közén. Földrajzi
Értesítô 50. 1—4. sz. pp. 115—126.
KEVEINÉ BÁRÁNY I., SZEBELLÉDI T., BIRÓ CS. 2004: Tájváltozások a Kolon-tó környékén. Földtani
Kutatás XLI. 3—4. sz. pp. 35—40.
KOVÁCS F. RAKONCZAI 2001: Geoinformatikai módszerek alkalmazása a tájváltozások értékelésében
a Kiskunsági Nemzeti Park területén. A földrajz eredményei az új évezred küszöbén. A
Magyar Földrajzi Konferencia anyaga CD-n. 15 oldal, Szeged
KOVÁCS F. 2008: A vegetáció multispektrális értékelése a Duna-Tisza közén (Nagy idôfelbontású
regionális biomassza-monitoring). In Csorba P. — Fazekas I. (szerk.): Tájkutatás — Tájökológia.
Debrecen. pp. 367—374.
LAMBIN E. F., GEIST H., RINDFUSS R. R. 2006: Local Processes with Global Impacts. In Land-
Use and Land-Cover Change. Springer Verlag, Berlin pp. 1—8.
LADÁNYI ZS. 2008: Természeti értékek vizsgálata a tájváltozás tükrében röszkei mintaterületeken,
IV. Kárpát-medencei Környezettudományi Konferencia, II. kötet pp. 368—374.
LADÁNYI ZS. 2009: Klímaváltozás hatása egy Duna-Tisza közi mintaterületen. In. Kiss T. (szerk.):
Természetföldrajzi folyamatok és formák. Geográfus Doktoranduszok IX. Országos Konferenciájának
Természetföldrajzos Tanulmányai. pp. 93—98.
LETTRICH E. 1968: Kecskemét és tanyavilága. Földrajzi Tanulmányok 8. 125. p.
LÓCZY D. 2002: Tájértékelés, földértékelés. — Dialóg Campus Kiadó, Pécs, 307 p.
MEZÔSI G., KEVEINÉ BÁRÁNY I., GÉCZY R. 1996: The future ecological value of the Hungarian
landscape. Acta Geographica Szegediensis, Tomus XXXV. pp. 21—44.
MUCSI L., KOVÁCS F. 2006: Homokhátsági tanyás térségek tájhasználat változásai. (Fogalmak,
idôtávok, valamint három tanyás pilot-terület jellemzôi és tendenciái légi-ûrfelvételek és digitális
térképek feldolgozása alapján). Tanyakutatás 2005. Kutatási jelentések 1. MTA RKK ATI,
Kecskemét pp. 61—96.
NAGY D. 2003: A történeti tájhasználat és felszínborítás rekonstrukciójának lehetôségei archív térképek
feldolgozásával. Környezetállapot Értékelési Program keretében készült pályázati tanulmány.
(http://www.kep.taki.iif.hu)
PÁNDI I. 2006: Dél-Kiskunsági homokbuckások vegetációja és tájhasználat-története. A II. Magyar
Tájökológiai Konferencia összefoglalói. Debrecen, p. 90.
RAKONCZAI J. 1997: A mintaterület kiválasztásának szempontjai és földrajzi jellemzése. In. MEZÔ-
SI G. — RAKONCZAI J. (szerk.): Geoökológiai térképezés elmélete és gyakorlata. JATE, Szeged
pp. 79—80.
RAKONCZAI J. — BÓDIS K. 2001: A geoinformatika alkalmazása a környezeti változások kvantitatív
értékelésében. A földrajz eredményei az új évezred küszöbén. A Magyar Földrajzi Konferencia
anyaga CD-n 19 oldal, Szeged
RÉVÉSZ A., CZÚCZ B., HORVÁTH F. 2004: A települések és az úthálózat szerepe a Duna-Tisza
közi természetközeli gyepek pusztulásában. I. Magyar Tájökológiai Konferencia összefoglalói,
Szirák, pp. 59.
SCHRETT A. 2005: Vízhiány okozta élôhelyváltozások a Kiskunsági-homokháton. ÖKO. 13. évf.
1—2. sz. pp. 100—119.
SZABÓ J. ÉS MTSAI 1994: Magyarország AGROTOPO-adatbázisa. — Készült az MTA TAKI GIS
Laborjában Szabó József vezetésével, Budapest

A tájváltozások és a társadalmi—gazdasági viszonyok alakulásának összefüggései ... 259
SZILASSI P. 2006: A területhasználat változása és az agroökológiai potenciál kapcsolata a Balatonvízgyûjtôjén.
In. Csorba P.—Fazekas I. (szerk.): Tájkutatás — Tájökológia. Debrecen, pp.
103—111.
TÍMÁR J. 1993: Az alföldi szuburbanizáció néhány sajátossága. Alföldi Tanulmányok 15. pp.
217—232.
VARGA Á. 2009: Vizes élôhelyek a Duna-Tisza közén, egy kiskunhalasi mintaterület példáján. in.
Kiss T. (szerk.): Természetföldrajzi folyamatok és formák. Geográfus Doktoranduszok IX. Országos
Konferenciájának Természetföldrajzos Tanulmányai. pp. 99—111.
VÁMOS T., KEVEINÉ BÁRÁNY I. 2009: Az élôhelyek és a talajvíz összefüggése a Pusztaszeri Tájvédelmi
Körzetben. Tájökológiai Lapok 7. évf. 1. sz. pp. 103—115.
ZSÁKOVICS G., KOVÁCS F. KISS A. 2009: A szárazodás veszélyének többszempontú térbeli elemzése
a Duna-Tisza közén. Tájökológiai Lapok 7. évf. 1. sz. pp. 117—126.

Térinformatikai adatkonverzió a
Csörsz-árok példáján
Csabainé Prunner Andrea, Harkányiné Székely Zsuzsanna, Füleky
György, Bagi Katalin
1. A kutatási terület bemutatása
A Csörsz-árok vagy más néven Ördög-árok az egyik legmonumentálisabb Kárpát-medencei
építmény, mai tudomásunk szerint ókori sánc-árok rendszer, ami végighúzódik
az országunkon. Magyarország területén a Dunakanyar vidékérôl indul
ki, és végighalad az Alföld északi részén, majd délre fordul és az országhatáron
kilépve éri el az Al-Dunát (2. ábra) (Soproni, 1969.) A Duna-Tisza közi szakaszt,
ahol három sánc fut párhuzamosan, Csörsz-ároknak, a Tiszántúlit, ahol 2—4 sánc
halad párhuzamosan, (a negyedik Magyarországon kívül Románia területén fut)
Ördög-ároknak nevezi a népnyelv. Az elôbbi osztás tovább bontható: a Duna-Tisza
közi Kisárokra és Csörsz-árokra, a Tiszántúli bánátira és Berettyó-, Körös-menti
Ördög-árokra. Egy másik felosztás a Tiszántúli sáncokat legbelsô, belsô, és külsô
szakaszra osztja. A sánc nem minden helyen követhetô nyomon egyértelmûen, egyes
szakaszok megsemmisültek, betemették, beszántották, így csak fúrásokkal, kartográfiai
módszerekkel, légi felvételek segítségével lehet következtetni a nyomvonalra.
(Garam—Patay—Soproni, 2003.)
Az egész árokrendszer hossza 1260 km, szélessége 3,4—10 m között változik,
mélysége 1,5—3 m a jelenlegi szinttôl mérve. A megmaradt sáncok kb. 2 méter magasságúak
(Istvánovits—Kulcsár, 2000.) A sánc Ny!K irányú szakaszán (Dunakanyar
— Debrecen, Újfehértó) az árok a sánc északi oldalán, míg az É!D irányú (Debrecen
! Al-Duna) esetén a keleti oldalon található. (Soproni, 1969.) Kutatásunkat
az árok Gödöllô—Valkói szakaszán végezzük (1. ábra).

262 Csabainé Prunner A., Harkányiné Székely Zs., Füleky Gy., Bagi K.
1. ábra. A Csörsz-árok Gödöllô környéki szakasza.
2. ábra. Csörsz-árok elhelyezkedése (Soproni, 1969 nyomán).

Térinformatikai adatkonverzió a Csörsz-árok példáján 263
2. Célkitûzések
A feltehetôen szarmata kori és feltehetôen védmû, egész Magyarországon átfutó
jellegzetes sánc-árokrendszer, egységes térinformatikai rendszerbe helyezve a
legkülönfélébb információkat (régészeti, távérzékelési, történelmi térképi, régészeti
leletek, paleobotanikai, paleo-klimatológiai adatok…) nyújtja, melyek segítségével
környezeti rekonstrukció végezhetô el. A környezeti rekonstrukció révén a GIS a
régészet területén is alkalmazhatóvá válik. Reményeink szerint a Csörsz-árok környezeti
rekonstrukciója jó példával szolgál majd, a környezeti rekonstrukció elvégzéséhez.
3. Anyag és módszer
A fent említett adatok egy térinformatikai rendszerbe való megjelenítéséhez adatkonverziós
mûveletekre van szükség. Adatkonverzióra akkor kerül sor, amikor az
adatok (grafikus és alfanumerikus adatok) begyûjtését követôen azokat egy konzisztens
rendszer — jelen esetben a GIS — digitális grafikus és alfanumerikus formátumainak
megfelelô módon abba beépítjük, azaz az adatot egyik formáról a másikra
alakítjuk.
A digitalizálási folyamat manuális és automatizált módon történhet, digitalizáló
tábla és szkenner használatával. A szkennelt raszterképet raszter-vektor konverzióval
átalakíthatjuk, a vektorizálás eredményeképpen lehetôvé válik a grafikus adatok kezelése,
valamint szerkeszteni tudjuk azokat, tulajdonságokat hozzárendelni, rétegeket
hozhatunk létre. A rétegek (layer) olyan szerkezeti elemek, amelyben az igényeknek
megfelelô számú, logikailag összetartozó attributum, egyedi tulajdonság található.
Az adatkonverziós technológia alkalmazásával történô feldolgozás a következô lépésekbôl
áll: adatgyûjtés (szkennelés, raszter—vektor konverzió), szerkesztés (raszter—
vektor állomány kezelés, integrált környezet), tárolás, eredmények megjelenítése
(rajzok, térképek elôállítása). Az adatkonverzó során AutoCAD és ArcGIS 9.0
szoftvereket használtunk.
Kutatásunk során sokfélea adatot használtunk: térképeket, képeket, rajzokat,
dokumentumokat, régészeti és nyelvészeti adatokat.
3.1. Adatgyûjtés
Elsô lépésként a régi térképeket vizsgáltuk meg (Mikovinyi Sámuel térképe 1731,
Marsigli térképe 1741 (3. ábra), Beszédes József térképe 1838), amelyeken az 1700-
as évektôl kezdve nyomon követhetô a Csörsz-sánc-árok-erôd-rendszer ábrázolás.
Érdekes, hogy ezeken a korai térképeken egyértelmûen útként ábrázolják az árkot.

264 Csabainé Prunner A., Harkányiné Székely Zs., Füleky Gy., Bagi K.
3. ábra. Csörsz-árok Marsigli térképén, 1741.
Következô lépésként a rendelkezésre álló három katonai felmérést [Arcanum
2004., 2005., 2007.] vizsgáltuk meg, valamint a helyszínen végzett GPS-es terepbejárás
adatait vetettük össze. Az elsô adatkonverziós probléma az elsô katonai felmérés
(4. ábra) vizsgálata során merült fel, mivel az vetületi alappal nem rendelkezik
és a georeferálás csak nagyon nagy hibával végezhetô el és így az, digitális adatbázisba
nem illeszthetô. Ennek ellenére fontos információt tartalmaz, ugyanis a
vizsgált szakaszon (Gödöllô-Valkó) csak ezen a térképen ábrázolják folytonos jelöléssel
a Csörsz-árkot, melyet az ábrán piros vonallal kiemeltünk.
4. ábra. A Csörsz-árok az elsô katonai felmérésen [Arcanum, 2004.].

Térinformatikai adatkonverzió a Csörsz-árok példáján 265
A második katonai felmérés [Arcanum, 2005.] (5. ábra) már rendelkezik vetületi
alappal, így lehetôvé vált a georeferálása. A vizsgált szakaszon, a helyiek által Ördögároknak
nevezett szakasz jelenik meg, a térképen Kis-árok néven szerepel (6. ábra).
5. ábra. A Csörsz-árok vonala
a második katonai felmérésen.
6. ábra. A Csörsz-árok vonala
a második katonai felmérésen.
A harmadik katonai felmérés [Arcanum, 2007.] szintén georeferált. Itt is látható
a második felmérésen említett rövid szakasz, illetve a GPS-szel felmért szakasztól
északkeletre vélhetôen szintén a Csörsz-árkot fedezzük fel (7. ábra). Ez utóbbi a második
katonai felmérésen és a mai topográfiai térképen útként van jelölve. Ha az
utóbbi két térképet digitálisan egymásra illesztjük, az említett árok és az út párhuzamos
egymással, köztük a távolság 150 m, ami a második katonai térkép pontosságának
hibájából eredhet. A topográfiai és a harmadik felmérésen viszont a két
vonalas elem egybeesik Ahhoz, hogy az egyezôséget bizonyítsuk, terepi felderítésre
is szükség van. A Patay-féle felmérés georeferált térképérôl digitalizáltuk a sánc vonalát.
Mivel ezen szintén volt olyan szakasz, amely egybeesett a már említett útszakasszal,
ez megerôsíti a feltevést, az egyezôségrôl.

266 Csabainé Prunner A., Harkányiné Székely Zs., Füleky Gy., Bagi K.
7. ábra. A Csörsz-árok vonala
a harmadik katonai felmérésen.
8. ábra. A Csörsz-árok vonala
topográfiai térképen.
Átérve a valkói út déli oldalára
szintén megjelenik az árok, amelyet
egyik térkép sem jelöl. Ezt a
vonalat GPS-szel rögzítettük és
beillesztve az eddigi adatbázisba,
kitûnik, hogy a GPS-es felmérés
vonalának szinte tökéletes folytatása.
Topográfiai térképre illesztve
a GPS-es felmérésünk eredményeit,
egyértelmûvé válik, hogy a topográfiai
térképen útként jelölt
vonal, a Csörsz-árok vonala (8.
ábra).
Tovább folytatva a kutatást a
SPOT 5-ös légifelvételeket is
megvizsgáltuk, melyen egyértel-

Térinformatikai adatkonverzió a Csörsz-árok példáján 267
mûen kivehetô a sánc-árok rendszer nyoma (9. ábra), melyet az eltérô színárnyalat
bizonyít.
9. ábra. A Csörsz-árok vonala ûrfelvételen.
4. Eredmények
— Térképi megjelenítések összevetése, az árok vonalának pontosítása
— Terepi GPS —es mérések adatainak összevetése a térképi ábrázolásokkal
5. Távolabbi célok
A további kutatáshoz a régi korok és a mai környezeti (domborzati, klimatológiai,
talajtani, hidrológiai, botanikai, zoológiai) és tértudományi (történelmi és
mai térképek, légi felvételek, ûrfelvételek, GPS- és geodéziai felmérések) adatokat
dolgozunk fel, valamint régészeti leletek nyújtotta információkat, történelmi adatokat,
az árokhoz köthetô mondákat, regéket tanulmányozzuk és a nyelvi vonatkozásokat
is vizsgáljuk.

268 Csabainé Prunner A., Harkányiné Székely Zs., Füleky Gy., Bagi K.
Irodalom
ARCANUM : AZ ELSÔ KATONAI FELMÉRÉS – MAGYAR KIRÁLYSÁG, 2004.
ARCANUM: A Második katonai felmérés: Magyar Királyság és a Temesi Bánság, 2005.
ARCANUM : Harmadik katonai felmérés 1869—1887, a Magyar Szent Korona Országai, 1:25.000,
2007.
GARAM É.—PATAY P.—SOPRONI S. (2003): Sarmatischen Wallsystem im Karpatenbecken. Régészeti
Füzetek Ser. II. No. 23. Magyar Nemzeti Múzeum 191 p.
ISTVÁNOVITS E. — KULCSÁR V. (2000): The history and perspectives of the research of the Csörsz
Ditch. Proceeding of the XVIII th Internatinal Congress of Roman Frontier Studies Held in
Amman, Jordania.
SOPRONI S. (1969): Limes sarmatiae. Archeológia Értesítô 96. kötet 43—52. p.

Madártávlatból a horizontra!
Avagy a tájváltozás értékelésének
horizontális aspektusa(i)
1. Problémafelvetés
Bodnár Réka Kata, Molnár Lajos Szabolcs
A turisztikai szempontú földrajzi vizsgálatok során számos szerzô megállapította,
hogy a turisták körében egy-egy célterület kiválasztásakor mind nagyobb befolyásoló
szerepe van az adott tájnak, pontosabban az „egészséges” tájképi látványnak (Csemez
1996; Csorba — Bodnár 2007). Ez szoros összefüggésben áll azzal a ténnyel, hogy
a stresszel telt, rohanó világunkban egyre több ember vágyik a nyugodt, békés természetbe,
a szép tájképi látványt nyújtó környezetbe.
De melyik táj tekinthetô egészségesnek, és milyen irányban változott az állapota
az elmúlt évtizedekben? Hogyan dönthetô el, hogy egyik tájkép értékesebb, ezáltal
megôrzésre és a turisták számára (is) bemutatásra érdemesebb egy másiknál stb.?
Ilyen és ehhez hasonló kérdések régóta foglalkoztatják a tájkutatókat. Számos
módszer és elképzelés látott már napvilágot arra vonatkozóan, hogy milyen indikátorokkal
fejezhetôk ki és hogyan parametrizálhatók egy-egy táj sajátos jellemzôi,
adottságai, valamint ezek idôbeli változásának tendenciái stb. (Mezôsi 1985; Lóczy
2002; Mezôsi — Fejes 2004; Csorba 2003; 2008).
Számos, a táj vizsgálatával foglalkozó kutatómunka eredményeképpen mára már
jól ismertek és széles kutatói körben elterjedtek a leginkább bevált eljárások, de az
egyes tájvizsgálati módszerek alkalmazásának nehézségei, buktatói is (Kerényi —
Csorba 1993; Bárány-Kevei I. — Botos Cs. 2001; Drexler Sz. — Horváth G. — Karancsi
Z. 2003; Csorba — Lóczy — Mezôsi 2004). E módszerek közös jellemzôjének
tekinthetô a vizsgálati perspektíva is, hiszen a legtöbb esetben a térképész szemével,
azaz felülrôl, madártávlatból szemléljük a vizsgálni kívánt tájat, legyen az pl. a természetes
vegetációt, vagy éppen a területhasználatot (ld. CORINE) elemzô eljárás.
Ugyanakkor, a táj(kép) és a turizmus kapcsolatrendszerének kutatása során gyakran
szembesülünk a vertikális és a horizontális vizsgálati aspektus problematikájával (1.
ábra).

270 Bodnár Réka Kata, Molnár Lajos Szabolcs
1. ábra. A felülnézet és az oldalnézet problematikája
a tájkutatásban.
aspektusú tudományos igényességgel elemezni.
Vagyis nem mindig a térképi a
legcélravezetôbb vizsgálati nézôpont,
hiszen a turista bár szintén használ
térképet, mégis in situ, horizontális
(oldalnézeti) aspektusban — kép(eslap)szerûen,
és nem térképi nézetben
— azaz a maga valójában szemléli a
tájat, s maga a táj is leginkább ilyen
formában (kilátópontok, panorámautak)
fejti ki hatását az emberekre (2.
ábra).
Így joggal vetôdik fel a kérdés,
hogyan lehet és hogyan érdemes a
turistákat vonzó tájképet turisztikai
2. ábra. Ugyanaz és mégis más: a Gulács a 1: 40 000-es turistatérképen és egy hagyományos fotón.
Megjegyzés: A szaggatott piros vonal ugyanazt a területet jelöli eltérô nézôpontból.
(Cartographia Kft. 2005 és Molnár 2007)
2. Alkalmazott módszer
Az általunk használt számítógépes kiértékelô módszer, mûködési elvét tekintve,
a földrajzos körökben már jól ismert GIS szoftverekre támaszkodik, mint ahogy pl.
a CORINE felszínborítási adatbázis is ezeken alapul, azzal a különbséggel, hogy
esetünkben nem egy mûholdfelvétel vagy ortofotó a kiindulási alap, hanem egy hagyományos
értelemben vett fotó, azaz egy horizontális felvétel az adott tájképrôl. A
képfeldolgozás elve tehát ugyanaz, csak a nézôpont változik, az eltérô felhasználási
kör (értsd. turizmus) kívánalmainak megfelelôen.

Madártávlatból a horizontra! ... 271
3. ábra. Az eredeti felvétel,
avagy a módszer elsô fázisa.
4. ábra. RGB-csatornákra bontás
és a Blue tartomány kivonása utáni állapot
az átszínezést követôen.
5. ábra. Osztályba sorolt pixelek,
valamint az elô-, közép- és háttér tagolása.
A hagyományos GIS szoftverek
(pl. ArcView, TAS, IDRISI stb.)
mûködési elve a vektor-, illetve raszteranalízisen
alapul (Detrekôi — Szabó
1995; Kertész 1997; Lóki 1998),
melynek — mint minden elemzô
szoftvernek — természetesen vannak
problémás területei. Ilyen például az
ún. tanulóterületeknek a kijelölése
(Tamás — Diószegi 1996; Tózsa
2001), ahol jelentôs szerepet játszik
az emberi tényezô, vagyis a szakértelem
és a tapasztalat, jártasság ebben a
folyamatban.
Vizsgálataink során a TAS (Ter
rain Analysis System) programot alkalmaztuk,
mivel egyértelmûen alkalmas
a számunkra szükséges feladatok
elvégzésére, ugyanakkor ingyenesen
hozzáférhetô. A következôkben a
módszer egyes lépéseit, vagyis az
elemzés három fázisát a 3—5. ábra segítségével
igyekszünk bemutatni.
A képi feldolgozás során elsô lépésben
az eredeti felvételt (3. ábra)
RGB-csatornákra bontjuk. Az így kapott
ún. hamis színes képek a kiindulási
állapotnak tekintett felvétel egyegy
színtartományának (Red, Green,
Blue) intenzitását mutatják. Az esetek
jelentôs részében, egy-egy fotó
különbözô távolságban lévô tárgyakat,
látványelemeket rögzít, amelyek
különbözô képmélységben elhelyezkedô
objektumokként foghatók fel.
Ezt érzékelteti a távolabbi részletek
„ködössége”, „homályossága”, amit
az egyre nagyobb távolság okoz. Ennek
kiküszöbölésére az eredeti képbôl

272 Bodnár Réka Kata, Molnár Lajos Szabolcs
kivonjuk a Blue csatornát (aritmetikai mûvelet) és kontrasztos palettával átszínezzük
(4. ábra).
Az ily módon kapott kép pixeleit ezután kisszámú csoportba soroltatjuk (4—12),
így a felvétel tartalma erôsen leegyszerûsödik ugyan, de eredeti arányait megtartva
mégis összehasonlíthatóvá, kiértékelhetôvé válik (5. ábra).
Ugyanakkor az 5. ábra az elôtér—középtér—háttér vonatkozásában egy plusz információt
is tartalmaz. Mivel a leegyszerûsített, osztályba sorolt pixelek jobban kirajzolják
a kétdimenziós kép térbeliséget kifejezô három egységét, ezért az ilyen típusú
képtagolásoknál, elemzéseknél gyakran tapasztalható nagyarányú szubjektivitás
(értsd. a kiértékelô személye által hozott döntés) e számítógépes módszer segítségével
nagyban mérsékelhetô úgy, hogy a számítógép mindig ugyanazon szabályok
szerint rajzolja ki a térhatárokat, feltéve, hogy minden esetben ugyanazt a pixeljellemzôt
használjuk az osztályba soroláshoz.
3. Az alkalmazhatóság kérdése és a legfôbb felhasználási területek
Az eljárás a hagyományos fekete-fehér/szépia fotóktól a digitális képekig, a szkennelt
(azaz eredetileg papír alapú) vagy digitális géppel rögzített képekre egyaránt
alkalmazható, ha a két, összehasonlításra kerülô kép azonos (de legalábbis hasonló)
nézôpontból készült.
A módszer alkalmazhatóságának korlátai között azonban meg kell említenünk az
adatok minôségének kérdését. Leegyszerûsítve, azt mondhatjuk, hogy itt is érvényesül
az az alapelv, miszerint az összehasonlíthatóság érdekében a kevésbé részletgazdaghoz
kell egyszerûsíteni/butítani a jobb felbontású képet. A felvételek készítése
során fennálló idôjárási körülmények (páratartalom, napfény iránya, felhôborítottság
stb.) szintén befolyásolhatja a fotók minôségét, de megfelelô szûréssel ezen hatások
nagy része kiküszöbölhetô.
Mindent egybevetve, a módszer alkalmazási területe igen széles. Ezek közül a
turizmus szempontjából is leginkább érdekesek az ún. tájtörténeti kutatások lehetnek
— ahol a táj(kép) idôbeli változásának elemzése képezi a vizsgálatok fô tárgyát (Karancsi
2004, 2006; Karancsi — Kiss 2006), miszerint a tájalkotó elemek aránya alapján
a változás mértéke és iránya is megadható — hiszen egy-egy turisztikai desztináció
története az adott táj átalakulási folyamatán keresztül ismerhetô meg a legjobban.
Mindazonáltal, az „ilyen volt, ilyen lett és miért” típusú számítógépes összehasonlító
képfeldolgozások százalékban is ki tudják fejezni a változás mértékét, ami a
parametrizálás révén újabb lendületet adhat például az erôsen szubjektív tájesztétikai
vizsgálatok minél egzaktabbá válásának is. Egerszalók esetében például az eredeti
tájkép és az új szálloda látványtervének e módszerrel való elemzése során elôre ki-

Madártávlatból a horizontra! ... 273
számítható (lett volna) a leendô beruházás által történô tájképi beépítettség-növekedés,
azaz a változás mértéke és iránya az adott tájképben (6—8. ábra).
Az 1. táblázat adatai szerint megállapítható, hogy az egerszalóki termálszálloda
felépülésével a most bemutatott számítási módszerünket alkalmazva, csupán az addig
érintetlen növényzetre vonatkoztatva, 24,59%-os területcsökkenést kaptunk eredményül.
Összességében, a két kiértékelésre került kép között 49,18% a különbség
a beépítést követôen, vagyis a mintaterület közel 50%-át érintette valamilyen elôjelû
változás.
1. táblázat. Az egyes vizsgálati csoportok változásának mértéke
annak területaránya alapján
Beépítés elôtti állapot Beépítés utáni állapot Változás
Érintetlen növényzet: 81,81% Érintetlen növényzet: 57,22% —24,59%
Bolygatott növényzet: 9,10% Bolygatott növényzet: 25,34% 16,24%
Beépített terület: 9,09% Beépített terület: 17,44% 8,35%
Arra a kérdésre, hogy a 8. ábrán mi tartozik egy-egy vizsgálati csoportba (úgymint
érintetlen növényzet’, ’bolygatott növényzet’, ’beépített terület’), az alábbi választ
adhatjuk. Az eredeti, közel érintetlen növényzetet a fekete szín jelöli, melynek
csökkenése volt a legnagyobb mértékû az építkezés elôrehaladtával. A sárga szín a
már a vizsgálatunk idôpontja elôtt is zavart/bolygatott növényzetet jelenti, melynek
területe az építkezés során növekedett. A fehér szín a gyakorlatilag növényzetmentes,
beépített részeket foglalja magában.
Az így kapott mutatószámok a tájtervezési, tájépítészeti szakma, valamint a döntéshozók
számára is nagyon hasznosak lehetnek, mert a látványtervek segítségével
még az engedélyeztetés fázisában megállapítható, hogy a tervezett beruházás eleget
tesz-e az építési tervekben megfogalmazott sarokszámoknak. Konkrét esetre vonatkoztatva,
például a tervezett szálloda a meglévô tájkép/látvány hány százalékát, a látószög
mekkora szeletét fogja kitakarni, ha felépül, s nem veszélyezteti-e azt túlzott
mértékben. Talán, ha jogilag is szabályoznák (és persze be is tartanák) a tájképi beépíthetôség
sarokszámait, akkor a jövôben elkerülhetôek lennének például az egerszalókihoz
hasonló, tájromboló beruházások is…

274 Bodnár Réka Kata, Molnár Lajos Szabolcs
6. ábra. Egerszalók beépítettségének változása
(http://commons.wikimedia.org).
7. ábra. A fotóelemzés köztes (hamis színes) állapota.
8. ábra. Már számokban (%) is kifejezhetô drasztikus
táj(kép)változás.
Nem csak az eddig említett
szakterületeken vehetjük e metódus
gyakorlati hasznát, hanem
például a növényzet évszakok
szerint változó aspektusainak
vizsgálata során is, mivel
ez az eljárás sokkal olcsóbb,
mint hogy például minden
évszakban légifotót/mûholdfelvételt
készítsünk, illetve
vásároljunk az adott területrôl.
Itt említendô meg pl. a mezôgazdasági
területhasználatban
bekövetkezett változások tendenciáinak
feltárása is, s a sor
még hosszan folytatható.
Végezetül, de nem utolsó
sorban a módszernek azt a jellemzô
tulajdonságát szeretnénk
hangsúlyozni, hogy az
RGB-csatornákra bontás során
a hamis színek segítségével
mennyire mássá, a tekintetet
vonzóvá, elgondolkodtatóvá
tehetô egy-egy turisztikai célterületet
ábrázoló fotó (9—10.
ábra). A felvételeken két portugál
UNESCO Világörökségi
helyszín látható, csak éppen
egy kicsit másként ábrázolva,
melynek elsôdleges célja a figyelem
felkeltése a kor technikai
eszközeinek segítségével.
E képek újszerûsége, szokatlan
színei alkalmasak arra,
hogy megragadják a szemlélô
tekintetét, s ezáltal figyelmét,
gondolatait a képeken szereplô
helyszínekre fókuszálják. A
figyelemfelkeltés ilyen módja

Madártávlatból a horizontra! ... 275
szó szerint új és divatos színeket hozhat a turisztikai desztinációk marketingjébe,
amit jó szívvel ajánlunk például az utazási irodák figyelmébe.
9. ábra. A Belém-torony a Tajo-folyó partján
(whc.unesco.org).
10. ábra. Porto látképe (whc.unesco.org).
4. Összegzés
Vizsgálatunk tanulsága szerint, bármilyen oldalnézeti kép vagy fotó éppúgy elemezhetô
egy hagyományos GIS kiértékelô szoftver segítségével, mint egy térkép
vagy egyéb vertikális nézôpontú adatforrás (pl. légifotó, mûholdfelvétel stb.). A
most bemutatott módszer, mûködési elvét tekintve, a már jól ismert GIS szoftverekre
támaszkodik, mint ahogy pl. a CORINE felszínborítási adatbázis is ezen az
elven mûködik, azzal a különbséggel, hogy esetünkben nem egy mûholdfelvétel vagy
ortofotó a kiindulási alap, hanem egy hagyományos értelemben vett fotó, azaz egy
horizontális felvétel az adott tájképrôl. A képfeldolgozás elve, technikai háttere tehát
ugyanaz, csak a nézôpont változik az eltérô felhasználási kör (értsd. turizmus) kívánalmainak
megfelelôen!
De nem csak a turisztikai kutatásokban vehetjük e metódus gyakorlati hasznát,
hanem például a tájtörténeti, tájesztétikai elemzésektôl kezdve, a tájtervezés-tájrendezés
gyakorlatán keresztül, egészen a területhasználat, vagy például a növényzet évszakok
szerinti habitusvizsgálatáig terjedhet a paletta.
Sôt, az idegenforgalmi marketing területe is egy jó ötletet, és ezáltal újabb lendületet
kaphat, amennyiben felhasználja a módszerünk egyik köztes fázisában részeredményként
kapott hamis színes fotótechnikát a mind hatékonyabb figyelemfelkeltés
érdekében, így fókuszálva a turisták érdeklôdését az éppen propagálni kívánt
desztinációra.

276 Bodnár Réka Kata, Molnár Lajos Szabolcs
Irodalom
BÁRÁNY-KEVEI I. — BOTOS CS. 2001: Landscape-ecological problems in Aggtelek National Park
with special regard to sustainable silviculture., EKOLOGIA/ECOLOGY (BRATISLAVA) 20:
(4) 151—156.
CARTOGRAPHIA KFT. 2005: Balaton-felvidék, Keszthelyi-hegység 1:40 000 turistatérkép. Grafika
Press Nyomdaipari Kft. Budapest, 143 p.
CEMEZ A 1996: Tájtervezés — Tájrendezés. Mezôgazda Kiadó, Budapest 296 p. ISBN 963—7362—
56—8.
CSORBA P. 2003: Lehetôségek a tájképi értékek monetáris kifejezésre, Tájökológiai Lapok, pp.
7—17.
CSORBA, P. 2008: Indicators of landscape functioning, which mark the material and energy budget
in landscapes., methodology of landscape research No.9. Andreychouk, V (Ed.), pp. 128—140.
CSORBA, P. — BODNÁR, R. K. 2007: The European Landscape Convention and Tourism. In: AGD
Landscape & Environment 1. (1) ISSN 1789—4921, Debrecen pp. 75—84.
CSORBA P. — LÓCZY D. — MEZÔSI G. 2004: Recent landscape research in Hungary, BELGEO, pp.
289—300.
DETREKÔI Á. — SZABÓ GY. 1995: Bevezetés a térinformatikába. Nemzeti Tankönyvkiadó, Budapest,
250 p.
DREXLER SZ. — HORVÁTH G. — KARANCSI Z. 2003: Turizmus, természetvédelem és tájhasznosítás
kapcsolata egy nógrádi kistájrészlet példáján, Földrajzi Közlemények 127. 1—4. pp. 45—61.
KARANCSI Z. 2004: A tájesztétika jelentôsége. In: Tájökológiai Lapok. 2 (2): pp. 187—194.
KARANCSI Z. 2006: A tájképek szerepe a tájesztétikai kutatásokban. In: Füleky György (szerk.)
A táj változásai a Kárpát-medencében. Település a tájban. Tokaj.
KARANCSI Z. — KISS A. 2006: Tájesztétikai vizsgálatok a Medves-térség területén: A táj képi szerepe
és a tájképélmény értékelése képeslapokon. In: Csorba P. — Fazekas I. (szerk.): Tájkutatás
— Tájökológia. Rexpo Nyomdaipari Kft., Debrecen, ISBN 978—963—06—6003—7.
KERÉNYI, A. — CSORBA, P. 1993: Investigations of air and ground water pollution of rural environment.,
Landscape and Urban Planning, pp. 97—104.
KERTÉSZ Á. 1997: A térinformatika és alkalmazásai. Holnap Kiadó, Budapest, 240 p.
LÓCZY D. 2002: Tájértékelés, földértékelés, Dialóg Campus Kiadó, Budapest — Pécs, 307 p.
LÓKI J. 1998: A GIS alapjai. Kossuth Egyetemi Kiadó, Debrecen, 158 p.
MEZÔSI G. 1985: A természeti környezet potenciáljának felmérése a Sajó — Bódva-köze példáján.
MTA FKI, Budapest, 216 p.
MEZÔSI G. — FEJES CS. 2004: Tájmetria, Táj és környezet. MTA FKI, Budapest pp. 233—243.
MOLNÁR L. 2007: Regényes park — A Balaton-felvidék múltja és jelene. Kör Alapítvány, Veszprém,
80 p.
TAMÁS J. — DIÓSZEGI A. 1996: Térinformatikai praktikum. DATE — EFE FFFK, Debrecen,
242 p.
TÓZSA I. 2001: A térinformatika alkalmazása a természeti és humán erôforrás-gazdálkodásban.
Aula Kiadó, Budapest, 190 p.
http://commons.wikimedia.org
http://whc.unesco.org

Erdély talajtakarójának változása az
emberi tevékenység hatására
Jakab Sámuel
1. Bevezetés
Ahhoz, hogy fogalmat alkothassunk valamely vidék talajtakarójának az emberi
tevékenység nyomán bekövetkezett változásairól ismernünk kellene a kiindulási állapotot,
a bolygatatlan talajtakarót. Az esetek többségében erre csak közvetett lehetôségeink
vannak. Ilyenek a talajszelvényekben fellelhetô reliktum vonások, a növénytakaró
emberi hatású változásainak feltárása, a területhasznosítás múltjának
ismerete.
Az évszázadok, évezredek folyamán Erdély talajtakaróját ért sokféle hatás közül
csak azokra térünk ki, amelyek gyökeres változásokat okoztak a talajok késôbbi fejlôdésében,
új irányt szabtak annak. Területileg a legnagyobb kiterjedésû és hatásában
is a leglátványosabb változást, kétségtelenül az erdôirtás okozta. Ezt követte a folyószabályozás,
árterületek, halastavak lecsapolása és harmadikként a szôlôtelepítés
és —mûvelés.
A múlt század folyamán a romániai talajkutatók között, sok vita tárgyát képezte
a fekete mezôségi talajok — csernozjomok — (jelen)léte, ezeknek különbözô értelmezése.
Nézetünk szerint a vita fô okát éppen a több évszázados emberi tevékenység
hatásának figyelmen kívül hagyása képezte.(Csapó—NemeÕ 1954, Csapó 1958, Preda
et. al 1962, Cernescu—Conea 1964, Mavrocordat—Nicolau 1964, Jakab et. al. 1969,
Jakab 1972, 1983, 1999). Tulajdonképpen ez a vita késztetett arra, hogy foglalkozzunk
a témával.
Vizsgálódásaink kiterjedtek Erdély egész területére, de tüzetesebben a Szamosok
és az Olt közötti területet vizsgáltuk. Dolgozatunkban bemutatott három talajszelvény
helyét mintaterületnek tekintjük Erdély talajtakarójának értelmezéséhez
(1.ábra). E három szelvény tanulmányozása tárta fel elôttünk leginkább a talajtakaró
mai képe kialakulásának rejtelmeit.

278 Jakab Sámuel
1. ábra. A vizsgált területet ábrázoló térkép.
2. Alkalmazott módszerek
Dolgozatunk megírásához húsz éves nagyléptékû talajtérképezési munkánk
szolgáltatta az alapot. E munkánk alkalmával gyakran tapasztaltuk, hogy azonos talajképzô
kôzeten és domborzati viszonyok között, egymáshoz közel álló mezôgazdasági
hasznosítású területeken különbözô talajok találhatók. Semmilyen természeti
tényezô (általános éghajlati, topoklimatikus, litológiai, domborzati, égtájak szerinti
kitettség) nem indokolja ezeket a különbségeket. Ugyancsak gyakran tapasztaltunk
egyenes vonal mentén húzódó éles átmenetet két talaj között ugyanazon az egyöntetû
domborzati formán. Ilyent a természet magától nem hoz létre. Könnyû volt
rájönnünk, hogy ilyen helyzetek kialakulása, elsôsorban a több évszázados, esetleg
évezredes emberi tevékenység következményeként értelmezhetô.

Erdély talajtakarójának változása az emberi tevékenység hatására 279
Ahhoz, hogy felderítsük azokat az antropogén okokat, amelyek a talajtakaró mai
képének kialakulásához vezettek, az alábbi módszerekhez folyamodtunk:
— közeli erdôk — többé-kevésbé bolygatatlan — talajának tanulmányozása, azért
hogy legalább megközelítôleg ismerjük meg a kiindulási állapotokat;
— községi, egyházi, erdészeti hivatalok, földbirtokosi irattárak okirataiban, történelmi
leírásokban próbáltuk felderíteni az erdôk kivágásának korát, a területek
erdôirtás utáni hasznosításának múltját, szôlôtelepítések, folyószabályozások
korát, halastavak és árterületek lecsapolásának idejét;
— tanulmányoztuk Erdély területén fellelhetô tôzeglápokban végzett, meglehetôsen
gazdag pollenanalízisek eredményeit, amelyek az eljegesedés utáni idôszak
növényzetének múltjáról nyújtanak hasznos információt;
— tanulmányoztuk a geobotanikai kutatásokból levonható következtetéseket,
valamint a fellelhetô régészeti anyagokat.
3. Az ember tájalakító tevékenysége elôtti állapot
A talajtakaró kezdeti állapotáról akkor alkothatunk elfogadhatóan megközelítô
képet, ha ismerjük Erdély növényzetének az utolsó eljegesedés utáni múltját. Ehhez
a pollenanalízisek (BoÕcaiu 1999, Diaconeasa—Ôuteu 1980, Pop 1942, 1960, 1964,
RaÛiu 1969, RaÛiu—Gergely 1981) és a geobotanikai tanulmányok (Borza 1931,
Fekete—Blattnyi 1913, Csûrös 1981, Csûrös — Káptalan 1953, Höhn 1998, Pop et
al. 1983, Soó 1933, 1947, 1949, 1951, S|m|rghiÛan 2005). szolgáltatnak jó alapot.
Az utolsó eljegesedés utáni fokozatos felmelegedés az arktikus-boreális erdôk és
füves növényzet teljes eltûnéséhez vezetett. Dombvidéken ezeket tölgy, szil, hárs
összetételû gyér ligeterdôk váltották fel. Hegyvidéken a lucfenyô lett úrrá. Az erdôhatár
a mainál magasabban húzódott. A meleg és száraz idôszak a sztyepp növényzet
elterjedésének kedvezett. Ebben az idôben képzôdhettek a Mezôségen, a Küküllôk
nyugati dombvidékén, a Székások vidékén s a Hortobágy mentén a csernozjomok,
melyek a késôbbi nedvesebb, hûvösebb, erdôsültebb idôszak(ok)ban kilúgozódtak,
csernozjom barna erdôtalajokká, vagy erdômaradványos csernozjomokká alakultak.
Ezelôtt mintegy 3000—4000 évvel az éghajlat hûvösebb és nedvesebb lett. A ligeterdôk
összefüggô erdôkké váltak. A sztyepp növényzet átengedi helyét az erdônek,
visszahúzódik a meredek verôfényes domboldalakra. A bükk a tölgyes gyertyánosok
és a lucfenyôsök közé ékelôdve külön sávot képez. Idôközben különösen fontos
tényezôként megjelenik a történelem elôtti ember, aki a csiszolt kôkorszakból átjut
a bronz-, majd pedig a vaskorba. Fokozatosan egyre aktívabb — egyelôre öntudatlanul
— környezetének átalakítójává válik.
A történelem elôtti ember számára a ligetes erdô volt a legvonzóbb. Erdélyben
a Mezôség volt az a tájegység, amely legkedvezôbb körülményeket nyújtott számára.

280 Jakab Sámuel
Itt kezdte el legkorábban az ôsnövényzet megváltoztatását, az erdôk irtását. A megtelepedett
emberi közösségek a természeti viszonyoknak alárendelt állapotukból
egyre inkább tudatos természetalakító tényezôvé válnak. Kezdetben ez jelentéktelen
lehetett, de a vaskor végétôl, a mezôgazdaság kezdeti térhódításával a növényzet fejlôdése
egyre inkább az emberi tevékenység hatása alá került. Csak a nehezen megközelíthetô,
a településektôl távol esô területeken maradhatott fenn érintetlenül a
növénytakaró. Mivel a növényzet fontos talajképzô tényezô, így a talajok fejlôdésé
is, óhatatlanul az emberi tevékenység hatása alá került. A legmélyebbre ható változást
a talajtakaróban, kétségtelenül, az erdôirtás váltotta ki, amely gyökeresen megváltoztatta
a talajok vízháztartását. A domborzati viszonyoknak igen jelentôs szerepe
volt a vízháztartás további alakulásában, tehát abban is, hogy a talajfejlôdés milyen
irányba terelôdik. De a talajok fejlôdése az erdôk kivágása után, a tengerszint feletti
magasság, s a domborzati viszonyok figyelembe vételével, attól is függött, hogy miképpen
és milyen hosszú ideig használta az ember az egyes területeket.
4. Az erdôirtás hatása
Feltehetôen már a kevéssé ismert prehisztorikus ôslakók (kelták, szarmaták,
géták) is irtották az erdôket, valószínûleg égetéssel. Jelentôs szerepet játszott az erdôirtásban
a római uralom. A népvándorlási mozgalmak, a különbözô pásztornépek
váltakozó uralma a legeltethetô területek állandó növelésével járt. Ez teremtette meg
a Maros és a Szamosok között elterülô mai Mezôséget. Az itteni egykori erdôkrôl
az erdômaradványos csernozjomok, -réti csernozjomok és csernozjom barna erdôtalajok
tanúskodnak.(Jakab et al. 1969, Jakab 1972, 1983).
A XII. század közepétôl a Küküllôk mentére, a Barcaságba, Beszterce és Szászrégen
környékére szászokat telepítenek, akiknek szántóra, legelôre és szôlôtelepítésre
alkalmas területre volt szüksége, természetesen az erdô rovására.
A legtöbb erdô azonban a XIX. században és a XX. század elején vált a fejsze áldozatává.
(Bedô 1896, Borza 1944, Fekete—Blattnyi 1913, Jakab 1965, 1999). Az
erdô csak ott és akkor regenerálódott, ahol és amikor szakszerû volt a kitermelés,
kellô magfa megtartásával, a legeltetés és makkoltatás megtiltásával. Ezeken a helyeken
a talajtakaró nem szenvedett lényeges változást, az erdô regenerálódásával
maga a talaj is regenerálódott. Ahol nem így jártak el, ott az erdôk helyén az erdôöv
lágyszárú növényközösségei terjedtek el. A gyepek típusát meghatározó domináns
fajok a tengerszint feletti magasság szerint változnak, más-más összetételû növénytársulást
alakítva ki (Höhn 1998), s ennek függvényében különbözô talajképzôdési
folyamatok indultak be.

Erdély talajtakarójának változása az emberi tevékenység hatására 281
5. Folyószabályozás, árvízjárta területek és tavak lecsapolása
A talajtakaró megváltozására igencsak gyökeres hatással volt a folyószabályozás,
az árvízjárta területek és tavak lecsapolása. Az elsô folyószabályozások a XIX. század
végén kezdôdtek a Bánságban és a Partiumban. A XX. század folyamán, különösen
annak második felében történtek nagyobb méretû folyószabályozások (Maros, Olt,
Szamos, Küküllôk, több kisebb folyó és patak).
Okiratok, helynevek sokasága, régi térképek tanúsága szerint egykoron a Mezôség
valóságoz halastóvilág volt. A XIX. században megkezdôdött a tavak lecsapolása
s folytatódott a múlt század közepéig, amikorra már csak néhány halastó maradt
meg hírmondónak. Az egykori több száz csillogó tavak helyett jórészt csak „tósrétek”
süppedékes semlyékei maradtak meg (Ifj. Xantus 1962).
6. Szôlôtelepítés és —mûvelés
Nagyobb szôlôtelepítések Arad-hegyalján, Nagyenyed környékén, a Küküllôk
mentén, Beszterce és Szászrégen környékén, a Szamos-menti hátságon, a Nagykároly—Érmihályfalva
vidékén s aránylag kisebb területeken a Mezôségen. A szôlôt itt
kizárólag verôfényes, meglehetôsen meredek lejtôkre telepítették, már eleve sekélyebb
szelvényû talajokra, amelyek a hegy-völgy irányú mûvelés nyomán hamar a
talajpusztulás színterévé váltak, a lejtô aljában pedig lejtôhordalékként halmozódott
fel a lepusztult talaj.
7. Az emberi tevékenység talajmódosító hatása
különbözô domborzattípusokon
A talajtakarónak az emberi tevékenység hatására végbement változását négy
domborzati formacsoportra koncentrálva mutatjuk be:
a) a dombvidék és az intrakárpát medencék árterülete;
b) délies kitettségû domboldalak;
c) északias kitettségû domboldalak;
d) vulkáni platók, folyók magas teraszai és az intrakárpát medencék hegylábsíkjai.
E különbözô domborzati formákon a talajképzôdési folyamatok eleve eltérôek
voltak. A domborzattól a legnagyobb mértékben függött az is, hogy az ember mikor
és hogyan vette birtokába, mire használta az egyes felszíni formákat. A változások
annál látványosabbak, minél régebbi az emberi beavatkozás. Nem térhetünk ki va-

282 Jakab Sámuel
lamennyi lehetséges változásra. Csak a lényegesebb változási irányokat vázoljuk fel
a négy domborzati csoport esetében.
a) A dombvidék és intrakárpát medencék árterülete
Ezeknek az árvízjárta területeknek berekerdeit a történelmi idôk során aligha
bántotta az ember. Nagyobb fokú pusztításukra a múlt században került sor. A folyószabályozási,
árvíz mentesítési munkálatok (pl. Ecsedi-láp lecsapolása, Béga szabályozása)
hatására történt változások nagyobb részét a XIX. század vége felé s a
XX. század elején hajtották végre, de kisebb méretû munkálatok egészen a múlt század
végéig történtek. Aszerint, hogy a talajvíz hatás állandó vagy pedig csak tartósan
idôszakos volt-e, avagy lecsapolt halastó iszapja a kiindulás, a vízrendezési munkálatok
nyomán három hidromorf talajsor alakul(hatot)t ki, s mind a háromnál a
csernozjom képzôdés irányába tart a talajfejlôdés, az alábbiak szerint:
1. Tôzegláptalaj 6 rétiláptalaj 6 lápos réti talaj 6 réti talaj 6 csernozjom réti talaj6
réti csernozjom
2. Tavi iszap6 lápos réti talaj6 réti talaj6 csrnozjom réti talaj6 csernozjom
3. Réti talaj 6 csernozjom réti talaj 6réti csernozjom6csernozjom.
Hogy e sorok melyik tagja fordul elô valamely helyen, az az idô függvénye.
b) Délies kitettségû domboldalak
A szántóvetô tevékenységre rátérô ôseink ezeknek a jobban felmelegedô lejtôknek
alsó, lankásabb részét vették legelôször mûvelésbe. Amióta feltalálták a váltóekét,
azóta e lejtôk felsô, meredekebb felét is, sokhelyütt, mûvelni kezdték. A híres Küküllô-menti
és Beszterce-Szászlekencei borvidék szôlôsei, csaknem kivétel nélkül,
ezekre a domboldalakra települtek. Ahová nem telepítettek szôlôt, ott többnyire
juhokat és szarvasmarhát legeltettek. Tavasszal itt kezdték el legkorábban a legeltetést,
amikor még zsenge volt a fû, és gyakran a megengedettnél számosabb állattal
terhelték a legelôket. Csakhamar úrrá lett az erózió. Az amúgy is eleve sekélyebb,
lazább talaj könnyen lemosódott, gyakran az ágyazati kôzetig, és jobbik esetben, lejtôhordalékként
halmozódott fel a lejtôk aljában. A hegy-völgy irányú szôlô-mûvelés
igencsak kedvezett az eróziónak.
Az erdôk kivágása elôtti talaj a barnaföld (Ramann-féle barna talaj) volt. Az emberi
tevékenysége nyomán többféle talajsor is kialakulhatott, aszerint, hogy mióta
irtották ki az erdôt, és hogy mire és meddig használták a területet. Legáltalánosabb
az alábbi három talajsor követhetô nyomon a lejtô felsô szakaszától az alsó szakasz
felé haladva:

Erdély talajtakarójának változása az emberi tevékenység hatására 283
1. Barnaföld 6 forgatott talaj 6 karbonátos földes kopár 6 betemetett barnaföld 6
nyers lejtôhordalék6 lejtôhordalék talaj 6 csernozjom
2. Földes kopár 6 humuszkarbonát talaj (karbonátos csernozjom) vagy mészlepedékes
csernozjom
3. Barnaföld 6 újrameszesedô barnaföld 6 mészlepedékes csernozjom
Napjainkban legelterjedtebb a karbonátos földes kopár, s csak az eróziótól megkímélt
helyeken találunk a csernozjom stádiumig eljutott talajfoltokat.
c) Északias kitettségû domboldalak
Ezeken a területeken maradt meg a legkésôbbi idôkig az ôsi fás vegetáció. Tengerszint
feletti magasságtól függôen az uralkodó talajtípus az erdôkben az agyagbemosódásos
barna erdôtalaj és annak podzolos változatai.
Az erdôk irtását legkorábban a Mezôségen kezdte el ember. A több évszázadon
keresztül buja lágyszárú növényzettel borított legelôk, kaszálók alatt, elsôsorban az
északi, északkeleti és keleti kitettségû, lankásabb lejtôszakaszokon erôteljes humuszosodás
volt jellemezô. Az egykori erdôtalajok csernozjomosodásának vagyunk
tanúi. Létrejöttek a mélyen humuszos csernozjom barna erdôtalajok, gyakran ezek
pszeudoglejes (réti) változatai és/vagy a — helytelenül — kilúgozott csernozjomnak
nevezett talajok. Jól szemlélteti ezt a Nagysármás határában leírt három szelvény:
P.96, P.97 és P.98 amelyekben nyomon követhetôk azok a változások, amelyek az
idô függvényében végbementek (2. ábra és 3. ábra).
Az erdôben leírt P.97-es szelvény erôsen podzolos agyagbemosódásos barna
erdôtalaj (Albic luvisol), a P. 98-as szelvény agyagbemosódásos barna erdôtalaj
(Haplic luvisol); területérôl a XIX. század második felében vágták ki az erdôt, s a múlt
század közepéig legelônek használták, míg a P.96-os szelvény agyagbemosódásos
csernozjom (Luvic chernozem), ahol a XVII. században már legelô volt, s a buja gyeptakaró
a XX. század közepéig tartott.
A három talaj az erdô kivágása elôtt azonos kellet hogy legyen, vagyis a P. 97-es
szelvényhez hasonló podzolos agyagbemosódásos barna erdôtalaj. A két utóbbi
talajszelvény a felhalmozódási (Bt) szintjében ôrzi az egykori, erdôirtás elôtti, talaj
ismérveit; jobban a P.98-as, az erôteljes humuszosodás miatt, elmosódottabban a
P.96-os szelvény. A podzolosodás halvány nyomai is felismerhetôk még a XIX. század
végén kivágott erdô helyén levô talajban (1—2. táblázat).

284 Jakab Sámuel
2. ábra. Basa domb észak-északkeleti lejtôje Nagysármás határában.
96—97—98 talajszelvények. 1 — erôsen podzolos agyagbemosódásos barna erdôtalaj (albic
luvisol); 2 — agyagbemosódásos barna erdôtalaj (haplic luvisol); 3 — mélyen humuszos
agyagbemosódásos enyhén réti jellegû csernozjom. — — — talajtípusokat elválasztó határ.
3. ábra. A 97-es, 98-as és 96-os talajszelvény fontosabb fizikai és kémiai tulajdonságainak
változását ábrázoló görbék.

Erdély talajtakarójának változása az emberi tevékenység hatására 285
1. táblázat. A nagysármási Basa dombja talajszelvényeinek szemcseösszetétele
97
Albic
luvisol
9
98
Haplic
luvisol
9
Talajtípus
Genetikai
talajszint
Mintavétel
mélység
cm
2—02
mm
Szemcse frakciók
Homok Por Agyag
0,2—0,02
mm
0,02—0,01
mm
0,01—0,002
mm

286 Jakab Sámuel
98
Haplic
Luvisol
9
96
Luvic
chernozem
Talajtípus
Genetikai
talajszint
Minta
mélység
cm
Kationkicserélô kapacitás
mgeé/100g talaj
Ca ++ Mg ++ K + Na + H +
Tmgeé V%
Ap 0—18 15,10 3,72 0,27 0,10 10,78 29,97 64,0
Ao 22—37 15,70 1,31 0,19 0,10 10,98 28,28 60,0
El/B 40—55 15,80 1,65 0,22 0,10 9,60 27,37 64,9
Bt(g) 80—95 24,30 1,50 0,34 0,15 9,25 35,54 74,0
Bv 125—140 20,12 2,31 0,27 0,15 5,51 28,36 80,6
Ap 0—20 28,00 5,58 0,43 0,05 3,85 37,91 89,8
Am 38—53 27,20 3,25 0,36 0,10 6,25 37,16 83,2
A/B 60—75 27,50 3,05 0,41 0,15 5,58 36,69 84,8
Bt(g) 85—100 27,60 2,42 0,29 0,10 5,60 36,01 84,5
Bv 120—135 21,50 1,98 010 0,00 4,39 27,97 84,3
A elôbbiekben leírt eset a legáltalánosabban elterjedt jelenség a szénsavas meszet
is tartalmazó pellites üledékeken képzôdött talajok esetében.
A mai jellegzetes talajsor az alábbi:
1. Podzolos agyagbemosódásos barna erdôtalaj 6 gyengén podzolos agyagbemosódásos
barna erdôtalaj 6 agyagbemosódásos barna erdôtalaj 6 mélyen humuszos agyagbemosódásos,
enyhén réti jellegû csernozjom.
A hosszan elnyúló lankás lejtôk alsó felében erôteljesebb a vízhatás s a következô
talajsor követhetô:
2. Podzolos agyagbemosódásos barna erdôtalaj 6 pangó vizes agyagbemosódásos barna
erdôtalaj 6 réti csernozjom.
d) Vulkáni platók, folyók magas teraszai
és intrakárpát medencék hegylábsíkjai
A XVIII. századig a vulkáni fennsíkokat, a folyók magas teraszait s az intrakárpát
medencéket övezô hegyláb síkokat bükk és fenyô borította. Ezeknek talaja azonos
lehetett a hasonló fekvésû mai erdôk talajával, vagyis erôsen differenciált textúrájú
erôsen podzolos agyagbemosódásos barna erdôtalaj (Albeluvisol). A XVIII. és XIX.
század folyamán több ezer hektáron vágták ki az erdôket. Az így nyert területeket
többnyire legelônek használták. A megváltozott, megromlott vízgazdálkodási viszonyok
a pangó-vizesedés irányába tolták a folyamatokat. Ez a szôrfû (Nardus
stricta) és a gyepes sédbúza (Deschampsia caespitosa) elszaporodásának kedvezett.
(Jakab 1965). A folyamat elôrehaladtával a szôrfüvesedéssel párhuzamosan a talaj

Erdély talajtakarójának változása az emberi tevékenység hatására 287
és növényzet leromlásának sajátos kísérôjeként megjelenik a honcsokosodás (Jakab
1965).
Enyhe lejtésû hegyvidéki tarvágások helyén, a szôrfüvesedés gyakran láposodásban,
tôzegesedésben végzôdik. Ahol a csapadékviszonyok is kedvezôek a folyamat
gyorsan, akár néhány évtized alatt is végbemehet.
Az erdôirtás után az alábbi talajsor alakul(hat) ki:
Erôsen podzolos agyagbemosódásos barna erdôtalaj 6 pangó vizes podzolos agyagbemosódásos
barna erdôtalaj 6 lápos podzol 6 láptalaj. (Pl. Gyalui-havasok, Hideg Szamos
forrásvidéke).
Ugyancsak emberi hatással is magyarázható Erdély dombvidékein a talajok mélységére
vonatkozó megfigyelésünk. Ezt a 4. ábra szemlélteti három lejtô- kategória
csoportban leírt több mint 1800 szelvény mérési adatai alapján. Amellett, hogy jól
látható a természetes környezeti tényezôk égtájak szerinti eltérôségének meghatározó
szerepe a talajok mélységének kialakulásában, nem szabad szem elôl tévesztenünk az
antropogén hatást sem. Ez a déli és a nyugati fekvésû domboldalak talajmélységének
hasonlóságában nyilvánul meg, ami részben azzal is magyarázható, hogy e két,
jobban felmelegedô domboldalt mûveli az ember a legrégebbi idôk óta, így a talajpusztulás
is itt volt a leghatásosabb. (4. ábra).
4. ábra. A talaj mélységének változása a lejtô meredeksége és az égtájak szerinti kitettségtôl
függôen az Erdélyi- dombvidéken.

288 Jakab Sámuel
8. Következtetések
1. Erdély talajtakarója, döntô többségében, többé-kevésbé, magán viseli az
emberi beavatkozás hatását.
2. A leggyökeresebb, legnagyobb területre kiterjedô változásokat az erdôirtás
okozta. Ezt követte a vízjárta területek lecsapolása, a folyószabályozás, a
szôlôtelepítés és —mûvelés.
3. Dombvidéken az erdôk kivágását követô egykori erdôtalajokban a folyamatok
a csernozjomok képzôdése irányába haladnak.
4. Lapos fennsíkokon a láposodás irányába tolódnak a folyamatok
5. A talajtakaró változásainak iránya minden esetben erôsen domborzatfüggô.
6. Összességükben, Erdély mezôgazdaságilag hasznosított területeinek talajai,
kevés kivételtôl eltekintve, emberhatású másodlagos képzôdményeknek
tekinthetôk
Irodalom
BEDÔ A.(1896): Magyar állami erdôségek gazdasági és kereskedelmi leírása. II. kötet. Az erdôk
törzskönyve II. rész. P. 512.
BORZA, Al.(1931): Die Vegetation und Flora Rumäniens, Guide de la VI e excursion phytogéographique
internationale, Cluj, 1—55.
BOÔCAIU, N. (1999) : Symphytosociologie et palynologie pour l’interpretation du paysage
végétal actuel, Braun-Blanquetia 24, Camerino, 35—41.
CERNESCU, N., CONEA, A. (1964): Bassin de Transylvanie (Sols). Guide des excursions, 2.
VIII e Congrès International de la Science du Sol, Bucarest, 91—108.
CSAPÓ, M. I. (1958): Talajtan. Edit. Academiei, BucureÕti, p.646.
CSAPÓ, M. I., NEMEÔ, M. (1954): Nomenclatura Õi clasificarea solurilor din Ardeal. Studii Õi
Cercet|ri ÔtiinÛifice. 3—4.
CSÛRÖS I. (1981): A Nyugati-Szigethegység élôvilágáról. Tudományos és Énciklópédiai Könyvkiadó,
Bukarest. p.304.
CSÛRÖS, ÔT., KÁPTALAN M. (1953): Cercet|ri asupra vegetaÛiei terenurilor dispuse eroziunii
Õi erodate din Câmpia Ardelean|. Studii Õi Cercet|ri ÔtiinÛifice. Edit. Academiei Republicii
Populare Române, 208—230.
DIACONEASA, B., ÔUTEU, ST. (1980): Analiza palinologic| a fânaÛelor turboase de pe raza comunei
Deda (jud. MureÕ). ContribuÛii botanice Univ. Cluj-Napoca, Gr|dina botanic|. 57—61.
FEKETE L. — BLATTNY T. (1913): Az erdészeti jelentôségû fák és cserjék elterjedése a magyar
állam területén, I.II. A Magyar Királyi Földmûvelési Minisztérium Kiadványa. Selmecbánya.
HÖHN M. (1998): A Kelemen-havasok növényzetérôl. Mentor Kiadó, Marosvásárhely, p.114
JAKAB S. (1965): Studiul pedogeografic al podiÕului vulcanic de la B|ile Homorodului (Platoul
Cekend). ÔtiinÛa Solului vol—3. nr. 2. BucureÕti, 168—180.
JAKAB S. (1972): ObservaÛii pedogeografice Õi pedomorfogenetice în Câmpia Transilvaniei.
ÔtiinÛa Solului, vol. 10. nr.3. BucureÕti, 55—69.

Erdély talajtakarójának változása az emberi tevékenység hatására 289
JAKAB S. (1983): InfluenÛe antropice în pedogeneza Õi eroziunea solului din regiuni colinare Õi
deluroase. PublicaÛiile Societ|Ûii NaÛionale Române de ÔtiinÛa Solului, 21C. BucureÕti. 53—59.
JAKAB S. (1999): Az erdélyi táj változásai a 19. és 20. században. In „A táj változásai a Kárpátmedencében”
(szerk. Füleky), Gödöllô. 183—188.
JAKAB S.— BENDE A.— SIGHISOREAN V.— PÉTER B.(1969): ConsideraÛii fizicogeografice
asupra evoluÛiei solurilor din zona central-estic| a Câmpiei Transilvaniei. Analele Institutului
pt. Cercet|ri de Îmbun|t|Ûiri Funciare Õi Pedologie. Pedologie II.(XXXVI) BucureÕti, 181—
192.
MAVROCORDAT, G. — NICOLAU, M. (1964). Caracterizarea solurilor din sud-vestul Câmpiei
Transilvaniei (Turda-Câmpia Turzii). ÔtiinÛa Solului1. BucureÕti. 12—25.
POP, E. (1942): ContribuÛii la istoria p|durilor din nordul Transilvaniei. Bul. Gr|dinii Botanice
Õi al Muzeului de botanic| de la Universitatea Cluj XXII., 101—177.
POP, E. (1960): MlaÕtinile de turb| din R.P.România. Edit. Acad.R.P.R. p. 510.
POP, E. et al.(1964): Cercet|ri asupra ploilor de polen din Câmpia Ardealului Õi depresiunea Baia
Mare. Studia Univ. BabeÕ-Bolyai s. Biol.2. Cluj-Napoca 39—48.
POP, I., CRISTEA, V., HODIÔAN, I., RAÚIU, O. (1983): Studii biologice asupra florei Õi vegetaÛiei
din lacurile de la Ocna Dej Õi Sic (jud. Cluj). ContribuÛii Botanice, Univ.„BabeÕ-Bolycai”,
Cluj-Napoca. 45—64.
RAÚIU, F. (1969): Cercet|ri palinologice în complexul eutrof VoÕlobeni. ContribuÛii Botanice,
Univ. „BabeÕ-Bolyai” Cluj-Napoca. 65- 73.
RAÚIU, F., GERGELY I. (1981): Fitocenoze caracteristice mlaÕtinilor eutrofe din bazinul inferior
al Ciucului. ContribuÛii botanice. Univ. BabeÕ-Bolyai, Gr|dina botanic|, Cluj. 59—83.
S{M{RGHIÚAN, M. (2005): Flora Õi vegetaÛia v|ii Gurghiului. University Press, Târgu MureÕ.
P. 510.
SOÓ R. (1933): Floren- und Vegetationskarte des historischen Ungarns. A debreceni Tisza István
Tud. Társ. Honismertetô Biz. VIII. 30. 1—35.
SOÓ R. (1947): Közép-Erdély erdei növényszövetkezetei és azok jellemzô fajai. Erd. Kisérletek,
XLVII. 1—58.
SOÓ R. (1949a): Les associations vegetales de la moyenne Transylvanie II. Acta Geobot. Hung.
V. Debrecen. 3—107.
SOÓ R. (1951): Les associations vegetales de la moyenne Transylvaniae I. Les associations forestièrs,
„Ann.Hist. Nat. Mus.Nation.Hung.” I. Bp.1. 1—72.
SZABÓ, M. (1995): Ember és táj az Erdélyi-Mezôségen a XVIII — XIX. században.Valóság. 9. sz.,
33—44.
SZABÓ, N. (1998): Omul Õi natura în Câmpia Transilvaniei (1701—1918). Anuarul Institutului
de Cercet|ri Socio-Umane „Gheorghe Ôincai). Târgu MureÕ, 253—278.
TONK, S. (1994): Táj és ember az Erdélyi-Mezôségen a középkorban. Korunk 9. sz. 23—32.
XÁNTUS J. Ifj. (1962): Tündérszép tájakon. Ifjusági Könyvkiadó Bukarest, p. 228.

Tájváltozás vizsgálata
a Szabadkígyósi pusztán
Barna Gyöngyi
1. Bevezetés
Manapság minden változik körülöttünk, van, ami lassabban (e mögött legtöbbször
természetes folyamatok állnak), van, ami viszont jóval gyorsabban (az emberek
egyre nagyobb mértékû környezet-átalakító tevékenysége folytán). A tájváltozás
alapvetôen természeti folyamat, ami antropogén okok következtében jelentôsen felgyorsulhat
és nagy mértékûvé is válhat. A hétköznapi emberek, de sokszor a kutatók
sem gondolják, hogy a klíma- és a környezeti változások milyen nagy átalakulásokat
tudnak okozni a tájban. Ennek a változásnak a bemutatását kísérlem meg a Szabadkígyósi
pusztán, ahol az 1970-es években történtek mintavételezések. Akkor más
célból végeztek kutatásokat, de a mérési pontok teljes azonosíthatósága lehetôvé
tette, hogy ezeket az adatokat referenciaként alkalmazzuk a késôbbiekben.
2. Mintaterület
A Szabadkígyósi puszta Békés megyében található, Szabadkígyós és Kétegyháza
között, a Békési!síkon, az Ôs-Maros hordalékkúpján (1. ábra). Ôsi szikes puszta jellegét
az ürmös foltok gyakorisága és a helyenként elôforduló szikpadkás mintázat
bizonyítja (Kertész 2005; Molnár 2007), bár kétségtelen, hogy hatással voltak alakulására
a XIX. sz. második felében végzett folyószabályozási munkálatok is (Réthy
1977a). Átlagos tengerszint feletti magassága 88 mBf, évente átlagosan 550—580
mm csapadék hullik, átlaghômérséklete 10—11EC . Területe 4779 ha, melybôl 739
ha fokozottan védett. 1977-ben nyilvánították védetté, ma a Körös-Maros Nemzeti
Parkhoz tartozik; valamint kiemelt madárvédelmi területként a Natura2000 hálózatnak
is része. Néhány itt fészkelô, illetve átvonuló madárfaj: barna rétihéja (Circus
aeruginosus), kék vércse (Falco vespertinus), daru (Grus grus), illetve a túzok (Otis tarda)
is elôfordul (Réthy 1977b;); de elôfordul itt pettyes gôte (Triturus vulgaris),
molnár görény (Mustela eversmanni) is (Kalotás 2008). Néhány védett növényfaj:
az erdélyi útifû (Plantago schwarzenbergiana), a pettyegetett ôszirózsa (Aster sedi-

292 Barna Gyöngyi
folius), a kisfészkû aszat (Cirsium brachycephalum) (Kovács és Molnár 1986; Kertész
2005, 2006).
1. ábra. A puszta elhelyezkedése.
A környéken a bronzkortól kezdôdôen megtalálhatóak az emberi település
nyomai: kunhalmok (36 db a puszta déli részén), feltártak Hadriánus és Antonius
Pius idejébôl származó pénzérméket, avar leleteket, honfoglalás kori sírhelyeket is.
A török hódoltság után elnéptelenedett vidéket elôbb a Harruckenek, majd
Wenckheimek birtokolták; az ô nevükhöz fûzôdik a szabadkígyósi kastély megépítése
és körülötte a park kialakítása is (Jároli 2001).
Az elsô katonai felvételezések (1783) még számos vízállásos részt mutatnak. A
II. katonai térképen (1856—1863) rétek, nádasok uralkodnak. Több belvízelvezetô
csatornát alakítottak ki 1850 és 1890 között, az így kiszáradt területeken, valamint
az elhagyott folyóhátakon ez idô tájt kezdték el a szántóföldi mûvelést, ami azóta
megszûnt. A III. katonai felmérés térképén (1884) a vizenyôs területek csökkentek,
az apró települések (tanyák) száma viszont nôtt. Az évszázadok óta folytatott — fôként
juh — legeltetés az 1970-es évekre erôteljesen visszaszorult. Az 1980-as évekig
elôfordult az is bizonyos években, hogy a mezôhegyesi ménes is itt tartózkodott tavasztól
ôszig (Réthy 1981). 2001 óta viszont szürke marhákat legeltetnek rajta, szá-

Tájváltozás vizsgálata a Szabadkígyósi pusztán 293
muk mára eléri a kétszázat. A puszta mélyebb, északi része belvíztározóként üzemel,
mûködése során igyekeznek a természetvédelmi érdekeket figyelembe tenni. 1945-
tôl katonai gyakorlótérként is használták (károsítva ezzel az egyik kunhalmot), mára
ez is megszûnt.
A terület védettségét elôkészítô és alátámasztó munkák során részletes talajtani,
botanikai és geomorfológiai vizsgálatokat végeztek 1976 és 1982 között (Dövényi
et al 1977, Kovács és Molnár 1986, Rakonczai 1986a), amit még egyéb kutatásokkal
(pl. mikroklíma, malakológiai, hidrobiológiai) egészítettek ki. A Nagy-gyöpön
a botanikusok mintavételi helyeket (A—E) jelöltek ki a jellemzô szikes növénytársulások
alapján: így lett ürmös (Artemisio-Festucetum pseudovinae), ecsetpázsitos (Agrostio-Alopecuretum
pratensis), mézpázsitos (Puccinellietum limosae hungaricum), bárányparéjos
(Camphorosmetum annuae) és hernyópázsitos (Agrostio-Beckmannietum).
A kvadrátok 4×12 m nagyságúak, körülöttük kerítést alakítottak ki. A kutatás egyik
vezetôje 2003-ban járt ismét a területen, és azt tapasztalta, hogy a táj arculata jelentôsen
átalakult: a vakszik foltok száma csökkent, a sókerülô növények elterjedtek,
ugyanakkor az egykori mintavételi helyek pontosan azonosíthatók (a karók maradványai
alapján). 2005 óta ismételjük a korábbi vizsgálatokat.
3. Anyag és módszer
3.1. Talajvizsgálatok
A táj változásának átfogóbb vizsgálata úgy valósulhat meg, ha az adott területrôl
minél több adatunk van, minél több idôpontból és minél több módszerrel. Dokucsajev
szerint „A talaj a táj tükre”, így tehát egy terület talajait vizsgálva általános
képet kapunk a táj állapotáról.
A Szabadkígyósi puszta területén három fô talajtípust különböztethetünk meg,
ezek a szikes, a réti és a csernozjom, azaz a teljes hidromorf sor megtalálható. Az
altípusok a következôk: sztyeppesedô réti szolonyec, réti szolonyec, szolonyeces réti
talaj, típusos réti talaj, lápos réti talaj, réti csernozjom, mélyben sós csernozjom
(Rakonczai, 1986b). A szikes talajok összefüggô területet alkotnak a puszta északi
és déli részén. A kvadrátoknál szikes talajok fordulnak elô (1. ábra). Az A pont erôsen
humuszos szoloncsák-szolonyeces száraz szikes volt, szolonyeces réti talaj alakult
ki rajta. A B padkatetôn helyezkedik el, enyhén szikes, réti szolonyec volt. Padkatetôn
van a C pont is, ahol szoloncsák-szolonyec volt, a növényzet is fôként sótûrô
fajokból állt. A D kvadrát a peremhez közel, de még padkatetôn található, erôsen
szoloncsákos szoloncsák-szolonyec talajjal rendelkezett. Az E szelvény padkafenéki
terület, erôsen szolonyeces réti talajú volt.

294 Barna Gyöngyi
A talajok mintavételezése a karókkal határolt területen 10 cm-enként történik.
1979-ben ez ásóval valósult meg és csak a felsô 30 cm-rôl, mivel a talaj és a növényzet
kapcsolatát vizsgálták. Így sajnos nem áll rendelkezésünkre adat sem a talajvíz
mélységérôl, sem kémiai tulajdonságairól. 2005 óta kézi fúróval a megütött talajvízszintig
mintavételezünk. 2008 és 2009 áprilisában az E pontnál nem tudtunk
mintázni, mivel még vízborítás alatt állt. A minták elôkészítése mindkét idôszakban
ugyanazon a módon valósult meg, azaz a növényi maradványoktól és gyökerektôl
mentes, kiszáradt mintákat porcelán mozsárban vagy golyós malomban megtörjük,
majd 2 mm lyukbôségû szitán áteresztjük. A következô tulajdonságokat vizsgáljuk:
— Arany-féle kötöttséget az MSZ—08—0205:1978,
— szénsavas mésztartalmat, a fenolftalein lúgosságot, a pH (H 2 O)-t, a sótartalmat
az MSZ—08—0206—2:1978,
— szervesanyag-tartalmat MSZ21470—52:1983,
— Na + -, K + -, Ca 2+ - és Mg 2+ - mennyiségét az MSZ—20135/1999,
— Cl — -ot az MSZ 448/15,
— HCO 3 — — és CO 3 2— -ot az MSZ 080213—2—7,
— SO 4 2— -ot más recept (Krawczyk 1997) szerint mérjük.
A szabványok nagyobb hányada már az elsô vizsgálat idejében is hatályban voltak,
tehát az akkori és mostani eredmények összehasonlíthatóak. A szervesanyag meghatározása
korábban is a Székely-módszer szerint történt, így szintén összevethetôek
ezek az adatok. A kationok mérése ammónium-laktátos kioldás után lángfotométer
segítségével valósult meg már 1979-ben is (Madarász Mihály, az elsô laboratóriumi
vizsgálatok vezetôje, szóbeli közlése alapján 2009). Ami nehézséget okoz, hogy csak
az S érték % — ban adták meg (Rakonczai 1986a), így abszolút mennyiségükrôl nincsenek
információink. Az anionokat korábban nem vizsgálták. Az elsô vizsgálatok
a Békés Megyei Növényvédô és Agrokémiai Állomáson történtek. 2005 óta tanszékünk
talajvizsgálati laboratóriumában a szerzô végzi, így a személybôl eredô hiba
minden esetben ugyanaz.
3.2. Talajvíz
Ahogy már fentebb említettem, a talajvíz tulajdonságairól nincsenek „közvetlen
adataink” az 1979-es esztendôre vonatkozóan, ezért a „közvetett információkat”
támpontul és nem összehasonlításként használjuk. A vízügy 1952 óta üzemeltet egy
talajvíz kutat (436. számú, www.vizadat.hu) a település határában, 3,5 km-re a
vizsgálati pontoktól. Adataiból interpolálással következtethetünk az 1979-es szintre.
Az Alföld földtani térképezése során elôször 1955-ben, majd 1979-ben kutattak a
területen. A talajvíz mélysége 1 és 2 m között mozgott, fôként NaHCO 3 -ot tartalmazott,
oldott anyag tartalma 1000 mg/L felett volt. (Rónai és Fehérvári 1961;

Tájváltozás vizsgálata a Szabadkígyósi pusztán 295
Rónai et al 1974; Franyó et al 1979) (2. ábra). 1979-ben a puszta déli részén, a
nagyjából 2,5 km-re a kvadrátoktól, szemcseösszetételi vizsgálatokat végeztek (Rakonczai
1986b), ahol a vízszint átlagosan 1,3 m-en volt.
A mintavételi pontok 2005-tôl megütött vízszintjeit (átlagérték) az 1. táblázat
foglalja össze (csökkenés tapasztalható).
1. táblázat. A talajvíz észlelt mélysége a mintavételezések során
mélység (m)
2005. november 1,15
2008. április 1,25
2008. szeptember 1,8
2009. április 1,5
2009. október 2,2
A begyûjtött vízmintákat hûtjük, átszûrjük, majd (lehetôség szerint minél hamarabb)
mérjük.
— sótartalmat az MSZ 27888,
— pH-t az MSZ 44822,
— kationokat az MSZ 1483—3,
— Cl — -ot az MSZ 448/15,
— HCO 3 — és CO 3 2— -ot az MSZ 080213—2—78,
— SO 4 2— -ot más recept (Krawczyk 1997) szerint mérjük.
3.3. Botanikai felmérések
Az elsô cönológiai felvételezéseket 1980 és 1982 között végezték a vegetációs
periódusban, áprilistól szeptemberig, változó számban (Kovács és Molnár 1986).
Nagy gondot jelent, hogy ugyanazokban a társulásokban, de nemcsak a kijelölt
kvadrátokban, hanem a puszta különbözô részein is végezték a felméréseket. Az
újabb felvételezések csak a karókkal által lehatárolt területen történtek 2006 júniusában
és 2009 júniusában. Így azt a hármat-hármat hasonlítottuk össze, amelyek
készítésének idôpontjai közel esett a mi felvételezésünkhöz.

296 Barna Gyöngyi
2. ábra. A talajvíz kémiai jellemzôi 1979-ben (Franyó et al 1979).

Tájváltozás vizsgálata a Szabadkígyósi pusztán 297
Az öt vizsgált társulás erôsen eltérô karakterû mind vízigény, mind sótûrés szempontjából.
Bár valamennyi szikes jellegû, az ürmös száraz szikes, az ecsetpázsitos vizes,
de csak enyhén szikes, a mézpázsitos és a bárányparéjos igen erôsen szikes. A
hernyópázsitos 1980-ban — a hernyópázsit (Beckmannia eruciformis) dominanciája
miatt — erôsen szikes és vizes is, de 2006-ra inkább az ecsetpázsitoshoz vált hasonlóvá.
A fajok meghatározásához Simon (1992) nevezéktanát alkalmaztuk.
Az 1980-ban készített cönológiai felvételek során a Braun-Blanqet-módszert és
annak skáláját alkalmazták. Ezeket az AD értéket átszámoltuk százalékos borításértékekre
a következô módon: 5: 85%, 4—5: 74%, 4: 63%, 3—4: 50%, 3: 38%, 2—3:
26%, 2: 15%, 1—2: 9%, 1: 3%, +—1: 1%, +: 0,1%. 2006-ban és 2009-ben 3 db
4×4 m-es érintônégyzetben határoztuk meg a fajokat és becsültük borításértékeiket
(Margóczi et al 2008). Így a mennyiségi összehasonlítás is lehetôvé vált. Az elôforduló
növényfajokat a Borhidi-féle relatív ökológiai indikátorértékeik szerint
csoportokba soroltuk (Borhidi 1993), hogy a kis mintavételi elemszám esetén is
értelmezhetô eredményt kapjunk. A csoportokba tartozó növényfajok borításértékeit
összegeztük, és a csoportok fajszámainak változását is értékeltük.
4. Eredmények
4.1. Talajtani eredmények
A talajok sótartalma jelentôs mértékben lecsökkent (3. ábra), a kilúgozódás
következtében, így a kvadrátok már (csak) gyengén (0,1%) vagy közepesen sósnak
minôsülnek (Stefanovits 1999).
3. ábra. A talajok sótartalmának változása a D kvadrátnál.

298 Barna Gyöngyi
A pH-értékekben bekövetkezett változás (a várttal ellentétben) számottevônek
nem tekinthetô (4. ábra), hiszen évszakos ingadozása is lehet akár 0,5—1 egység.
4. ábra. A pH változása a C szelvénynél.
A szódatartalom igen eltérô módon változott kvadrátonként, idôszakonként; (5.
ábra) emelkedés tapasztalható. Mennyisége jól korrelál a pH-val (R 2 =0,76).
5. ábra. A szódatartalom változása a D szelvénynél.

Tájváltozás vizsgálata a Szabadkígyósi pusztán 299
A kationok aránya felcserélôdött: a korábban domináns nátrium helyét a kalcium
vette át (6. ábra), de a Na mennyisége továbbra is eléri az 5 S%-ot, így szikesítô
hatását még kifejti. A kálium és a magnézium mennyisége alig változott.
6. ábra. A kationok arányának változása a D pontnál.
4.2. Talajvíz vizsgálati eredmények
2005-ben nem végeztünk vízkémiai vizsgálatokat. 2008 óta a talajvizek oldott
anyag tartalma csökkent (7. ábra), a pH gyakorlatilag nem változott (a diagram bal
oldalán feltüntetett értékek). A kationok közül továbbra is a nátrium a domináns,
az anionok közül már a szulfát is erôteljesen jelen van a hidrogénkarbonát mellett.
7. ábra. A talajvíz oldott anyag tartalma és pH értékek az A1 pontnál.

300 Barna Gyöngyi
4.3. Botanikai eredmények
A 2. táblázatban a D kvadrát fajösszetétele látható.
2. táblázat. A bárányparéjos (Camphorosmetum annuae) fajösszetétele
és borításértékei
WB SB 1980 2006 2009
Agrostis stolonifera 7 1 0 0 0 0 0 0 3 0 0,1
Artemisia santonicum 3 5 0,1 0,1 0,1 0 0 0 0,1 0 0
Bromus hordaceus
ssp. hordaceus
5 0 0 0 0 0,1 0,1 0 0 0,1 0
Camphorosma annua 2 9 38 25 38 10 10 1 25 30 30
Cerastium dubium 5 3 0,1 0 0 0 0 0 0 0 0
Festuca pseudovina 3 3 0,1 3 3 1 25 1 1 5 0,1
Hordeum hystrix 3 6 0 0 0 0,2 0 0 0 0 0
Lepidium perfoliatum 3 0 0 0 0 0 0 0 0 0,1 0
Limonium gmelini
ssp. hungarica
6 7 0 0 0,1 0 0,1 0,5 2 0,1 0
Matricaria chamomilla 6 6 26 26 15 0 0 0 0,1 0 0,5
Plantagoto tenuiflora 5 8 0 0 0 0 0,1 0 0 0 0,1
Podospermum canum 4 5 0,1 0 0 0,1 0 0 0 0 0
Polygonum aviculare 4 2 0 0 0 0,1 0 0 0 0,1 0
Puccinellia limosa 7 8 3 9 1 35 25 55 35 30 40
Rumex crispus 6 1 0 0 0 0,1 0,1 0 0 0 0
Trifolium angulatum 2 4 0 0 0 0,1 0 0 0 0 0
szum 67,4 63,1 57,2 46,7 60,4 57,5 66,2 65,4 70,8
A relatív talajvíz- ill. talajnedvesség indikátorszámok (WB) alapján megállapított
csoportok (8. ábra):
2—4: száraz és félszáraz termôhelyek növényei,
5—7: félüde és üde, nem vizenyôs talajok növényei,
8—10: idôszakos vízborítású termôhelyek növényei.
A sótûrés fokozatai (SB) szerint megállapított csoportok (9. ábra):
0—1: sókerülô és igen gyengén sós talajok növényei,
5—2: gyengén és mérsékelten sós talajok növényei,
6—9: erôsen sós talajok növényei.

Tájváltozás vizsgálata a Szabadkígyósi pusztán 301
8. ábra. A WB szerinti változás a fajszámban és az összborításban az ecsetpázsitosnál
(Puccinellietum limosae hungaricum).
9. ábra. Az SB szerinti változás a fajszámban és az összborításban a hernyópázsitosnál(
Agrostio-Beckmannietum).
A növényzet alapján a mintavételi terület szikességének csökkenése egyértelmûen
megállapítható. A növényzet összborítása 2006-ban és 2009-ben is magasabb volt,
mint 1980-ban. Az erôsen sós talajok növényeinek összborítása csaknem felére
csökkent; a gyengén és mérsékelten sós talajok növényeinek fajszáma kis mértékben
emelkedett, elfoglalták a visszahúzódó, erôsen sótûrô növények helyét. A sókerülô
fajok száma csökkent, de összborításuk jelentôsen megnôtt. A nagyobb vízigényû
fajok száma és borítása 2006-ra emelkedett, jól tükrözve az akkori és a 2005-ös
esztendô csapadékosabb voltát (610 és 650 mm). Ellenben 2009-re számuk ismét
lecsökkent, mivel aszályos évünk van (júniust megelôzôen csak 110 mm esô esett).
5. Összegzés
A két idôszakból származó talajvizsgálatok és botanikai felmérések eredményei
összehasonlíthatóak, így a táj változásának mértéke számszerûsíthetô. Mind a talajtulajdonságokban,
mind a vegetációban bekövetkezett változások a szikesség csök-

302 Barna Gyöngyi
kenését mutatják, melyet a talajvíz oldott anyag tartalmának jelentôs csökkenése is
alátámaszt. A talaj fizikai és kémiai tulajdonságainak megváltozásával a növényzet
is átalakult. A talajok sótartalmának valamint a kicserélhetô nátrium mennyiségének
csökkenésével nagyobb számban jelentek meg a sókerülô fajok, a sókedvelôk ellenben
visszaszorultak. Még nem ismerjük —egyelôre — az összes kiváltó tényezôt és kapcsolatrendszerüket,
ezek további kutatást igényelnek.
Irodalom
BORHIDI A. 1993:: A magyar flóra szociális magatartási típusai, természetességi és relatív ökológiai
értékszámai, p. 95.
BUZÁS I. (szerk) 1993: Talaj- és agrokémiai vizsgálati módszerkönyv 1—2. p. 243.
DÖVÉNYI Z. — MOSOLYGÓ L. — RAKONCZAI J. — TÓTH J. 1977: Természeti és antropogén folyamatok
földrajzi vizsgálata a kígyósi puszta területén. In: Réthy Zs. (szerk.): Békés megyei Természetvédelmi
Évkönyv, 2. 43—72.
Franyó F. et al. 1979: Az Alföld földtani atlasza. Gyula, (a térképek digitalizált változata).
JÁROLI J. 2001: Szabadkígyós — Újkígyós, Erdmann Gy. (szerk): Száz magyar falu, p. 166.
KALOTÁS ZS. 2008: A Körös-Maros Nemzeti Park, p. 215.
KERTÉSZ É. 2005: A szabadkígyósi Kígyósi-puszta védett terület flórája. In: Natura Bekesiensis
7. 5—22.
KERTÉSZ É. 2006: A szabadkígyósi Kígyósi-puszta növényzete — Békés Megyei Múzeumok Közleményei
28 —Békéscsaba 17—40.
KOVÁCS A. ÉS MOLNÁR Z. 1986: A Szabadkígyósi Tájvédelmi Körzet fontosabb növénytársulásai. —
In: Réthy Zs. (szerk.): Békés megyei Környezet- és Természetvédelmi Évkönyv 6. 165—200.
KRAWCZYK W. E. 1997: Manual for karst water analysis. 26—27.
MARGÓCZI K. — RAKONCZAI J. — BARNA GY. — MAJLÁTH I. 2008: Szikes növénytársulások összetételének
és talajának hosszú távú változása a Szabadkígyósi pusztán. Crisicum (in press).
MOLNÁR ZS. 2007: Történeti tájökológiai kutatások az Alföldön. PhD értekezés.
RAKONCZAI J. 1986a: A Szabadkígyósi Tájvédelmi Körzet talajviszonyai. In: Réthy Zs. (szerk):
Békés megyei Környezet- és Természetvédelmi Évkönyv, 6. 19—41.
RAKONCZAI J. 1986b: A Szabadkígyósi puszta földtani viszonyai és geomorfológiája. In: Réthy
Zs. (szerk): Békés megyei Környezet- és Természetvédelmi Évkönyv, 6. 7—17.
RÉTHY ZS. 1977a: Szabadkígyósi Tájvédelmi Körzet, p. 16.
RÉTHY ZS. 1977b: Jegyzetek Szabadkígyós madártani vizsgálatához. In: Réthy Zs. (szerk.): Békés
megyei Természetvédelmi Évkönyv, 2. 87—101.
RÉTHY ZS. 1981: A Szabadkígyósi Tájvédelmi Körzet adottságai és lehetôségei. In: Réthy Zs.
(szerk): Békés megyei Környezet- és Természetvédelmi Évkönyv, 4. 131—150.
RÓNAI A. ÉS FEHÉRVÁRI M. 1961: Kísérlet az Alföld részletes földtani térképezésére Szabadkígyós
környékén. MÁFI évi jelentése az 1957—58. évrôl. 135—163.
RÓNAI A. — BOCZÁN B. — CSÍKY G. — FRANYÓ F. — SZÉLES M. — SZEPESHÁZY K. — SZÛCS L. 1974:
Magyarázó Magyarország 200 000-es földtani térképsorozatához. L—34—XV—Szeged, L—34—
XVI—Gyula
SIMON T. 1992: A magyarországi edényes flóra határozója, p. 845.
STEFANOVITS P.- FILEP GY. — FÜLEKY GY. 1999 Talajtan, p. 470.
www.vizadat.hu

A középkori Hortobágy-Sárrét
település- és természetföldrajzához
III.
Pinke Zsolt
1. Bevezetés
Az alábbiakban néhány, a Hortobágy-Sárrét középkori ôskörnyezeti rekonstrukcióját
célzó kutatási program során felállított hipotézist, felgyûjtött adatot és a
tematikus adatfeldolgozáshoz kapcsolódó következtetést kívánok közölni. Az „önkényesen”
Hortobágy-Sárrétnek nevezett cca. 10 000 km² kiterjedésû vizsgálati terület
a Kárpát-medence Alföld nagytájának tiszántúli felén található. Magában foglalja a
Közép-Tiszavidék középtáj tiszántúli részeit, a Nagykunság és Hortobágy kistájcsoportokat,
a Hajdúság középtájat, a Berettyó-Körösvidék középtáj Berettyóvidék
kistájcsoportját és a Körösvidék kistájcsoport Sebes-Köröstôl északra fekvô településeit
(Marosi-Somogyi 1990). Nyugaton a Tiszának Szabolcs középkori vára és
Körös-torkolat közötti szakasza, délen a Hármas-Körös teljes hosszában, a Sebes-
Körös Ladány-Körösszög közötti szakasza, keleten a vízjárta területeket lezáró homokhát
pereme határolja.
Röviden szeretnénk összefoglalni, milyen szempontok játszanak szerepet a Hortobágy-Sárrét
középkori ôskörnyezeti kutatásában.
Az alföldi ökoszisztéma mai állapota egy hosszú történeti folyamat eredménye,
megértéséhez némi történeti kitekintés javallott. Az Alföldet a neolitikum óta lakó
földmûvelô és állattenyésztô makroparaziták (Braudel 2004, 87) az elmúlt nyolc
évezredben szinte teljes természetes növényzetétôl megfosztották. A növényzetnek
a víz körforgásában rendkívül fontos szerepe van. A talajjal közösen egyfajta
kiegyenlítô szerepet játszanak a víztöbblet és hiány kiegyensúlyozásában. A 15—19.
század közötti idôszakban az északi félteke idôjárását az ún. „kis jégkorszak” határozta
meg, melyrôl általában elmondható, hogy a mainál jelentôsen hûvösebb és
csapadékosabb idôszak volt. (Rácz 2001, 57) A természetes növényzetétôl megfosztott
Alföldre és a Tisza vízgyûjtôjére hulló viszonylag nagy mennyiségû csapadék

304 Pinke Zsolt
a 19. század csapadékosabb éveiben 1 szokatlan kiterjedésû árvizeket okozott, s a
jelenség — érthetô módon — egyre nyugtalanabbá tette a 18—19. században az Alföld
mélyebb, árvizeknek kitett térszíneire telepített jelentôs számú közösséget 2 . A
nyugtalanság agressziót szül és általában a szorongást okozó elpusztításával végzôdik.
Alkalmazkodási kísérletként, ebben az esetben a szorongást okozó nyílt árterek
felszámolása látszott a legkézenfekvôbb megoldásnak. A folyamat pénzügyi motorja
a folyószabályozás során árvízmentesített területek szántófölddé alakítása 3 , azaz a 19.
sz. utolsó harmadáig tartó gabonakonjunktúrába való bekapcsolódás volt. Mire
azonban Európa legnagyobb folyószabályozási munkálata befejezôdött, a gabonakonjunktúra,
és a kis jégkorszak is véget ért, az Alföld és a rajta megtelepedett közösségek
egy fokozódó ariditással és emelkedô hômérsékleti értékekkel jellemezhetô
klímakorszakba léptek. Debrecenben a 19. század vége, azaz a kis jégkorszak vége
óta tudományos igénnyel mérik a csapadék éves mennyiségét. Debrecen éves csapadéksorát
tekintve megállapíthatjuk, hogy az elmúlt évszázad során a csapadék
mennyisége csökkent, az évi összeg közel 10 %-kal lett kevesebb az elmúlt száz évben.”
(OMSZ)
A jelenlegi helyzetben kézenfekvô alkalmazkodási kísérletnek a természetes formában
rendelkezésre álló vízutánpótlás helyreállítása, biztosítása látszik. A természetes
„víztározók”, az árterek újbóli elárasztása, a víz visszatartása a tájon és talaj-
1
„1835 körül a nyári, de különösen az ôszi csapadékmennyiségek megnövekedtek.” A csapadékos
trend nagyjából 1860-ig tartott. „1835—60 között a tavaszok hômérsékleti értékei enyhén
meghaladták a 20. századi referencia idôszakéit.” (Rácz 2001, 269) Pusztán az a körülmény, hogy
a tavaszi hôm. átlagok, az 1810—20-as évek rendkívül hideg és száraz periódusa után jelentôsen
megemelkedtek, rendkívüli árvízhelyzet okozója lehet az Alföldön. A Tiszavölgy árhullámainak
többsége a vízgyûjtôn felhalmozódott téli csapadék tavaszi olvadásának eredménye, hirtelen olvadásukat
elôidézô hidrometeorológiai helyzetek okozzák a legsúlyosabb árvízi helyzeteket. (Bodolainé
1971; Papp 1999) 1835—60 között több alkalommal állt elô ilyen helyzet.
2
Lakosság számának alakulása a Közép- és Alsó-Tiszavidék árterein 1785—1850 között:
1785 — 103.827 fô; 1828 — 169.795 fô; 1850 — 203.063 fô. (Dóka 1998, 296—297)
A kutató három népszámlálás adatait hasonlította össze, mely a szerzô szerint is komoly forráskritikai
kérdéseket vet fel. Jól mutatja viszont azt a tendenciát, hogy a betelepítések hatására jelentôsen
megnövekedett az alföldi lakosság lélekszáma.
A megnövekedett lélekszámú népesség 19. sz. elsô harmadában, bizonyos térségekben lényegében
kitöltötte a megtelepedésre alkalmas térszíneket, egyre többen „szorultak”(?) a mélyebb,
árvizeknek kitettebb térszínekre? Vagy úgy helyesebb fogalmaznunk, hogy az 19. század harmadik
évtizedétôl jelentkezô csapadékosabb ciklus árvízszintjei jelentôsen meghaladták a korábbi idôszakokéit?
3
Minden szabályozási anyagban felbukkan az a „gazdaságossági számítás”, melyben kimutatják
a szabályozás által nyert szántóföld árát, a szabályozás egységnyi (kat. hold) ármentesített területre
vetített költségét, és az így kimutatható elérhetô hasznot. (Gallacz 1896, 543)

A középkori Hortobágy-Sárrét település- és természetföldrajzához III. 305
ban 4 . Az alföldi ártérrendszer rehabilitációja nem egyszerûen természetvédelmi
feladat tehát, hanem a szélsôséges és szeszélyes éghajlati jelenségek, a klímaváltozás
gazdasági, társadalmi, ökológiai megrázkódtatással járó negatív hatásai ellen védekezô
közösség stratégiai döntése. Az ariditás kihívására víz „felhalmozásával” válaszol.
(VÁTI 2004)
2. Kutatás célja
A természetes árterek helyreállítása, a növényzet vízkörforgásban betöltött
szerepe miatt, a természetes növénytakaró helyreállításától elválaszthatatlan feladat.
A hipotetikus kijelentés indoklása nem a jelenlegi dolgozat témája. A természetes
növénytakaró rekonstrukciója a növénytakaró hosszú évszázadokon keresztül tartó
pusztulása, a felszínt borító növénytársulások tagoltsága, a zonális és azonális hatások
keveredése és a táj térszíni tagoltsága miatt aprólékos kirakós játéknak tûnik,
lényegében a vizsgált táj jelentôs emberi beavatkozás elôtti állapotának rekonstrukcióját
jelenti.
Ahhoz tehát, hogy a klímaváltozás alföldi kihívásaira adott válaszunk, az ártéri
ökoszisztéma revitalizációja sikeres legyen, tekintettel kell lennünk arra, hogy
— helyreállítjuk a terület természetes vízutánpótlását;
— olyan növénytársulások kialakítását valósítsuk meg, amelyek képesek lesznek
alkalmazkodni az elôttünk álló klimatikus változásokhoz.
A jelentôs emberi beavatkozás elôtti állapot keresése, felveti a „mikor?” kérdését.
A növényzet és a felszíni vizek állapotát a folyamatosan változó klimatikus, geológiai
és talajtani adottságok határozták meg. Két szempont megkerülhetetlennek tûnik a
kormeghatározás során.
4
A talaj és a víz, a természeti kincsekben szegény Magyarország két legfontosabb stratégiai
természeti kincse. Minôségük és mennyiségük világviszonylatban is egyaránt kiemelkedô. A túlnépesedés
és a környezetpusztítás miatt mindkettô komoly potenciális értékkel bír. A talaj képviseli
Magyarország legjelentôsebb víztározó kapacitását.
Az országra hulló légköri csapadék mennyisége: 5—600 mm/év = 50—55 km³/év.
A talaj felsô 100 cm-es rétegének potenciális vízbefogadó és víztároló képessége: (VKT=
30—35 km³/év).
Hazai folyók évi hozama: 110—120 km³/év (Várallyay 2002, 38).
A fenti számok különösen annak fényében elgondolkoztatóak, hogy Szendreiné Dr. Koren
Eszter szerint az utóbbi 30 évben nem találkozott minimálisan elégséges talajnedvességû talajjal a
téli feltöltôdési szakaszt követô márciusi mérések során (Szendreiné 2009), tehát a hazai felsô talajréteg
víztározó kapacitása egyáltalán nincs kihasználva.

306 Pinke Zsolt
Azt a korszakot kell keresnünk,
— amelyben az éghajlati adottságok a 21. század végére becsült értékekhez voltak
hasonlóak;
— amelyben a tiszai folyórendszer térbeli szerkezete, a folyót hordozó táj geológiai
adottságai révén a maihoz hasonló volt.
3. Eredmények
A Tisza és mellékfolyói az utolsó jégkorszak végével nyerték el hálózatuk mai,
folyamatos változásban lévô formáját, így megállapítható, ahhoz, hogy 21. századi
modellben használható, a terület felszíni vízháztartására vonatkozó adatokhoz, következtetésekhez
jussunk, az analógiaként szóba jöhetô idôszak a holocénban keresendô.
A jelenlegihez hasonló klímacsúcsok ritkán alakultak ki az utóbbi 10—12 000
évben. A legutolsó ilyen éghajlati ciklus, a középkori klímaoptimum (8—14. sz.)
környezeti rekonstrukciója mellett az alábbi érvek szólnak.
Klímatörténeti modellek szerint egy évezrede az északi félteke éghajlatát az ún.
középkori klímaoptimumnak elnevezett melegciklus határozta meg. Észak- és középeurópai
éghajlatváltozási trendek alapján a középkori melegciklus a Kárpát-medencében
a 8. században rendkívül meleg és száraz szakasszal kezdôdött (Györffy 1997,
31). 5 A 9. században némileg csapadékosabb, majd az ezredforduló környékén kifejezetten
csapadékos ciklus következett. Bartholy Judit (2000, 441) szerint a középkori
melegkorszak legszárazabb, legmelegebb periódusa a 12—13. században volt,
a kutató 20. századi referencia idôszak 6 csapadékindexeinek töredékét modellezte a
Kárpát-medencében.
Elmondható viszont, hogy a Kárpát-medence éghajlatára a középkori klímaoptimumban
és a 21. századi felmelegedési ciklusban is az azori klímaközpont gyakorol(t)
jelentôsebb befolyást. Ilyenkor éghajlatunk kontinentális, óceáni és mediterrán
jegyeibôl összeálló karakterére a mediterránra jellemzôek erôsödnek fel. Ezt
az irányt vetíti elôre Szalai Sándor (2009). Kiértékelte és összefoglalta a német Clavier,
Cecilia, Milleneum modellekben a 2071—2100 közötti idôszakra a Kárpátmedencére
vonatkozó becsléseket és eszerint a nyári középhômérséklet tekintetében
4—5EC emelkedés, drasztikusan csökkenô nyári csapadék, növekvô téli csapadék
várható. A modellek szerint a folyók vízhozama 20—30%-kal, nyári vízhozamuk
50%-kal(!) csökken. Bartholy Judit középkori klímamodelljében 1150—1300 között
5
A Balaton vízszintje a 8. században 1,5—2 méterrel csökkent. (Györffy 1997, 31)
6
„Az európai klímakutatásban az 1901—60 közötti idôszakot szokás referencia idôszakként
használni.” (Rácz, 2001, 38)

A középkori Hortobágy-Sárrét település- és természetföldrajzához III. 307
valószínûsített szélsôséges csapadékindex csökkenésnek folyóink vízhozamára hasonló
hatása lehetett, érdekes viszont az évi középhômérséklet indexének hasonlósága
a 20. századi referenciaértékhez.
1. ábra. Az elôzô 1100 év legfontosabb éghajlati mutatói. (Bartholy et al. 2000, 441)
Az Alföld növényzetét jelentôsen befolyásoló emberi hatás a neolitikum földmûvelô
közösségeinek megtelepedésével figyelhetô meg (Bp. 8300). Egyes kutatók
szerint (Zólyomi 1952, 507) az alföldi puszta flóra az újkôkor óta antropogén 7 .
Késôbb a fémkultúrák képviselôi olyan sûrûségben lakták az Alföld árvízmentes térszíneit,
bizonyos kultúrák esetében évszázadokig tartó telleket eredményezô egyhelyben
lakással (bronzkor), hogy a Kárpát-medence ôskörnyezet kutatásával foglalkozó
szakemberek az alföldi löszhátak növényzetét már a bronzkor középsô szakaszától
(Bp. 3300), a folyók árterületein a császárkortól kezdve (Bp. 2000) antropogénként
jellemzik. Sümegi Pál megfogalmazásában: „csak néhány nehezen megközelíthetô
területen maradhatott fenn a természetközeli állapot” (Sümegi, 2006).
Felmerül a kérdés, a középkori klímaoptimumig valóban fennmaradhatott néhány
megtelepedésre kevésbé alkalmas területen a zavarásmentes környezeti állapot?
A Tiszántúlra vonatkozóan, a középkori klímaoptimum második felében, az Árpád-korban
(972—1301), a korábbi idôszakokhoz képest hirtelen nagy mennyiségû
írott dokumentum keletkezett a természeti környezetre vonatkozó utalással — határjárások,
oklevelek, dézsmajegyzékek, perek jegyzôkönyvei stb. formájában — melyek
a rekonstrukciós kísérlet számára jól hasznosítható forrásállományt képviselnek.
7
„A pusztai flóra fajainak átöröklése, fennmaradása az óholocén mogyoró fázis klimatikus
sztyepp idôszakából ugyanis társadalmi hatás következménye. Az erdôk elterjedésének legkedvezôbb
idôszaka a szubboreális I.bükk fázis lett volna az Alföldön is.” (Somogyi 1971, 316)

308 Pinke Zsolt
2. ábra. Fanevek és erdôk Debrecen környékén.
Az adatgyûjtés jelenlegi szakaszában az 1000—1350 között keletkezett írott forrásokban
fellelhetô, vizsgált területünk növényzetére, vízrajzára, településeire, az itt
élt közösségek életmódjára, haszonvételi formáira vonatkozó felvételezést végezzük.
Faneveket tartalmazó helynevek, vagy forrásokban említett erdôk folyók völgyeiben
(Tisza, Körös, Kutas, Ölyvös, Tekerô stb) bukkannak fel. Vizsgált területünk
keleti részén a Debrecen, Lomb, Torna, Zelemér, Salamon, Nagy-böszörmény
települések tömbjében egybefüggô erdôség jelenik meg 8 , mely úgy tûnik keleti irányban
a kelet-hortobágyi Aszaló, Füzes, Szilegyháza, Bakócz falvak 9 környezetében
található, déli irányban az Érpályi, (Berek) Böszörmény, Újfalu, Váncsod, Gáborján
8
Az erdôség egyik utolsó maradványa a debreceni Nagyerdô.
9
Aszaló és Bakócz falvak elsô említése a 15. századból maradt fenn, tehát annak közvetlen
írásos bizonyítéka, hogy a két falu az Árpád-korban is létezett, nem áll rendelkezésünkre. Mégis elfogadhatjuk
Varga Antal érvelését, aki terepbejárásokra hivatkozik, hogy Aszalós és Bakócz Árpádkori
települések voltak. Nevük valószínûleg az alapítás idôpontjának körülményeire utal. Mindkét
falu irtványföldeken jöhetett létre. A bakóczok, bakók, fejszések voltak, azaz „professzionális” erdôirtók.
Az Aszaló helynév „az aszal ige folyamatos melléknévi igenevének képzôs származéka, jelentése
’a fák kérgének lehántolásával kiszárított erdôrész’ lehetett.” (Varga 1958, 4; Kiss 1988, I: 120).

A középkori Hortobágy-Sárrét település- és természetföldrajzához III. 309
környékén elterülô jelentôs kiterjedésû erdôtömbökkel állt közvetlen összeköttetésben.
(Zoltai 1932, 2)
A Kis- és Nagy-Sárrét környezetében található Kutas, Ölyvös és Tekerô nevû
vízfolyások K-Ny-i irányú völgyeiben a szil (Ulmus) fanév toponímiákban ôrzött
nyomát látjuk összefüggô, kiterjedt tömbben. Vélhetôen a kocsányos tölgy (Quercus
robur), magyar kôris (Fraxinus pannonicus) és vénicszil (Ulmus laevis) alkotta,
hegyvidékrôl a vízfolyások völgyeiben az Alföldre ereszkedô tölgy-kôris-szil (Fraxino
pannonicae ulmetum) nevû lombos keményfa ártéri erdô növénytársulások tagjáról
van szó, melyekben gyakoriak vadgyümölcsök. (Tuba et al., 2007) A szil jelenléte
általában magas talajvízszintet és semleges, esetleg enyhén meszes talajt, jelez (Simon
T. 1992), továbbá a szil a meleg agyag és homoktalajok kedvelôje (Sárkány et al.).
Jelenlegi ismereteink szerint a vénicszil (Ulmus laevis) elegyetlen állományokat nem
képez, csak elegyfajként jelenik meg a növénytársulásokban, pl. a tölgy-kôris-szil
társulásban, melyben meghatározó faj a kocsányos tölgy (Quercus robur), nem a
szil. A mezei szil (Ulmus minor) a zárt erdôkben ritka vendég, inkább az erdôszéleket,
legelôket, utak szélét, fényben gazdag helyeket kedveli. Egyelôre azt az
álláspontot képviseljük, hogy a szil fanév viszonylag sûrû helynévi elôfordulása a
települések környezetét uraló növénytársulás tagjára, a vénicszilre utal és nem a
többnyire magányosan elôforduló mezei szilre. A 19. századi szilfavész elôtt a szil
bizonyos használati eszközök kedvelt és kizárólagos alapanyagául szolgált. Árpádkori
helyneveink, ebben a körzetben a társulásból egyedül a szil nevét ôrizték meg.
3. ábra. Erdôsült területek a Tekerô-, Ölyvös-, Kutas-patak völgyeiben.
A települések térképi ábrázolásával szélsôséges térbeli eloszlásuk figyelhetô meg.
Vizsgált területünk cca. 10 000 km² kiterjedésû közel kétmegyényi terület, ritkán
lakott kb 45%-án 9 (!) település jelenik meg 1000—1350 között.
A ritka lakosságú területet a Hortobágy északi és déli mélyebb, mocsarasabb
medencéi, a Nagysárrét süllyedéke és további ártéri öblözetek alkotják. Ez a me-

310 Pinke Zsolt
gyényi kiterjedésû, állandó megtelepedésre kevéssé alkalmas „terra incognita” folyamatosan
vagy idôszakosan vízzel borított térszínek hálózata 10 . Ha figyelembe
vesszük a jelentôsebb kései avar lelôhelyek térbeli szerkezetét (Györffy 1995, 7;
László 2004, 55, 93; Csallány 1958), arra a következtetésre juthatunk, hogy a honfoglalás-
és Árpád-korban lakatlan terület 670—896 között a griffes-indás kultúra
képviselôi számára sem bizonyult alkalmasnak jelentôs számú állandó telep létrehozására
(4. ábra). Így valószínûsíthetünk egy legalább hét évszázad hosszúságú
idôszakot, mely során vizsgált területünk centrumában az emberi települések direkt
zavaró hatása kevéssé lehetett befolyással az élôvilág helyi társulásaira 11 .
Végleges álláspontot csak a terület domborzati modelljén elvégzett elemzés, a
Hortobágy-Sárrét ritkán lakott területein végzett sikeres pollenvizsgálatok, a terület
régészeti leletkataszter térképi ábrázolása és az Árpád-kori természeti környezetre
vonatkozó források feldolgozása után lehet nagyobb biztonsággal kialakítani, néhány
körülményt vizsgálatunk jelenlegi fázisában is érdemes figyelembe venni.
Pusztán a települések térbeli eloszlásából az ökológiai rendszer állapotát nem tudjuk
rekonstruálni. Például a tatárjárással megkezdôdött, a 15. századra kibontakozott
pusztásodás eredményeként a Hortobágy-Sárrét középkori településhálózata jócskán
megritkult. A folyamat a török hódoltság idôszakában tovább tartott, olyannyira,
hogy a 17. sz. végére a fel- s alávonuló hadak járása miatt a Nagykunság neve Hatkunság
lett, a tájon fennmaradt mindössze 6 db településrôl (Károlyi-Nemes, 1975).
Vizsgált területünk lakossága különbözô okok miatt korábbi települései elhagyására
kényszerült, és többsége a terület jelentékeny népességû városaiba /Debrecen/, óriásfalvaiba
/Karcag/ tömörült. A Tiszántúlon domináns haszonvételi formává vált rideg
marhatartás rengeteg legelôt követelt és folyamatos erdôirtással járt. Területünk a
török korban (16—17. sz.) állandó hadfelvonulási terep volt, az alföldi erdôk a háborús
logisztika állandó prédái lettek. Úgyhogy a 14—18. sz. között a terület folyamatos
elnéptelenedésével párhuzamosan nem a természeti környezet megújulásának,
hanem módszeres erdôirtásnak lehetünk tanúi.
10
A síkságként jellemzett táj rendkívül tagolt képet mutat. Ôsi, elhagyott folyómedrek, lefûzôdött
kanyarulatok vágják keresztül-kasul. (Gábris et al. 2001, 2) A vízzel borított medencék között
csatornák, erek biztosították az összeköttetést. (Szûcs, 1977).
11
A vissza- vagy beerdôsülés dinamikájáról érdemes megjegyezni, hogy 20. századi vizsgálati
területeken már 10—20 év alatt látványos erdôsülési folyamat zajlik le. (Pongrácz et al 2004, 74)
Az erdôsülési folyamat az árterek vízzel, tápanyaggal bôségesen ellátott térszínein valószínûleg
rendkívül dinamikus lehet.

A középkori Hortobágy-Sárrét település- és természetföldrajzához III. 311
4. ábra. Az Árpád-kori Hortobágy-Sárrét.

312 Pinke Zsolt
Hasonlóan ellentmondásos helyzet a honfoglalás elôtt népvándorlás korában elôfordulhatott.
Fogyatkozó népesség mellett folyamatos erdôpusztulás. Az 5—8. sz. és
a 16—17. sz. eltérô hadviselési szokásai arra engednek következtetni, hogy az avar
korban a legtöbb fát felemésztô erôdítési munkálatokkal, várostromokkal, nagy létszámú,
tüzérséggel felszerelt hadseregek vonulását biztosítandó logisztikai feladatokkal
(hidak, utak készítése fából) nem kell számolnunk.
A marhatartás több évszázados, középkori elôzményekkel rendelkezô újkori konjunktúrájának
hatalmas kiterjedésû erdôk váltak áldozataivá. Az avarok tiszántúli
emlékeibôl tudjuk, hogy bizonyos megtelepedésre alkalmas térszíneken sûrû telephálózatot
hoztak létre. A honfoglalókhoz hasonlóan az avar társadalom is rendkívül
heterogén etnikai képet mutat. Az eltérô földrajzi környezetbôl érkezô csoportok
korábbi életmódjuk fenntartásához, ôshazájukban megszokott élôhelyeikhez hasonló
földrajzi adottságú helyszíneket keresték a változatos földrajzi adottsággal rendelkezô
Kárpát-medencében 12 . (Éry 1982, 49) László Gyula szerint a Felsô-Tisza vidékén
elôkerülô avar kori leletek „olyan sûrûk, nagyszámúak, hogy szó sem lehetett nomád
gazdálkodásról, tereltetô helyváltoztatásról”. (László 2004, 93) Állítása ellen szól a
Hortobágy-Sárrét centrumában kimutatott szinte lakatlan jó fûhozamú vízjárta terület,
mely alkalmas helyszíne lehetett egyfajta nomád, félnomád állattartásnak, mint
ahogy ezer évvel késôbb, a 16—18. században is az extenzív állattenyésztés eszményi
területe volt. Fontos figyelembe vennünk, hogy a szarmaták Felsô-Tisza vidéki továbbélése
13 valószínûleg életmódjuk fennmaradásával járt és a szarmaták életmódja
a szarvasmarhatartásra épült. Nem nomadizáltak, sûrû telephálózatban éltek, viszont
12
„A Körös környéki avar települések jól mûvelhetô lösz-szteppen találhatók, mely a növénytermesztés
lehetôségét rejti magában. Temetôik régészeti anyaga jelentôs földmûvelésre utal.”
(Gyulai 1994, 249)
13
„A szarmaták egy része a római birodalomba kért bebocsátást. A helyben maradó töredék
népesség részese lesz az elkövetkezô eseményeknek, s az Alföldnek, tehát vizsgált területünknek is
alapnépességét képezi a népvándorlás korában.” (M. Nepper 1974, 22)
„Szabolcs-Szatmár megye területén csak hun kori germán régészeti anyag került elô, szórványanyagban
Derecskéig jelenik meg, északabbra nem. A gepidák helyét a Tiszántúl É-i részén a
szarmata lakosság foglalja el a 7. századba is benyúlóan. A szarmaták hunellenes koalícióhoz való
csatlakozása az É-Tiszántúlon gepida népi rárétegzôdést nem, csak a gepida királyok fennhatóságát
és védelmét jelentette. A debreceni és nyíregyházi múzeumokban 456—568 közötti germán (longobárd,
gepida) megtelepedésre utaló anyag egyáltalán nincs. 456 utáni germán anyag a Tisza mentén
É-i irányban Tiszafüredig, A honfoglaló avar törzsszövetség így megyénkben nem gepidákra hanem
szarmata ôslakosságra telepedett rá. Ennek pozitív nyomai embertani és településtörténeti szempontból
új kutatási lehetôségeket nyújtanak.” Az etnikai kapcsolatok meghatározása tekintetében
egyes kutatók szerint még nem történt meg a különbözô irányú nézôpontok összeegyeztetése, azaz
avar vagy kuturgur-bolgár (hun) népcsoporthoz való utalása a tiszántúli avar régészeti anyagnak.”
(Csallány 1958, 64—65) Csallány Dezsô megfigyelését — hogy az avar korszakot megelôzôen a Derecske—Tiszafüred
vonaltól Északra, a Tiszántúlon nem ismerünk germán leletanyagot — az elmúlt
idôszak kutatása sem módosította, inkább megerôsítette. (Bóna, 1993; Lôrinczy, 2001)

A középkori Hortobágy-Sárrét település- és természetföldrajzához III. 313
a telepeket lakosaik a rendelkezésre álló határrészen mozgatták. Talán hasonlóan a
legelô és szántó kimerülése miatt lakhelyét a határban változtató Árpád-kori telephelyek
14 népességéhez 15 ?
4. Összegzés
Elmondható, hogy a tárgyalt ritkán lakott területen az ártér peremén élô közösségek
az avar és Árpád-korban is folytathattak és az Árpád-korban forrásainkból
tudjuk, hogy folytattak állattenyésztést. Jelenlegi ismereteink azonban azt engedik
megállapítani, hogy a terület hosszú évszázadokig ritkán lakott volt, ami lehetôséget
teremthetett a növényzet regenerálódásához, és ha korábban nem történt jelentôs
emberi beavatkozás, bolygatatlan fennmaradásához.
Irodalom
BELUSZKY PÁL: A Nagyalföld történeti földrajza. Dialógus Campus, Budapest-Pécs, 2001.
BODOLAINÉ JAKUS EMMA: Az 1970. évi tiszai árhullámok szinoptikai és hidrometeorológiai leírása.
Dunamenti országok VI. Hidrológiai Elôrejelzési Konferenciája. Kijev, 1971. Hidrológiai
közlyöny 1998/1
FERNAND BRAUDEL: Anyagi kultúra, gazdaság és kapitalizmus XV—XVIII. Század. A mindennapi
élet struktúrái: a lehetséges és a lehetetlen. Gutta könyvkiadó. Bp., 2004.
CSALLÁNY DEZSÔ: Szabolcs-Szatmár megye avar leletei. In: JAMÉ I. Nyíregyháza, 1958.
DÓKA KLÁRA: Gazdálkodás a Tisza árterein a 19. század elsô felében. Agrártörténeti szemle 1998/
3—4.
ENGEL PÁL: Magyarország a középkor végén: digitális térkép és adatbázis a középkori Magyar Királyság
településeirôl. CD-ROM Térinfó Bt-MTA Történettudományi Intézet, Bp., 2001.
ENGEL PÁL: Magyar Középkor Adattár. CD_ROM Arcanum, Q Bp., 2001.
ÉRY KINGA: Újabb összehasonlító statisztikai vizsgálatok a Kárpát-medence 6—12. századi népességeinek
embertanához. VHM közleményei, 16. 1982.
GÁBRIS GYULA — Félegyházi Enikô — Nagy Balázs — Ruszkiczay Zsófia: A Középsô-Tisza vidékének
negyedidôszak végi folyóvízi felszínfejlôdése. Földrajzi Konferencia, Szeged 2001.
GALLACZ JÁNOS: Monográfia a Körös-Berettyó völgy ármentesítésérôl és ezen völgyben alakult
vízrendez társulatokról I—II. Nagyvárad, 1896.
GYÖRFFY GYÖRGY: Magyarország Árpád-kori történeti földrajza I. Bp., 1963.
GYÖRFFY GYÖRGY: Hová lettek az avarok? In: História, 1995. 3.
14
Györffy szerint egy állattartásra, gabona, kender, köles termesztésére épülô 10. századi családi
gazdaság évente kétszer változtatta helyét a legelô kimerüléséhez és a köles kétszeri aratásához
igazodva. (Györffy 2000, 412)
15
Polgár Zoltán, a Szolnoki Damjanich Múzeum régészének szóbeli közlése szerint ugyanannak
az Árpád-kori Szenttamás falunak három egymástól eltérô helyszínét lokalizálták.

314 Pinke Zsolt
GYÖRFFY GYÖRGY: A honfoglalók száma és az Árpád-kor népessége. In: (szerk) Kovacsics József:
Magyarország történeti demográfiája (896—1995). Millecentenáriumi elôadások. KSH, Bp.,
1997. 31—34.
GYÖRFFY GYÖRGY: István király és mûve. Bp., 2000.
GYULAI FERENC: A Kárpát-medence haszonnövényei a 9—10. században. In: Györffy György (fôszerk):
Honfoglalás és régészet Balassi Kiadó, Bp., 1994.
HERMAN OTTÓ: A magyarok nagy ôsfoglalkozása. Elôtanulmány. Bp., 1909.
HERMAN OTTÓ: Halászélet és pásztorkodás. (szerk) Kósa László Bp., 1980.
HOFFMANN ISTVÁN — Rácz Anita — Tóth Valéria: Helynévtörténeti adatok a korai ómagyar korból
1. Abaúj-Csongrád vármegye. Györffy György: Az Árpád-kori Magyarország történeti földrajza
címû mûve alapján. Debrecen, 1997.
KÁROLYI ZSIGMOND — Nemes Gerzson: A Közép-Tiszavidék vízügyi múltja I. (895—1846), Az
ôsi ártéri gazdálkodás és a vízi munkálatok kezdetei. Vízügyi történeti füzetek. Budapest, 1975.
KISS LAJOS: Földrajzi nevek etimológiai szótára I—II. Akadémia kiadó, Bp., 1988.
LÁSZLÓ GYULA: A „kettôs honfoglalás”. Helikon. Bp., 2004.
MAROSI SÁNDOR — SOMOGYI SÁNDOR: Magyarország kistájainak katasztere I—II. MTA Földrajztudományi
Kutató Intézet Bp., 1990.
M. NEPPER IBOLYA: Polgár és környéke a népvándorlás koráig. In: (Szerk) Bencsik László: Polgár
története. Polgár, 1974.
OMSZ — Éghajlati adatsorok 1901—2000 Debrecen. OMSZ http://www.met.hu/pages/climate/
de/index.htm
PAPP FERENC: Árvízvédelmi biztosítás és kockázat. Vízügyi közlemények, 1999/3.
PALÁDI-KOVÁCS ATTILA: A magyarországi állattartó kultúra korszakai. Kapcsolatok, változások
és történeti rétegek a 19. század elejéig. MTA Néprajzi Kutatóintézet, Bp., 1993.
PÁPISTÁNÉ ERDÔS MÁRIA: Magyarország természetes növényzete, állatvilága és talaja. In: Frisnyák
Sándor (szerk): Magyarország földrajza. Tankönyvkiadó, Bp., 1977.
PONGRÁCZ RITA — BARTHOLY JUDIT — DEZSÔ ZSUZSANNA — BARCZA ZOLTÁN — BOGÁRDI
ISTVÁN: Erdôterületek változásának mûholdfelvételeken alapuló elemzése 1992—2001. között
a Felsô-Tisza vízgyûjtôn. In: Erdô és klíma IV. Sopron, 2004. 69—78.
RÁCZ LAJOS: Magyarország éghajlattörténete az újkor idején. JGYF kiadó Szeged, 2001.
SÁRKÁNY-KISS ENDRE — BÜCS SZILÁRD — MARKÓ BÁLINT (szerk.): Flóra adatbázis. http://flora.
adatbank.transindex. ro/print. php? fid=33
R. VÁRKONYI ÁGNES: A kultúra kettôs spirálja. Liget 1993/3.
SIMON TIBOR (szerk): A magyarországi edényes flóra határozója. Nemzeti Tankönyvkiadó, Bp.,
1992.
SOMOGYI SÁNDOR: Magyarország természeti viszonyainak változásai a honfoglalás koráig. Építésés
építészettudomány, 1971. II. 3—4. sz. 315—319.
SÜMEGI PÁL: Magyarország növényzetének története (kézirat) 2006. https://msw.botanika.
hu/.../0.../MT08_F_Sumegi_2007_vegtort.pdf
SZALAI SÁNDOR: A 20. században bekövetkezett és a 21. századra várható éghajlatváltozások a
Kárpát-medencében. Az Észak-keleti-Kárpátok erdeinek szerepe az éghajlat változásában címû, a
Közép-Európa Klub szervezésében tartott konferencián elhangzott elôadás. Kiskunfélegyháza
2009. május 15—16.
SZENDREINÉ DR. KOREN ESZTER (ERTI): Magyarország erdôtalajainak vízgazdálkodása a különbözô
erdôállományok esetén — különös tekintettel a globális éghajlatváltozás Kárpát-medencei
hatásaira. Az Észak-keleti-Kárpátok erdeinek szerepe az éghajlat változásában címû, a Közép-

A középkori Hortobágy-Sárrét település- és természetföldrajzához III. 315
Európa Klub szervezésében tartott konferencián elhangzott elôadás. Kiskunfélegyháza 2009.
május 15—16.
SZÛCS SÁNDOR: Régi vízivilág. Bp., 1977.
SZÛCS JENÔ: Az utolsó Árpádok. Osiris. Bp., 2002.
TUBA ZOLTÁN — SZERDAHELYI TIBOR — ENGLONER ATTILA — NAGY JÁNOS (szerk): Botanika III.
Tankönyvkiadó. Bp., 2007.
VARGA ANTAL: Balmazújváros története, Debrecen, 1958.
VÁRALLYAY GYÖRGY: A mezôgazdasági vízgazdálkodás talajtani alapjai. Bp., 2002
VÁTI 2004 — VÁTI, Magyar Regionális Fejlesztési és Urbanisztikai Közhasznú Társaság Tervezési
Igazgatóság — Területi Tervezési Iroda: A Tizsa térség területrendezési tanulmányterve 2004.
http://www.vati.hu
ZOLTAI LAJOS: Amikor még Debrecen környékén is sok volt az erdô. Városi Nyomda, Debreceni
Képes Kalendárium sorozat. Debrecen, 1932.
ZÓLYOMI BÁLINT: Magyarország növénytakarójának fejlôdéstörténete az utolsó jégkorszaktól.
MTA Bot. Közl, 1952. 491—544.

Tájváltozás elemzés
a CORINE adatbázisok alapján
Mari László
1. Bevezetés
A tájökológiai kutatások jelentôs része a táj szerkezetének, felszínborításának antropogén
hatásra bekövetkezett változásait vizsgálja, különbözô adatforrások segítségével.
A változások elemzéséhez alapfeltétel a megbízható adatforrások használata.
A történeti térképek a magyarországi kutatásokhoz a XVIII. századtól szolgáltatnak
adatokat, amelyek megbízhatósága a feldolgozás módszerétôl is nagyban függ. A
történeti térképek feldolgozásának módszerével, az azokból kinyerhetô információk
feldolgozásával egyre több kutató foglalkozik (Mari—Fehér, 1999; Mari, 2000, 2001,
2003; Nagy, 2008; Szilassi—Kiss, 2001; Szilassi et al., 2006). A XX. század elsô
harmadának végétôl légifelvételek, majd az 1980-as évek elejétôl ûrfelvételek nyújtanak
adatokat a tájváltozások vizsgálatához. Az ûrfelvételek és légifelvételek kiértékelésével
több adatbázis készült illetve készül, amelyeket a tájváltozások elemzéséhez
is megfelelô adatokat szolgáltatnak. Az egyik legnagyobb ilyen európai adatbázis a
CORINE Land Cover.
2. CORINE Land Cover adatbázisok
2.1. Európai CORINE Land Cover adatbázisok
Az 1980-as évek elején ismerték fel, hogy a felszínborítási (land cover) információk
fontos elemét képezik a környezetgazdálkodási, természetvédelmi adatbázisoknak.
Ezért merült fel az igény egy egész Európára kiterjedô felszínborítási adatbázis
létrehozására az EU CORINE (Coordination of Information on the Environment)
programjának részeként. A Land Cover a CORINE program legnagyobb adatbázisa.
Az adatbázis megtervezésekor a fô célkitûzés az volt, hogy az adatbázis kiépítésében
résztvevô országok területérôl kvantitatív, megbízható és összehasonlítható információt
biztosítson a felszínborítás jellemzésére. Az 1:100 000-es méretarányú adatbázis
az egyszeri állapotfelvételen túl, a jövôbeni változásvizsgálatok alapját képezte.
A minta projekt (pilot project) keretében 1986 és 1990 között elkészült Portugália
felszínborítási adatbázisa. A munka során tisztázták az alap technikai kérdéseket, va-

318 Mari László
lamint kidolgozták a megfelelô nómenklatúrát. A CORINE felszínborítási adatbázisában
öt fô csoportban 44 felszínborítási osztály (1. táblázat) szerepel (Heymann,
1993). A portugáliai tapasztalatok alapján az Európai Bizottság 1993-ban kiadta a
CLC100 (Corine Land Cover) módszertani útmutatóját (Technical Guide, Heymann,
1993). 1994-tôl a CORINE adatbázissal kapcsolatos tevékenységet az EEA
(European Environment Agency) koordinálja (Mari-Mattányi, 2002).
Magyarországon 1993 és 1995 között készült el a CLC100 felszínborítási adatbázis
Landsat—5 Thematic Mapper (TM3, TM4, TM5 sávok) ûrfelvételek alapján.
A munkálatokat a FÖMI (Földmérési és Távérzékelési Intézet) végezte számos külsô
szakértô bevonásával. Az interpretáció az ûrfelvételekbôl készített fotótérképekre
fektetett speciális fóliákra, ceruzával, kézi rajzolással történt. Az interpretációs munkát
segédadatok (topográfiai térképek, fekete-fehér és infravörös légifelvételek, erdészeti
térképek stb.) használata és terepi ellenôrzések segítették (Büttner, 1997). Az
elkészült, ellenôrzött interpretációk digitalizálás után kerültek a CORINE adatbázisába.
1:100 000-es méretarányban a legkisebb interpretált objektumok mérete 25
ha, vonalas elemeknél a legkisebb szélesség 100 m volt.
1. táblázat. A CLC100 felszínborítási osztályai (FÖMI)
1. szint 2. szint 3. szint
1.1. Lakott területek
1.
2.
MESTERSÉGES FELSZÍNEK
MEZÔGAZDASÁGI TERÜLETEK
1.2. Ipari, kereskedelmi
területek, közlekedési
hálózat
1.3. Bányák, lerakóhelyek,
építési munkahelyek
1.4. Mesterséges, nem-mezôgazda
sági zöldterületek
2.1. Szántóföldek
2.2. Állandó növényi kultúrák
2.3. Legelôk
2.4. Vegyes mezôgazdasági
területek
1.1.1. Összefüggô település szerkezet
1.1.2. Nem-összefüggô település szerkezet
1.2.1. Ipari vagy kereskedelmi területek
1.2.2. Út- és vasúthálózat és csatlakozó területek
1.2.3. Kikötôk
1.2.4. Repülôterek
1.3.1. Nyersanyag kitermelés
1.3.2. Lerakóhelyek, meddôhányók
1.3.3. Építési munkahelyek
1.4.1. Városi zöldterületek
1.4.2. Sport-, szabadidô-és üdülô területek
2.1.1. Nem-öntözött szántóföldek
2.1.2. Állandóan öntözött területek
2.1.3. Rizs földek
2.2.1. Szôlôk
2.2.2. Gyümölcsösök, bogyósok
2.2.3. Olajfa-ültetvények
2.3.1. Rét / legelô
2.4.1. Egynyári kultúrák állandó kultúrákkal
vegyesen
2.4.2. Komplex mûvelési szerkezet
2.4.3. Elsôdlegesen mezôgazdasági területek
jelentôs temészetes növényzettel
2.4.4. Mezôgazdasági-erdészeti területek

Tájváltozás elemzés a CORINE adatbázisok alapján 319
1. szint 2. szint 3. szint
3.1. Erdôk
3.
ERDÔK ÉS TERMÉSZET-
KÖZELI TERÜLETEK
4.
VIZENYÔS
TERÜLETEK
5.
VÍZEK
3.2. Cserjés és/vagy lágyszárú
növényzet
3.3. Növényzet nélküli, vagy
kevés növényzettel fedett
nyílt területek
4.1. Szárazföldi vizenyôs
területek
4.2. Tengermelléki vizenyôs
területek
5.1. Kontinentális vizek
5.2. Tengeri vízfelületek
3.1.1. Lomblevelû erdôk
3.1.2. Tûlevelû erdôk
3.1.3. Vegyes erdôk
3.2.1. Természetes gyepek, természetközeli rétek
3.2.2. Hangafüves, harasztos területek
3.2.3. Keménylombú mediterrán növényzet
3.2.4. Átmeneti erdôs-cserjés területek
3.3.1. Homokos tengerpartok, dûnék, homok
3.3.2. Csupasz sziklák
3.3.3. Ritkás növényzet
3.3.4. Leégett területek
3.3.5. Gleccserek, örök hó
4.1.1. Szárazföldi mocsarak
4.1.2. Tôzeglápok
4.2.1. Tengermelléki mocsarak
4.2.2. Sólepárlók
4.2.3. Ár-apály által érintett területek
5.1.1. Folyóvizek, vízi utak
5.1.2. Állóvizek
5.2.1. Tengerparti lagúnák
5.2.2. Folyótorkolatok
5.2.3. Tenger és óceán
Az eredeti elképzeléseknek megfelelôen az elsô CORINE Land Cover térképezést
újabbak követték. A CLC2000 adatbázis elkészítéséhez az ortokorrigált Landsat 7
ETM+ (3,4,5 sáv) ûrfelvételek interpretációja szolgáltatta az alapot, itt azonban már
számítógépmonitoron történt az interpretálás (CAPI = computer assisted photointerpretation)
(Perdigão—Annoni, 1997), de nem volt központilag meghatározott
szoftver. Az új technológia a CLC1990-nél jóval pontosabb tematikus és térbeli
pontosságot eredményezett (Büttner-Mari, 2004). A CLC2000 projekt elsô lépéseként
felújították a CLC1990 adatbázist, majd elkészült a CLC2000 adatbázis. Az
egyik legfontosabb újdonsága a CLC2000-nek a felszínborítás változás (Land Cover
Changes, LCC). A változás térképezésénél a legkisebb térképezendô egység jóval kisebb,
5 ha, mint a CLC térképeknél. A legkeskenyebb interpretált objektum a CLChez
hasonlóan 100 m. A LCC csak a valódi változási folyamatokat tartalmazhatja és
nem lehet a két idôpont azonos objektumának eltérô szemléletû interpretációja. A
két adatbázis mellett elkészült az ún. CLC-Change adatbázis, amely a 2000 és 1990
közti változásokat tartalmazta (Büttner et al. 2004a, b).
A következô európai szintû felszínborítási térképezés a CLC2006 (1. ábra), ortokorrigált
SPOT—4 és/vagy IRS LISS III felvételek alapján készül, és a CLC2000-
es projekthez hasonlóan itt is elkészül a CLC-Change adatbázis, amely a 2000 és
2006 közötti változásokat tartalmazza. Az európai szintû CORINE Land Cover
adatbázisok fô paramétereit az 1. táblázat tartalmazza.

320 Mari László
1. ábra. A CORINE Land Cover 2006 projekt állása 2009 decemberében.
1 — az interpretációt még el nem kezdett országok, 2 — az interpretációt elkezdett országok,
3 — az interpretációk ellenôrzésén átesett országok, 4 — a CLC2006 adatbázist elkészített
országok, 5 — egyéb országok (FÖMI alapján).

Tájváltozás elemzés a CORINE adatbázisok alapján 321
2. táblázat. CORINE Land Cover adatbázisok (EEA-ETC alapján)
CLC1990 CLC2000 CLC2006
Mûholdfelvételek Landsat—4/5 TM Landsat—7 ETM+
SPOT—4 és/vagy
IRS LISS III
Mûhold felvétel
idôpontja
1986—1998 2000 +/— 1 év 2006+/— 1 év
A felvételek geometriai
pontossága
# 50 m # 25 m # 25 m
CLC legkisebb
lehatárolt egység
25 ha 25 ha 25 ha
CLC adatok geometriai
pontossága
100 m jobb mint 100 m jobb mint 100 m
Tematikus $ 85% (nem mindenhol
teljesített)
pontosság
$ 85% (elért) $ 85%
Változástérképezés
Elkészülés
idôtartama
Dokumentáció
Résztvevô országok
száma
—
Eltérés a poligon határvonalától
min. 100 m;
az új csatlakozó poligon
mérete $ 5 ha; izolált
változásnál $ 25 ha
Eltérés a poligon
határvonalától min.
100 m; minden 5
ha-nál nagyobb változás
feltüntetése
10 év 4 év 4 év
nem teljes
metaadat
standard metaadat
standard metaadat
26 30 38
2.2. Magyarországi CORINE Land Cover adatbázisok
Az elôzô részben ismertetett adatbázisok Magyarországon is elkészültek a FÖMIben,
Büttner György irányításával (Büttner, 2009).
Az 1:100000 méretarányú CORINE Land Cover adatbázisok elsôsorban az EU
szintû igényeket hivatottak kielégíteni. Durva geometriai felbontásuk miatt csak
korlátozottan alkalmasak nagyobb részletességet igénylô elemzésekhez.
Felismerve az igényt egy jobb geometriai felbontású felszínborítási adatbázisra
a FÖMI 1995—1997 között Phare támogatással elkészítette két terület (Bükk-Nyírség
és Kiskunság) 1:50 000 méretarányú felszínborítási térképét (Büttner, 1997).
Az új adatbázisnak nem csak geometriai felbontása, hanem tematikus részletessége
is növekedett (3. táblázat).

322 Mari László
3. táblázat. a CLC50 Magyarországon használt felszínborítási osztályai (FÖMI)
1.1.1.1. Városközpontok
1.1.1.2. Történelmi belvárosi
területek
1.1.2.1. Nem összefüggô település
szerkezet, kertek nélküli
többemeletes lakóházakkal
beépítve
1.1.2.2. Nem összefüggô, családi
házas és kertes beépítés
1.1.2.3. Erdei környezetben lévô,
nem-összefüggô beépítés
1.2.1.1.1. Ipari és kereskedelmi létesítmények
1.2.1.1.2. Agrár létesítmények
1.2.1.1.3 Oktatási és egészségügyi
létesítmények
1.2.1.2. Speciális mûszaki létesítmények
1.2.2.1. Úthálózat és csatlakozó
területek
1.2.2.2. Vasúthálózat és csatlakozó
területek
2.4.2.2.1. Komplex mûvelési szerkezet szórt
elhelyezkedésû épületekkel
2.4.2.2.2. Tanyák
2.4.3.1. Mezôgazdasági területek túlsúlyban szántókkal
és jelentôs természetes vegetációval
2.4.3.2. Mezôgazdasági területek túlsúlyban legelôkkel
és jelentôs természetes vegetációval
2.4.3.3. Mezôgazdasági területek túlsúlyban szórt
megjelenésû természetes vegetációval
2.4.3.4. Mezôgazdasági területek kis tavak jelentôs
részará nyával és szórt természetes vegetáció
elôfordulásával
2.4.3.5. Mezôgazdasági területek állandó kultúrák
jelentôs elôfordulásával, és szórt
megjelenésû természetes vegetációval
3.1.1.1. Zárt lombkoronájú természetes lombhullató
erdôk nem vizenyôs területen
3.1.1.2. Zárt lombkoronájú természetes lombhullató
erdôk, vizenyôs területen
3.1.1.3. Nyílt lombkoronájú természetes lombhullató
erdôk nem vizenyôs területen
3.1.1.4. Nyílt lombkoronájú természetes lombhullató
erdôk, vizenyôs területen
1.2.3.2. Folyami és tavi kikötôk 3.1.1.5. Lombos erdô ültetvények
1.2.3.3. Hajógyárak, hajójavító üzemek
3.1.2.1. Zárt lombkoronájú természetes fenyôerdôk
1.2.3.4. Sport és szabadidô kikötôk 3.1.2.5. Tûlevelû ültetvények
1.2.4.1. Repülôterek szilárd
burkolatú kifutópályával
1.2.4.2. Füves kifutópályájú repülôterek
3.1.3.1. Finoman foltosan (akár egyedenként)
elegyes ter mészetes (lombos és fenyô)
erdôk zárt lombkoronával
3.1.3.5. Durva foltosan elegyes természetes
(lombos és fenyô) erdôk zárt lombkoronával
1.3.1.1. Külszíni bányák 3.1.3.9. Elegyes ültetvények
1.3.1.2. Kôbányák 3.2.1.1. Természetes gyep fák és cserjék nélkül
1.3.2.1. Szilárd-hulladék lerakó
helyek
3.2.1.2. Természetes gyep fákkal és cserjékkel
1.3.2.2. Folyékony-hulladék tároló
telepek
3.2.4.1. Új erdôtelepítések, és/vagy vágásterületek

Tájváltozás elemzés a CORINE adatbázisok alapján 323
1.3.3.1. Építési munkahelyek
3.2.4.3. Bokorerdôk / Spontán cserjésedô—erdôsödô
területek
1.4.1.1. Parkok 3.2.4.4. Csemetekertek, erdei faiskolák
1.4.1.2. Temetôk 3.2.4.5. Károsodott erdôk
1.4.2.1. Sport létesítmények 3.3.1.3. Folyópartok
1.4.2.2. Szabadidô területek 3.3.2.1. Csupasz sziklák
1.4.2.3. Üdülô települések 3.3.3.1. Ritkás növényzet homokon vagy löszön
2.1.1.1. Nagytáblás szántóföldek 3.3.3.2. Ritkás növényzet kôzetkibúvásokon
2.1.1.2. Kistáblás szántóföldek 3.3.3.3. Ritkás növényzet szikes területeken
2.1.1.3. Melegházak 3.3.4.1. Leégett területek
2.1.2.1. Állandóan öntözött szántó
területek
4.1.1.1. Édes vizû mocsarak
2.1.3.1. Rizs földek 4.1.1.3. Szikes mocsarak
2.2.1.1.1. Nagytáblás szôlôk 4.1.2.1. Tôzeglápok kitermelés alatt
2.2.1.1.2. Kistáblás szôlôk
4.1.2.2. Természetes tôzeglápok bokrok és fák
szórványos elôfordulásával
2.2.2.1. Gyümölcsfa ültetvények 5.1.1.1. Folyóvizek
2.2.2.2. Bogyós ültetvények 5.1.1.2. Csatornák
2.2.2.3. Komló ültetvények 5.1.2.1.1. Állandó vizû természetes tavak
2.2.2.6. Fûzfa ültetvények 5.1.2.1.2. Természetes, idôszakos, szikes vizû tavak
2.3.1.1. Legelôk, rétek bokrok és
fák nélkül
5.1.2.2.1. Mesterséges tavak, víztározók
2.3.1.2. Legelôk, rétek fákkal és
bokrokkal
5.1.2.2.2. Halastavak
2.4.2.1. Komplex mûvelési
szerkezet épületek nélkül
A kísérleti térképezés eredményeit felhasználva 1999-tôl elkezdték az egész országot
lefedô, 1:50 000 méretarányú térképezés (CLC50) munkálatait SPOT 4 mûholdfelvételek
(XI2, XI3, XI4 + M sávok) alapján. Kategóriarendszerének alapját a
kísérleti térképezés során kidolgozott, a PHARE országok szintjén egyeztetett nómenklatúra
adta, amelyet tematikájában és értelmezésében is a hazai követelményeknek
megfelelôen módosítottak. Az interpretátorok számítógépeken, képernyôn történô
digitalizálással végezték a mûholdfelvételek kiértékelését, amihez a FÖMI-ben
kifejlesztett, ArcView 3.1 alatt futó InterView makrócsomagot használták. Az interpretációt
topográfiai térképek, különbözô évek (1990—2000) tavaszi és nyári
Landsat—5 TM és SPOT—4 felvételei, valamint terepi ellenôrzések segítették. A legkisebb
interpretált objektumok mérete 4 ha, állóvizek esetében 1 ha, vonalas elemeknél
a legkisebb szélesség 50 m (Büttner, 1999, Büttner. et. al., 2000). Ez és a
SPOT 4 képek jobb felbontása nagyobb geometriai pontosságot tett lehetôvé.

324 Mari László
A CLC50 adatbázisban 7,2-szer több poligon van mint a CLC100 adatbázisban.
Elsôsorban a vonalas objektumok (vízfolyások, csatornák, országutak, vasúti pályák)
száma nôtt meg. Ez természetesen az eltérô interpretációs szabályokból következik.
A jelentôs eltérést a két adatbázis között több tényezô együttesen okozza. Az egyik
ok a két felszínborítási adatbázis (1990 és 1998) által rögzített állapot között eltelt
7—8 év. Ebben az idôszakban jelentôs változások zajlottak az országban (pl.: kárpótlás),
amelyek nagymértékben megváltoztatták a területhasznosítási viszonyokat.
A birtokszerkezet felaprózódása, az intenzív mezôgazdasági mûvelés alól kivont területek
növekedése, a beépített területek terjeszkedése egyaránt jelentôs különbséget
okoztak. A másik ok a generalizációs szabályokban keresendô. A vonalas objektumok
számának emelkedése, ami már önmagában jelentôsen növelte a poligonok
számát, ezen kívül, a hosszan elnyúló, de vékony objektumok a CLC50-ben korábban
egybefüggô területeket vágtak szét, ezáltal sokszorozva meg egyes poligonokat
(Mari et al., 2001).
Magyarországi CORINE Land Cover adatbázisok (Térképezés, adatbázis építés:
FÖMI):
— CLC1990 (1990—1992, Landsat—5 TM)
— Kísérleti CLC50 (1990—1993, Landsat—5 TM, Spot—4)
— CLC50 (1998—1999, Spot—4)
— Felújított CLC1990
— CLC2000 (1999—2001, Landsat—7 ETM+)
— CLC-Change (változások 1990 és 2000 között)
— CLC2006 (SPOT—4 és/vagy IRS LISS III)
— CLC-Change (változások 2000 és 2006 között)
A magyarországi CORINE Land Cover adatbázisok elérhetô adatformátumairól
és áráról a http://fish.fomi.hu/termekekhonlap/-on olvashatók információk. Az európai
adatok, egy igénylôlap kitöltése után az EEA adatszerverérôl ingyenesen letölthetôk
(http://www.eea.europa.eu/themes/landuse/clc-download).
3. A CORINE Land Cover adatbázisok korlátai
a tájváltozás elemzésnél
A CORINE Land Cover adatbázisok adatsorai az elmúlt másfél évtized változásainak
vizsgálatához nyújtanak segítséget, de tisztában kell lenni az adatbázis korlátaival.
Az 1:100000-es méretarányt Európai szintû vizsgálatokhoz választották, tehát
ezek az adatbázisok méretarányuknál fogva nem alkalmasak kisebb területek vizs-

Tájváltozás elemzés a CORINE adatbázisok alapján 325
gálatára. A változás adatbázisokban az öt hektárnál kisebb méretû változások egyáltalán
nem jelennek meg.
A CLC50 adatbázis méretarányánál fogva már alkalmasabb a tájökológiai vizsgálatokhoz,
de részletes, 1:50.000-nél nagyobb méretarányú vizsgálatokhoz ennek
az adatbázisnak sem elegendô a felbontása. A CLC50 adatbázisban a 4 hektárnál
kisebb homogén foltok már nem kerülnek ábrázolásra. A 2. és 3. ábrán jól látható,
hogy milyen hatással van egy terület erdôfoltjainak számára a különbözô méretarány
és a legkisebb interpretálandó folt nagyságának meghatározása. A 2. ábrán Zalabértôl
DK-re fekvô terület 10*10 m/pixel térbeli felbontású SPOT—4 felvételén
sárga poligonokkal határoltam körül a kisebb-nagyobb erdôfoltokat, facsoportokat.
2. ábra. Zalabértôl DK-re elterülô mintaterület SPOT—4
felvételen. A 10 m térbeli felbontású felvételen sárgával az
erdôfoltok vannak körülhatárolva.

326 Mari László
A 3. ábrán a mintaterület erdôfoltjainak foltszámának és mintázatának változása
látható, az interpretáció függvényében. Az alsó mérethatár nélküli interpretáción 19
erdôfolt található, összterületük 116,15 hektár. A CLC50 interpretációs szabályok
alapján, 4 ha-os minimális poligon mérettel interpretált képen az erdôfoltok száma
8-ra csökkent, 102,75 hektáros összterülettel. A CLC100 interpretációs szabályok
alapján, 25 ha-os minimális poligon mérettel lehatárolt ábrán a poligonszám mindössze
egy, amelynek mérete 112,78 ha. A különbözô interpretációs szabályok használatával
nem csak a poligonok száma és ezzel a vizsgált terület mozaikossága változik,
hanem a poligonok alakja is, ami például a tájmetriai mérések eredményét
jelentôsen módosíthatja.
3. ábra. a Zalabértôl DK-re elterülô mintaterületen az erdôk foltszámának és mintázatának
változása az interpretáció függvényében. 1 — alsó mérethatár nélküli interpretáció, 2 — CLC50
interpretációs szabályok alapján, 4 ha-os minimális poligon méret, 3 — CLC100 interpretációs
szabályok alapján, 25 ha-os minimális poligon méret.
A CORINE felszínborítási adatbázisának készítésekor az ûrfelvételeket meghatározott
generalizációs szabályok szerint interpretálják (Bossard, 1998; Bossard et al.,
2000). A generalizálás során a legkisebb térképezett egységnél kisebb egységek más
kategóriákba olvadnak be, így csökken a terület mozaikossága (4. ábra). Azoknál a
foltoknál, amelyek a legkisebb lehatárolandó minimális méretet majdnem elérik,
gyakran a folt megnagyobbítását alkalmazzák, hogy a táj jellege ne változzon, viszont
így az eredeti folt alakja sok esetben megváltozik.

Tájváltozás elemzés a CORINE adatbázisok alapján 327
4. ábra. a generalizálás során a legkisebb ábrázolandó méret alá esô poligonok más kategóriájú
poligonokba olvadnak (Bossard et al., 2000 alapján).
A CLC100 adatbázisok esetében a 300 m-nél közelebb lévô azonos felszínborítású
területek kisméretû poligonjainak összekötésével generalizálnak minimális
mérethatár fölé esô poligonokat. Ez az eljárás a táj mintázatának egyszerûsödését és
a foltok számának csökkenését eredményezi (5—6. ábra).
5. ábra. 300 m-nél közelebb lévô azonos felszínborítású területek kisméretû poligonjainak
összekötése (Bossard et al., 2000 alapján).

328 Mari László
6. ábra. 300 m-nél közelebb lévô azonos felszínborítású területek kisméretû poligonjainak
összekötése (Bossard et al., 2000 alapján).
A minimális térképezendô egység (25 ha/4ha) miatt nem lehet csak tiszta kategóriákba
sorolni az összes felszínborítási típust, hanem létre kellett hozni komplex
kategóriákat, mint például a 242 (Komplex mûvelési szerkezet), a 243 (Elsôdlegesen
mezôgazdasági területek jelentôs természetes növényzettel) vagy a 244 (Mezôgazdasági-erdészeti
területek). E komplex kategóriák elfedik a terület eredeti mintázatát,
és eltüntetik mozaikosságát.
7. ábra. a komplex kategóriák elfedik a terület eredeti mintázatát (Bossard et al., 2000 alapján).
4. Összegzés
A felszínborítás alapvetô adatforrás a tájváltozás elemzéséhez, a környezeti folyamatok
modellezéséhez és a regionális tervezés számára, segítve ezzel az összehangolt
európai környezeti politika kialakítását. Az eddig elkészült két CORINE

Tájváltozás elemzés a CORINE adatbázisok alapján 329
Land Cover adatbázis (1990, 2000) és a részben kész harmadik, 2006-os adatbázis
lehetôvé teszi, hogy az idôben bekövetkezett változásokat nyomonkövessük, és
azokat értelmezzük. Természetesen minden ilyen vizsgálatnál, elemzésnél ismernünk
kell az adatbázis korlátait és lehetôségeit, így tisztában kell lenni a méretarányból, a
legkisebb térképezett egység méretébôl és a generalizációs szabályok alkalmazásából
származó hibákat.
Irodalom
BOSSARD, M. 1998. Mapping criteria and generalisation rules; Revised illustrated guide — IGN
France, Paris, kézirat 105 p.
BOSSARD,M.; FERANEC, J.; OTAHEL J. 2000. CORINE Land Cover Technical Guide — Addendum
2000. Technical report No 40. Copenhagen (EEA). http://terrestrial.eionet.eu.int
BÜTTNER, G. (szerk.) 1997: Land Cover — Hungary, Final Technical Report — FÖMI kézirat 77 p.
BÜTTNER GY. (szerk) 1999: Az 1:50.000 léptékû országos CORINE Felszínborítási (Land Cover)
Projekt elôkészületei — FÖMI kézirat 42 p.
BÜTTNER, G.; BÍRÓ, M.; MAUCHA, G.; PETRIK, O. 2000. Land Cover mapping at scale 1:50.000
in Hungary: Lessons learnt from the European CORINE programme, 20 th EARSeL Symposium,
14—16 June 2000, Dresden Proceedings, pp.25—31.
BÜTTNER GY.; MARI L. 2004. A felszínborítás változásának fô típusai a CORINE Land Cover
európai adatbázisa alapján — A magyar földrajz kurrens eredményei II. Magyar Földrajzi Konferencia,
Szeged, CD-ROM ISBN 963—482—687—3 pp. 235—246.
BÜTTNER, G.; FERANEC, J.; JAFFRAIN, G.; MARI, L.; MAUCHA, G. 2004a. The European CO-
RINE Land Cover 2000 project — XX th Congress International Society for Photogrammetry
and Remote Sensing, Istanbul, Proceedings Volume: IAPRS, Vol.XXXV, ISSN 1682—1750,
Turkey
BÜTTNER, G.; FERANEC, J.; JAFFRAIN, G.; MARI, L.; MAUCHA, G.; SOUKUP, T. 2004b. The CO-
RINE Land Cover 2000 Project. — EARSeL eProceedings 3(3), pp. 331—346.
BÜTTNER GY. 2009. Térképezzük Európát: a CLC2006 projekt http://geoiq.hu/index.php?
option=com_docman&task=doc_download&gid=23&Itemid=63).
HEYMANN, Y. 1993. CORINE land cover Technical guide — EUR 12585, Office for Official
Publications of the European Communities, Luxembourg 136 p.
MARI, L.; FEHÉR, K. 1999. The impacts of land use change on the Budapest hydrothermal-karst:
a study of Szemlô-hegy cave — Essays in the Ecology and Conservation of Karst, IGU Comission
Sustainable Development and Management of Karst Terrains, Acta Geographica Tom.
XXXVI. Szeged, pp. 104—111.
MARI L. 2000. A felszínborítás változásának hatása a Budai-hegység mintaterületének példáján —
in A táj változásai a Kárpát-medencében a történelmi események hatására, Budapest—Gödöllô,
pp. 39—41.
MARI L. 2001. Tájföldrajzi megfigyelések a Szentendrei-szigeten — Földr. Közl. CXXV. (XLIX.)
3—4. sz. pp. 161—180.
MARI L.; MATTÁNYI ZS.; MAUCHA G. 2001. Ûrfelvételek alapján szerkesztett, különbözô méretarányú
felszínborítási térképek összehasonlítása a CORINE Land Cover program alapján, — A
földrajz eredményei az új évezred küszöbén, A Magyar Földrajzi Konferencia tudományos közleményei,
Szeged, CD-ROM ISBN 963482544—3 p. 1—17.

330 Mari László
MARI L.; MATTÁNYI ZS. 2002. Egységes európai felszínborítási adatbázis a CORINE Land Cover
program — Földr. Közl. CXXVI. (L.) 1—4. sz. pp. 31—38.
MARI L. 2003. Felszínborítás-változás vizsgálata térinformatikai módszerekkel az Aggteleki Nemzeti
Park területén — Karsztfejlôdés VIII., Szombathely pp. 231—242.
NAGY D. 2008. A Gömör-Tornai-karszt történeti felszínborítása — ANP füzetek V., Aggteleki
Nemzeti Park Igazgatóság, Jósvafô 107 p.
PERDIGÃO, V.; ANNONI, A. 1997. Technical and methodological guide for updating CORINE
Land Cover Data Base. JRC/EEA.
SZILASSI P., KISS R. 2001. Tájváltozás térinformatikai módszerekkel történô értékelése egy Balaton-felvidéki
mintaterület (Fekete-hegy) példáján — A földrajzi eredményei az új évezred küszöbén,
A Magyar Földrajzi Konferencia tudományos közleményei, Szeged, CD-ROM ISBN
963482544—3
SZILASSI, P.; JORDAN, GY.; ROMPAEY, A.; CSILLAG, G. 2006. Impacts of historical land use
changes on erosion and agricultural soil properties in the Kali Basin at Lake Balaton, Hungary,
Catena 68 (2006) pp. 96—108

A kötet szerzó´i
Aleksza Róbert
Szegedi Tudományegyetem Éghajlattani
ésTájföldrajzi Tanszék
Bagi Katalin
Szent István Egyetem, Mezôgazdasági- és
Környezettudományi Kar
Barna Gyöngyi
Szegedi Tudományegyetem, Természeti
Fölrajzi és Geoinformatikai Tanszék
Bíró Mariann MTA Ökológiai és Botanikai Kutatóintézet mariann@botanika.hu
Bodnár Réka Kata
Debreceni Egyetem, Tájvédelmi és
Környezetföldrajzi Tanszék
fyp444@gmail.com
Czúcz Bálint MTA Ökológiai és Botanikai Kutatóintézet
Csabainé Prunner
Andrea
Csecserits Anikó
Csorba Péter
Szent István Egyetem, Mezôgazdasági- és
Környezettudományi Kar
MTA Ökológiai és Botanikai Kutatóintézet
Debreceni Egyetem, Tájvédelmi és
Környezetföldrajzi Tanszék
prunner.andrea@gmail.com
csorbap@delfin.unideb.hu
Dóka Richárd Kiskunsági Nemzeti Park dokar@knp.hu
Füleky György
Szent István Egyetem, Mezôgazdasági- és
Környezettudományi Kar
Fuleky.Gyorgy@mkk.szie.hu
Gyenizse Péter Pécsi Tudományegyetem Földrajzi Intézet gyenizse@gamma.ttk.pte.hu
Harkányiné Székely
Zsuzsanna
Jakab Sámuel
Kertész Ádám
Keveiné Bárány
Ilona
Kovács Ferenc
Kôhalmi Fruzsina
Szent István Egyetem, Mezôgazdasági- és
Környezettudományi Kar
Sapientia EMTE, Mûszaki és Humán Tudományok
Kar Marosvásárhely, Kertészeti Tanszék
MTA Földrajztudományi Kutatóintézet
Szegedi Tudományegyetem Éghajlattani és
Tájföldrajzi Tanszék
Szegedi Tudományegyetem Természeti Fölrajzi
és Geoinformatikai Tanszék
Szegedi Tudományegyetem Éghajlattani és
Tájföldrajzi Tanszék
jakab.bocskai@rdslink.ro
keveibar@earth.geo.u-szeged.hu
feri@earth.geo.u-szeged.hu
Kröel-Dulay
György
MTA Ökológiai és Botanikai Kutatóintézet
Ladányi Zsuzsanna
Szegedi Tudományegyetem Természeti Fölrajzi
és Geoinformatikai Tanszék
lzsuzsi@earth.geo.u-szeged.hu
Lóczy Dénes
Pécsi Tudományegyetem, Környezettudományi
Intézet
loczyd@gamma.ttk.pte.hu
Mari László ELTE TTK FFI Természetföldrajzi Tanszék maril@ludens.elte.hu
Molnár Lajos
Szabolcs
Debreceni Egyetem, Tájvédelmi és
Környezetföldrajzi Tanszék
u238ster@gmail.com
Molnár Zsolt MTA Ökológiai és Botanikai Kutatóintézet molnar@botanika.hu

Pearman Peter
Eidgenossische Forschunsanstalt für Wald,
Schnee und Landschaft, Birmensdorf, Svájc
Pinke Zsolt Debreceni Egyetem pinkezsolt@gmail.com
Rédei Tamás MTA Ökológiai és Botanikai Kutatóintézet
Ronczyk Levente Pécsi Tudományegyetem Földrajzi Intézet
Somodi Imelda
Eötvös Lóránd Tudományegyetem, Biológiai
Intézet Növényrendszertani és Ökológiai imelda.somodi@gmail.com
Tanszék
Szabó Rebeka MTA Ökológiai és Botanikai Kutatóintézet
Szabó Szilárd
Debreceni Egyetem Tájvédelmi és
Környezetföldrajzi Tanszék
szszabo@delfin.unideb.hu
Szilassi Péter
Szegedi Tudományegyetem Természeti Fölrajzi
és Geoinformatikai Tanszék
toto@earth.geo.u-szeged.hu
Szitár Katalin MTA Ökológiai és Botanikai Kutatóintézet
Zimmermann,
Niklaus E
Eidgenossische Forschunsanstalt für Wald,
Schnee und Landschaft, Birmensdorf, Svájc

Tördelés: JATEPess
WordPerfect kiadványszerkesztô programmal.
Kiadja a JATEPress
6722 Szeged, Petôfi Sándor sugárút 30—34.
http://www.jate.u-szeged.hu/jatepress/
Felelôs kiadó: Dr. Mezôsi Gábor egyetemi tanár, tanszékvezetô
Felelôs vezetô: Szônyi Etelka kiadói fôszerkesztô
Méret: B/5, példányszám: 50, munkaszám: 52/2010.