Vízügyi Közlemények, 2000 (82. évfolyam)
3-4. szám - Istvánovics V.-Somlyódy L.: Az ökológia, a természetvédelem és a vízgazdálkodás kapcsolata
Az ökológia, a természetvédelem és a vízgazdálkodás kapcsolata 531 erről tudnánk. Alapvető dilemmát az ökológia számszerüsitési és előrejelzési hiányosságai mellett az jelent, hogy valamely (megfelelő hosszúságú és mintavételi gyakoriságú) észlelési programot és attól függő, rugalmasan illeszthető nagyszámú stratégiát aligha tudunk kidolgozni. Az ökológiai rendszereket érintő beavatkozások esetében alapvető követelmény a rendszer válaszának folyamatos nyomon követése, és a beavatkozások korrekciója a visszacsatolás alapján. Ez az iteratív ellenőrzési elv (Wodraska-Haam 1996) a magyar vízgazdálkodási gyakorlatban is kezd megjelenni. A Balaton átfogó, a Minisztertanács által 1983-ban jóváhagyott vizminöség-szabályozási stratégiája az iteratív ellenőrzés elvére épült. A hosszú távú vízminőségi célkitűzést közérthetően fogalmazták meg, kijelölték a célállapot elérését biztosító terhelési határértékeket, az ehhez szükséges beavatkozásokat, végül számszerűen is megadták, hogy a terhelési határértékek betartása milyen átlagos alga biomasszát jelent. (Somlvódy-van Straten 1986). A kitűzött terhelési célokat ötévenként a Magyar Tudományos Akadémia interdiszciplináris bizottsága felülvizsgálja, szükség esetén javaslatot tesz a módosításra. A felülvizsgálat bemeneti adatai a tó vízminőségi megfigyelő hálózatának eredményei és a szerteágazó kutatási eredmények. Az eddigi három felülvizsgálat csak kisebb módosításokatjavasolt, ezeket a döntéshozók elfogadták. Ez az ökológiai visszacsatolás alapján álló iteratív közelítés egyelőre a kivételt jelenti. 2.2. A jövő bizonytalansága Az ökológus és a mérnök lényegesen másként gondolkodik a jövő kiszámíthatóságáról. A bizonytalanságok természete szerint célszerű megkülönböztetnünk a kockázatot, az „ismeretlen bizonytalanságot" és a meglepetést (Schulze et al. 1996). Kockázatról akkor beszélhetünk, ha a lehetséges következmények valószínűsége becsülhető. A mérnök a kockázatot és annak túlbiztosítását kénytelen előtérbe helyezni, még ha ez korszerű statisztikai elveken nyugvó módszerekkel csökkenthető is; és a legvalószínűbb forgatókönyvek kiválasztásával és kvantitatív modellek segítségével azokat kezelni. Az ökológiai rendszerek működése azonban gyakran nem látható előre olyan mértékig, hogy a beavatkozások kockázatát felmérhessük, ugyanakkor tapasztalataink alapján viszonylag jól körülhatárolhatjuk a várható bizonytalanságok természetét. A tavak foszforterhelése és trofitása közötti összefüggést több száz tó összehasonlításával tisztázták, így ma ismert az algásodás általában vett kockázata ( OECD 1982). Egy-egy konkrét tó esetében a kockázat csak akkor pontosítható, ha viselkedéséről a statisztikai értékeléshez elegendően hosszú adatsorunk van. Ilyen nálunk legföljebb a Balatonra vonatkozóan áll rendelkezésre (Szilágyi 1998). Az OECD-összefüggés csupán az algásodás kockázatát tette leírhatóvá; az eutrofizálódás más tüneteinek bizonytalansága továbbra is „ismeretlen". Például: mennyire pusztul majd a nádas, lesznek-e halpusztulások és ha igen, mekkorák, megjelennek-e toxikus cianobaktériumok, hogyan változik a halhozam, mekkora belső foszforterhelésre számíthatunk? Az „ismeretlen" bizonytalanságok sora arra ösztönözte a mérnököket és matematikusokat, hogy a korszerű (pl. bayesi) statisztika eredményeit felhasználva új módokon elemezzék a bizonytalanságokat (Maslie\>—Somlyódy 1995).
