Összegzés 7.1. Fauna, együttesek és vizsgálatuk módszerei A fajok elterjedésének és a közösségek összetételének ismerete a gyakorlati és elméleti természetvédelem során egyaránt nélkülözhetetlen (Colwell & Coddington 1994). Az Aggteleki Nemzeti Park Orthoptera faunájáról összegy_jtött adatok 79 faj elterjedésér_l számolnak be. Az Isophya camptoxypha és a Stenobothrus fischeri elterjedésének revíziója után a fajlista 77 Orthoptera fajt (41 Ensifera, 38 Caelifera) tartalmaz, ami a hazai fauna 64 %-a (Nagy 2003). A sajátos biogeográfiai helyzet következtében, a viszonylag kis területen nagyszámú faunaelem együttes jelenléte figyelhet_ meg (Varga 1995). A szibériai fajok túlsúlya (57 %) er_s kontinentális hatást mutat. A mediterrán fajok (pl. Saga pedo, Poecilimon fussi) aránya a xerotherm lejt_kön a legmagasabb, ahol az 50 %-ot is elérheti. A területre leginkább jellemz_ dácikus és balkáni fajok, mint a Pholidoptera transsylvanica, Paracaloptenus caloptenoides, Leptophyes discoidalis és Isophya stysi a fennsíkok gyepeinek lakói (i). Hét faj elterjedése az adatok kora miatt bizonytalan. Jelenlétük igazolása a Ménes-völgy (Szögliget), a Bérc-, Baradla- és Galya-tet_, valamint a Nagy-oldal részletes vizsgálatát igényli. A vizsgált 67 lel_hely becsült kutatottsága 97,8 %. Ezeknek az él_helyeknek a további vizsgálata várhatóan nem gyarapítja a fajlistát. Egyes területek kiugróan magas fajszáma (pl. jósvaf_i Sz_l_-hegy: 51 faj) a kedvez_ él_helyi adottságok mellett a kutatottság egyenetlen térbeli eloszlásának tulajdonítható. A nemzeti park legintenzívebben vizsgált részei a Jósvaf_t_l északra es_ fennsík és a jósvaf_i Sz_l_-hegy. Legkevésbé a Szalonnai-karszt, a Rudabányai-hegység, az Esztramos, a Jósva-völgyt_l délre és a Szelcepusztától keletre es_ területek, Szin és Szinpetri környéke, valamint az Alsó-hegy kutatottak. A faunakutatás prioritásait a meger_sítést igényl_ adatok felülvizsgálata és a gyengén, illetve az egyáltalán nem kutatott területek köre jelöli ki (i). Az egyenesszárnyúak mintavételezésére számos módszert ismerünk (Gardiner et al. 2005). A nemzeti park faunájának vizsgálatakor legtöbbször f_hálózást, egyelést és tálcsapdázást alkalmaztak. A módszerek hatékonyságát, szelektivitását és a gyepszerkezet ezekre gyakorolt hatását a mintavételi hibák csökkentése és a metodika fejlesztése céljából elemeztem. A gy_jtött fajok száma alapján az egyelés, a ráfordítás alapján a f_hálózás bizonyult a leghatékonyabbnak. A könnyen standardizálható csapdázás, több f_leg talajon mozgó taxon együttes gy_jtésekor bizonyulhat hatékonynak (Murkin et al. 1996). Eredményeim szerint az általam használt nagyméret_ (Ø = 20 cm) csapdák kvantitatív adatgy_jtésre is alkalmasak. Az egyelés a ritka, míg a tálcsapda a fissurobiont fajokra bizonyult szelektívnek. Az egyelés és f_hálózás chorto-, illetve thamnobiontokkal szembeni érzékenységét közvetett módon igazoltam. Utóbbi két módszer hasonló szelektivitása, a minták összevethet_ségének megtartása mellett, teszi lehet_vé azok együttes alkalmazását. A tálcsapda ellentétes szelektivitása együttes alkalmazás esetén ellensúlyozza azok szelektivitását. A vizsgált finom skálán a vegetációstruktúra hatása nem volt kimutatható. Eredményeim alapján a vizsgált módszerek egyike sem tekinthet_ kizárólagosan megfelel_nek, így az adatszükséglet és az er_források ismeretében kell közülük választanunk, vagy kell kombinálnunk azokat. Összegezve az egyelés-f_hálózás kombinációját találtam legel_nyösebbnek, ami révén egy széles körben alkalmazható, ritka fajokra érzékeny, aránylag kis terepi és laboratóriumi munkaigény_, nagy hatékonyságú, jelenlét-hiány és kvantitatív adatok gy_jtésére egyaránt alkalmas eljárást kapunk. A leírtakat figyelembe véve az együttesek vizsgálatakor a jól összevethet_, egyeléses és f_hálós mintákat vettem figyelembe (ii). A különböz_ növényasszociációk szerkezetüknek megfelel_ fajkombinációjú Orthoptera együttesekkel feleltethet_k meg, melyek az él_helyszerkezet változásainak érzékeny indikátorai lehetnek. Az Aggteleki Nemzeti Park fajgazdag másodlagos gyepeinek együtteseit tizenkét éves mintavétel-sorozat adatai alapján elemeztem. A vizsgált együttesek összetételük alapján négy csoportra oszthatók. A fennsík mezo-higrofil és átmeneti jelleg_ gyepeinek együttesei jól elkülönültek a fennsík és a jósvaf_i Sz_l_-hegy xerotherm gyepeinek együtteseit_l. A fennsíki együtteseket a domináns fajok alapján euthystira- (mezo-higrofil), átmeneti- és crassipestípusúnak (xerotherm) tekinthetjük, míg a sz_l_-hegy együtteseit a sajátos fajösszetétel miatt külön kategóriába kell sorolnunk. A típusok hasonló elkülönítése már a korábbi elemzések során felmerült (Orci 1997a, 1997b). A xerotherm crassipes- és sz_l_-hegyi típusokban a fajszám, a diverzitás (Shannon-index), a thamno- és geobiont fajok, illetve a mediterrán színez_elemek aránya egyaránt magasabb volt, mint a humidabb gyepek együtteseiben. A terület jellemz_ balkáni és dácikus fajainak aránya az átmeneti típus esetén volt legmagasabb (iii). Az együttes típusok karakter fajait IndVal módszerrel (Dufrêne & Legendre 1997) határoztam meg. Az együttesekre általánosan jellemz_ fajok a hazai fauna gyakori euriök fajai közül kerültek ki. A fennsík zártabb gyepeire a mezo-higrofil szöcskék (pl. Tettigonia cantans, Metrioptera brachyptera, M. roeselii), míg a xerotherm együttesekre a choro- és geobiont sáskák (Stenobothrus crassipes, Calliptamus italicus), illetve a xerofil szegélyek szöcskéi (Metrioptera bicolor, Phaneroptera falcata, Pholidoptera fallax stb.) voltak jellemz_k. A humidabb él_helyek egyöntet_ségét a típusok kisszámú saját indikátor faja is igazolja (iii). A nemzeti park Orthoptera fajainak elterjedésében, elmúlt évtizedek során lezajlott változások vizsgálatát az alkalmazott mintavételi módszerek és a gy_jtésintenzitás id_beli különbségei nem tették lehet_vé (i). A leírt együttesek biológiai monitoringban való felhasználásához azonban szükséges azok természetes dinamikájának ismerete, amit az együttesek leírásakor is használt adatsor alapján elemeztem. A f_bb együttestípusok (euthystira-, crassipes-, sz_l_-hegyi típus) az 1994-1996. közti adatok alapján állandónak mutatkoztak (Orci 1997a, 1997b), ám az 1997-2005. közti id_szakban azok felbomlását (1997-2000), majd újraszervez_dését (2001-2002) figyeltem meg. A ciklikus változások a típusok domináns fajainak gyakoriságváltozásában is megmutatkoztak. Az euthystira- és átmeneti-típusú együttesekben a domináns fajok rangsora sokkal állandóbbnak bizonyult, mint a crassipes- és sz_l_-hegyi típusokban. A legnagyobb változások minden típusban az 1996-1997. és 2000-2002. közti id_szakban mutatkoztak. A domináns fajok rangsorának állandósága a típusok fajszámával és diverzitásával negatív kapcsolatot mutatott, ami leginkább a közepes zavarási hipotézissel (Conell, 1978) magyarázható. A vizsgált él_helyeken a fenntartó kezelés (kaszálás) jelenti az egyetlen „zavarást”. Utóbbi típustól függetlenül jelen van, így az abundancia rang struktúra állandóságának különbsége az él_helyek eltér_ intenzitású éves változásaival magyarázható. A Sz_l_-hegy mezoklímájának változékonysága és a term_helyi adottságok (pl. kitettség, talajtípus és vastagsága stb.) egyaránt az él_helyek változékonyságát er_sítik. A fennsík temperáltabb mezoklimatikus viszonyai közt, ilyen változékony szerkezet_ él_helyek, a töbörperemeken és a meredek déli lejt_kön találhatók. A vizsgált együttesek dinamikája az él_helyek változékonyságával összhangban alakult, ami az együttesek és az él_hely szerkezete közti szoros összefüggést mutatja. A gyepszerkezet változásait legjobban a típusok domináns fajainak gyakoriság-változásai mutatták, míg a fajszám, a fajösszetétel és az életforma-típusok eloszlása a változások jelzésében kevésbé hatékony változónak bizonyultak. A formagazdag karsztfelszínen nagyszámú mikro- és mezoklíma zug alakul ki, melyek a makroklíma együttesek kompozíciójára gyakorolt hatását elfedik, így az a vizsgált változók esetén nem volt kimutatható (iii). A területen is jelent_s nagy fajgazdagságú másodlagos gyepek, a legnagyobb természeti értékkel bíró típusok között szerepelnek (Bignal & McCracken 1996, Balmer & Erhardt 2000). Az elmúlt évtizedekben Európa szerte a gyepek fragmentálódása és a megmaradt foltok fajgazdagságának csökkenése volt megfigyelhet_. A foltok fajszámát meghatározó tényez_ket a Középs_-plató él_helyszigeteinek Orthoptera együttesei esetén vizsgáltam. A vizsgált szigeteken a terület (A) és él_helyi diverzitás (HD) fajszámra gyakorolt hatása egyaránt jelent_snek bizonyult, míg a szigetek kerületének és kutatottságának hatása nem volt kimutatható. A fajszám-terület összefüggés (SAR) két általánosan elfogadott lineáris modellje (log-log, semilog) egyaránt jó illeszkedést mutatott. Log-log modell esetén a faj-terület görbe meredeksége (z = 0,1781) megfelelt a McArthur & Wilson (1967) által, terresztris szigetekre megadott intervallumnak, ami az él_helyszigetek kisfokú izoláltságát mutatja. A terület és az él_helyi diverzitás hatását együttesen figyelembe vev_ choros-modell (Triantis et al. 2003) hagyományos modelleknél jobb illeszkedése, az él_helyi diverzitás fajszámra gyakorolt jelent_s pozitív hatására utal. A kis szigetek fajszámát a területt_l független tényez_k, katasztrófák, zavarás, az él_helyi sokféleség, vagy faj-interakciók alakítják. A kis-sziget hatásnak (SIE, Lomolino 2000) nevezett jelenség mérettartományának határa töréspont regresszióval (Lomolino & Wieser 2001) és path-elemzéssel (Triantis et al. 2006) mutatható ki. A fennsík él_helyszigetein annak ellenére sem sikerült jelent_s kis-sziget hatást kimutatnom, hogy a két elemzést mindkét lineáris modellel elvégeztem. A kis-sziget hatás hiánya a szigetek kisfokú izoláltságával és viszonylagos fiatalságával magyarázható. A szigetek izoláltságának stabilizálódása a fajszámok csökkenését és a jelenség mérettartományának emelkedését eredményezheti (iv). 7.2. Természetvédelmi alkalmazások Az Aggteleki Nemzeti Park Orthoptera faunája a fajszám, valamint a védett (11) és országosan ritka fajok (12) száma alapján egyaránt jelent_s természetvédelmi értéket képvisel. A faunisztikai adatok revíziója során a védett Isophya brevipennist (camptoxypha) töröltem a fajlistából, míg további négy védett faj esetén elterjedési adatokat revideáltam. A védett Leptophyes punctatissima, Poecilimon intermedius és Tettigonia caudata elterjedése adataik kora miatt meger_sítést igényel (i). Az összegy_jtött elterjedési adatok alapján a faj- és él_helyvédelem prioritásai egyaránt kijelölhet_k. A területi prioritásokat a lel_helyek rangsorolásával (egyszer_ rangsor, komplementer területek módszere) határoztam meg (Williams et al. 1996, Reid 1998, Margules & Pressey 2000). A fajszám (S) és a ritkasággal súlyozott fajszám (SR) a ritka fajok számánál (SQ) módszert_l függetlenül hatékonyabb rangsorváltozónak bizonyult, ami jelzi, hogy a ritka fajokra alapozott természetvédelmi törekvések nem feltétlenül vezetnek megfelel_ eredményre. Az egyenesszárnyúak védelmében a Középs_-plató és a jósvaf_i Sz_l_-hegy fajgazdag másodlagos gyepei bizonyultak legjelent_sebbnek. A hatékonyság növelésének másik eszköze a fajokhoz tartozó természetvédelmi felel_sség magadása (Dunn et al. 1999, Sólymos et al. 2006). A terület védett és ritka fajai közül háromhoz (Pholidoptera transsylvanica, Pseudopodisma nagyi, Isophya stysi) globális, további öthöz (Leptophyes discoidalis, Poecilimon fussi, Saga pedo, Paracaloptenus caloptenoides, Stenobothrus eurasius) európai szint_ természetvédelmi felel_sség kapcsolható. A legnagyobb országos szint_ természetvédelmi felel_sség az Omocestus viridulus kapcsán merült fel. A kiemelt fajok és él_helyeik védelme, valamint állományaik monitorozása a helyi természetvédelem kiemelt feladata. (i). Az egyenesszárnyúak az él_helyszerkezet változásának érzékeny indikátorai (Andersen et al. 2001), ám a monitorozáshoz ideális esetben torzítatlan adatok szükségesek. Az adatmin_ség az alkalmazott módszerek szelektivitásának és hatékonyságának ismeretében javítható. Az Orthopterák gy_jtésére gyakran használt f_hálózás, egyelés és tálcsapdázás (Gardiner et al. 2005) összevetése során egyik módszer sem bizonyult abszolút érvény_nek. A hatékonyság és szelektivitás mutatóit figyelembe véve a f_háló-egyelés kombinációja mutatja a legtöbb el_nyös tulajdonságot. A faj és közösségi monitoring során is e két módszer együttes alkalmazása javasolható (Nagy et al. 2007) (ii). A ritka és védett fajok száma, valamint a diverzitási értékek alapján, a legnagyobb természetvédelmi értéket a fennsíkok crassipes-típusú együttesei képviselik, ami meger_síti a területválasztás eredményeit. A xerotherm típusok abundancia-rang struktúrájának kisebb állandósága az él_helyek változékonyságával magyarázható. Az él_helyszerkezet változásait legjobban a típusok domináns fajainak gyakoriság-változásai jelzik. A fajszám, a fajösszetétel és az életforma-típusok eloszlása kevésbé hatékony indikátornak bizonyult. (iii). A fennsíki kaszálók felhagyása a gyepek fragmentálódását és szerkezetük átalakulását eredményezte. A területhasználat váltása a XVIII. század óta többször is lezajlott (Nagy 2003). A folyamat során a gyepek visszaszorulásait követ_en azok fajai újra és újra szétterjedtek a fennsíkokon. A jelenlegi állapotok fenntartásának f_ veszélye épp az él_helyszigetek izolációjának „tartósítása”. A hosszú távú elszigetel_dés a kis szigetek fajszámát dönt_en meghatározó, területt_l független hatások (degradáció, katasztrófák, él_hely diverzitás stb.) er_södését, azaz a kis-sziget hatás (SIE) mérettartományának növekedését és egyben a fajgazdagság csökkenését eredményezi. A fajok és együttesek megóvása szempontjából a természetvédelem els_dleges feladata az él_helyszigetek összeköttetéseinek fenntartása és az elszigetel_dött foltok visszaintegrálása, aminek fontosságát Nagy (2002) és Jordán et al. (2003) a Pholidoptera transsylvanica metapopulációk kapcsán külön is hangsúlyozta (iv).

Summary 8.1. Fauna, assemblages and methods The knowledge of species’ distribution and community composition is essential for practical and theoretical conservation biology (Colwell & Coddington 1994). The occurrence of 79 orthopteran species is known from the Aggtelek Nationak Park. This list reduces to 77 (41 Ensifera, 38 Caelifera species) after the revision of the occurrences of Isophya camptoxypha and Stenobothrus fischeri, which number is 64 % of the Hungarian Orthoptera fauna (Nagy 2003). Due to its exceptional biogeographic position, several faunal elements can co-occur in an area of relatively small extent (Varga 1995). The overwhelming number of Siberian elements (57 %) indicates strong continental influence. Proportion of Mediterranean elements (eg. Saga pedo, Poecilimon fussi) reach its maxima up to 50 % on xerothermic southern slopes. The most characteristic Dacian and Balkanic species, like Pholidoptera transsylvanica, Paracaloptenus caloptenoides, Leptophyes discoidalis and Isophya stysi are living in the grasslands of the plateaus (i). Distributions of seven species were based on unreliable data, the conformation their occurrence needs survey of the Ménes-völgy (Szögliget), Bérc-, Baradla- and Galya-tet_, and Nagy-oldal areas. Estimated exploration rate of the 67 locations were 97.8 %. Surveying the above areas will supposedly not contribute with new species to the list. Some instances with exceptionally high species richness (e.g. Sz_l_-hegy near Jósvaf_ with 51 species) can be due to favourable habitat characteristics and overcollecting. Most intensively surveyed areas of the national park are plateaus north to and Sz_l_-hegy near Jósvaf_. Less intensively surveyed areas are Szalonnai95 karszt, Rudabányai-hegység, Esztramos, and areas south to Jósva-völgy and east to Szelcepuszta, surroundings of Szin and Szinpetri, and Alsó-hegy. Priorities of further faunistic research involve confirmation of dubious records and surveying undercollected areas (i). Several methods are used for sampling orthopterans (Gardiner et al. 2005). In the national park survey, sweep-netting, hand collecting and dish trapping were used in most of the cases. I tested the effectiveness, selectivity and effects of grass structure in order to reduce biases and to improve sampling methodology. Based on number of collected species hand collecting, based on cost-effectiveness sweep netting was most efficient. Dish trapping is easy to standardise, and can be useful for collecting ground-active species (Murkin et al. 1996). Our results indicate that wide (Ø = 20 cm) traps can be used to collect quantitative samples. Hand collecting was selective for rare species, while dish trapping was selective towards fissurobionts. Hand collecting and sweep-netting was sensitive to chorto- and thamnobionts. This result can indicates that these two methods can be combined. The use of dishtrapping can balance selectivity. The effect of vegetation structure on the results was not significant on the small scale of the study. None of these methods can be universal, and one has to choose among them or combine these according to the aims and budget of a given study. In summary, the combination of hand-collecting and sweep-netting was most useful, because it can be widely used, sensitive to rare species, it has low field and lab costs, highly effective, can be used for binary and quantitative data collecting. Thus for further analyses I used the combination of sweepnetting and hand collecting, because this gives the most comparable results (ii). Plant associations can be characterised with Orthoptera assemblages due to their structure, and thus orthopterans can used as indicators of structural changes. I analyses Orthoptera assemblages of secondary grasslands in the Aggtelek National Park in a twelve-year study. Four assemblage groups were identified. The meso-hygrophilous and transitional grasslands of the plateau region are differ from the xerophilous grasslands of the plateau and the Sz_l_-hegy. The plateau sites can be characterised as euthystira-type (meso-hygrophilous), transitional and crassipes-type (xerothermic) based on dominant species, while assemblages of the Sz_l_- hegy form a distinct cluster of sites. This kind of characterisation was earlier proposed by Orci (1997a, 1997b). The crassipes-type and Sz_l_-hegy type assemblages were species rich and dominated by thamno- and geobiont species and Mediterranean species than in the more humid sites. Balcanic and Dacian species were most abundant in transitional type assemblages (iii). I identified characteristic species of these assemblages by IndVal method (Dufrêne & Legendre 1997). General species of different types were widely distributed generalists. In the dense grasslands hygrophyl grasshoppers (Tettigonia cantans, Metrioptera brachyptera, M. roeselii), while in xerothermic sites locusts (Stenobothrus crassipes, Calliptamus italicus) and thermophyl grasshoppers (Metrioptera bicolor, Phaneroptera falcata, Pholidoptera fallax) were characteristic. Uniformity of the more humid sites is proved by the smaller number of characteristic species (iii). We can not identify trends in the changes of Orthoptera assemblages during the last decades due to heterogeneous sampling intensity and variable sampling protocol (i). But, for the application of the above detailed assemblage-types in biological monitoring, we have to know their natural dynamics. The assemblage types (euthystira, crassipes, Sz_l_-hegy) were compositionally constant in the 1994-1996 period (Orczi 1997a, 1997b), but these were reorganised during the years 1997-2000, and later re-established between 2001-2002. This cyclic change was prominent in the changes in the relative frequency of the dominant species. In the euthystira and transitional type assemblages the dominance ranks of the species were more constant, than that of in the crassipes and Sz_l_-hegy types. Largest changes occurred in the period 1997-1998 and 2000-2002 for all assemblage types. The constancy of dominant species ranks were negatively correlated with the species richness and diversity of the assemblage types. This phenomenon can be explained by the intermediate disturbance hypothesis (Conell, 1978). In the studied sites, the mowing is the only “disturbance” that is used to sustain these grasslands. This was present irrespective of grassland type, thus changes in the abundance rank structure can be attributed to different year-toyear changes of these grasslands. Mesoclimatic variability of the Sz_l_-hegy and its habitat features (i.e. aspect, soil type, soil depth) contribute to the acceleration of changes. The more balanced mesoclimate of the plateau region variable habitats can only be found at doline edges and steep southern slopes. Dynamics of the studied assemblages were parallel to the variability of habitats, underlying the strong association between habitat structure and species composition. Changes in habitat structure were reflected by changes in the frequency of the most abundant species, while species richness, composition and distribution of life forms were not very sensitive to these changes. The geologically complex karstic surface provides many micro- and mesoclimatic shelters that are able to mask macroclimatic effects on species composition (iii). Species rich secondary grasslands have high natural value (Bignal & McCracken 1996, Balmer & Erhardt 2000). In recent decades, grassland fragmentation and decrease in richness was observed through Europe. I studied the richness and its determinants in the fragmented grasslands of the middle plateau. I studied the relationship between the area (A), habitat diversity (HD) and species richness, and both proved to be significantly affecting richness. While the perimeter of the patches and survey intensity had no significant effect. The log-log and semi-log model of the species-area relationship (SAR) fitted well to the data. For the log-log model, slope (z = 0,1781) agreed well with the theoretical expectations of terrestrial habitat islands by McArthur & Wilson (1967), thus reflecting small isolation. The choros model incorporates both the effects of area and habitat diversity (Triantis et al. 2003). This model fit was highest indicating the strong effect of habitat diversity on species richness. Species richness in small islands is influenced by catastrophic events, disturbance, habitat diversity and species-interactions. The upper threshold of this so called small island effect (SIE, Lomolino 2000) can be identified by breakpoint regression Lomolino & Wieser (2001) and path analysis (Triantis et al. 2006). I could not find small island effect for the Orthoptera data set. The lack of this effect can be due to the small isolation of these patches and the relatively young separation of them. Isolation may result in decreasing richness when stabilised in the future (iv). 8.2. Conservation applications The Orthoptera fauna of the Aggtelek National Park is of outstanding value based on its richness, the number of protected species (11) and nationally rare species (12). As a result of the revision of the faunistic data, the protected species Isophya brevipennis (camptoxypha) was deleted from the species list, and I corrected occurrence data for other four species. The records of the protected species Leptophyes punctatissima, Poecilimon intermedius and Tettigonia caudata need further support (i). Based on the revised data set, I prioritised species and areas. Areas were prioritised based on simple ranking and complementarity (Williams et al. 1996, Reid 1998, Margules & Pressey 2000). The species richness (S) and rarity weighted species richness (SR) performed better than the number of rare species (SQ). Highest ranking areas included the rich secondary grasslands of the Középs_-plató and the Sz_l_-hegy near Jósvaf_. I also determined responsibility scores for each species (Dunn et al. 1999, Sólymos et al. 2006). I identified global responsibility for three species (Pholidoptera transsylvanica, Pseudopodisma nagyi, Isophya stysi), European responsibility for five species (Leptophyes discoidalis, Poecilimon fussi, Saga pedo, Paracaloptenus caloptenoides, Stenobothrus eurasius). National scale responsibility was highest for the species Omocestus viridulus. Habitat protection and monitoring for these species is a priority for local protection agenda (i). Orthopterans are sensitive indicators of changes in habitat structure (Andersen et al. 2001), but their monitoring ideally requires unbiased data. This depends on the selectivity and effectiveness of the applied methods. Most commonly used method is sweep-netting, hand-collecting and dishtrapping (Gardiner et al. 2005), but these are not necessarily comparable to each other. The combination of data from hand-collecting and sweep-netting is the most reliable. The use of these two methods in community monitoring is suggested (Nagy et al. 2007) (ii). Highest natural value was found at the crassipes-type assemblages of the plateau region, and this is in accordance with the site selection results. Variability in the abundance rank structure of the xerothermic types is due to variability of habitat characteristics. This is best reflected by the frequency changes of the most dominant species. Species richness, diversity and distribution of life forms were less sensitive to these changes (iii). The abandonment of the hayfields in the plateaus resulted in the fragmentation of these grasslands. Land use change has been taken place several times during the last two centuries (Nagy 2003). The conservation of the current situation may conserve isolation as well. Isolation may cause decrease in richness in the long run through area independent effects (degradation, catastrophic events) in small patches (i.e. small island effect). Primary duty of nature protection is to maintain connectivity among these isolated grassland fragments. This was highlighted by Nagy (2002) and Jordán et al. (2003) for the cases of Pholidoptera transsylvanica metapopulations.