Abundance and distribution of birds of prey in the Kłodzko Region (SW Poland)

BUTEO 13 (2003): 3-9

Abundance and distribution of birds of prey in the Kłodzko Region (SW Poland) Početnost a rozšíření dravců v oblasti Kłodzka (JZ Polsko) MIKUSEK R. (1), STAWARCZYK T. (2), WUCZYŃSKI A. (3) & LONTKOWSKI J. (2) Romuald Mikusek, Stołowe Mts. National Park, Słoneczna 31, 57-350 Kudowa Zdrój, Poland; e-mail [email protected] (2) Tadeusz Stawarczyk & Jan Lontkowski, University of Wrocław, H. Sienkiewicza 21, 50-335 Wrocław, Poland; e-mail TS: [email protected]; e-mail JL: [email protected] (3) Andrzej Wuczyński Institute of Nature Conservation PAS, Podwale 75, 50-449 Wrocław, Poland; e-mail [email protected] (1)

ABSTRACT. In 2002, from mid-April till the end of June, a survey of raptors was performed in the Kłodzko Region (Lower Silesia, SW Poland), an area of 1 540 km2, reaching altitudes between 300-1425 m a. s. l. Additionally, earlier data, collected since the 1990s, were used for estimation of the population size. Fourteen raptor species were recorded. Among them ten were considered as breeding or probably breeding. Besides the Common Buzzard (Buteo buteo), which was not counted, the most abundant were the Kestrel (Falco tinnunculus) and Sparrowhawk (Accipiter nisus). The Honey Buzzard (Pernis apivorus) and Hobby (F. subbuteo) occurred in high numbers as well. Interesting records include possible breeding of the Peregrine (F. peregrinus) and Red Kite (Milvus milvus), Black Kite (M. migrans) and an observation of Montagu’s Harrier (Circus pygargus) and the Saker (F. cherrug). The methods employed were certainly insufficient in the case of the Goshawk (A. gentilis) and Sparrowhawk, and thus the numbers obtained for these species should be considered as minimum.

INTRODUCTION

The birds of prey populations inhabiting mountainous regions of Poland are rather poorly known (TOMIAŁOJĆ & STAWARCZYK in print). There are only some data from the Carpathians (GŁOWACIŃSKI et al. 2000, KUNYSZ & HORDOWSKI 2000), and from some small fragments of the Sudetes, e. g. Krkonoše Mts. (FLOUSEK & GRAMSZ 1999) and some fragments of the Kłodzko Region: Bystrzyckie (MIKUSEK 1996) and Stołowe Mts. (MIKUSEK & DYRCZ in print). Data from the SE part of the studied area (Bialskie Mts. and Śnieżnik Massif) where wide compact forest complexes predominate, are less accurate. However, the Eastern part of the Sudetes has never been surveyed yet. This paper sums up our present knowledge on the distribution and abundance of raptors of the Kłodzko Region in 1990-2002. STUDY AREA

Situated in the Central and Eastern Sudetes, the Kłodzko Region resembles a „peninsula” wedge into the area of the Czech Republic (Fig. 1). The northern limit of the region is marked by the belt of forelands (Sudetic Foreland) and, in the western part, the northern edge of the Bardzkie Mts. The study area described in this paper is delimited by the country’s borders in 3

the west, south and east and by the administrative borders of the Złoty Stok, Kłodzko and Radków communities in the north. The total area under study amounted ca 1540 km2. The altitude of the Kłodzko Region ranges from 300 to 1425 m a. s. l. (Mt. Śnieżnik). Its central part is crossed by the valleys of the Nysa Kłodzka River and its tributaries, which are surrounded by open farmland and a mosaic of arable fields and wooded patches. The majority of mountainous parts of the area is covered by forests, mainly spruce stands of different age at higher altitudes, with some mixture of deciduous woods at lower ones. In total, ca 40% is occupied by woodland and ca 40% by farmland, the rest representing urban, suburban and alpine habitats. The region is well populated with ca 110 persons per 1 km2, but the population is very unevenly distributed.

Fig. 1 – Study area. Obr. 1 – Studované území.

METHODS

The survey was conducted from late April till the end of June 2002 by a team of four experienced observers. Two methods of survey were applied: observations of soaring birds of prey from well-exposed places with a wide view of the environs, and whole-day penetrations of the study area. All towns and most villages were controlled for Kestrel (Falco tinnunculus) occurrence. For estimation of the abundance of raptors, data from earlier years were used as well, especially those collected in the 1990s which were partially based on nest searching in the Stołowe and Bystrzyckie Mts. (MIKUSEK 1996, MIKUSEK & DYRCZ in print.). The methods employed enabled us relatively precise estimation of the abundance of the Honey Buzzard (Pernis apivorus), Kestrel and Hobby (F. subbuteo). However, they were

4

certainly insufficient in the case of the Goshawk (Accipiter gentilis) and Sparrowhawk (A. nisus), and therefore the numbers obtained for these species should be considered as minimum. The methods used in the survey did not allow us a precise estimation of the most abundant species, i.e. the Common Buzzard (Buteo buteo). RESULTS

Honey Buzzard (Pernis apivorus) The species was rather evenly distributed in the region, although it avoided large compact spruce forests in its eastern part (Bialskie Mts. and Śnieżnik Massif). Ca 40 sites were found (Fig. 2) but, taking into account the number of suitable breeding places, the abundance was estimated at 45-55 pairs (Table 1). The species reached its highest numbers in the Krowiarki and Złote Mts. (ca 13 sites) and Bystrzyckie Mts. (ca 10 sites). The preferred environments were mosaic habitats and the margins of deciduous wood patches. Black Kite (Milvus migrans) Two records: one passing bird on 1st June 1996 near Poręba in Bystrzyckie Mts., and another one on 30th May 2002 near Marcinków (Śnieżnik Massif) landing in the hornbeam forest (Fig. 3, Table 1).

Fig. 2 – Breeding sites of the Honey Buzzard in 1990-2001 and in 2002. Obr. 2 – Hnízdní lokality včelojeda lesního v letech 1991-2001 a v roce 2002.

Fig. 3 – Breeding sites of the rarest birds of prey: Peregrine, Red Kite, Black Kite and Marsh Harrier. Obr. 3 – Hnízdní lokality méně početných druhů dravců: sokola stěhovavého, luňáka červeného, luňáka hnědého a motáka pochopa.

Red Kite (Milvus milvus) Two records, made within a small area on 3rd May and 29th July 2002, indicate a possibility of one pair breeding near Konradów (Fig. 3, Table 1). White-tailed Eagle (Haliaeetus albicilla) One record: 30th May 2002 one flying bird in the vicinity of Marcinków.

5

Sparrowhawk (Accipiter nisus) A widespread species in the whole region, found at ca 50 locations, but certainly more numerous than the records suggest (Fig. 4). It seems to be more evenly distributed in the western part of the region than in the eastern one, where it was probably overlooked in young, large compact forest complexes. In the best surveyed Stołowe Mts. and their vicinity the species occurs at 18 sites, which shows a potential density for a breeding population. Taking this into consideration, the total number can be estimated at 100-120 pairs in the whole region (Table 1). Table 1 – Observed and estimated numbers of birds of prey in the Kłodzko Region. Tab. 1 – Počet pozorovaných dravců a odhad jejich početnosti v oblasti Kłodzka.

species Falco tinnunculus Accipiter nisus Accipiter gentilis Pernis apivorus Falco subbuteo Circus aeruginosus Milvus milvus Milvus migrans Falco peregrinus

number of pairs observed

estimated

ca 80 ca 50 ca 35 ca 40 ca 35 5-6 1-2 0-2 0-3

90-110 100-120 50-60 45-55 40-50 5-8 1-2 0-2 0-3

Goshawk (Accipiter gentilis) Found at 38 sites but certainly underestimated in the compact forests of the eastern part of the region (Fig. 5). It seems to be most abundant in the Bystrzyckie Mts., where a dozen sites were found in the 1990s. The total number was estimated at 50-60 pairs (Table 1). Common Buzzard (Buteo buteo) The method used in the survey was not precise enough to estimate the numbers of this species. However, the observations indicated that the Buzzard was definitely the most numerous raptor species recorded in the whole region, especially abundant in the mosaic of habitats and margins of forest while less numerous in the compact forest complexes. Marsh Harrier (Circus aeruginosus) Pairs or single birds were seen at 6 localities in the vicinity of towns Międzylesie, Bystrzyca Kłodzka, Kłodzko and Złoty Stok (Fig. 3, Table 1). All were recorded in open areas with reed patches offering suitable breeding places. Montagu’s Harrier (Circus pygargus) One female was observed 1st June 1996 on the military training ground near Kłodzko. Osprey (Pandion haliaetus) One record: on 28th May 2002 one bird was seen in the Nysa valley near Podtynie (north of Kłodzko).

6

Fig. 4 – Breeding sites of the Sparrowhawk.

Fig. 5 – Breeding sites of the Goshawk.

Obr. 4 – Hnízdní lokality krahujce obecného.

Obr. 5 – Hnízdní lokality jestřába lesního.

Kestrel (Falco tinnunculus) One of the most numerous birds of prey with ca 80 sites recorded in the region and the total number estimated at 90-110 pairs (Table 1). It was especially numerous along the Nysa Kłodzka and Orlica River valleys, at the highest densities found in the Stołowe Mts. (17 pairs) and in the vicinity of towns Międzylesie, Bystrzyca Kłodzka, Kłodzko and Kudowa Zdrój (Fig. 6). On the other hand, it seemed to avoid the Śnieżnik Massif and southern part of the Bialskie Mts. Hobby (Falco subbuteo) Ca 35 sites were recorded, including some localities found earlier in the 1990s. It occurred mainly on the margins of forest complexes in the Krowiarki, Bystrzyckie and Złote Mts. as well as on the western edge of the Śnieżnik Massif (Fig. 7). At some suitable it was places probably overlooked, and hence the total number can be estimated at 40-50 pairs (Table 1).

Fig. 6 – Breeding sites of the Kestrel.

Fig. 7 – Breeding sites of the Hobby.

Obr. 6 – Hnízdní lokality poštolky obecné.

Obr. 7 – Hnízdní lokality ostříže lesního.

7

Peregrine (Falco peregrinus) Two records in 2002: an adult chasing a Common Buzzard was seen on 2nd May at the Bialskie Mts. north of Lądek Zdrój and a pair crossing the border to the Czech Republic side was recorded on 15th May east of Boboszów (Fig. 3, Table 1). Regular records since the year 1994 in the Stołowe Mts. concern most probably introduced and recently breeding birds on the neighbouring Czech territory (T. BELKA, pers. comm.). Saker (Falco cherrug) An adult bird was seen on 9th May 2002 near Kamieńczyk, west of Boboszów, flying towards the Czech border. DISCUSSION

Of the 14 species of birds of prey recorded in the Kłodzko Region, ten were considered as breeding or probably breeding, while White-tailed Eagle, Montagu’s Harrier, Osprey and Saker were nonbreeders. The distribution of sites indicates that birds of prey (except Kestrel) avoid open areas of plough land in the centre of the Kłodzko Region, and also compact spruce forests at higher altitudes in the mountains, especially in the eastern part. The highest densities were recorded in the mosaic of habitats connected with river valleys and margins of forest complexes. The most numerous species was the Common Buzzard. The high numbers of the Kestrel distinguishes this region from other parts of Silesia as well as from the rest of Poland (TOMIAŁOJĆ & STAWARCZYK, in print). Its population, estimated at 90-110 pairs, constitutes ca 20–25% of the Silesian population. It seems that such a high number of Kestrels results from the proximity of the more abundant Czech population of the species (DANKO et al. 1994) with density of 25 breeding pairs/100 km2 (ŠŤASTNÝ et al. 1996). It is twice more numerous in the Krkonoše Mts. (FLOUSEK & GRAMSZ 1999) than in the whole Kłodzko Region too. A relatively numerous species was the Honey Buzzard – ca 15% of its Silesian population occurred in the region. It seemed to be more common in mountainous and submountainous regions of Poland (HORDOWSKI 1991, GŁOWACIŃSKI et al. 2000, KUNYSZ & HORDOWSKI 2000) than in lowlands. Similar numbers were estimated in the nearby area of the Náchodsko Region (ŠŤASTNÝ et al. 1996) and Orlicke Mts. (HROMÁDKO in print), but on the other hand e. g. in Krkonoše Mts., it was unexpectedly scarce (FLOUSEK & GRAMSZ 1999). Although the Sparrowhawk was recorded only at ca 50 sites, we think that it was one of the most abundant species with the total number estimated at 100-120 pairs. A twice higher number of the Sparrowhawk than the Goshawk is typical of mountainous and highly wooded areas of the Sudetes (FLOUSEK & GRAMSZ 1999, HROMÁDKO in print). Still the number of the latter must have been underestimated. Probably, both species have recently been increasing in numbers (DYRCZ et al. 1991). Records of the Peregrine at two different locations, as well as earlier observations in the Stołowe Mts., indicate that the birds breeding in the Czech Republic can soon colonize the region. Recent sporadic breeding of this species is also possible, although the availability of suitable nest habitats (rocks) is low, however breeding in trees cannot be excluded. Also the record of the Saker shows that occupation of the Polish territory by the growing Czech population is possible in the future. The first breeding of the Saker in Poland was noted as early as 1998 close to the Polish-Czech border (AUGST 1998). 8

An interesting suggestion is also the possible breeding of the Red Kite, which does not occur in mountainous regions of Poland (TOMIAŁOJĆ & STAWARCZYK, in print), although there are some records from the Krkonoše Mts. (FLOUSEK & GRAMSZ 1999). SOUHRN Studie početnosti dravců byla v oblasti Klodzka (JZ Polsko) prováděna v roce 2002, a to v období od poloviny dubna do konce června. Ke stanovení odhadu velikosti populací byla dále použita data získaná již dříve v průběhu 90. let. Celkem zde bylo zjištěno 14 druhů dravců, z čehož deset druhů je považováno za hnízdící či pravděpodobně hnízdící. Kromě káně lesní (Buteo buteo), která nebyla do sčítání zahrnuta, byli nejběžnějšími druhy poštolka obecná (Falco tinnunculus) a krahujec obecný (Accipiter nisus). Dalšími hojnými druhy byli také včelojed lesní (Pernis apivorus) a ostříž lesní (F. subbuteo). Mezi zajímavá zjištění patří pravděpodobné hnízdění sokola stěhovavého (F. peregrinus), luňáka hnědého (Milvus migrans) a luňáka červeného (M. milvus) a taktéž pozorování motáka lužního (Circus pygargus) či raroha velkého (F. cherrug). Poněvadž nebyla použitá metodika zjišťování početnosti v případě jestřába lesního (A. gentilis) a krahujce obecného (A. nisus) zcela dostačující, je nutno považovat zjištěnou početnost těchto druhů za minimální.

REFERENCES AUGST, U. 1998: Die Ansiedlung des Würgfalken Falco cherrug als Brutvogel in Deutschland. – Limicola, 12: 297-313. DANKO, Š., DIVIŠ, T., DVORSKÁ, J., DVORSKÝ, M., CHAVKO, J., KARASKA, D., KLOUBEC, B., KURKA, P., MATUŠÍK, H., PEŠKE, L., SCHRÖPFER, L. & VACÍK, R. 1994: Stav poznatkov o početnosti hniezdnych populacií dravcov (Falconiformes) a sov (Strigiformes) v Českej a Slovenskej Republike k roku 1990 a ich populačný trend v rokoch 1870-1990. – Buteo, 6: 1-89. DYRCZ, A., GRABIŃSKI, W., STAWARCZYK, T. & WITKOWSKI, J. 1991: Ptaki Śląska. Monografia faunistyczna. – Uniwersytet Wrocławski, Wrocław. FLOUSEK, J. & GRAMSZ, B. 1999: Atlas hnízdního rozšíření ptáků Krkonoš. Správa Krkonošského národního parku. Vrchlabí. GŁOWACIŃSKI, Z., PROFUS, P. & WUCZYŃSKI, A. 2000: Ptaki Bieszczadzkiego Parku Narodowego i jego otoczenia. – Monografie Bieszczadzkie, 9: 29-70.

HORDOWSKI, J. 1991: Rozmieszczenie i liczebność ptaków lęgowych w województwie przemyskim. – Zakład Fizjografii i Arboretum, Bolestraszyce. HROMÁDKO M. in print. Ptáci v Orlických horách ve 20. století. KUNYSZ, P. & HORDOWSKI, J. 2000: Ptaki polskich Karpat Wschodnich i Podkarpacia. 2. Gaviiformes–Charadriiformes. – Bad. orn. Ziemi Przem., 111 pp. MIKUSEK, R. 1996: Ptaki lęgowe Gór Bystrzyckich. – Ptaki Śląska, 11: 81-114. MIKUSEK R., DYRCZ A. in print. Ptaki Gór Stołowych. ŠŤASTNÝ, K., BEJČEK, V. & HUDEC, K. 1997: Atlas hnízdního rozšíření ptáků v České Republice 1985–1989. H & H, Jinočany. TOMIAŁOJĆ, L. & STAWARCZYK T. in print. The Birds of Poland.

(Received 9.9. 2002, accepted 9.12. 2002)

9

BUTEO 13 (2003): 11-20

Abundance of Common Buzzard (Buteo buteo) in the Central European wintering ground in relation to the weather conditions and food supply Vliv počasí a potravní nabídky na hustotu káně lesní (Buteo buteo) na zimovišti ve střední Evropě WUCZYŃSKI A. Andrzej Wuczyński, Institute of Nature Conservation PAS, Lower-Silesian Field Station, Podwale 75, 50-449 Wrocław; Poland, e-mail [email protected] ABSTRACT. During 7 winter seasons (November-February) the average density of Common Buzzard in open farmland of Równina Wrocławska (SW Poland) was 2.12 ind./km2. This figure was typical for the Central European wintering grounds of this species. In March the density was lower – 1.34 ind./km2. Strong intra- and interseasonal abundance fluctuations, connected with the weather conditions and food supply, were noted. The density of Common Buzzard was negatively correlated with the air temperature and positively with vole numbers. Distinct fluctuations were noted during the periods of sudden weather change, but these fluctuations were of short duration and more pronounced during the strong temperature drops than during intense snowfalls. I explain these changes by long-distance movements (influx of individuals from North) and local movements (gathering of predators along the busy road). The average density and its increase during the periods of bad weather point to the fact that Lower Silesia should be considered to be the part of main wintering grounds of the Common Buzzard (comprising the central and western part of Europe), rather than one of areas in the migration route of species only.

INTRODUCTION

The abundance of birds of prey observed on wintering grounds is not stable and is subject to the strong intra- and interseasonal fluctuations. It is accepted that the main reason is food supply (NEWTON 1990), but also other indirect factors like the weather and habitat conditions, part of the winter, migration strategy or behavioural plasticity of predators are of significant importance (SONERUD 1986, MÜLNER 2000, WUCZYŃSKI 2001b). In the case of the Common Buzzard, the wintering area is also important. In Central Europe this species is a partial migrant and the percentage of sedentary birds depends on the weather conditions of given season. In Germany it was estimated that up to 49% of birds are sedentary (MEBS 1964), in Denmark – 57% (CRAMP & SIMMONS 1980), in Czech Republic during mild winters probably most birds do not fly away (P. VOŘÍŠEK, in litt.). There are no such data from Poland. The migration of Common Buzzards is of „leap-frog” type – the wintering grounds of most northern populations are the farthest to the South of all, whereas the birds from the central part of breeding area move a relatively small distance (GÉNSBO/ L & THIEDE 1997, FRANSSON & PETTERSSON 2001). Immigrant individuals wintering in Poland nest probably on the western Baltic coast (SAUROLA 1977, KRÓL 1983, WALASZ 2002). The migration records of many birds from northern Poland probably do not go beyond the borders of the

11

country at all (KRÓL 1983). Relatively high abundance of Common Buzzards wintering in western and southern Poland, especially in Lower Silesia (TOMIAŁOJĆ 1990, BEDNORZ et al. 2000), indicates that this area can be the limit of central area of wintering grounds. However, we do not know if the abundance here is comparable with the main wintering grounds of Common Buzzard that are located further away to the West and South. In comparison with the censuses from the breeding period, the estimations of the abundances of wintering predators are considerably less numerous. More information dates from the seventies and eighties. Thus, the directed research programs were dedicated to the counts of wintering birds in some countries, e. g. in Germany (ROCKENBAUCH 1976), Czech Republic (BEJČEK et al. 1995), Finland (KOSKIMIES & VÄISÄNEN 1991). Unfortunately, data from Poland are not numerous enough (PIELOWSKI 1991, LONTKOWSKI 1994, KITOWSKI 2000, WALASZ et al. 2002, KASPRZYKOWSKI 2002), although methodological recommendations were presented in the 1950s and they were one of the first of this type in Europe (PINOWSKI 1955). The common feature of the most of these works is the number estimation on the basis of merely several counts, while very few of them present the dynamics for the course of the whole winter. This makes the analysis of factors connected with this dynamics difficult. The aim of the present work is: a) to estimate the abundance of Common Buzzards wintering in Lower Silesia and to compare it with figures obtained in other wintering grounds, b) to analyse the intra- and interseasonal abundance dynamics and its changes under the influence of chosen environmental factors. STUDY AREA AND PERIOD The study was conducted during November-March in 1993-2000 on an open area with intense farming, located on Równina Wrocławska, SW of Wrocław. A constant transect was established between the villages Sieniawka and Bielany Wrocławskie, along the busy motorways: national road No. 384 and international road No. E67. Only the short, ca. 6 km long section of transect (Jordanów Śl. – Tyniec – Pustków Wilczk.) ran along the byways. The total route length amounted to ca. 40 km, however the effective counts were conducted on 28 km of open areas. The settled areas and ca. 1 km long forest section were discounted. The birds were always counted on the same side of road within a belt of width of 250-300 m. The belt borders were demarcated along the characteristic terrain elements. The total area of observation amounted to ca. 7.5 km2. Ninety-three percent was covered by the cropland (including 2% of stubble), 3% – by grassland, 2% – fallow, 2% – by small groups of trees, roads and by the peripheries of settlements. The study area is located in the warmest climatic province of Poland, with high average temperatures in winter, short periods of snow cover, but also with very unstable weather (WOŚ 1999). The studied seasons were of such type, except the more severe winter 1995/96. The periods of weather change connected with snowfall were seldom, of short duration and as a rule they ended in sudden thaws. Table 1 shows the characteristics of chosen parameters of the studied period calculated on the basis of data acquired from the meteorological station in Dzierżoniów. The abundance of Common Vole (Microtus arvalis) was estimated by the Plant Protection Inspectorate for the prognostic purposes, by means of the method of counting of re-opened burrows (ROMANKOW-ŻMUDOWSKA 1976). These results refer to an area greater than the study plot itself (some nearest communes) but this area includes the study plot.

12

Table 1 – Selected characteristics of studied winter seasons (November-February). Tab. 1 – Vybrané charakteristiky jednotlivých zim (listopad-únor).

Sum of precipitation [mm] Season

Temperature [°C] Rain

1993/94 1994/95 1995/96 1996/97 1997/98 1998/99 1999/00

2.2 3.7 -1.6 0.5 3.6 1.2 2.3

79.3 37.6 40.0 41.4 118.5 40.7 88.7

Snow 67.1 55.9 141.4 59.9 35.5 67.8 63.0

Total 146.4 93.5 181.4 101.3 154.0 108.5 151.7

Common Vole abundance [number of active burrows/1ha] 362.0 66.6 1177.7 32.1 361.6 322.0 121.6

MATERIAL AND METHODS

The counts were made from a bus or car with a driver, in the morning (between 8:30 and 10:00 AM), on days with good visibility. The duration of single control was ca. 1 hour. The vehicles moved with the speed of 50-70 km/h non-stop. This method, together with the estimation of degree of accuracy, was more widely described in a separate work (WUCZYŃSKI 2001a). It was proved that the detectability of buzzards amounted to 80-88% and the faulty identification was connected with Rough-legged Buzzard (B. lagopus) only. However, it was acknowledged that the bias is insignificant considering the low abundance of this species in Silesia (somewhat less than 1 ind./10 km2, DYRCZ et al. 1991, LONTKOWSKI 1994, own data). For example, during four precise double counts on the same transect only two Rough-legged Buzzards were detected, among 109 buzzards in total (WUCZYŃSKI 2001a). The material consists of 61 counts, including 21 counts taken in the seasons 1993/94-1996/97 at irregular intervals, and 40 counts taken in the seasons 1997/98-1999/2000 in ten-day cycle. Twelve March-counts outside the real winter season were excluded from most of analyses. The abundance of Common Buzzards recorded on transect was calculated to its area and was expressed as the number of individuals per km2. The results were presented within regular 10-day periods, the data from different years of the same period were averaged. The normality of distribution of correlated variables was tested by Kołgomorov-Smirnov test. RESULTS

On average, 15.9 individuals were recorded on the studied transect in the period November – February and the range was from 3 (05.01.2000 and 27.02.2000) to 37 individuals (02.02.1998). The average density reached 2.12 ind./km2 (N = 49 counts, Table 2). The densities in March were lower – 1.34 ind./km2 on average (N = 12 counts). The abundance of Common Buzzards was subject to significant fluctuations, both the intra- and the interseasonal ones (Fig. 1). In three winters when the highest number of counts was made (1997/98-1999/2000), the average densities for the period November-February were successively decreasing (2.8, 2.2 and 1.5 ind./km2). The highest densities were recorded in the winter 1993/94 and in relatively warm and rainy season 1997/98. Buzzard abundance did not increase during rodents

13

Fig. 1 – Changes of the abundance of Common Buzzard on the studied transect (columns, number of individuals per km2), the course of average temperatures in 10-day periods (curve) and the main weather collapses (arrows) in three winter seasons. The figures over the arrows are the snow precipitation [mm]. In the periods without columns the counts were not made. Obr. 1 – Změny v početnosti káně lesní na sledovaném transektu v jednotlivých dekádách (sloupce, počet ex. /km2), průběh průměrných teplot v jednotlivých dekádách (křivka) a významná zhoršení počasí (šipky) ve třech zimách. Hodnoty nad šipkou vyjadřují výšku sněhové pokrývky v mm. Prázdná místa v grafu znamenají, že sčítání nebylo prováděno.

14

gradation peak in winter 1995/96, although the lowest densities coincided with food depletion (1994/95, 1996/97, 1999/00). The relationship between the numbers of raptors and vole abundance was significant (Spearman’s rs = 0.79, N = 7, P = 0.036) (Tabs. 1 and 2). Table 2 – Mean densities (number of individuals per km2) of the Common Buzzards wintering in the Równina Wrocławska. Tab. 2 – Průměrné zimní denzity (počet ex. /km2) káně lesní v oblasti Równina Wrocławska.

winter

November-February

March

mean density

number of counts

1993/94 1994/95 1995/96 1996/97 1997/98 1998/99 1999/00

3.33 1.33 1.98 1.11 2.76 2.19 1.50

5 3 6 3 (November only) 10 11 11

Total

2.12

49

mean density

number of counts

2.13

3

2.22 0.67 0.36

3 3 3

1.34

12

In spite of the strong variability of buzzard densities within particular seasons, the average multiyear data show some weak regularities (Fig. 2): low values at the beginning of November distinctly increased in the 2nd and 3rd 10-day periods of this month (seasons 1998/99 and 1999/00). Next the numbers of birds stabilised, the short decrease in abundance was recorded in 1st 10-day periods of January and next the distinct and durable decrease at the end of February and in March. The difference between buzzards’ numbers in DecemberFebruary and in March was close to significant (Tukey HSD test, P = 0.069), but between December-February and November it was not (P = 0.87). The peak of abundance was recorded at the beginning of February. Between the half of November untill the end of February there persisted the moderately stable density at the level of 1.7 to ca. 2.5 ind./km2 (Fig. 2). Negative dependence was found on the abundance of Common Buzzard upon the air temperature (the density increased with the low temperatures). The number recorded on a given day was correlated with five temperature averages (Table 3): twenty-four hours’, 10-day periods and with the average of 3, 5 and 10 days preceding the control (including the day of control). Dependence was statistically significant in the case of twenty-four hours’ average temperature on the day of control (P = 0.027) only. The distinct increase of density was recorded immediately after the periods of temperature decrease. The reverse dependence of density and temperature is visible in the diagrams illustrating the winters separately (e.g. the following 10-day periods: 1st and 3rd of January 1997/98, 2nd and 3rd of November 1998/99, 1st of December 1999/00, Fig. 1) as well as in the diagram of averaged many years’ data (Fig. 2). During the last three winter seasons there were nine short-term periods of relatively intense snowfalls (three per season, Fig. 1), which could also affect buzzards numbers. However, the influence of snow and temperature seemed not to be the same: the strong

15

temperature drops (below -10°C) in the periods of bad weather almost always caused an increase in the birds abundance, irrespective of attendant precipitations (e. g. December 1997, January and November/December 1998). On the other hand snowfall could have had a similar influence (January and March 1998, November 1998 and 1999, Fig. 1) but this was not the rule and even after the exceptionally abundant snowfalls in February 1999 and in January 2000 no distinct changes in buzzard numbers were observed. The dependence of snowfall and birds abundance was not statistically confirmed (Table 3), partly because the number of days with snowfall was too small for reliable analysis.

Fig. 2 – Mean density of the Common Buzzard on the studied transect (number of individuals per km2, N = 61 counts) and the course of average decadal temperatures (curve) in the winter seasons 1993/941999/2000. The values in brackets – number of counts in particular 10-day periods in different years. Obr. 2 – Průměrná denzita káně lesní na sledovaném transektu (počet ex. /km2, N = 61 kontrol) a průběh průměrné teploty (křivka) v jednotlivých dekádách v zimách 1993/1994-1999/2000. Hodnoty v závorce – počet kontrol v každém desetidenním období.

Table 3 – The values of Pearson’s r and Spearman’s rs correlation coefficients between the number of Common Buzzards on the transect, the average air temperatures and the sum of precipitation. Tab. 3 – Zhodnocení vlivu průměrné teploty a souhrnu srážek na zimní početnost káně lesní na sledovaném transektu (Pearsonův a Spearmanův korelační koeficient).

Average temperature or sum of precipitation > 4 mm twenty-four hours’ on the day of control of 10-day period with the control of 3 days preceding the control of 5 days preceding the control of 10 days preceding the control

16

Temperature

Precipitation

r

P

N

-0.32 -0.18 -0.23 -0.21 -0.10

0.027 0.209 0.115 0.146 0.514

49 49 49 49 48

rs 0.60 0.21 -0.05 -0.02 0.19

P

N

0.400 0.518 0.910 0.947 0.581

4 12 8 10 11

DISCUSSION

The densities of wintering Common Buzzards recorded in Europe are of wide range when comparing the different regions as well as the years of study. According to ŠÁLEK’S (1988) estimation the average density for the open areas of Central Europe ranges from 0.17-1.25 ind./km2. GAMAUF (1987) shifted this range to 0.9-2.3 ind./km2. The densities from the dozen plots in the Czech Republic were of more wide range: 0.17-5.1 ind./km2 (BEJČEK et al. 1995, KREN 2000) and BEJČEK et al. (1995) reported a density of 0.8 ind./km2 to be the real average for the Czech Republic. However, most authors emphasise that comparisons are difficult considering the big differences in the size of controlled plots and in the methods of study. With reference to these review figures the density in Równina Wrocławska (with the average of 2.12 ind./km2) seems to be high. It exceeded also the other results from Silesia – in 1988-1991 in mid December the average densities on 13-23 plots (size 5.5-31 km2) amounted to 0.7-1.6 ind./km2 (LONTKOWSKI 1994). But comparison with other plots of similarly small area does not show any significant differences. For example several years’ regular controls of the plot of 7 km2 near Hamburg revealed the density of 0.65-2.3 ind./km2 (GLAUBRECHT 1981). Taking only the data collected by means of line method into account, the densities of Common Buzzard amounted to: • 1.50-2.80 (on the average 1.97) ind./km2, 5 different plots within the range 10-20 km2 in the vicinity of Lake Constance (MÜLLER et al. 1979), • 0.5-3.0 ind./km2, plot of 16.7 km2 in Mecklenburg (EICHSTÄDT & EICHSTÄDT 1991), • 1.5-3.2 ind./km2, plot of 10 km2 in Czech Republic (VOŘÍŠEK 1991), • 2.4-5.1 (on the average 3.6) ind./km2, plot of 4.2 km2 with great part of stubble fields in western Czech Republic (SCHRÖPFER 1997). In comparison with the results from similar areas and using similar methods, the numbers of Common Buzzards wintering on Równina Wrocławska was found to be average. The features of the region – warm climate and great availability of fertile, lowland soils, support it. In the areas with severe conditions, esp. mountainous ones, the Buzzard’s winter densities were generally low (ROCKENBAUCH 1975, MÜLNER 2000). These facts suggest that Lower Silesia should be considered to be a part of the main wintering grounds of Common Buzzard comprising the central and western part of Europe, rather than one of areas in the migration route of the species only. It is confirmed also by the observed dependence of the numbers of Common Buzzard and the weather conditions. The density was negatively correlated with the temperature and increased with the sudden weather deterioration. Such dependence should be expected just on the main wintering grounds and it can result from the influx of a great number of birds from North and East (so-called winter migrants) (MÜLLER et al. 1979, ŠÁLEK 1988, VOŘÍŠEK 1991). The abundance fluctuations connected with the weather changes including large areas of Poland and Europe (December 1997, November 1998) were probably of such character. However, changes in numbers resulted from the local movements too. The studied transect over most of its length was situated along the busy motorway. Attention to the phenomenon of gathering of birds of prey along communication routes as well as along river valleys, on the peripheries of cities and the like was drawn long ago (ROCKENBAUCH 1976, VINUELA 1997). This phenomenon intensifies just under the influence of deteriorating weather conditions. The birds from the surrounding areas, not necessarily very distant ones, move closer to the roads considering the potentially greater food accessibility (chiefly carrion and

17

wounded animals). For example, in Lublin province (E Poland) 74% of buzzards observed in the vicinity of roads were recorded after the abundant snowfalls preceding the count by 1-3 days (KITOWSKI 2000). Wide and properly developed roadsides situated in a scanty agricultural landscape can even fulfil essential function in protection of birds of prey in winter (MEUNIER et al. 2000). In the present study not only the distinct time convergence of number fluctuations with the temperature drops was characteristic, but also their short duration. As a rule just in the next period after the end of weather deterioration, the abundance of Common Buzzard returned to the level recorded before the cold period. If we assume that the changes of numbers were caused by the winter migrations and the influx of waves of great numbers of individuals from the North and East, it would be difficult to make clear their later fast disappearance. It is unlikely that the birds return to the previously occupied, distant wintering grounds just after the end of cold. Moreover, the increase in abundance should be expected with some delay (flight time). Meanwhile, the values of correlation coefficient (Table 3) pointed to the strongest connection with the temperature of a given twenty-four hours, but not the connection with the average temperature of previous days. The local and short-term movements to the area of the bird counting from the directly adjoining areas seem to be therefore more likely. Whereas the great-area changes of abundance can intensify this process but as a rule they refer to the beginning and end of winter. These changes were also observed on the Równina Wrocławska: together with the first temperature drops in November there was recorded the last wave of autumn migration of Common Buzzard and the persistent occupation of wintering grounds. A marked decrease in numbers at the end of February and in March was connected with the leaving of wintering grounds and beginning of the breeding season. The correlation between prey density and raptor abundance in winter is well documented (SONERUD 1986, GAMAUF 1987, NEWTON 1990, MÜLNER 2000) and it was recorded also in this study. Buzzard densities followed the vole oscillations, although in the season of exceptionally high rodent numbers, the density did not exceed the mean level. In fact, the winter 1995/96 was relatively severe, with long-lasting low temperatures and snow cover (Table 1), which could have been responsible for low prey availability. In turn, Buzzards responded consistently to decreasing vole density and the lowest abundance was noted during three winters when prey were scarce. This may suggest, that the bottom level of wintering raptor densities is maintained chiefly by food supply, while the top level depends on a complex of factors. ACKNOWLEDGEMENTS. I am very grateful to Prof. Ludwik Tomiałojć and to two anonymous referees for important comments on the manuscript.

SOUHRN V průběhu zim 1993/94-1999/00 (listopad – únor) byla v oblasti Dolního Slezska (Polsko) sledována početnost zimující káně lesní (Buteo buteo). Ve čtyřech posledních zimách byla zjišťována denzita i v březnu. Ke zjištění zimní početnosti byla použita metoda sčítání z jedoucího automobilu, celkem bylo uskutečněno 61 kontrol. Většina kontrol (41) spadá do posledních třech zim a proto byly vnitrosezónní rozdíly v početnosti hodnoceny pouze v tomto období. Denzity zimujících kání byly v období zimy vyšší (listopad-únor: 2,12 ex./km2, březen: 1,34 ex./km2). Zjištěné výsledky souhlasí s ostatními prameny z centrální Evropy. Denzity kolísaly výrazně jak v rámci jedné zimy, tak i mezi jednotlivými roky a byly signifikantně pozitivně korelovány s počtem zjištěných aktivních nor hraboše a negativně s denní

18

teplotou vzduchu. Teplota v období před kontrolou, stejně jako srážky, neměla na kolísání denzit signifikantní vliv. Vyšší početnost při zhoršení počasí autor vysvětluje dálkovou imigrací jedinců ze severních oblastí a lokální imigrací do okolí silnic v zimním období. Druhá zmíněná imigrace souvisí s vyšší potenciální nabídkou v okolí komunikací – hlavně mršiny a zvířata zraněná automobilovou dopravou. Minimální denzity v rámci let jsou pravděpodobně způsobeny potravní nabídkou, zatímco maximální komplexem faktorů. Dolní Slezsko je podle stávajících výsledků spíše zimovištěm druhu, než jen součástí migračního koridoru.

REFERENCES BEDNORZ, J., KUPCZYK, M., KUŹNIAK, S. & WINIECKI, A. 2000: Ptaki Wielkopolski. Monografia faunistyczna. [The birds of Wielkopolska region]. – Bogucki Wyd. Naukowe S. C., Poznań. BEJČEK, V., ŠŤASTNÝ, K. & HUDEC, K. 1995: Atlas zimního rozšíření ptáků v České republice 1982-1985. [The atlas of wintering birds in the Czech Republic 1982-1985]. – H&H, Jinočany. CRAMP, S. & SIMMONS, K. E. L. (eds). 1980: The birds of the Western Palearctic. Vol. II. – Oxford. DYRCZ, A., GRABIŃSKI, W., STAWARCZYK, T. & WITKOWSKI, J. 1991: Ptaki Śląska: monografia faunistyczna. [Birds of Silesia]. – Uniwersytet Wrocławski, Wrocław. EICHSTÄDT, H. & EICHSTÄDT, W. 1991: Langzeituntersuchungen zur Winterdichte von Greifvögeln auf Niedermoor im Nordosten Deutschlands. – In: Stubbe M. (ed.): Populationsökologie der Greifvogel- und Eulenarten 2 (1991). Wiss. Beitr. Univ. Halle 1991/4 (P 45): 29-34. FRANSSON, T. & PETTERSSON, J. 2001: Svensk ringmarkningsatlas. [Swedish bird ringing atlas]. Vol. I. – Naturhistoriska riksmuseet & Sveriges Ornitologiska Förening. GAMAUF, A. 1987: Dreijährige Untersuchungen an einer Greifvogel-Winterpopulation im südlichen Burgenland. – Egretta, 30: 24-37. GÉNSBO / L, B. & THIEDE, W. 1997: Greifvögel. – BLV, München. GLAUBRECHT, M. 1981: Dreieinhalbjährige Untersuchung zur Lebensweise einer Mäusebussardpopulation (Buteo buteo) im Westen Ahrensburgs unter Anwendung einer individuellen Erfassungsmethode. – Hamb. Avifaun. Beitr., 18: 149-170. KASPRZYKOWSKI, Z. & RZĘPAŁA M. 2002: Liczebność i preferencje siedliskowe ptaków szponiastych Falconiformes zimujących w środkowowschodniej Polsce. [Numbers and habitat preferences of raptors Falconiformes wintering in central-eastern Poland]. – Not. Orn., 43: 73-82. KITOWSKI, I. 2000: Liczebność i zachowanie myszołowa Buteo buteo w okresie pozalęgowym i wczes-

ną wiosną w krajobrazie rolniczym centralnej Lubelszczyzny. [Numbers and behaviour of the Common Buzzard Buteo buteo in the post-breeding season and early spring in the agricultural landscape of the central Lublin region]. – Not. Orn., 41: 265-272. KOSKIMIES, P. & VÄISÄNEN, R. A. 1991: Monitoring bird populations. Zoological Museum. – Finnish Museum of Natural History. – University of Helsinki, 144 pp. KREN, J. 2000: Birds of the Czech Republic. Christopher Helm. – A&C Black, London. KRÓL, W. 1983: Wyniki obrączkowania ptaków w Polsce. Wędrówki myszołowów Buteo buteo. [Bird ringing results in Poland. Migration of the buzzards Buteo buteo buteo]. – Acta orn., 19: 137-151. LONTKOWSKI, J. 1994: Zimowanie ptaków drapieżnych na terenach otwartych Śląska. [Wintering of birds of prey in the open areas of Silesia]. – Ptaki Śląska, 10: 70-77. MEBS, T. 1964: Zur Biologie und Populationsdynamik des Mäusebussards. – J. Orn., 105: 247-306. MEUNIER, F. D., VERHEYDEN, C. & JOUVENTIN, P. 2000: Use of roadsides by diurnal raptors in agricultural landscapes. – Biol. Conserv., 92: 291-298. MÜLLER, K., SCHUSTER, S. & SPITTLER, F. 1979: Zehn Jahre Greifvogel-Winterzählungen auf Probeflächen im Bodenseegebiet. – J. Orn., 120: 174-187. MÜLNER, B. 2000: Winterliche Bestandsdichten, Habitatpräferenzen und Ansitzwartenwahl von Mäusebussard (Buteo buteo) und Turmfalke (Falco tinnunculus) im oberen Murtal (Steiermark). – Egretta, 43: 20-36. NEWTON, I. 1990: Population ecology of raptors. – T&AD Poyser, London. PIELOWSKI, Z. 1991: Liczebność populacji i efekty lęgów ptaków drapieżnych w krajobrazie rolniczym okolic Czempinia (zach. Polska). [The population and breeding success of predatory birds on farmland near Czempiń (western Poland)]. – Acta orn., 26: 107-117.

19

PINOWSKI, J. 1955: Metodyka ilościowego badania ptaków na dużych obszarach. [Methods for estimating numbers of birds over large areas]. – Ekol. Pol., B. 1: 107-111. ROCKENBAUCH, D. 1975: Zwölfjährige Untersuchungen zur Ökologie des Mäusebussards (Buteo buteo) auf der Schwäbischen Alb. – J. Orn., 116: 39-54. ROCKENBACH, D. 1976: Die Netzstreckenzählung zum Ermitteln des Greifvogel-Winterbestandes. – Vogelwelt, 97: 25-28. ROMANKOW-ŻMUDOWSKA, A. 1976: Ocena liczebności nornika polnego (Microtus arvalis Pall.) dla celów prognostycznych. [The assessment of the Common Vole (Microtus arvalis Pall.) numbers for the prognostic goals]. – Instrukcja dla Służby Ochrony Roślin, Poznań, 5: 27-36. ŠÁLEK, M. 1988: Početnost dravců v mimohnízdním období na Písecku zjišťované modifikovanou liniovou metodou. [The numbers of diurnal raptors outside the breeding season in Písek area (South Bohemia) estimated by the modified standard line transect method]. – Buteo, 3: 47-68. SAUROLA, P. 1977: Suomalaisten hiirihaukkojen muuttoreitit [The migration routes of the Finnish Common Buzzards]. – Lintumies, 12: 45-53. SCHRÖPFER, L. 1997: Zimní početnost dravců na území jihozpadně od Plzně zjišťované liniovou metodou. [Winter census of birds of prey in the area located to west and south of Plzen city, determined by the line method]. – Buteo, 9: 17-30.

SONERUD, G. A. 1986: Effect of snow cover on seasonal changes in diet, habitat, and regional distribution of raptors that prey on small mammals in boreal zones of Fennoscandia. – Holarctic Ecol., 9: 33-47. TOMIAŁOJĆ, L. 1990: Ptaki Polski, rozmieszczenie i liczebność. [The birds of Poland. Their distribution and abundance]. – PWN, Warszawa. VINUELA, J. 1997: Road transect as a large-scale census method for raptors: the case of the Red Kite Milvus milvus in Spain. – Bird Study, 44: 155-165. VOŘÍŠEK, P. 1991: Hnízdní biologie a zimování káně lesní (Buteo buteo L.). [Breeding ecology and wintering of the Common Buzzard (Buteo buteo L.)]. – Ph.D. thesis, Univ. Praha. WALASZ, K. (ed.). 2002: Atlas ptaków zimujących Małopolski. [The atlas of wintering birds in Małopolska]. – Małopolska Ornithological Society, Kraków. WOŚ, A. 1999: Klimat Polski. [The climate of Poland]. – PWN, Warszawa. WUCZYŃSKI, A. 2001a: Counting raptors from a moving vehicle – description and test of the method. – Buteo, 12: 29-35. WUCZYŃSKI, A. 2001b: Zachowania łowieckie myszołowa zwyczajnego Buteo buteo w okresie zimowym – opis i znaczenie. [Hunting behaviour of the Common Buzzard Buteo buteo in the winter period – description and significance]. – Ph.D. thesis, Institute of Nature Conservation, Kraków. (Received 16.2. 2003, accepted 24.4. 2003)

20

BUTEO 13 (2003): 21-30

Seasonal variation in the Barn Owl (Tyto alba guttata) diet in the Kraków-Częstochowa Upland (South Poland) Sezónní variabilita potravy sovy pálené (Tyto alba guttata) v Krakovsko-Čenstochovské pahorkatině (jižní Polsko) DRAUS B. Barbara Draus, Mała Góra 16/131, 30-864 Kraków, Poland; e-mail [email protected] ABSTRACT. The diet of the Barn Owl Tyto alba was examined in KrakowCzęstochowa Upland from 1999 to 2001. The pellets were collected regularly once a month from two different breeding places. There were 8701 prey items identified (3792 from PI [Pilica], and 4909 from NI [Niegowonice]). Mammals composed 99.6% of food (N=8670) and birds – 0.4% (N=31). The most common prey was the Common Vole (41.5%), the Common Shrew (31.9%) and the House Mouse (7.2%). They contributed 80% of the diet and that proportion was nearly constant during all of the seasons. Significant differences in the Barn Owl diet from the two different locations were reported. In PI, the Common Vole dominated (51.4%) while the Common Shrew (31.9%) was the most numerous in NI. During the periods of limited availability of the basic prey (winter months) in PI, the owls switched to alternative prey, such as the Common Shrew and synanthropic species: Common Shrew 17.7%, House Mouse – 11.3% and Field Mouse – 7.3%. In the same period the Barn Owl from NI supplemented its diet with Common Vole (33.8%) and with the species typical to wet meadows such as the Tundra Vole – 6.1% and Pygmy Shrew – 6.1%. The proportion of the Common Vole in the diet fluctuated in different months and years. This species was more often caught up in the summer and much less during the winter. The vole-year took place in 1999 in the studied areas. A rapid growth in the proportion of the Common Vole in the pellets was observed which was followed by the successive decrease during the next years, which was compensated by the Common Shrew. The proportion of Common Vole and Common Shrew in the diet highly inversely influenced the seasonal variation in the food niche breadth of owl.

INTRODUCTION

The Barn Owl is widely distributed worldwide especially in a synanthropic environment. It aggregate pellets at nest and roosting sites, and the contents of the pellets are generally easy to recognize. Hence the diet of the Barn Owl has been extensively studied throughout almost the whole of its world-wide range (GLUTZ VON BLOTZHEIM & BAUER 1980, BUNN et al. 1982, MIKKOLA 1983, CRAMP et al. 1985, TAYLOR 1994, MEBS & SCHERZINGER 2000) including Poland (CZARNIECKI et al. 1955, KULCZYCKI 1964, RUPRECHT 1964, NIKODEM 1972, SALATAPILACINSKA 1977, RUPRECHT 1979, GOSZCZYŃSKI 1981, MARKOWSKI & SUSKIEWICZ 1981, KOWALSKI & LESIŃSKI 1986, LESIŃSKI 1991, KOPIJ 1992, INDYK 1996, BEKASIŃSKI et al. 1996, LESIŃSKI & RUSIN 1996, BARANOWSKI & TRYJANOWSKI 1999). In addition, the seasonal fluctuations of the diet of the Barn Owl were studied (SMITH et al. 1972, PETRETTI 1977, BROWN 1981). The research was conducted on the consumption of prey items by owl as estimated from their occurrence in the pellets with availability in the field using estimates from trapping results (JAKSIĆ & YÁŃEZ 1979). In a particular area with mass occurrence of voles,

21

the diet varies with different hunting environments (CZARNIECKI et al. 1955, PETRETTI 1977, BUNN et al. 1982, JAKSIĆ et al. 1982, TAYLOR 1994, BOSČ & GUIDALI 2001). The main goal of this research was to evaluate: (i) the seasonal differences in the composition of prey; (ii) the number of prey-species included in the pellets, depending on the particular seasons and habitats; (iii) the composition of the Barn Owl diet from two, different location, within few years. MATERIAL AND METHODS

The study took place in the Kraków-Częstochowa Upland in southern Poland, in the villages of Pilica (PI) and Niegowonice (NI), where the Barn Owls nest and roost in church steeples. The PI is characterized by a lot of open areas, mainly arable fields, meadows, pastures, ponds and afforested regions like an old park, a cemetery, and small fruit orchards. Only a small part of the area consists of the forests that have dry-ground habitat with Scotch pine Pinus sylvestris and European larch Larix europea. PI is also characterized by densely packed buildings. There is a great differentiation of the forest communities in NI and there are a lot of wet meadows, large open grass areas and xerothermic grass. NI is characterized by scattered farm buildings. The traditional farming with a low level of fertilization and farm fields loosely distributed, provide the richest environment. The pellets were collected from from July 1996 to September 2001 in NI and from November 1997 to September 2001 in PI. From November 1998 to September 2001 the pellets were collected one time a month in both locations. Mammals were determined from skeleton remains identified using PUCEK et al. (1984) and YALDEN & MORRIS (1990) keys. The remains of birds such as large-bones, bills, and feather I compared with a private collection. The insects were not analyzed because of their sporadic occurrence and difficulties with evaluation in the number of preys, and because the fragments found in the pellets might have come from stomachs of the Barn Owls’ prey. Niche breath (DW) was calculated after Levins (1968): DW = 1/Σ pi2 where pi2 is a fraction of a given prey group of the total diet consumed by the owl. I tested the correlation between niche breath and seasonal changes in percentage frequency of the two main groups of food resources in the Barn Owl diet. To determinate seasonal variation in the relative importance of prey in the diet, I used a chi-square test. In the analysis of seasonal differences in food composition, the following dates were considered the beginnings of the four seasons: for spring 1.03-31.05, summer 1.06-31.08, autumn 1.09-30.11 and winter 1.12-28.02. The comparison of the contests of the pellets with the material obtained with the use of live-traps method (CZYLOK & SZYMCZYK 1999) was included only in the discussion because of the limited amount of data from live-trap technique. RESULTS

The material included 8701 prey items representing 27 vertebrate species (Table 1). The average size of pellets was 19 x 50 mm (5-25 mm x 30-70 mm). On average there were 4.8 prey items per pellet. The pellets collected in the spring and summer were bigger (22x69 mm) and contained more than five prey items on average, then in winter (on average 4.0 preys) and autumn (on average 4.7). The sizes of the pellets collected during autumn and winter months were smaller (16x39 mm for winter and 19x42 mm for autumn). Mammals were the most abundant group of prey (99.6%). They belonged to four orders: Insectivora – 6 species,

22

Chiroptera – 4 species, Rodentia – 14 species, Gliridae – 1 species (Table 1). Among the rodents Common Voles Microtus arvalis were the most numerous species forming 41.5% prey items. The next was Common Shrew Sorex araneus forming 31.9% diet of the Barn Owl (Table 1). Some of the species found in the pellets belonging to the infrequent Barn Owl’ prey, as: Bicolored White-toothed Shrew Crocidura leucodon, Lesser White-toothed Shrew Crocidura suaveolens, Ship Rat Rattus rattus, Harvest Mouse Micromys minutus and Common Dormouse Muscardinus avellanarius. From Chiroptera were recorded: Grey Longeared Bat Pleocotus austriacus, Serotine Bat Eptesicus serotinus, Brown Bat Myotis mystacinus, Whiskered Bat Myotis myotis. Table 1 – Prey composition of Barn Owl, given as prey number (N), percentage of the total prey number (%N), and percentage of consumed biomass (%B) in the Kraków- Częstochowa Upland (southern Poland). Tab. 1 – Složení kořisti sovy pálené, vyjádřené počtem kořisti (N), podílem na celkovém počtu kořisti (%N) a podílem na spotřebované biomase (%B) na Krakovsko-Čenstochovské pahorkatině (jižní Polsko).

Pilica [PI]

prey [g] Sorex araneus 9.2 Sorex minutus 3.85 Crocidura leucodon 11.5 Crocidura suaveolens 6.3 Neomys fodiens 13.7 Talpa europea 70 Clethrionomys glareolus 20 Microtus arvalis 22.2 Microtus oeconomus 34.4 Microtus agrestis 27.6 Arvicola terrestris 80 Pitymys subterraneus 20 Muridae sp. 19.3 Rattus norvegicus 100 Rattus rattus 84 Mus musculus 19.3 Apodemus agrarius 20 Apodemus flavicollis 29.5 Apodemus sylvaticus 20 Apodemus microps 20 Micromys minutus 7 Muscardinus avellanarius 20 Chiroptera sp. 17 Pleocotus austriacus 9 Eptesicus serotinus 26 Myotis mystacinus 4 Myotis myotis 29 Aves sp. 28.5 Passer domesticus 28.5 Turdus merula 87.1 total

N 676 108 48 13 22 1 1948 58

53 27 2 427 276 16 39

%N 17.83 2.85 1.27 0.34 0.58

Niegowonice [NI] %B 8.83 0.59 0.78 0.12 0.43

0.03 0.03 51.37 61.40 1.53 2.83

1.40 0.71

1.51 0.74

0.05 0.24 11.26 11.70 7.28 7.84 0.42 0.67 1.03 1.11

61 1 2 1

1.61 0.03 0.05 0.03

0.61 0.03 0.05 0.01

1

0.03

0.01

12

0.32

0.49

3792

100

100

N 2099 305 22 2 23 1 1 1666 306 1 20 9 7 1 2 195 132 23 17 1 54

%N %B 42.76 24.33 6.21 1.48 0.45 0.32 0.04 0.02 0.47 0.40 0.02 0.09 0.02 0.03 33.94 46.59 6.23 13.26 0.02 0.03 0.41 2.02 0.18 0.23 0.14 0.17 0.02 0.13 0.04 0.21 3.97 4.74 2.69 3.33 0.47 0.85 0.35 0.43 0.02 0.03 1.10 0.48

1

0.02

0.03

2 7 11 1 4909

0.04 0.14 0.22 0.02 100

0.07 0.25 0.39 0.11 100

total N %N %B 2775 31.89 17.04 413 4.75 1.06 70 0.80 0.54 15 0.17 0.06 45 0.52 0.41 1 0.01 0.05 2 0.02 0.03 3614 41.54 53.55 364 4.18 8.36 1 0.01 0.02 20 0.23 1.07 62 0.71 0.83 34 0.39 0.44 1 0.01 0.07 4 0.05 0.22 622 7.15 8.01 408 4.69 5.45 39 0.45 0.77 56 0.64 0.75 1 0.01 0.01 115 1.32 0.54 1 0.01 0.01 2 0.02 0.02 1 0.01 0.01 1 0.01 0.02 1 0.01 0.01 2 0.02 0.04 19 0.22 0.36 11 0.13 0.21 1 0.01 0.06 8701 100 100

23

The most important prey were Common Voles (41.5%). It dominated in PI (51.4% by number) but in NI was less abundant (33.9%), where the most common prey-species was Common Shrew (42.8% of prey, Table 1). In PI the alternative prey for the Barn Owl were Common Shrew (17.7%), House Mouse (11.3%) and Field Mouse Apodemus agrarius (7.3%). In NI: Common Vole (33.8%), Tundra Vole Microtus oeconomus (6.1%) and Pygmy Shrew Sorex minutus (6.1%) (Table 1). There were significant seasonal differences of prey frequencies in the material found in different locations (for springs χ = 148.15, P < 0.001, for summers χ = 93.02, P < 0.001, for autumns χ = 17.89, P < 0.001, for winters χ = 225.39, P < 0.001). In PI between 1999-2001 the proportion of Common Vole in the owls diet was high in the summer (59%), and decreased in the autumn period below 45%. In NI this species constituted 22-29% of the Barn Owl’s diet for spring and autumn and up to 41% for the summer and winter (Fig. 1). Throughout the year high proportions of Common Vole were recorded in the summer of 1999 in both locations (NI 53.3%, PI 80.7%), with the average proportions for that entire year between 37.7% and 55.1% respectively. During the next year the average proportions were significantly lower (31.8% in NI, 42.5% in PI). In the beginning of the year of 2001 the lowest proportions of Common Vole were recorded in both locations (NI: 3.3% – January; 6.3% – April; PI: 26.1% – April) (Fig. 1).

Fig. 1 – Monthly variation in main groups of food resources in Barn Owl diet in Pilica (P) and Niegowonice (N). Obr. 1 – Sezónní změny hlavních skupin potravních zdrojů v potravě sovy pálené v Pilici (P) a v Niegowonicích (N).

24

Common Vole and Common Shrew were the main components of the diet during four seasons, exceeding 70% of the prey by number (Fig. 1). During three years of study a gradual decrease of the proportion of Common Vole in the both locations have been observed, especially in the spring and summer and increase in the Common Shrew. The proportion of Common Vole in the diet highly influenced the seasonal variation in the food niche breadth of owls (Fig. 2). When the proportion of Common Vole in the diet was high, the species’ variation in the diet was small, and vice versa. The analysis confirmed a strong inverse correlation (r = 0.99) for the material from PI. The proportions of Common Shrew in NI were high and ranged between 40.4 and 66.7% during the research period. In the spring 2001, when the proportion of Common Shrew was highest (66.7%), niche breadth was narrowest (DW = 2.12; Fig. 2). The highest proportions of this species were recorded in the spring and autumn in PI. Particularly the high proportion of Common Shrew was noticed in spring 2001 when it formed 30.4% for Barn Owl preying in PI and 66.7% for the Barn Owls from NI. During the winter the Barn Owl more often hunted House Mouse which ranged between 37% and 45% in the winter of 1998/99 in PI (Fig. 1). A high proportion of this species (50%) was recorded in January 2001 in NI. Also, a relatively high percentage of Tundra Vole was found in the material from NI in March and April (29%), but during the next year the proportion was smaller (0-22%).

Fig. 2 – Seasonal changes of two main groups of food resources in barn owl diet, with food niche breadth (DW) in Pilica (P) and Niegowonice (N). Obr. 2 – Sezónní změny dvou hlavních zdrojů potravy sovy pálené ve srovnání se šířkou niky (DW) v Pilici (P) a v Niegowonicích (N).

25

The percentage of birds in the material was only 0.4%. Among birds, the most frequently recorded was Passer domesticus. There weren’t any amphibians and reptiles found in the pellets. DISSCUSSION

The diet of Barn Owl from Krakow-Czestochowa Upland doesn’t differ significantly from other areas in Poland (CZARNIECKI et al. 1955, KULCZYCKI 1964, RUPRECHT 1964, NIKODEM 1972, SALATA-PIACISKA 1977, RUPRECHT 1979, GOSZCZYŃSKI 1981, MARKOWSKI & SUSKIEWICZ 1981, KOWALSKI & LESIŃSKI 1986, LESIŃSKI 1991, KOPIJ 1992, INDYK 1996, BEKASIŃSKI et al. 1996, LESIŃSKI & RUSIN 1996, BARANOWSKI & TRYJANOWSKI 1999) and the rest of Europe (HERRERA 1974, GLUTZ VON BLOTZHEIM & BAUER 1980, BUNN et al. 1982, MIKKOLA 1983, CRAMP et al. 1985, TAYLOR 1994, MEBS & SCHERZINGER 2000). According to these authors the dominant prey species in a Barn Owl’s diet include: voles Arvicolide, shrews Soricidae, and mice and rats Muridae which formed 86-96% of the total prey. In Europe the remaining part of the diet comprised of birds, bats, hamsters, and young rabbits, amphibians, lizards, and insects (MIKKOLA 1983). A significant domination of the Common Vole in the basic diet, especially in the PI location, seems to be typical for the Barn Owl’s entire European range, for example in Germany (MEBS & SCHERZINGER 2000), France (MIKKOLA 1983), Czech Republic (VOHRALÍK & LAZAROVÁ 1998) and Poland (CZARNIECKI 1955, GOSZCZYŃSKI 1981, LESIŃSKI 1991, KOPIJ 1992, BARANOWSKI & TRYJANOWSKI 1999). It is a common species on a typical hunting area of the Barn Owl. In the areas where the Common Vole doesn’t live, the dominant vole is Field Vole; (e. g. in England: GLUE 1974, BROWN 1981, BUNN et al. 1982, TAYLOR 1994) and Pitymys sp. and Microtus savii (e. g. Italy: PETRETTI 1977, LUISELLI & CAPIZZI 1996). A high percentage of Common Vole has been recorded in 1999 (37.7% – 55.1%). It may suggest a mass occurrence of this species in the studied areas (Fig. 1). The proportion of Common Vole increased during the spring and the growth lasted during the summer months (80.7% in PI and 53% in NI) and began to decrease in the autumn. During the next year the average proportion was lower (42.5% in PI and 31.8% in NI). GOSZCZYŃSKI (1981) showed a significant correlation with the density of the Common Vole contribution to the diet of Barn Owl and Tawny Owl Strix aluco. According to the same author, during the years of low density, the proportion of Common Vole in the diet of the Barn Owl formed only 47.1%. In contrast, in the vole-years it was as much as 80.4%. Similarly, the research conducted in other areas during the years of the mass occurrence of the Common Vole produced results that ranged between 75% and 80% in the Barn Owl diet and drop to about 30% during the years of low density (DE BRUJIN 1979, GLUTZ VON BLOTZHEIM & BAUER 1980, TAYLOR 1994). The Barn Owl specialises in hunting for Common Vole, which is especially visible when it is abundant (GOSZCZYŃSKI 1977, GOSZCZYŃSKI 1981, TAYLOR 1994). In contrast, when the number of voles is limited, the Barn Owl switches to other kinds of prey. During winter seasons voles live under snow cover which makes them less available to owls. As a result, Barn Owls use alternative sources of food. In the winter of 1999 the snow cover was really thick and the proportion of the Common Vole in the Barn Owl diet in Pilica was lower. Low proportion of the Common Vole in the diet were recorded during spring in both locations and were similar to the results of the research carried out by PETRETTI (1977),

26

DE BRUIJN (1979) and GOSZCZYNSKI (1981). CZARNIECKI et al. (1955) explained that the low

proportion of the Common Vole in the diet in April and May could have been influenced by tall plants growing on the fields during that time, what made the voles less available to the owls. In PI and NI the proportion of Common Vole between 1999 and 2001 in the owls’ diet was highest in the summer months. It can be explained by the fact that in the summer, voles guarding their territories are very noisy which makes them easy to catch by predators. The decreased number during autumn of 1999 could have been caused by the mechanisms typical to a population’s high density (e. g. higher mortality, and forced migration). Shrews are the dominant prey in the diet of the Barn Owl in Denmark (38%), Belgium (35%) and Africa (56%) (MIKKOLA 1983), as well as in the Słowinski National Park in Poland (61.2%) (LESIŃSKI & RUSIN 1996) and in the NI location (42.8%; Table 1). The higher proportion of the Common Shrew in the diet of the Barn Owl in NI might have been an effect of the higher proportion of wet meadows that are the preferred environment of this species (BUNN et al. 1982). A significant increase in the proportion of the Common Shrew in the diet in NI during the late winter and spring was noted. A similar growth was observed in other European areas (CZARNIECKI et al. 1955, PETRETTI 1977, GOSZCZYŃSKI 1981, BROWN 1982, TAYLOR 1994). It could be a consequence of increased activities of pregnant and breeding females that are easier prey for the Barn Owl to catch. The change of the niche breadth was strongly determined by the proportion of the Common Vole and Common Shrew (Fig. 2). The lower availability of the Common Vole (Pilica) and the Common Shrew (Niegowonice) contributed to the fact that the owls used often the alternative sources of food. For example, in the spring of 1999, when the aforementioned species were scarce, the proportion of alternative prey such as the Tundra Vole from NI formed 44.94% by biomass. Even though Pygmy Shrew lives in the same environments as the Common Shrew, its percentage recorded in both locations was as low as 4.8%. It may be suggested that the small size and high mobility might have made Pygmy Shrew a very hard prey to catch. Mice are the dominant prey for the Barn Owl in Spain (MIKKOLA 1983), Italy (HERRERA 1974), and northwestern part of Poland, where the percentages vary from 30% to 50% (RUPRECHT 1964, NIKODEM 1972, RUPRECHT 1979, KOWALSKI & LESIŃSKI 1986, BEKASINSKI et al. 1996). The proportion of the House Mouse increased during the winter. It suggests that the Barn Owl hunts for prey inside farm buildings. For example, in the winter of 1999 the House Mouse was especially abundant forming (in PI) 31.8% by biomass. TAYLOR (1994) reported an increased proportion of the House Mouse especially in the areas characterized by a traditional farming. When compared to the material analyzed in the early 1970s in PI (MARKOWSKI & SUSKIEWICZ 1981) the frequency of the House Mouse in the pellets decreased from 25.5% to 11.3%. On the other hand, the proportion of the Common Vole increased from 36.9% to 51.4%. Similar changes in the contents of the pellets were noted in the Wielkopolska region (NW Poland) from 53% in 1969 to only 37% in 1993. During the same period the increase in the proportion of the Common Vole (from 16% to 29%) was noted (BEKASIŃSKI et al. 1996). KOPIJ (1992), who compared the contents of the Barn Owl’s diet in the year of 1969 and in the year of 1990, found that the proportion of the shrew and mice decreased while the frequency of the vole increased. The differences in the diet could have been a result of the

27

changes in the methods of farming, intensification, and modernization. It is interesting, that the proportion of the Common Vole decreased and the percentage of Common Shrew increased gradually during recent years (this results). A small percentage of birds in the diet of the Barn Owl (less than 0.5%), when compared to the percentage of mammals in the same diet, are typical for Poland (CZARNECKI 1955, LESIŃSKI 1991, KOPIJ 1992, BEKASIŃSKI et al. 1996, LESIŃSKI & RUSIN 1996). The average number of prey in the pellet was 4.8 and it was more than the results obtained by the other Polish researchers who reported the numbers that ranged from 2.2 to 4.4 prey per pellet (INDYK et al. 1996, KOPIJ 1992, CZARNIECKI et al. 1955, RUPRECHT 1993). It may be related to different proportions of shrews in the diet of the Barn Owl. Because shrews have small size, owls have to catch more individuals than for instance the bigger voles to satisfy the same energy requirements. The higher number of prey and bigger sizes of the pellets during the spring and summer may be the result of the increase needs for food in reproduction period (TAYLOR 1994, YOM-TOV & WOOL 1997). Similar differences in size of the pellets that had been collected within the year were noted in Utah in the USA (SMITH et al. 1972). Contrary to the studies described above, the results from the Mediterranean areas showed that the mammalian prey was more common in winters and pellets were bigger then in hot and dry summer (PETRETTI 1977). The reason is probably different summer food including amphibians, reptiles and insects. On the area NI, CZYLOK & SZYMCZYK (1999) caught small mammals using live-traps method from mid March to September of 1999. The comparison of the content of the pellets collected in this period and that data showed that the food composition is closely related with the type of environment where the owls hunt. In many studies mammals such as Bank voles Clethrionomys glareolus and Yellow-necked Field Mouse Apodemus flavicollis that are typical to forest territories were not identified (LUSELLI & CAPIZZI 1996, KOWALSKI & LESIŃSKI 1986, BEKASIŃSKI et al. 1996). Those species are marginal in the material that I analyzed and probably were caught when the Barn Owl was hunting in the open areas along the forest. It may be supported by the fact that all of the Clethriomys glareous were caught with the use of life-traps in the location that included forest that contained meadows. Because of the limited number of the small mammals caught with the use of live-trap method (N = 73), when compared to the number of prey items from the pellets (N = 736), these results should be used with caution. ACKNOWLEDGEMENTS. I would like to thank to Dr. Robert Czuchnowski for his advice and valuable remarks, and to Marcin Detko who helped me with pellet collection. Special thanks to Romek Mikusek for his help, valuable comments on my study, and support.

SOUHRN Potrava sovy pálené byla zkoumaná v letech 1999-2001 na Krakovsko-Čenstochovské vrchovině. Vývržky byly sbírané na dvou hnízdních lokalitách pravidelně každý měsíc. Celkem bylo určeno 8701 kusů kořisti, z toho 3792 v Pilici (PI) a 4909 v Niegowonicích (NI). Savci tvořili 99,6 % kořisti (N = 8670) a ptáci 0,4 % kořisti (N = 31). Nejčastější kořistí byli hraboš polní (41,5 %), rejsek obecný (31,9 %) a myš domácí (7,2 %). Dohromady tvořili 80 % potravy, přičemž jejich zastoupení se v průběhu všech sezón prakticky neměnilo. Byly nalezeny zásadní rozdíly ve složení poravy mezi oběma lokalitami. V PI dominoval hraboš polní (51,4 %), zatímco v NI rejsek obecný (31,9 %). V období nedostatku potravy (v zimních měsících) přecházely sovy pálené v PI na alternativní kořist, jako rejska obecného, a synantropní

28

druhy, jako myš domácí (11,3 %) a myšici temnopásou (7,3 %). Ve stejném období si sovy pálené doplňovaly v NI potravu druhy typickými pro vlhké louky, jako je hraboš hospodárný (6,1 %) a rejsek malý (6,1 %). Zastoupení hraboše polního v potravě kolísalo podle měsíců i let. Tento druh byl nejčastěji chytán v létě, zatímco v zimě daleko méně. „Myší“ rok byl ve studované oblasti v roce 1999. V tomto roce zastoupení hraboše polního ve vývržcích silně narostlo, aby pak v následujících letech klesalo a bylo nahrazováno rejskem obecným. Zastoupení hraboše polního a rejska obecného v potravě negativně ovlivňovalo sezónní změny v šířce potravní niky sovy pálené.

REFERENCES BARANOWSKI, P. & TRYJANOWSKI, P. 1999: Sezonowe zmiany składu pokarmu płomykówki Tyto alba (Scop., 1769) koło Konina. – Rocznik Naukowy. PTOP Salamandra. t. 3. BEKASIŃSKI, R. KASPRZYK, K. & RUPRECHT, A. L. 1996: Chronologiczna analiza pokarmu płomykówki, Tyto alba guttata (C. L. BR.) z Równiny Rychwalskiej (Wielkopolska). – Badania fizjograficzne nad Polską zachodnią. Seria C, Zoologia, 43: 47-54. BOŚE, M. & GUIDALI, F. 2001: Seasonal and geographic differences in the diet of the Barn Owl in an agro-ecosystem in northern Italy. – J. Raptor Res., 35 (3): 240-246. BUNN, D. S., WARBURTON, A. B. & WILSON, R. D. S. 1982: The Barn Owl. – T. & A. D. Poyser, Staffordshire. BROWN, D. J. 1981: Seasonal variations in the prey of some Barn Owls in Gwynedd. – Bird Study, 28: 139-146. BRUIJN, O. D. E. 1979: Feeding ecology and conservation of the Barn Owl Tyto alba in The Netherlands. – Limosa, 52: 91-154. CRAMP, S. & SIMMONS, K. E. L. 1985: The Birds of the Western Palearctic. – Oxford Univ. Press. CZARNECKI, Z. GRUSZCZYŃSKA, J. & SMOLEŃSKA, E. 1955: Badania nad składem pokarmu płomykówki Tyto alba gutta (C. L. Brehm) w latach 1950-1952 w województwie poznańskim. – Poz. Tow. Przyj. Nauk, Pr. Kom. Biol., 16: 153-187. CZYLOK, A. & SZYMCZYK, A. 1999: Jakościowa waloryzacja fauny płazów, gadów i ssaków ZJPK w Dąbrowie Górniczej. – ZJPK., Dąbrowa Górnicza. GOSZCZYŃSKI, J. 1976: Regulacja liczebności nornika zwyczajnego Microtus arvalis (Pall) przez zespół drapieżnych ptaków i ssaków. – Wiad. Ekol. 22: 225-264. GOSZCZYŃSKI, J. 1981: Comparative analysis of food of owls in agrocenoses. – Ekol. Pol. 29 (3): 431-439.

GLUE, D. E. 1974: Food of the Barn Owl in Britain and Ireland. – Bird Study, 21: 200-210. GLUTZ VON BLOTZHEIM, U. N. & BAUER K. M. 1980: Handbuch der Vögel Mitteleuropas. Band 9, Columbiformes – Piciformes. – Wiesbaden. HERRERA, C. M. 1974: Trophic diversity of the Barn owl Tyto alba in continental Western Europe. – Ornis Scand., 5: 181-191. INDYK, F., MRUGASIEWICZ, A. & PAWŁOWSKA-INDYK A. 1996: Drobne ssaki w zrzutkach płomykówki Tyto alba Scop., 1976 oraz myszołowów Buteo sp. (myszołowa zwyczajnego i włochatego B. buteo., 1758 i B. lagopus Pont., 1763) z terenu rezerwatu,,Słońsk’’ (woj. Gorzowskie) w okresie jesieni i zimy. – Parki Narodowe i Rezerwaty Przyrody, 15 (2): 89-98. JAKSIĆ, F. M. & YÁŃEZ, J. L. 1979: The diet of the Barn Owl in Central Chile and its relation to availability prey. – Auk, 96: 619-621. JAKSIĆ, F. M., SEIB, R. L. & HERRERA, C. M. 1982: Predation by the Barn Owl (Tyto alba) in Mediterranean Habitats of Chile, Spain and California: A Compartive Approach. – The American Midland Naturalist. KOPIJ, G. 1992: Pokarm płomykówki Tyto alba na Śląsku Opolskim. – Ptaki Śląska, 9: 71-77. KOWALSKI, M. & LESIŃSKI, G. 1986: Fauna drobnych ssaków w Janowie (woj. stołeczne) na podstawie analizy zrzutek płomykówki (Tyto alba Scop.). – Przegl. Zool., 30 (3): 327-331. KULCZYCKI, A. 1964: Badania nad składem pokarmu sów z Beskidu Niskiego. – Acta zool. crac., 5: 529-559. LESIŃSKI, G. 1991: Skład pokarmu płomykówki, Tyto alba (Scop.) na Wyżynie Wieluńskiej. – Lubuski Przegl. Przyr., 2 (4): 29-35. LESIŃSKI, G. & RUSIN, A. 1996: Pokarm płomykówki w Słowińskim Parku Narodowym. – Chrońmy Przyrodę Ojczystą, 5: 103-106.

29

LEVINS, R. 1968: Evolution in changing environments. – Princeton Univ. Press, Princeton N. J., U. S. A. LUISELLI, L. & CAPIZZI, D. 1996: Composition of small mammal community studied by three comparative methods. – Acta Theriologica, 41 (4): 425-431. ŁOMNICKI, A. 2000: Wprowadzenie do statystyki przyrodników. – Wydawnictwo Naukowe PWN S. A. Warszawa. MARKOWSKI, J. & SUSKIEWICZ, B. 1981: Ssaki (Mammalia) doliny rzeki Pilicy. – Acta Univ. Lodz., Folia Zool. Anthropol. Łódź, 1: 67-94. MEBS, T. & SCHERZINGER, W. 2000: Die Eulen Europas. – Kosmos, Stuttgart. MIKKOLA, H. 1983: Owls of Europe. – T. & A. D. Poyser, Staffordshire. NIKODEM, Z. 1972: Analiza zrzutek sowich z terenu wideł Wisły i Wieprza. – Prz. Zool., 16: 46-56. PETRETTI, F. 1977: Seasonal food habits of the Barn Owl Tyto alba in an area of central Italy. – Gerfaut, 67: 225-233. PUCEK, Z. & RACZYŃSKI J. (red.) 1984: Klucz do oznaczania ssaków. – PWN, Warszawa. RUPRECHT, A. 1964: Analiza składu pokarmowego płomykówki z Aleksandrowa Kujawskiego, Ciechocinka i Raciążka w latach 1960-61. – Zesz. Nauk. Uniw. M. Kopernika w Toruniu, 9: 45-66.

RUPRECHT, A. L. 1979: Food of the Barn owl, Tyto alba guttata (C. L. Br.) from Kujawy. – Acta Ornithol., 16: 493-512. SAŁATA-PIŁACIŃSKA, B. 1977: Ssaki w pokarmie płomykówki (Tyto alba gutatta Brehm) z terenu Polski, ze szczególnym uwzględnieniem zachodniej części kraju. – Bad. Fizj. Pol. Zach., 30 (C): 7-27. SMITH, D. G., WILSON, C. R. & FROST, H. H. 1972: Seasonal food habits of the Barn Owl in Utah. – Great Basin Naturalist, 32: 228-234. TAYLOR, I. 1994: Barn Owls. – Cambridge Univ. Press. VOHRALÍK, V. & LAZAROVÁ, J. 1998: Small mammals (Insectivora, Rodentia) of the Horní Poohří region (Czech Republic) in the food of the barn owl (Tyto alba). – Lynx (Praha), 29: 43-56. WEBSTER, J. A. 1973: Seasonal variation in the mammal contents of Barn Owl castings. – Bird Study, 20: 185-196. YALDEN, D. W. & MORRIS, P. A. 1990: The Analysis of Owl Pellets. Mammal society. – Occasional Publication, No.13: 1-24. YOM-TOV, Y. & WOOL, D. 1997: Do the contents of Barn owl pellets accurately represent the proportion of prey species in the field? – The Condor, 99: 972-976.

(Received 13.2. 2002, accepted 9.1. 2003)

30

BUTEO 13 (2003): 31-39

Příspěvek k poznání potravy výra velkého (Bubo bubo) v Jeseníkách v letech 1955-2000 A contribution to the knowledge of the Eagle Owl’s (Bubo bubo) diet in Jeseníky Mountains in 1955–2000 SUCHÝ O. † Oldřich Suchý, Valšovský Důl 50, CZ-783 86 Dlouhá Loučka, Czech Republic ABSTRAKT. Potrava výra velkého byla sledována na 34 hnízdištích v Jeseníkách v letech 1955-2000. Bylo zjištěno celkem 12 748 obratlovců, z toho 88,49 % savců, 11,37 % ptáků, 0,04 % ryb a 0,10 % obojživelníků. Nejčastěji zjišťovanými obratlovci byli: hraboš polní, ježek sp., potkan, káně lesní, zajíc polní, hryzec vodní, kalous ušatý, puštík obecný, holub domácí a v letech 1955 až 1977 i koroptev polní a křeček polní. Srovnávány jsou hlavně rozdíly s pracemi jiných autorů u hraboše polního a zajíce polního.

ÚVOD

Tento příspěvek navazuje na moji předchozí souhrnnou práci o hnízdní biologii výra velkého v Jeseníkách v letech 1955–2000 (SUCHÝ 2001). Případné zájemce odkazuji na tuto práci. Předkládaná práce shrnuje dílčí výsledky zveřejněné již dříve (SUCHÝ 1980, 1990), doplňuje výsledky z let 1988 až 2000 a má přispět k poznání potravní ekologie výra v Jeseníkách. V bývalém Československu se o potravě výra zmiňuje JIRSÍK (1944), dále SEKERA (1954), OBUCH (1980), FOLK (in HUDEC 1983), VONDRÁČEK (1983) a HAIN (1984). Z poslední doby jsou známy pouze práce ČERVENÝ & OBUCH (1999) a KUNSTMULLER (2000). V Jeseníkách nebyla potrava dříve studována, proto jsem při sledování hnízdní biologie tohoto druhu přistoupil ke sběru vývržků a zbytků potravy na hnízdech. Zpracování výsledků těchto sběrů předkládám v následujícím příspěvku. POPIS ÚZEMÍ

Podrobný popis území, jednotlivých hnízdišť, mapka a klimatické podmínky byly představeny v předcházejícím příspěvku (SUCHÝ 2001). Sledované území se nachází v jihozápadní části Nízkého Jeseníku a na severozápadě zasahuje do Hrubého Jeseníku. Jihozápadním okrajem prochází zlomová linie tvořící rozhraní mezi vrchovinou Nízkého Jeseníku a Hornomoravským úvalem. Rozkládá se mezi obcemi Rýmařov (okr. Bruntál) na severu, Šternberk (okr. Olomouc) na jihu, na západě se dotýká obce Dolní Libina a na východě Ryžoviště. Nadmořská výška centrální části se pohybuje nejčastěji mezi 500-600 m n. m. Nejvyšším bodem je hora Mazance (823 m n. m.) a nejníže položené je okolí Uničova (asi 240 m n. m.). Rozloha činí 500 km2. Reliéf oblasti je tvořen zaoblenými hřbety Nízkého Jeseníku, který je na jihozápadě ohraničen již zmíněným zlomem, kde prudce spadá do Uničovské plošiny. Od severoseverovýchodu je rozbrázděn údolími říček a potoků. Jsou to Huntava, Oskava, Oslava, Teplička, Sitka a Bělkovický potok. Klimatické poměry se mění podle nadmořské výšky. Na severu jsou to oblasti mírně chladné až chladné, v jižní části jsou to poté mírně teplé oblasti.

31

Podobná závislost platí pro srážky. Dlouhodobé průměrné roční teploty a úhrny srážek: Rýmařov (+5,8°C a 842 mm), Šternberk (+7,9°C a 645 mm). Jaro bývá v polohách nad 500 m n. m. krátké a chladné. Sněhová pokrývka se v těchto polohách drží často až do poloviny dubna. Zemědělská půda tvoří asi 43 % plochy. Převažují hnědozemě se sklonem k puzolizaci. Nejzachovalejšími rostlinnými celky jsou lesy, které si zejména v nepřístupných místech zachovaly strukturu a dřevinnou skladbu blízkou původním porostům (kyselé bučiny). V nedávných létech byly znehodnoceny prosazováním smrkových monokultur (DLUHONSKÝ 1990). METODIKA

Při každé kontrole byly pečlivě vysbírány všechny zbytky potravy, kosti, vývržky a peří. Sběry byly prováděny od února do srpna. Později, když mláďata opustila hnízdo, byly nálezy náhodné. Materiál jsem rozebral a podle obvyklých metod determinoval sám. Savci byli určováni podle prací ANDĚRA & HORÁČEK (1982) a MÄRZ (1972), ptáci podle prací VONDRÁČEK (1978), MÄRZ (1972) a vlastního srovnávacího materiálu. Průměrná hmotnost byla převzata u savců z práce HORÁČEK & ANDĚRA (1982), u ptáků podle prací HUDEC (1983, 1994), HUDEC & ČERNÝ (1977). U ostatních živočichů podle práce MÄRZ (1972). Menší část údajů o hmotnosti jednotlivých exemplářů byla získána vlastním vážením obratlovců u hnízda. Hmotnost byla stanovena s přihlédnutím ke stáří a zaokrouhlena u menších druhů na 5 g, u větších na desítky a u některých i na stovky gramů. Byl rovněž porovnáván počet kusů kořisti v jednotlivých vývržcích a počet kusů zjištěných jako zásoba u hnízda. Byly též prováděny pokusy s přikrmováním, kdy byla k hnízdům a na trhaniště přikládána zvířata (většinou oběti silniční dopravy). Osteologický materiál z let 1955-1987 určoval dr. M. Anděra z Národního muzea v Praze a zhruba 100 vývržků Mgr. B. Beneš ze Slezského muzea v Opavě. Několik ptáků určil podle peří nalezeného u hnízd F. Hejl-Mračovský. VÝSLEDKY

Tak jako v předcházejících letech (SUCHÝ 1980, 1990) byly v letech 1988-2000 nalézány zásoby u hnízd, i když v menších množstvích. V hnízdech s malými mláďaty to byli hraboši, myšice, potkani, hryzci a mladí zajíci. Později pak kalousi, puštíci, káně, domácí holubi, ondatry a ježci. Větší obratlovci byli většinou bez hlavy. Ve vývržcích byly nalézány nohy kání lesních (nohy jestřábů však ležely volně na skalkách), celé lebky ježků, potkanů a hranostajů. Ve vývržcích se dosti často vyskytovaly také ježčí bodliny. V jednom vývržku mladého výra bylo dokonce 432 bodlin. Výr pozřel asi třetinu ježčí kůže při nedostatku potravy a přesto zdárně vylétl. Hojně byly ve vývržcích nalézány kroužky domácích holubů, méně poté puštíků, kalousů, mladých výrů a kání lesních. Je zřejmé, že byla zjištěna pouze část potravy, protože vývržky mladých a zbytky potravy odnáší samice výra od hnízda. Pozoroval jsem odnášení zbytků potkana od hnízda až na protější stráň nebo ježčí kůži na paseku asi 150 m od hnízda, kde ji samice upustila do podrostu. Ježčí kůže obarvená u hnízda byla nalezena na zarostlé pasece 1,5 km od hnízda. Tím si vysvětluji, že pokud byla kořist nalezena jako zásoba u hnízda, nemusela být následně obsažena ve vývržcích. Počet zjištěných jedinců jednotlivých druhů obratlovců je uveden v tab. 1. Z výsledků byla sestavena tab. 2, kde je uvedeno pořadí deseti nejčastěji zastoupených druhů obratlovců podle počtu nalezených jedinců resp. v množství biomasy v procentech za jednotlivé časové úseky i za celé období 1955-2000. Z této tabulky je zřejmé, že se pořadí jednotlivých druhů

32

v časových obdobích měnilo. Hraboš polní (Microtus arvalis) byl nalézán nejvíce ve vývržcích sbíraných koncem zimy a brzy na jaře. Na hnízdišti č. 20 (SUCHÝ 2001) u Huzové bylo zjištěno v roce 1986 celkem 346 jedinců a v roce 1989 dokonce 456 jedinců hraboše polního z jednoho sběru na hnízdišti. Tento druh zůstal na prvním místě v počtu jedinců ve všech obdobích. Ježci (Erinaceus sp.) se objevovali jako kořist a ve vývržcích od poloviny dubna. Jako kořist byli nalézáni i v Hrubém Jeseníku. U jednoho hnízda bylo nalezeno v jednom roce celkem 17 ježčích kůží. Ježci zůstali na druhém místě ve všech sledovaných obdobích. Potkan (Rattus norvegicus) byl rovněž nalézán na všech hnízdech. Loven byl především u zemědělských objektů, kde přes intenzivní hubení přežívá. Za celé sledované období zůstal na třetím místě. Káně lesní (Buteo buteo) byla opět lovena na všech lokalitách. Nalézáni byli dospělí ptáci i mláďata z hnízd. V roce 1996 bylo na jednom hnízdišti nalezeno celkem 16 jedinců. V letech 1988-2000 postoupila v pořadí na třetí místo, za celé období byla na čtvrtém místě. Zajíc polní (Lepus europaeus) byl v množství biomasy v období 1955-1979 na prvním místě. Později, když se stavy zajíců silně snížily, poklesl až na osmé místo. Zjištěni byli jedinci s hmotností do 1,5 kg, převládali malí zajíčci do hmotnosti 0,8 kg. Dospělé zajíce jsem zjistil pouze pětkrát v zimním období. Za celou sledovanou periodu 1955-2000 obsadil páté místo. Hryzec vodní (Arvicola terrestris) se do pořadí v prvním časovém úseku 1955-1979 nedostal. V dalších obdobích se počet nálezů zvyšoval, kdy na jednom hnízdě bylo nalezeno i 5 jedinců v zásobě. Za celé období postoupil nakonec na šesté místo. Kalous ušatý (Asio otus) a puštík obecný (Strix aluco) byli nalézáni na všech hnízdištích v prakticky stejných množstvích. Za celé období 1955-2000 obsadili sedmé a osmé místo. Holub domácí (Columba livia f. domestica) byl zjišťován často podle kroužků ve vývržcích. Byli to poštovní holubi z ČR, Polska, Maďarska i Německa. Pravděpodobně se jednalo o zbloudilé a vysílené ptáky ze závodů. V časovém období 1980-1987 obsadil páté místo, celkově pak místo deváté. Koroptev polní (Perdix perdix) byla ještě v letech 1955-1979 v kořisti výra početně zastoupena (107 ex.). V letech 1980-1987 pak pouze 30 ex., v letech 1988-2000 pak už pouze jediná! Přesto se udržela na místě desátém. Tab. 1 – Zastoupení jednotlivých druhů obratlovců v kořisti výra velkého v Jeseníkách v letech 1955-2000. Table 1 – Proportion of individual vertebrate species in the Eagle Owl’s prey in Jeseníky Mts. in 1955-2000.

Druh Prey species Erinaceus sp. Talpa europea Sorex araneus Eptesicus serotinus Citellus citellus Sciurus vulgaris Glis glis Muscardinus avellanarius Ondatra zibethicus Arvicola terrestris Clethrionomys glareolus

Hmotnost Body mass 1000 95 10 20 300 310 120 15 1300 130 20

n

%n

595 11 6 2 1 13 27 2 19 194 32

4.67

1.52

Celková hmotnost Total mass 595000 1045 60 40 300 4030 3240 30 24700 25220 640

% hmotn. % total mass 28.14

1.74 1.78

33

Microtus arvalis Microtus agrestis Pitymys subterraneus Rattus norvegicus Apodemus sp. Cricetus cricetus Oryctolagus cuniculus Lepus europaeus Vulpes vulpes Felis catus Martes martes Mustela erminea Mustela nivalis Capreolus capreolus Drobní savci Small mammals Mammalia celkem Total Ciconia nigra Anas platyrhynchos Pernis apivorus Circus cyaneus Accipiter gentiles Accipiter nisus Buteo buteo Buteo lagopus Falco tinnunculus Gallus gallus f. domestica Perdix perdis Coturnix coturnix Phasianus colchicus Gallinula chloropus Fulica atra Vanellus vanellus Scolopax rusticola Columba livia f. domestica Columba oenas Columba palumbus Streptopelia decaocto Streptopelia turtur Cuculus canorus Tyto alba Bubo bubo Srix aluco Asio otus Asio flammeus Aegolius funereus Caprimulgus europaeus Apus apus Dryocopus martius Dendrocopos major Alauda arvensis

34

25 30 15 400 30 410 1500 1200 3600 1500 1000 250 150 3000 30 11280 2000 1200 800 400 950 200 900 1000 200 1500 400 100 1100 300 800 210 320 350 300 510 200 150 120 300 600 500 300 350 170 75 40 300 80 35

9458 6 5 313 132 74 2 250 8 4 1 42 74 1 8

74.19

1.04 0.58

1.96

88.48 4 12 3 1 11 9 258 2 27 1 146 1 74 2 2 30 5 150 6 33 3 9 3 6 7 161 171 1 4 1 1 5 5 12

2.02

1.15 0.58

1.18

1.26 1.34

236450 180 75 125200 3960 30340 3000 300000 28800 6000 1000 10500 11100 3000 240 1417210 8000 14400 2400 400 10450 1800 232200 2000 5400 1500 58400 100 81400 600 1600 6300 1600 52500 1800 16830 600 1350 360 1800 4200 80500 51300 350 680 75 40 1500 400 420

11.18

5.92 1.43 14.19

66.89

10.98

2.76 3.85

2.48

3.81 2.43

Delichon urbica Turdus merula Turdus philomelos Oriolus oriolus Garrulus glandarius Pica pica Corvus monedula Corvus frugilegus Corvus corone Sturnus vulgaris Fringilla coelebs Pyrrhula pyrrhula Coccothraustes coccothraustes Drobní ptáci Small birds Aves celkem Total Rana sp. Salamandra salamandra Amphibia celkem Total Salmo trutta f. fario Celkem Grand total

20 95 90 70 170 200 230 500 500 80 25 30 50 20 60 50 200

4 19 66 1 29 5 9 2 73 2 2 1 2 69 1450 12 1 13 5 12748

2.00

5.03

4.76 11.37

0.10 0.04

80 1805 5940 70 4930 1000 2070 1000 36500 160 50 30 100 1380 698370 720 50 770 1000 2114290

0.71

1.73

33.03

0.04 0.05

Podobná situace nastala u křečka polního (Cricetus cricetus), u kterého bylo v letech 1955-1979 nalezeno celkem 72 ex., v letech 1980-1987 pak už jen 2 ex. V posledním období nebyl zjištěn. Vrána obecná šedá (Corvus corone cornix) byla nalézána nejčastěji v letech 1955-1979, kdy bylo nalezeno celkem 42 ex. a vrána se tak v tomto období dostala na deváté místo, v pozdějších letech pak byla zjišťována mnohem méně často. V kořisti byli nalezeni dospělí ptáci i mláďata vybraná z hnízda. Myšice (Apodemus sp.) byly nalézány jako zásoby, ve vývržcích nebyly oba druhy od sebe odlišovány. V letech 1980-1987 se dostaly dokonce na čtvrté místo. Bažant obecný (Phasianus colchicus) neobsadil v počtu jedinců přední pozice, přesto z hlediska biomasy zaujímá významné místo. V letech 1988-1997 byli nalezeni už pouze 4 ex. a v letech 1998-2000 už nebyl nalezen dokonce žádný jedinec. Drozdi (Turdus sp.) se dostali v posledním období na místo desáté. Z hlediska celého sledovaného období se však neumístili. Byly nalézány tyto druhy: drozd zpěvný (Turdus philomelos), drozd brávník (Turdus viscivorus), drozd kvíčala (Turdus pilaris) a drozd cvrčala (Turdus iliacus). Mezi zajímavější nálezy patří 2 káně rousné (Buteo lagopus), 7 dospělých jestřábů lesních (Accipiter gentilis), 1 moták pilich (Circus cyaneus) a 4 sýci rousní (Aegolius funereus) z Nízkého Jeseníku. Dále to byli 4 mladí čápi černí (Ciconia nigra), kteří byli vybráni výrem z hnízda na jedli asi 150 m od výřího hnízda. Zajímavý je nález rejska malého (Sorex minutus). V potravě byly zjištěny také 3 dospělé lišky (Vulpes vulpes). Dvě z nich byly uloveny nedaleko hnízda a jedna na skalce, pod kterou bylo umístěno hnízdo. Výr byl pozorován lesním dělníkem, když se na ní živil. Z obojživelníků byl zjištěn skokan (Rana temporaria) a mlok skvrnitý (Salamandra salamandra), z ryb poté 5 pstruhů (Salmo trutta f. fario). Celkově lze říci, že z hlediska množství biomasy jsou v potravě nejvíce zastoupeny na sledovaném území tyto druhy: ježci, zajíc polní, hraboš polní, káně lesní, potkan, puštík obecný, kalous ušatý, holub domácí a hryzec vodní.

35

Tab. 2 – Pořadí nejčastěji zjišťovaných druhů obratlovců v potravě výra velkého v jednotlivých časových obdobích. Table 2 – Order of the most often identified vertebrate species in the Eagle Owl’s prey in Jeseníky Mts. during particular periods.

No. Druh Species

Biomasa Mass (%)

No.

Druh Species

20.02 20.00 11.08 7.33 6.38 5.21 4.86 4.82 4.53 2.32 13.45

1. 2. 3. 4. 5. 6. 7. 8. 9. 10. –

Erinaceus sp. Microtus arvalis Buteo buteo Rattus norvegics Lepus europaeus Phasianus colchicus Columba livia dom. Perdix perdix Asio otus Strix aluco Ostatní Others

1955-1979 (n = 4575) 1. 2. 3. 4. 5. 6. 7. 8. 9. 10. –

Lepus europaeus Erinaceus sp. Microtus arvalis Buteo buteo Phasianus colchicus Perdix perdix Cricetus cricetus Strix aluco Rattus norvegicus Corvus corone Ostatní Others

1980-1987 (n = 3528)

1988-2000 (n = 4645) 1. 2. 3. 4. 5. 6. 7. 8. 9. 10. –

Erinaceus sp. Buteo buteo Microtus arvalis Lepus europaeus Rattus norvegicus Strix aluco Columba livia dom. Asio otus Arvicola terrestris Apodemus sp. Ostatní Others

Biomasa Mass (%) 23.15 15.17 11.81 9.65 9.38 7.51 5.00 2.43 2.34 2.03 11.53

1955-2000 (n = 12748) 29.37 16.36 12.36 11.41 5.65 3.94 2.69 2.20 1.89 1.52 12.61

1. 2. 3. 4. 5. 6. 7. 8. 9. 10. –

Erinaceus sp. Lepus europaeus Microtus arvalis Buteo buteo Rattus norvegicus Phasianus colchicus Strix aluco Perdix perdix Columba livia dom. Asio otus Ostatní Others

28.14 14.19 11.18 10.98 5.92 3.85 3.81 2.76 2.48 2.43 14.26

DISKUSE

O potravě výra velkého se zmiňuje JIRSÍK (1944), který přebírá výsledky Uttendörfera z roku 1939, kdy zkoumaný materiál pocházel z Německa, ostrova Aland, Alp a Karpat. Toto přebírá i SEKERA (1954), což kritizuje ČERNÝ (1958). FOLK (in HUDEC 1983) shromáždil z území bývalého Československa jen velmi málo údajů (94 savců a 73 ptáků). VONDRÁČEK (1983) použil ve své práci i údaje Märze z roku 1940 a Honců a spol. z roku 1974. Jeho vlastní výsledky obsahují údaje o 757 ptácích a 838 savcích. U této práce je zajímavé vysoké procento ptáků v potravě výra (tab. 3). Je překvapivé, že ještě v roce 1984 (HAIN 1984) je pokládána za objektivní a platnou podrobná studie potravního rozboru, kterou v roce 1955 provedl Výzkumný ústav lesního hospodářství a myslivosti (SEKERA 1954). Nejnovější práce (ČERVENÝ & OBUCH 1999) je zaměřena na savce. Vlastní výsledky z minulých let (SUCHÝ 1980, 1990) jsou obsaženy i v této práci.

36

Porovnání nejčastěji zjišťovaných druhů obratlovců z potravy výra velkého v jednotlivých obdobích je patrné z tab. 2. Pořadí se měnilo v důsledku změn ve složení zvířeny tj. úbytku nebo zvýšení stavů některých druhů. Srovnáme-li výsledky u níže uvedených autorů v tab. 3, zjišťujeme rozdíly v podílech jednotlivých skupin živočichů podle počtu jedinců. KURZ (1991) udává pět skupin živočichů, kteří tvoří asi 90% v jedincích i biomase (hlodavci, králíci, ježci, vodní ptáci a krkavcovití). Tab. 3 – Porovnání podílu skupin obratlovců v potravě výra velkého (počet jedinců v %) Table 3 – Comparison of different vertebrate taxa in the Eagle Owl’s diet (percentage of number of individuals)

Oblast Region

n

Durynsko/Thuringia, DE 5165 Bavorsko/Bavaria, DE 14881 Slovensko/Slovakia, SK 3598 Čechy/Czechia, CZ 3549 Alpy/Austrian Alps, AT 7593 Harz/Harz Mts., DE 6255 Bavorsko/Bavaria, DE 2317 JZ Čechy/SW Czechia, CZ 6613 Z Morava/W Moravia, CZ 2081 Jeseníky, CZ 12748

Mammalia Aves 74.87 63.00 54.00 57.30 46.37 90.02 56.11 76.35 64.80 88.48

23.50 36.00 8.50 42.30 4.28 9.78 43.16 22.08 35.00 11.37

Ostatní Others

Autor Author

1.63 1.00 37.50 0.40 49.35 0.11 0.73 1.57 0.30 0.14

Görner & Knobloch 1978 Wickl 1979 Obuch 1980 Honců 1985 Frey & Walther 1986 Wadewitz & Nicolai 1993 Förstel 1995 Červený & Obuch 1999 Kunstmuller 2000 Tato práce This study

Prvním faktorem, který může zapříčinit rozdíly ve složení potravy, je zeměpisná poloha a nadmořská výška zkoumané oblasti s rozdílným zastoupením zvířeny. Ze sledovaných prací např. severní Čechy a severní Slovensko (OBUCH & VONDRÁČEK 1980). Dále je to stáří sbíraného materiálu, kdy např. OBUCH (1980) determinoval osteologický materiál až 200 let starý nebo VONDRÁČEK (1983) použil údaje Märze z roku 1940. Také ve srovnání s novějšími pracemi vznikají samozřejmě rozdíly. Zaměřil jsem se hlavně na hraboše polního a zajíce polního. U hraboše udávají nižší hodnoty GÖRNER & KNOBLOCH (1978) 34,73 %, WICKL (1979) 15,67 %, OBUCH (1980) 44,79 %, VONDRÁČEK (1983) 31,20 % a FREY & WALTER (1986) 34,79 %. Naproti tomu HONCŮ (1985) udává 58,15 %, WADEWITZ & NICKOLAI (1993) 68,68 %, ČERVENÝ & OBUCH (1999) 46,91 % a KUNSTMULLER (2000) 26,9 %. Já jsem zjistil dokonce 74,19 %. Zajímavé je zjištění Hrušky a Melichara (in SCHRÖPFER 2000), kdy na jednom hnízdišti v západních Čechách nalezli v roce 1998 celkem 30 hrabošů jako zásobu. FÖRSTEL (1977) píše, že se výr v zimě živí převážně myšovitými hlodavci, ale v další práci (FÖRSTEL 1996) uvádí u myšovitých jen 6,13 % podílu jedinců a 0,29 % v biomase. Podíly drobných savců jsou zřejmě podmíněny metodou sběru. Sbíráme-li vývržky na konci zimy nebo brzy na jaře jsou tyto pevné, málo rozpadlé. V případě pozdějších sběrů jsou vývržky rozpadlé, kosterní materiál drobných savců je zapadaný ve vegetaci. V hnízdní jamce je poté nalezen pouze zlomek tohoto materiálu. Ještě jsem narazil na jeden velmi významný rozdíl. WICKL (1979) udává v zimní potravě zastoupení ježků na 12 %. V Jeseníkách nebyl v zimních měsících ježek jako potrava nikdy zjištěn.

37

Přepočet na biomasu provedl FREY (1974), GÖRNER & KNOBLOCH (1978), WICKL (1979), OBUCH (1980), SUCHÝ (1980, 1990), VONDRÁČEK (1983), FREY & WALTHER (1986), FÖRSTEL (1995) a KUNSTMULLER (2000). Někteří autoři neuvádějí průměrné hmotnosti přepočítávaných jedinců (pouze procenta) a u ostatních autorů se dosti liší použité údaje, nelze je proto v této práci porovnávat. Dalším možným vysvětlením rozdílných podílů v kořisti výra jsou různé průměrné hmotnosti, které jsou použité autory při přepočtu. Provedl jsem srovnání u několika autorů a nejvíce se liší u zajíce polního. GÖRNER & KNOBLOCH (1978) použili jako průměrnou hmotnost hodnotu 1500 g, HONCŮ (1985) použil stejnou hodnotu jako v této práci tj. 1200 g, FREY & WALTER (1986) 400 g, WADEWITZ & NICOLAI (1993) 1900 g a KUNSTMULLER (2000) dokonce 2000 g. U ostatních obratlovců tak velké rozdíly nejsou. Např. u ježků činí rozdíl 250 g, což odpovídá váhovému rozdílu mezi ježkem východním a západním. U ondatry je to 780 g, křečka 160 g, potkana 180 g, bažanta 225 g, koroptve 50 g, káně 160 g a čejky 10 g. Proto jsem provedl porovnání v časových obdobích jen u vlastní práce, kde byly údaje shromažďovány stejnou metodou po celou dobu sledování biologie výra. Domnívám se, že rozdíly v pořadí jednotlivých druhů jsou způsobeny zejména zastoupením jednotlivých druhů ve sledovaných oblastech. Ze zajímavějších nálezů kořisti udává KUNSTMULLER (2000) 3 pull. labutě velké (Cygnus olor) a 6 selat prasete divokého (Sus scrofa). I když jsou prasata v Jeseníkách velmi početná, podobný nález jsem nezaznamenal. Podle WAGNERA a SPRINGERA (in FREY 1973) přijímá výr v zimě také mršiny a jejich části nosí na hnízdo. Udávají srnce, kamzíka, jeleního koloucha, prase a čelist telete. MEISE a ZIMMERMANN (in FREY 1974) se domnívají, že výr dokáže přemoci dospělou srnu nebo mladého jelena. Já jsem v okolí hnízda nikdy pozůstatky většího zvířete nezjistil. Považuji také za velmi nepravděpodobné, že by výr některá z těchto zvířat ulovil. Největším úlovkem byla dospělá liška. Jsou známy útoky na psa ohaře (HEJL 1944) i jezevčíka (Májíček in verb.) poblíž výřího hnízda. K ulovenému zajíci se výr vracel po tři noci (čtvrtou noc byl odchycen, okroužkován a vypuštěn). Dospělého zajíce (3,5 kg) výr neunese. Tuto kořist vlekl výr na pasece 10 metrů po sněhu k pařezu, kde se na ní začal živit. Vyložená zvířata u hnízda nebo na trhaništi výr sebral a předal mláďatům. Byla-li vyložena dále od hnízda (100 m) nechával je bez povšimnutí. KUNSTMULLER (2000) se pokusil zpracovat 12 druhů obratlovců podle určené stejné průměrné hmotnosti kořisti v pěti oblastech střední Evropy. Nedomnívám se však, že tento způsob hodnocení vyjadřuje úživnost oblasti. Přestože se složení potravy u jmenovaných autorů liší, je ze všech přehledů patrná přizpůsobivost výra, který využívá široké druhové skladby kořisti. Výr loví hlavně druhy v dané oblasti hojně se vyskytující, dokázal se přizpůsobit změněným podmínkám a loví také v blízkosti lidských sídlišť. PODĚKOVÁNÍ. Touto cestou děkuji dr. M. Anděrovi z Národního muzea v Praze za zpracování převážné části vývržků. Rovněž Mgr. B. Benešovi ze Slezského muzea v Opavě děkuji za přispění k této práci. Mgr. L. Schröpferovi srdečně děkuji za úpravu a technickou přípravu pro tisk.

SUMMARY Diet of the Eagle Owl was studied at 34 breeding places in Jeseníky Mts. in 1955-2000. In total, 12 748 vertebrates were identified – 88.49% mammals, 11.37% birds, 0,04% fish and 0.10% amphibians. The most frequent vertebrates found were: the Common Vole, Hedgehog, Brown Rat, Common Buzzard, Brown Hare, Water Vole, Long-eared Owl, Tawny Owl, Columba livia f. domestica and in 1955-1977 Grey partridge and Common Hamster. In this

38

paper, differences between this and other studies are compared, especially in cases of the Common Vole and the Brown Hare.

LITERATURA ANDĚRA, M. & HORÁČEK, I. 1982: Poznáváme naše savce. – Mladá fronta, Praha. ČERNÝ, W. 1958: J. Sekera: Rozšíření výrů v Československu. – Sylvia, 15: 275-276. (kritická recenze) ČERVENÝ, J. & OBUCH, J. 1999: Rozbor potravy výra velkého (Bubo bubo) v jihozápadních Čechách se zvláštním zaměřením na savce (Mammalia). – Lynx, n. s., 30: 35-60. DLUHONSKÝ, D. 1990: Návrh na vyhlášení Chráněné krajinné oblasti „Sovinecko“. – Ms., Okr. úřad Bruntál. FÖRSTEL, A. 1995: Der Uhu Bubo bubo L. in Nordbayern. – Orn. Anz., 34: 77-95. FREY, H. & WALTER, W. 1986: Zur Ernährung des Uhus, Bubo bubo LINNAEUS (1758), an einem alpinen Brutplatz in den Hohen Tauern (Salzburg, Österreich). – Ann. Naturhist. Mus. Wien B, 88/89: 91-99. GÖRNER, M. & KNOBLOCH, H. 1978: Zur Ernährungssituation des Uhus (Bubo b. bubo L.) in Thüringen. – Arch. Naturschutz u. Landschaftsforsch., 18: 161-176. HAIN, M. 1984: Hnízdní biologie výra velkého na vybrané lokalitě. – Památky a příroda, 9: 171-180. HONCŮ, M. 1985: Rozšíření a bionomie výra velkého (Bubo bubo) na Českolipsku. – Ms., OVM Česká Lípa. HUDEC, K. (ed.) 1983: Fauna ČSSR, sv. 23. Ptáci – Aves III/1. – Academia, Praha. HUDEC, K. a kol. 1994: Fauna ČR a SR, sv. 27. Ptáci 1. – 2nd ed., Academia, Praha. HUDEC, K. & ČERNÝ, W. (ed.) 1977: Fauna ČSSR, sv. 21. Ptáci – Aves II. – Academia, Praha. JIRSÍK, J. 1944: Naše sovy. – Praha. KUNSTMULLER, I. 2000: Potravní ekologie a skladba potravy výra velkého (Bubo bubo) na hnízdištích Českomoravské vysočiny. – Crex, 16: 50-59.

KURZ, G. 1991: Uhu-Wiedereinbürgerung in Schleswig-Holstein – nicht nur ein Versuch. – Jäger, 7: 38-43. MÄRZ, R. 1972: Gewöll- und Rupfungskunde. – Berlin. OBUCH, J. 1980: Náčrt potravnej ekológie výra skalného (Bubo bubo L.). – Vlastived. zb. Považia, 14: 245-266. SCHRÖPFER, L. 2000: Zpráva o činnosti Skupiny pro ochranu a výzkum dravců a sov ČSO v roce 1998. – Zpravodaj SOVDS, 6: 2-17. SEKERA, J. 1954: Rozšíření výrů v Československu. – Práce VÚL v ČSR, VÚML Zbraslav, sv. 7: 153-175. SUCHÝ, O. 1980: K potravě výra velkého (Bubo bubo L.) v Jeseníkách. – Zprávy MOS, 38: 85-97. SUCHÝ, O. 1990: Výr velký (Bubo bubo) v Jeseníkách po deseti letech. – Zprávy MOS, 48: 7-32. SUCHÝ, O. 2001: Vývoj populace výra velkého (Bubo bubo) v Jeseníkách v letech 1955-2000. – Buteo, 12: 13-28. VONDRÁČEK, J. 1978: Určování v potravě výra nejčastěji zjišťovaných druhů ptáků na základě znaků zjistitelných na tarsometatarsu. – Fauna Bohemiae Septentrionalis, 3: 41-50. VONDRÁČEK, J. 1983: Příspěvek k potravní ekologii a složení potravy výra velkého na severočeských lokalitách. – Sylvia, 22: 39-54. WADEWITZ, M. & NICOLAI, B. 1993: Nahrungswahl des Uhus (Bubo bubo) im nordöstlichen Harzvorland. – Orn. Jber. Mus. Heineanum, 11: 91-106. WICKL, K. H. 1979: Der Uhu (Bubo bubo) in Bayern. – Garm. vogelkd. Ber., 6: 1-47.

(Došlo 14.3. 2002, přijato 8.11. 2002)

39

BUTEO 13 (2003): 41-51

Potrava sovy obyčajnej (Strix aluco) v lužných lesoch Diet of the Tawny Owl (Strix aluco) in floodplain forests OBUCH J. Ján Obuch, Univerzita Komenského v Bratislave, vysunuté pracovisko, 038 15 Blatnica, Slovakia; e-mail [email protected] ABSTRAKT. Analyzuje sa typ potravy sovy obyčajnej zo zberov vývržkov na okrajoch fragmentov lužných lesov pri riekach Morava (5 lokalít), Dunaj (3 lokality), Latorica (2 lokality) a Tisa (1 lokalita). V materiáli 3182 kusov potravy sú takmer rovnako zastúpené žaby (Amphibia – 38 %), ako cicavce (Mammalia – 43 %). Pomerne vysoké je zastúpenie vtákov (Aves – 12 %), z bezstavovcov sú početnejšie chrobáky (Coleoptera – 6 %). Podiel jednotlivých zložiek v potrave je značne variabilný v priestore aj v čase. Sledujú sa sezónne zmeny v zastúpení hlavných zložiek koristi na 3 lokalitách na Východoslovenskej rovine (tab. 3 – 5). Na porovnanie typu potravy sovy obyčajnej z lužných lesov s dvoma najpodobnejšími typmi a s celoslovenským súhrnom sa využíva upravená tabuľka diagnostických druhov s výraznými odchýlkami od priemeru (tab. 6).

ÚVOD

Sova obyčajná (ďalej len S. aluco) je najprispôsobivejšia z našich druhov sov na lovenie v rôznych typoch prostredia. Rozšírená je najmä v listnatých lesoch rôznych pohorí palearktídy a v jej potrave nachádzame široké spektrum lesných, aj nelesných druhov stavovcov a rôznych skupín bezstavovcov (OBUCH 1999). Z horských oblastí Slovenska som diferencoval 5 typov jej potravy (OBUCH 1992). Na 4 lokalitách v Národnom parku Muránska planina som sledoval sezónne zmeny v zastúpení koristi počas 20 rokov (OBUCH 1997). Zisťoval som rozdiely v jej potrave na 8 územných celkoch Čiech a Moravy (OBUCH 1994). Na konferencii o európskych sovách v nemeckom Harzi som prezentoval z územia Slovenska 7 typov potravy S. aluco (OBUCH 2000a). Popri už uvedených 5 typoch z horských oblastí som načrtol typ potravy z lužných lesov a z antropicky silne ovplyvne- ného prostredia. Prvý z nich podrobnejšie opisujem v tejto práci. Z 11 uvedených lokalít bol doteraz publikovaný len zber od Malých Levárov (OBUCH & KÜRTHY 1995). METODIKA

Vývržky S. aluco boli spracované v 5 % NaOH, na determináciu boli vytriedené čeľuste cicavcov, zobáky, humerus, metacarpus a tarsometatarsus vtákov, bederné kosti (os ilium) žiab, časti hlavy rýb, hlavy bezstavovcov, predné nohy krtonôžky (Gryllotalpa), zakrpatené ulity slizniakov (Limacidae). Bola stanovená minimálne možná početnosť zvyškov koristi. Výsledky, zostavené v kontingenčných tabuľkách podľa lokalít, termínov zberov, alebo typov koristi, sú vyhodnotené metódou výrazných odchýlok od priemeru (MDFM – OBUCH 2001). OPIS LOKALÍT

Z pôvodných lužných lesov, ktoré lemovali toky väčších riek, sa zachovali len fragmenty v periodicky zaplavovanom medzihrádzovom priestore (tzv. mäkký luh). Väčšina týchto 41

lesov je v súčasnosti premenená na vysokoproduktívne monokultúry rôznych klonov kanadských topoľov (Populus x canadensis). Časť medzihrádzového priestoru tvoria lúky a pasienky (Záhorie), alebo polia a v súčasnosti neobhospodarované plochy (Východoslovenská rovina). V priestoroch za ochrannou hrádzou sa nachádzajú rôzne veľké plochy lesov tzv. tvrdého luhu s viac – menej prirodzenou drevinovou skladbou s dominantným zastúpením duba letného (Quercus robur). Miestami sa v nich nachádzaju zvyšky mŕtvych ramien, trvalo, alebo periodicky naplnené vodou. Často tieto lesy susedia s ornou pôdou. Uvedené podmienky značne ovplyvňujú zloženie potravy S. aluco, ktorá loví v okruhu 1 až 2 km od náleziska. Vývržky boli zbierané zväčša z náhodne objavených denných úkrytov sovy v dutinách strmov, na zemi pod stromami, alebo v rôznych budovách v blízkosti lesa. PREHĽAD ZBEROV:

Dolnomoravský úval 1. Kančí obora, k. ú. Břeclav (Břecl), vývržky v starom dube, zber 8.4.1998, leg. J. Chytil. 2. Ranspurk, k. ú. Lanžhot (Ransp), kosti zo starších vývržkov v dutine spadnutého duba v rezervácii, jún 1993, leg. J. Chytil. Borská nížina 3. Prečerpávacia stanica, k. ú. Malé Leváre (M. Lev), vývržky v stodole, zber 12.8.1993 (OBUCH & KÜRTHY 1996). 4. Horný les, k. ú. Vysoká pri Morave (Hor l), zber 1.7.1998, leg. M. Noga. 5. Bogdalický vrch, k. ú. Suchohrad (Bog v), vývržky pod stromami na okraji lesa, zber 13.8.1993, leg. J. Obuch, A. Kürthy. Podunajská rovina 6. Jurský šúr, Panónsky háj, k. ú. Jur pri Bratislave (JŠPH), zbery 2.1. a 7.7.1998, leg. M. Noga. 7. Jurský šúr, Jelšina,, k. ú. Jur pri Bratislave (JŠJe), vývržky pod dutinou, zbery 7.7.1998 a august 2000, leg. M. Noga. 8. Malé Vranie, k. ú. Gabčíkovo (M. Vran), na povale osamelého domu pri hrádzi, zber 20.1.2002, leg. J. Obuch, M. Lešičko. Východoslovenská rovina 9. Les za hrádzou Latorice, k. ú. Ptrukša (Ptruk), vývržky v dutine javora poľného a pod stromami, zbery 21.4., 20.5. a 26.10.1999, 17.5. a 16.11.2000, 10.9.2001. 10. horáreň pri Boťanoch, k. ú. Boťany (Boťany), vývržky v stodole pri NPR Latorický luh I, zbery 21.8.1997, 21.4., 20.5. a 26.10.1999, 16.5. a 16.11.2000, 10.9.2001. 11. Les pri Tise, k. ú. Malé Trakany (Tisa), v chatke na okraji lužného lesa v medzihrádzovom priestore, zbery 20.5. a 27.10.1999, 18.5. a 16.11.2000. Tab. 1 – Potrava sovy obyčajnej (Strix aluco) v lužných lesoch – prehľad zberov. Table 1 – Food of the Tawny Owl (Strix aluco) in floodplain forests – contingency table.

42

43

OPIS TYPU POTRAVY STRIX ALUCO Z LUŽNÉHO LESA

Typová lokalita: Boťany, okraj Latorického luhu, Východoslovenská rovina, zbery vývržkov z rokov 1997 až 2001. Na Slovensku tento typ potravy S. aluco zahŕňa zbery vývržkov v blízkosti veľkých riek v nížinách, alebo kotlinách (do 200 m n. m.) s výskytom tvrdého, alebo mäkkého lužného lesa a vodných, alebo zamokrených plôch. V potrave S. aluco je vysoký podiel žiab (druhy Pelobates fuscus, Hyla arborea, Rana spp. s výnimkou R. temporaria). Drobné cicavce sú menej početnou korisťou, ako v iných typoch potravy S. aluco, charakteristický druh je Micromys minutus. Častou korisťou sú vtáky z čeľade Fringillidae, z bezstavovcov Coleoptera. DISKUSIA

Väčšina nálezísk vývržkov sa nachádza na okraji lužných lesov s rôznym stupňom antropického ovplyvnenia nielen drevinového zloženia lesov, ale tiež nelesných plôch, ktoré sú, alebo nedávno boli poľnohospodársky obhospodarované. Preto sa tento typ čiastočne prekrýva s typom antropicky silne ovplyvnenej potravy S. aluco, ktorý dosiaľ z územia Slovenska nebol podrobnejšie analyzovaný. Charakteririzujú ho nelesné až synantropné druhy mikromammálí (Microtus arvalis, Mus musculus, Rattus norvegicus) a spevavcov (Passer domesticus). Niektoré druhy spevavcov z čeľadí Fringillidae, Paridae a Turdidae majú v type z lužných lesov podobné zastúpenie, ako v type potravy S. aluco z nižších pohorí Slovenska (OBUCH 1992), kde však výrazne dominuje druh Apodemus flavicollis. Potravná ponuka (produkcia konzumovateľnej koristi) je v blízkosti veľkých riek s enklávami lužného lesa a zamokrených plôch vysoká a mení sa aj v rámci malého územia (napr. v Jurskom šúre rozdiel medzi suchším Panónskym hájom a podmáčanou Jelšinou), aj sezónne (napr. ponuka žiab v ročných obdobiach). Niektoré jedince sovy sa môžu špecializovať a uprednostniť len niektorý potravný zdroj. Preto je komplikované nájsť spoločné znaky pre všetky zbery vývržkov, ktoré priraďujem do tohto typu. Variabilita v zastúpení diagnostických druhov koristi je prezentovaná v tab. 2. Tab. 2 – Potrava sovy obyčajnej (S. aluco) v lužných lesoch – usporiadaná tabuľka. Table 2 – Food of the Tawny Owl (S. aluco) in floodplain forests – rearranged table.

44

Vo vzorke z Bogdalického vrchu (Bog v) sa neprejavili výraznejšie výkyvy oproti priemeru najmä pre jej malú početnosť. Nízky podiel žiab poukazuje na nedostatok mokradí v okolí. Vo vzorke z Malého Vranieho (MVran) je podmienený tým, že vývržky pochádzajú zo zimy. Na suché prostredie poukazuje vzorka z Panónskeho hája (JŠPH), vo vzorke z podmáčanej jelšiny sú viac zastúpené lesné druhy cicavcov a žaby. V zberoch od Ptrukše (Ptruk) sú početnejšie drobné cicavce, hoci sova tam má veľkú ponuku žiab v okolitých mŕtvych ra-

45

Tab. 3 – Potrava sovy obyčajnej (S. aluco) pri Boťanoch – usporiadaná tabuľka. Table 3 – Food of the Tawny Owl (S. aluco) at the site Boťany – rearranged table.

Tab. 4 – Potrava sovy obyčajnej (S. aluco) pri Ptrukši – usporiadaná tabuľka. Table 4 – Food of the Tawny Owl (S. aluco) at the site Ptrukša – rearranged table.

46

menách Latorice podobne, ako sova od čerpačky pri Malých Levároch (M. Lev) v mŕtvych ramenách Moravy. Zelené skokany prevažujú vo vzorke od Břeclavi (Břecl), ale vo vzorke z Ranspurku (Ransp) na sútoku Dyje a Moravy výrazne dominuje Pelobates fuscus. Vysoké zastúpenie viacerých druhov žiab a nízky podiel cicavcov je v zberoch od Tisy (Tisa) a od Botian (Boťany). Tri pomerne rozdielne lokality som niekoľko sezón sledoval v CHKO Latorica (tab. 3 – 5). Vývržky som zbieral na jar a v jeseni, aby som zistil rozdiely v potrave S. aluco vo vegetačnom a zimnom období. Vo vzorkách z mája 2000 však bol na všetkých 3 lokalitách pomerne vysoký podiel žiab a chrobákov. Je pravdepodobné, že sovy sa od novembra do februára zdržiavali v širšom okolí. Usadili sa až v marci, keď sa vyrojil hmyz a vyliezli žaby. V prvom zbere z Botian v r. 1997 prevažovali drobné cicavce a vtáky. V zberoch z r. 1999 však dominovali žaby, v zbere z leta 2000 cicavce a v r. 2001 znovu žaby. Pri Tise som potravu S. aluco sledoval 2 roky. V prvom zbere boli početnejšie drobné cicavce a spevavce, v ďalších troch žaby a chrobáky. Pri Ptrukši v lete 1999 výrazne dominovali cicavce. Potom ich podiel postupne klesal a v r. 2001 už dominovali vtáky a žaby.

Tab. 5 – Potrava sovy obyčajnej (S. aluco) pri Tise – usporiadaná tabuľka. Table 5 – Food of the Tawny Owl (S. aluco) at the site Tisa – rearranged table.

47

Pojem lužný les je pri opise typu chápaný veľmi všeobecne. Jedná sa o enklávy listnatého lesa v blízkosti riek s vyššou hladinou spodnej vody. Z pohľadu lesníckej typológie (HANČINSKÝ 1972) patria do prvého vegetačného stupňa, súboru c – živného. Denzita S. aluco je v lužných lesoch vysoká. LEŠIČKO (2001) zistil v inundačnom území Dunaja pri Bodíkoch na ploche 13,6 km2 31 párov. Ich teritórium však nemožno prepočítavať len na plochu lužného lesa, lebo lovia korisť aj v nelesnom prostredí. Nájsť miesto hniezdenia, alebo denného úkrytu je však v podmienkach hustej vegetácie dosť náročné. Väčšina našich zberov vývržkov pochádza z lesných okrajov a často z denných úkrytov v opustených budovách. Pre niektoré z týchto sov je územie lužného lesa len čiastočnou, alebo menej významnou časťou ich lovného teritória. Často lovia na okrajoch vodných plôch, v mokrinách a na nelesných plochách. V bezlesej krajine by sa však táto sova spravidla nevyskytovala a v synantropnom prostredí je viazaná na parky, alebo rozsiahlejšie sady. Z tohto prostredia je vyčlenený osobitný typ potravy, o ktorom sa zmieňujem vyššie. Podobný typ potravy S. aluco skúmali PLESNÍK & DUSÍK (1988) na Polabskej nížine z búdiek, ktoré mali umiesnené na okrajoch poľných lesíkov, ale v potrave prevažovali poľné druhy, najmä Microtus arvalis. V type potravy z lužných lesov je síce M. arvalis dominantným druhom cicavca, jeho podiel v potrave však nepresahuje 30 %. Pre typ potravy S. aluco z lužných lesov analyzujem len zbery z nížin. Vo vyššie položených kotlinách, napr. na Třeboňsku (Obuch 1994) je v potrave tejto sovy obdobne vysoký podiel žiab a spevavcov, objavuje sa však druh Microtus agrestis, ktorý v materiáli z nížin zatiaľ chýba. Vo vyššie položených slovenských kotlinách by chýbal druh Pelobates fuscus a vyššie zastúpenie by mal druh Rana temporaria. Dosiaľ však nemáme k dispozícii takéto zbery vývržkov. Niekedy nájdeme vysoký podiel žiab, typických pre lužné lesy, aj v potrave S. aluco z pahorkatín, napr. v Revúckej vrchovine pri Pokoradzských jazierkach, OBUCH 2000b. Okolité prostredie však tvoria suché dubovo – hrabové lesy druhého vegetačného stupňa a v potrave dominuje Apodemus flavicollis, takže tento zber patrí do typu potravy z nízkych pohorí. Tab. 6 – Porovnanie potravy sovy obyčajnej (S. aluco) z lužných lesov s najpodobnejšími typmi potravy a s celoslovenským priemerom. Table 6 – Comparison of the diet of the Tawny Owl (S. aluco) from floodplain forests with the similar feeding types and with summary results in Slovakia.

48

Pri determinácii žiab podľa os ilium používam kľúč od SHAEFERA (1932) a porovnávacie kostry. Vo vývržkoch S. aluco sú často početné mladé jedince a najmä pri determinácii rodu Rana je niekedy problém rozlíšiť niektoré druhy. Pod Rana cf. esculenta označujem nielen R. esculenta synkleptón, ale môže zahrňovať tiež druhy R. lessonae a R. dalmatina. Pre spo-

49

ľahlivé rozlíšenie skokanov s výnimkou druhu R. temporaria je potrebné vypracovať kľúč na základe väčšieho počtu spoľahlivo určených porovnávacích kostier. Na niektorých lokalitách (Malé Vranie, Malé Leváre, Boťany) som spoločne nachádzal tiež vývržky od Tyto alba. V nich je vyššie zastúpenie cicavcov, najmä druhov z čeľade Soricidae a nelesných hlodavcov, napr. Micromys minutus. Reliktný druh Microtus oeconomus sme na Podunajskej rovine zistili v potrave T. alba a Asio otus, ale nie u S. aluco. V jej potrave sa častejšie objavujú druhy Pitymys subterraneus a najmä Muscardinus avellanarius, ktorý MOŠANSKÝ et al. (1998) zisťovali na Východoslovenskej rovine odchytom do zemných pascí. V potrave S. aluco je však tento druh početnejší vo vývržkoch z vyšších polôh (OBUCH 1998). POĎAKOVANIE. Časť vývržkov, ktoré som využil pre napísanie tohto príspevku, nazbierali J. Chytil a M. Noga. Pri zbere časti materiálu sa zúčastnili A. Kürthy a M. Lešičko. Všetkým ďakujem za spoluprácu. Systematickejšie sledovanie lokalít na Východoslovenskej rovine mi umožnila spolupráca s pracovníkmi Zoologického ústavu SAV v Košiciach L. Mošanským, M. Stankom a J. Fričovou, s ktorými som pracoval pri terénnych výskumoch na riešení grantu VEGA 2/7171/00.

SUMMARY A special feeding type was described based on a study of the diet of Tawny Owl (Strix aluco) in floodplain forests. Owl pellets were collected at 11 sites situated in southern Moravia and Slovakia near the rivers Morava, Dunaj, Latorica and Tisa. This feeding type is characterized by an increased percentage of frogs in the diet, mainly Pelobates fuscus (13.8%), Hyla arborea (4.1%), Rana cf. esculenta (6.9%), R. ridibunda (4.5%) and R. arvalis (8.4%). Rana temporaria, common in the diet of S. aluco in higher altitudes in Slovakia, was absent here. The samples showed a high abundance of birds mainly passerines from the families Fringillidae (4.2%), Turdidae (1.8%), Passeridae (1.7%), Paridae (1.4%) and Sylvidae (1.3%). Mammals formed a less important part of the diet (42.9%) in comparison with other feeding types in Slovakia. The percentage of mammals was variable among the sites (Břeclav – 17.1%, Malé Vranie – 74.8%) and also was dependent on season – e. g. at the site Boťany the percentage of mammals varied from 3.7% in May 1999 to 61.7% in August 1997 (tab.3). Both non-woodland (Microtus arvalis – 14.9%, Micromys minutus – 2.8%) and woodland species (Apodemus flavicollis – 5.4%, Clethrionomys glareolus – 4.5%) were abundant in the diet of this feeding type of S. aluco. Apodemus agrarius was abundant in the samples from eastern Slovakia. Using a method of marked differences from the mean (MDFM, Obuch 2001) the prey species were divided into 3 groups (Table 6): species that were (a) markedly more abundant (+), (b) markedly less abundant or absent (-) and (c) similar to summary results from Slovakia. The abundances of these prey species were also presented for two similar feeding types of S. aluco: at anthropologically affected sites and in the low altitude mountain regions.

LITERATÚRA HANČINSKÝ, L. 1972: Lesné typy Slovenska. – Príroda, Bratislava: 307 pp. LEŠIČKO, M. 2001: Príspevok k poznaniu početnosti sovy obyčajnej (Strix aluco) v inundačnom území Dunaja. – In: KROPIL, R. (ed.): Zborník abstraktov z konferencie „Aplikovaná ornitológia 2001“, Zvolen: 19. MOŠANSKÝ. L., STANKO, M. & FRIČOVÁ, J. 1998: Pĺšik lieskový (Muscardinus avellanarius)

50

– stály člen fauny nížinných lužných lesov Slovenska? – In: URBAN, P. (ed.): Výskum a ochrana cicavcov na Slovensku 3, SAŽP Banská Bystrica: 127-131. OBUCH, J. 1992: Odraz živočíšnych spoločenstiev v potrave sov. – Tichodroma, 4: 35-42. OBUCH, J. 1994: Potrava sovy obyčajnej (Strix aluco) v niektorých oblastiach Čiech a Moravy. – Sylvia, 3: 77-85.

OBUCH, J. 1997: Dlhodobé sledovanie potravy sovy obyčajnej (Strix aluco) na Muránskej planine. – In: UHRIN, M. (ed.): Výskum a ochrana Muránskej planiny, Revúca: 93-100. OBUCH, J. 1998: Plchy (Gliridae) v potrave sov (Strigifirmes) na Slovensku. – Lynx, n. s., 29: 31-41. OBUCH, J. 1999: An outline of the diet composition of Tawny Owl (Strix aluco) in some Palaearctic mountains. – Buteo, Abstracts, 3rd Eurasian Conference of Raptors Research Foundation: 33-34. OBUCH, J. 2000a: Forest animals in the diet of Tawny Owls in Slovakia. – In: AG Eulen, International Symposium Harz 2000: 48. OBUCH, J. 2000b: Potrava sov v Drienčanskom krase a v okolitých územiach. – In: KLIMENT, J. (ed.): Príroda Drienčanského krasu, ŠOP SR Banská Bystrica: 255-266.

OBUCH, J. 2001: Using marked differences from the mean (MDFM) method for evaluation of contingency tables. – Buteo, 12: 37-46. OBUCH, J. & KÜRTHY, A. 1995: Potrava troch druhov sov spoločne sídliacich v budovách. – Buteo, 7: 27-36. PLESNÍK, J. & DUSÍK, M. 1988: Příspěvek k potravní ekologii puštíka obecného (Strix aluco L.) v zemědelsky intenzívně využívané krajině. – In: Sovy 1998, Přerov: 95-111. SCHAEFER, H. 1932: Die Artenbestimmung der deutchen Anuren nach dem Skelet. – Z. Anat. Entw. Gesch. 97, 6: 767-779.

(Došlo 7.6. 2002, přijato 15.12. 2002)

51

BUTEO 13 (2003): 53-59

Vývoj populace motáka lužního (Circus pygargus) na Uničovsku v letech 1978–2000 Development of the Montagu’s Harrier (Circus pygargus) population in Uničov region in 1978–2000 SUCHÝ O. † Oldřich Suchý, Valšovský Důl 50, 783 86 Dlouhá Loučka, Czech Republic Abstrakt. V letech 1978 až 2000 byla při ochraně hnízd zároveň sledována hnízdní bionomie motáka lužního (Circus pygargus) na Uničovsku. Bylo zaznamenáno 81 párů a nalezeno 67 hnízd. Zjištěná hnízda byla umístěna většinou v obilí (48), v pícninách (15) a v řepce (4). Počet snesených vajec na hnízdo se pohyboval v rozpětí 1-5, průměr 3,41 (n = 37), počet vylétlých mláďat z úspěšných hnízd 2,67 (n = 28) a koeficient přírůstku činil 1,12 (n = 67). Ze všech zjištěných ztrát (76 případů) činily ztráty na vejcích 53,9 % a na mláďatech 46,1 %. Nejvíce ztrát bylo způsobeno lidskou činností a vlivy počasí.

ÚVOD

Moták lužní hnízdil v minulosti v České republice nepravidelně (HUDEC & ČERNÝ 1977, ŠŤASTNÝ et al. 1987). Na severní Moravě zaznamenal první hnízdění HOLÍNEK (1975) na Zábřežsku asi 15 km západně od lokality na Uničovsku. Nověji udává HUDEC et al. (1995) pro ČR 20-30 párů. V sousedních státech odhaduje MURIN et al. (1994) pro Slovensko 30-50 párů, HÖLKER (2000) pro Německo 184-220 párů, PAVELKA (1992) v Rakousku 10-15 párů a KROGULEC (1997) v Polsku asi 300 párů a v Maďarsku asi 100 párů. Celková velikost evropské populace čítá asi 8 000 párů (KROGULEC 1997). Tato práce má přispět k poznání vývoje populace motáka lužního na Uničovsku. Dílčí výsledky byly zveřejněny v práci SUCHÝ (1994, 1998). POPIS ÚZEMÍ

Sledované území – Uničovská plošina (obr. 1) se nachází v severní části Hornomoravského úvalu v Olomouckém kraji na katastrech obcí Paseka, Dlouhá Loučka, Šumvald a Troubelice. Rozkládá se v zemědělské krajině hospodářsky intenzivně využívané. Zemědělské půdy – hnědozemě jsou odrazem geologického podkladu a klimatu. Ze severu a východu je území ohraničeno zlomovými svahy Nízkého Jeseníku, ze západu Bradlem a jihu lužními lesy kolem řeky Moravy. Oblastí protékají říčky Oskava, Oslava a Teplička. Ve střední části plochy se nachází Šumvaldský rybník. Areál obsahuje části kvadrátů pro mapování organismů ČR 6168, 6169, 6268, 6269. Hnízda byla lokalizována v severní části plošiny na výměře asi 70 km2. Nadmořská výška zjištěných hnízd kolísala od 235 do 300 m n. m. Klima je zde mírně teplé a suché (DLUHONSKÝ 1990). METODIKA

Všechny výsledky byly získávány při vyhledávání a ochraně hnízd tohoto druhu. Popis metodiky je uveden na jiném místě (SUCHÝ 1998). V letech 1998-2000 bylo pokračováno touto 53

Obr. 1 – Mapa sledované oblasti. ● úspěšná hnízda, o neúspěšná hnízda. Fig. 1 – Map of the study area. ● successful nests, o unsuccessful nests.

metodikou a bylo více využíváno monokuláru upevněného na okně auta. Za poslední tři roky bylo věnováno této činnosti 1340 hodin. Hnízda byla většinou lokalizována po předání potravy samcem, když poté slétla samice na hnízdo. Toto bylo zakreslené do plánku a dále kontrolováno jen dalekohledem. Přímá kontrola byla provedena po bouři, když bylo někdy nutné odstranit polehlý porost a upravit okolí hnízda. Označeno bylo barevnou stužkou v blízkosti na vyšší bodlák nebo trs obilí. Při první návštěvě byla ke hnízdu položena plastová láhev s odpuzující kapalinou (karbolínem), později se lépe osvědčily tablety naftalínu umístěné pod hnízdo a rozházené v okolí proti srstnatým predátorům. Asi 100 m od hnízda jsem umístil berličku, kde motáci odpočívali a při kontrole dalekohledem bylo vidět, že je hnízdo v pořádku. Hnízda byla označena 4 kůly až těsně před sečením kultury, neboť kolíky upozorňovaly zvědavce a umístění hnízd bylo nutné co nejdéle utajit. Někdy byl v místech, kde se dalo předpokládat neúspěšné hnízdění umístěn strašák, aby se motáci přemístili a zahnízdili jinde. Chování na hnízdišti je popsáno v pracích SUCHÝ (1994, 1998).

54

VÝSLEDKY

První přílet na lokalitu byl zjištěn ve druhé dekádě dubna. Tok probíhal v některých letech hned od příletu a trval v jednotlivých případech až do první dekády června. Na lokalitě tokalo až 5 párů pohromadě (i nehnízdící nedospělí ptáci). Motáci v takových případech poté nezahnízdili v biotopu, kde tokali, ale přemístili se někdy až do vzdálenosti 3 km, kde zahnízdili. Páření bylo pozorováno jak na zemi, tak na berličkách. Bylo nalezeno 67 hnízd, nejvíce v obilí (48), pícninách (15) a v řepce (4), obr. 2. V letech 1993-1994 byla většina hnízd ve vojtěšce, později byla preferována ozimá pšenice. Jen 4 hnízda byla v jarním obilí, 2 v pšenici a po 1 v ječmeni a směsce. Nejblíže bylo hnízdo od cesty 15 m, od silnice 60 m a od budovy 50 m. Často hnízdilo více párů (až 4) pohromadě, nejblíže 30 m od sebe.

Obr. 2 – Umístění hnízd (n = 67) a počet vylétlých mláďat motáka lužního v různých biotopech (n = 75) A pšenice, B ječmen, C žito, D směska, E řepka, F vojtěška, G jílek. Fig. 2 – The nest location (n = 67) and the number of fledglings of the Montagu’s Harrier in different habitats (n = 75) ; A wheat, B barley, C rye, D mixture, E rape, F lucerne, G ryegrass.

Začátek snášení nebyl sledován. Snesení prvního vejce bylo zjištěno jen 5x v první dekádě června. Při odpočtu stáří kroužkovaných mláďat a doby sezení, byl začátek snášení posunut až na druhou dekádu května. Počet vajec ve snůšce činil v průměru 3,41 vejce a nejvíce byla zjišťována 3 a 4 vejce, sneseno bylo celkem ve 37 hnízdech 126 vajec (tab. 1). Počet vylíhlých mladých nebyl zjišťován, při sečení vojtěšky a obilí bylo zjištěno 3x 5 vylíhlých mláďat, ze kterých vylétlo 5 mladých jen z jednoho hnízda. Počet vylétlých mladých (celkem 75) udává tab. 2. Nejvíce mladých vylétlo z hnízd v pšenici (54), v řepce (9), ječmeni (8) a jílku a vojtěšce po 2. Nejčastěji vylétla 3 mláďata, průměrný počet vylétlých mláďat z úspěšných hnízd činil 2,68 (n = 28) a ze všech hnízd pak 1,12 (n = 67). Doba vylétnutí je znázorněna na obr. 3. Porovnáváme-li tuto dobu se začátkem sklizně, např. v roce 1998, kdy zemědělci začali sekat vojtěšku již 16.5. a sklízet ječmen 30.6., je zřejmé, že mladí nemají bez pomoci člověka šanci vyletět. Nejvíce ztrát na vejcích vzniklo zemědělskými pracemi, nejčastěji sečením pícnin, které probíhá již

55

koncem května, právě v začátku snášení. Také počasí se silně podílí na ztrátách. Jen 4 vejce byla neoplozená (3,1 % ze 126 vajec), 3 vejce zničila kuna skalní a v 7 případech zmizela vejce bez zjištění příčiny (tab. 3). Příčiny ztrát na mláďatech do vylétnutí byly různé. Zasečena byla 3 mláďata, která byla nevzletná a zdržovala se asi 100 m od označeného hnízda. 4 mláďata ubil člověk, nalezl jsem je na posečené vojtěšce 20-50 m od obsečeného ostrůvku (měli přeražené krky). Kuna, liška a pes zahubili 10 mladých, 3 mláďata usmrtil čáp bílý v polehlém ječmeni, 2 zmizela a 1 byl nalezen s poraněním na zádech 1 m od hnízda pod obilím. Tři mladí uhynuli po prudkých lijácích. Dva uhynuli hladem, když se ztratila samice a sameček, i když donášel potravu, neuměl krmit a mladá mláďata zahynula. Deset mláďat zmizelo bez zjištění příčiny (tab. 4). Z dospělých se u jednoho hnízda v roce 1992 ztratila samice (snad zastřelena) a další dvě samice byly nalezeny mrtvé do 10 m od hnízda ubité krupobitím a lijáky v roce 1997. Tab. 1 – Velikost snůšky motáka lužního ve sledované oblasti. Table 1 – Clutch size of the Montagu’s Harrier in the study area.

počet vajec no. of eggs N %

1

2

3

4

5

x

2 5.4

4 10.8

14 37.8

11 29.7

6 16.2

3.41 100.0

Tab. 2 – Počty mláďat na hnízdech motáka lužního ve sledované oblasti. Table 2 – Numbers of fledglings in the nests of Montagu’s Harrier in the study area.

počet mláďat no. of fledglings N %

0

1

2

3

4

5

x

39 58.2

4 6.0

8 11.9

10 14.9

5 7.5

1 1.5

1.12 100.0

Tab. 3 – Příčiny ztrát na vejcích motáka lužního ve sledované oblasti. Table 3 – Causes of egg failures of the Montagu’s Harrier in the study area.

N %

nevylíhlá vejce unhatched eggs 4 9.8

člověk man 15 36.

kuna marten 3 7.3

počasí weather 12 29.3

nezjištěno unknown 7 17.1

celkem total 41 100.0

Tab. 4 – Příčiny ztrát na mláďatech motáka lužního ve sledované oblasti (predace – liška 5, kuna 3, pes 2, čáp bílý 3). Table 4 – Causes of chick failures of the Montagu’s Harrier in the study area (predation – fox 5, marten 3, dog 2, white stork 3).

N %

56

člověk man 7 20.0

predace predation 13 37.1

počasí weather 3 8.6

hlad hunger 2 5.7

neznámo unknown 10 28.6

celkem total 35 100.0

Většina mláďat byla kroužkována (70 pull.). Z nich ale jen jedna samice byla nalezena mrtvá po 4 letech, 3 km od místa kroužkování. Ptáky s kroužky jsem pozoroval vícekrát, zvláště na berličkách. Zajímavé bylo zjištění 3 kroužkovaných samců ze 6 v roce 1999, ale v roce 2000 neměl ze 7 hnízdících samců kroužek žádný. Vývoj populace motáka lužního je znázorněn na obr. 4. DISKUSE

Že se moták lužní vyskytoval na Uničovsku a snad již dříve i hnízdil mi sdělili in verb. p. Bělík a p. Solovský, pracovníci JZD Dlouhá Loučka, kteří pozorovali tokající ptáky již kolem

Obr. 3 – Doba vylétnutí mláďat motáka lužního v červnu a červenci (n = 28). Fig. 3 – Time of the fledging of the Montagu’s Harrier young in June and July (n = 28).

Obr. 4 – Počet zjištěných párů motáka lužního a počet vyvedených mláďat (n = 75) v jednotlivých letech na Uničovsku. Fig. 4 – Number of the Montagu’s Harrier pairs confirmed and number of fledglings (n = 75) in different years in Uničov region.

57

roku 1960. Také zabití samice v obilí u Šumvaldu v roce 1930 (SUCHÝ 1994) dokazuje pravděpodobnost této domněnky. První zjištění a tok na hnízdišti (16.4.) byl asi o týden uspíšen proti zjištění SVOBODY (1946). Dřívější datum (12.4.1997) uvádí DIVIŠ (in SCHRÖPFER 2000). Ve Šlesvicku-Holštýnsku (SRN) udává průměrné datum 21.4. Loft (in GLUTZ VON BLOTZHEIM 1971). Umístění hnízd v mokřinách na Uničovsku nebylo zjištěno, jen na suché zemi, většinou v obilí. Také HÖLKER (2000) udává v mokřině jen jedno z 319 hnízd, 253 hnízd (79 %) v ozimém ječmeni a jen 19 (5,9 %) v pšenici. Naproti tomu ve Šlesvicku-Holštýnsku bylo 136 hnízd v mokřadních biotopech a jen 22 v obilí (BUSCHE 1990). Začátek snášení byl na Uničovsku zjištěn ve většině případů (určen odpočtem) od druhé dekády května, do první dekády června a ztotožňuje se s údaji HUDCE & ČERNÉHO (1977). GÜNTHER (1990) uvádí 16.5. až 4.6. Podle GLUTZE VON BLOTZHEIM (1971) začíná snášet také hlavně od poloviny května a pokračuje až do června. Náhradní snůšky jsem nezjistil, opuštění hnízda v žitě se dvěma vejci a zahnízdění vedle v ječmeni (opět 2 vejce), nelze pokládat za náhradní snůšku. Počet vajec ve snůšce se shoduje s údaji HUDCE & ČERNÉHO (1977) a také GLUTZ VON BLOTZHEIM (1971) píše o 3-5 vejcích a dodává, že u 7-8 vajec se pravděpodobně jedná o snůšku 2 samic. GÜNTHER (1990) udává pro 8 hnízd průměr 4,5 vejce. Počet mláďat na úspěšné hnízdění činí na Uničovsku 2,68 (n = 28), na hnízdící pár je to 1,12 (n = 67), úspěšnost párů činí 41,8 %. HÖLKER (2000) shrnuje výsledky za léta 1993-1999 a udává 2,76 mláděte (n = 111) na úspěšný pár a na hnízdící pár 1,15 (n = 267), úspěšnost hnízdících párů pak 41,6 %. Porovnáme-li tato čísla, shledáme jen malé rozdíly. Přitom ve středním Vestfálsku (SRN) zajišťuje ochranu 20 pracovníků. Existují zde ohraničující plochy kolem hnízd 50x50 m (v roce 1999 to bylo 12 hnízd) a ztráty na úrodě jsou zemědělcům hrazeny (0,32-0,51 DM za m2). Na Uničovsku nebyla nikdy požadována náhrada ani soukromými zemědělci. V severním předhůří Harzu (SRN) udává GÜNTHER (1990) průměrný počet mláďat 2,7 na úspěšný a 1,9 na hnízdící pár (n = 7). Dále uvádí jednu snůšku zničenou pasoucím se dobytkem a jedno mládě pravděpodobně zasečené. HÖLKER (2000) udává 156 párů neúspěšných, ale příčiny neúspěchu neuvádí. GLUTZ VON BLOTZHEIM (1971) udává z Německa ze 71 nevylíhlých vajec 43 zničených lidmi, 18 neoplozených, 1 snůška byla zaplavena vodou. Oproti této předkládané práci upoutává velký rozdíl v procentuálním počtu neoplozených vajec, na Uničovsku 3,1 % ze 126 vajec a v Německu 25,3 % ze 71 vajec. V jiných oblastech Německa uvádí dvě hnízda zničená liškou a také připisuje možné ztráty motáku pochopovi (Circus aeruginosus). Vícekrát se z hnízda ztrácela jednotlivá mláďata, což považuje za kanibalismus mezi mladými. Protože ve sledované oblasti zmizela jen některá malá mláďata, domnívám se, že byla usmrcena samicí a zkrmena ostatním mláďatům. I když na Uničovsku činila neúspěšnost párů za celé období 58,2 %, domnívám se, že při zajištění ochrany hnízd samotnými zemědělci může být neúspěšnost snížena (VESELÝ & KRAMEŠ 1990, SUCHÝ 1994, 1998, 1999). Každoroční zahnízdění 5-9 párů k tomu dává dobré předpoklady. PODĚKOVÁNÍ. Děkuji pracovníkům ZD Paseka, Dlouhá Loučka, Šumvald, Troubelice a soukromým zemědělcům za pochopení ochrany hnízd a pomoc při jejich ochraně. Děkuji též referátu ŽP OkÚ v Olomouci za náhradu cestovních výloh v roce 1998 a občanskému sdružení TYTO za tyto náhrady v letech 1999 a 2000.

58

SUMMARY In 1978–2000, study of the breeding bionomics was included in a protection programme of Montagu’s Harrier (Circus pygargus). The surveyed region of 70 square kilometres (Uničovská table) is situated in a north part of the Hornomoravský valley in Olomouc region, North Moravia (see Fig. 1). In total, 81 breeding pairs were confirmed and 67 nests were found. Nests were situated mostly in cornfields (see Fig. 2). In total, 126 eggs were found and 75 young fledged from the nests. The average number of eggs per nest was 3.41 (n = 37). The average number of young fledged per successful nest was 2.68 (n = 28), per all nests 1.12 (n = 67). Egg losses were 53.9%, chick losses 46.1% out of all losses. The highest losses were caused by agricultural works (36.6%) and the weather (29.3%) (see Fig. 3). In total, 35 young died, 4 young were killed by man (11.4%) and 3 were killed by the White Stork (8.6%) (Table 4). In 1997 two adult females were killed in the nest by a flurry. In 1999, 3 breeding males were observed out of 6 breeding pairs. In 2000, none of the breeding males had a ring. Development of the Montagu’s Harrier population is shown on Fig. 4, time of the fledging on Fig. 3.

LITERATURA BUSCHE, G. 1990: Brutvorkommen der Wiesenweihen (Circus pygargus) in SchleswigHolstein 1981-1988. – Corax, 13 (3): 326-331. GLUTZ VON BLOTZHEIM, U. N. (ed.) 1971: Handbuch der Vögel Mitteleuropas. Bd. 4. Falconiformes. – Akad. Verlagsgesellschaft, Frankfurt a. M. GÜNTHER, E. 1990: Kornweihe (Circus cyaneus) und Wiesenweihe (Circus pygargus) als Brutvogel im nördlichen Harzvorland. – Abh. Ber. Mus. Heineanum, 1 (3): 1-16. HOLÍNEK, B. 1975: Hnízdění motáka lužního (Circus pygargus) na Zábřežsku. – Zprávy MOS, 33: 89-70. HÖLKER, M. 2000: Schutzprogram für Wiesenweihen und Kornweihen in Mittelwestfalen. – Jahresbericht 1999, Bad Sasendorf. HUDEC, K. & ČERNÝ, W. (eds.) 1977: Fauna ČSSR, Ptáci 2. – Academia, Praha. HUDEC, K., CHYTIL, J., ŠŤASTNÝ, K. & BEJČEK, V. 1995: Ptáci České republiky. – Sylvia, 31: 97-149. KROGULEC, J. 1997: Circus pygargus – Montagu's Harrier. In: HAGEMEIJER, E. J. M. & BLAIR, M. J. (eds.) 1997: The EBCC Atlas of European Breeding Birds: their distribution and abundance. – T & D Poyser, London.

MURIN, B., KRIŠTÍN, A., DAROLOVÁ, A., DANKO, Š. & KROPIL, R. 1994: Početnost hniezdnych populacií vtákov na Slovensku. – Sylvia, 30: 97-105. PAVELKA, J. 1992: Draví ptáci v Rakousku. – Moravský ornitolog, 4: 7-12. SCHRÖPFER, L. 2000: Zpráva o činnosti Skupiny pro ochranu a výzkum dravců a sov ČSO v roce 1997. – Zpravodaj SOVDS, 5: 2-17. SUCHÝ, O. 1994: Hnízdění a ochrana motáka lužního (Circus pygargus) na Uničovsku. – Zprávy MOS, 52: 85-94. SUCHÝ, O. 1998: Denní aktivita motáka lužního (Circus pygargus) na hnízdišti. – Buteo, 10: 75-80. SUCHÝ, O. 1999: Dvě poznámky k motáku lužnímu (Circus pygargus). – Zpravodaj SOVDS, 3: 15-16. SVOBODA, S. 1946: Hnízdění motáků obecných u Hodonína. – Ornitolog, 5: 51-57. ŠŤASTNÝ, K., RANDÍK, A. & HUDEC, K. 1987: Atlas hnízdního rozšíření ptáků v ČSSR 1973-1977. – Academia, Praha. VESELÝ, J. & KRAMEŠ, V. 1990: Ochrana hnízd motáka lužního Circus pygargus v zemědělské krajině na Příbramsku. – Buteo, 5: 67-72. (Došlo 10.2. 2002, přijato 24.10. 2002)

59

BUTEO 13 (2003): 61-65

Brown Fish Owl (Bubo zeylonensis) in Europe: past distribution and taxonomic status Výr rybí (Bubo zeylonensis) v Evropě: minulé rozšíření a taxonomický statut MLÍKOVSKÝ J. Jiří Mlíkovský, Vršovická 11, CZ-101 00 Praha 10, Czech Republic;

e-mail [email protected] ABSTRACT. Former existence of the Brown Fish Owl (Bubo zeylonensis) in the Mediterranean is documented for the Plio-Pleistocene period. The Mediterranean population is treated here as a subspecies B. z. lamarmorae. Other recognized subspecies include: semenowi (arid to desert areas from Asia Minor to Pakistan), leschenaulti (tropical forests from India to Indochina and south China), and nominal zeylonensis (forests of Sri Lanka). The latter three subspecies are extant, while lamarmorae became extinct with the onset of the last glaciation (Würm III).

INTRODUCTION

The Brown Fish Owl (Bubo zeylonensis) currently inhabits southern Asia from Asia Minor in the west to Vietnam and southern China in the east (VOOUS 1988, HUME 1991, KÖNIG et al. 1998, DEL HOYO et al. 1999). MLÍKOVSKÝ (2002a) observed that a variety of bones from Pliocene and Pleistocene deposits of Mediterranean islands belong to this owl species, thus extending its known range. In the present paper I map past distribution of the Brown Fish Owl in Europe, and discuss the taxonomic status of the species’ Mediterranean population. For the evaluation of the fossil taxa see MLÍKOVSKÝ (2002a). Stratigraphical divisioning of the late Tertiary and Quaternary of Europe follows STEININGER et al. (1996) and MLÍKOVSKÝ (2002b). For nomenclatural details of owls see Appendix 1. FOSSIL RECORD

Prior to the MQ 2C zone, fossil records of Bubo zeylonensis are limited to the early Pliocene (MN 14-15) of Chirň 5 and 20, Pirro 11 and San Giovannino, all on the then island (now peninsula) of Gargano, Italy (BALLMANN 1976), and to the early Pleistocene (MQ 1a) of ‘Ubeidyia, Israel (TCHERNOV 1980). In the early part of the late Pleistocene (biozone MQ 2C), which corresponds to the classical Riss/Würm interglacial and early parts of the Würm glacial, the species was probably widespread in the Mediterranean (Fig. 1), being recorded – under different names (see MLÍKOVSKÝ 2002a) – from the islands of Corsica (MOURER-CHAUVIRÉ & WEESIE 1986, BONIFAY et al. 1998), Sardinia (LYDEKKER 1891, DEHAUT 1911, 1914, 1920, COMASCHI CARIA 1969, 1970, KOTSAKIS 1980, MOURER-CHAUVIRÉ & WEESIE 1986, PAVIA 1999, WEESIE 1999), Tavolara (LYDEKKER 1891, MOURER-CHAUVIRÉ & WEESIE 1986) and Crete (WEESIE 1988).

61

TAXONOMY OF THE ZEYLONENSIS COMPLEX

Four modern subspecies are usually recognized in Bubo zyelonensis on the basis of external morphology and geographic distribution (ECK & BUSSE 1973, KÖNIG et al. 1998): semenowi, leschenaulti, orientalis and the nominate zeylonensis (see Appendix for nomenclatural details). Of the three continental forms, the western semenowi is said to be paler than the central leschenaulti, while the eastern orientalis is said to be darker than leschenaulti (KÖNIG et al. 1998). VOOUS (1988) treated semenowi and orientalis as color variants of leschenaulti, recognizing two subspecies: the continental leschenaulti and the nominate zeylonensis from Sri Lanka. The latter subspecies is smaller and darker than the continental Brown Owl, and is generally considered to be well separated at the subspecific level (KÖNIG et al. 1998). Data on the external morphology are not available for the birds from the Mediterranean area, and direct comparison with modern forms is thus impossible. However, data on ecological distribution contribute additional information, which gives a clue to the taxonomic treatment of continental Brown Fish Owls: (1) The Mediterranean population inhabited islands, breeding probably on rocks near shores, where skeletal remains of the owls were found. (2) Brown Fish Owls from southwestern Asia occur in arid to desert areas. (3) Birds from India and adjacent parts of southeastern Asia live in tropical forests. In all cases, the presence of water bodies is essential for the occurrence of Brown Fish Owls. At the present state of knowledge, these three geographically and ecologically different populations of Brown Fish Owls are best understood as separate taxa, to which the following names are applicable: lamarmorae, semenowi, and leschenaulti. In addition, the nominate zeylonensis inhabits forests of Sri Lanka. I treat these forms as subspecies of zeylonensis, although further research may show that they represent full species.

Fig. 1 – Distribution of Bubo zeylonensis. 1 – B. z. lamarmorae: Pliocene and early Pleistocene (■) and late Pleistocene (●) records; 2 – B. z. semenowi (current distribution); 3 – B. z. leschenaulti (current distribution); 4 – B. z. zeylonensis (current distribution). Obr. 1 – Rozšíření Bubo zeylonensis. 1 – B. z. lamarmorae: záznamy z pliocénu a raného pleistocénu (■) a pozdního pleistocénu (●); 2 – B. z. semenowi (současné rozšíření); 3 – B. z. leschenaulti (současné rozšíření); 4 – B. z. zeylonensis (současné rozšíření).

62

The existence of Bubo zeylonensis lamarmorae is documented from the early Pliocene. During the biozone MQ 2C (sensu MLÍKOVSKÝ 2002b), when the climate was mild and stable (KUKLA 2000, RIOUAL et al. 2001), lamarmorae was widespread on islands in the Mediterranean Sea. It probably became extinct with the onset of the last glacial (Würm III), because more recent records are absent. Bubo zeylonicus semenowi is a rare bird of arid to desert areas ranging from Asia Minor to Pakistan, but its exact status and distribution remain unknown (KÖNIG et al. 1998). An early Pleistocene (MQ 1a) record from Israel (TCHERNOV 1980) may be the oldest for the form. The east Asian forms Bubo zeylonensis leschenaulti and Bubo zeylonensis zeylonensis have no fossil record, which may well be caused by the scarcity of avian fossil record in the region they occupy. SOUHRN Výr rybí (Bubo zeylonensis) je dnes rozšířen od Malé Asie po Indočínu a jižní Čínu. Nálezy pliocenních a kvartérních kostí svědčí o tom, že v minulosti byl tento druh rozšířen i v jižní Evropě, zejména na ostrovech Středozemního moře (obr. 1). S ohledem na předchozí morfologické studie a známé ekologické a geografické rozšíření je navrženo toto taxonomické členění druhu Bubo zeylonensis: (1) B. z. lamarmorae, který obýval oblast Středozemního moře a vyhynul s nástupem poslední doby ledové (Würm III). (2) B. z. semenowi, který obývá aridní až pouštní oblasti od Malé Asie po Pakistán. (3) B. z. leschenaulti, který obývá pralesy od Indie po Indočínu a jižní Čínu. (4) B. z. zeylonensis, který obývá pralesy na Srí Lance. Synonymika a nomenklatorické údaje jsou uvedené v příloze.

REFERENCES AMADON, D. & BULL, J. 1988: Hawks and owls of the world. – Proceedings of the Western Foundation of Vertebrate Zoology, 3: 295-347. BALLMANN, P. 1976: Fossile Vögel aus dem Neogen der Halbinsel Gargano (Italien), zweiter Teil. – Scripta Geologica, 38: 1-59. BONIFAY, E., BASSIAKOS, Y., BONIFAY, M.-F., LOUCHART, A., MOURER-CHAUVIRÉ, C., PEREIRA, E., QUINIF, Y. & SALOTTI, M. 1998: La grotte de la Coscia (Rogliano, Macinaggio): Étude préliminaire d’un noveau site du Pléistoce`ne supérieur de Corse. – Paleo, 10: 17-41. COMASCHI CARIA, I. 1969: Fossili marini e continentali del Quaternario della Sardegna [Marine and continental fossils from the Quaternary of Sardinia. ] – Studi Sardi, 1969: 140-229. /In Italian/. COMASCHI CARIA, I. 1970: Nuova segnalazione di resti di scimmia nel Quaternario della Sardegna [New data on the remains of monkeys from the Quaternary of Sardinia. ] – Pubblicazioni dell’Istituto di Geologia e Paleontologia dell’Universita di Cagliari, 8 (83): 1-7. /In Italian/. CRAMP, S. (ed.), 1989: The birds of the western Palearctic. Vol. 4. Terns to woodpeckers. – Oxford: Oxford University Press, 960 pp.

DEHAUT, E. G. 1911: Animaux fossiles du Cap Figari. – Materiaux pour Servir a` l’Histoire Zoologique et Paléontologique des îles de Corse et du Sardaigne, 3: 53-59. DEHAUT, E. G. 1914: Nouvelles recherches sur les Mammifčres pléistocčnes et récemment éteint de la Sardaigne. 1 partie: Ordre des Singes. – Materiaux pour Servir a` l’Histoire Zoologique et Paléontologique des îles de Corse et du Sardaigne, 5: 71-85. DEHAUT, E. G. 1920: Contributions a` l’étude de la vie vertebrée insulaire dans la Région Mediterranéenne occidentale et particulie`rement en Sardaigne et en Corse. – Paris: Paul Lechevalier, 95 pp. DELACOUR, J. 1926: [Description of thirty-one new species and sub-species from Annam and Laos, Indo-China]. – Bulletin of the British Ornithologists’ Union, 47: 8-22. DEL HOYO, J., ELLIOTT, A. & SARGATAL, J. (Eds.) 1999: Handbook of the birds of the world. Vol. 5: Barn-owls to hummingbirds. – Barcelona: Lynx Editions. ECK, S. & BUSSE, H. 1973: Eulen. Die rezenten und fossilen Formen. – Wittenberg Luther stadt: A. Ziemsen Verlag, 196 pp.

63

FORD, N. L. 1967: A systematic study of the owls based on comparative osteology. – Unpub. Thesis, University of Michigan, Chicago, 128 pp. GMELIN, J. F. 1788: Systema naturae per regna tria naturae. Vol. 1. – Lipsia: Georg Emanuel Beer, 12 + 4120 pp. GRAY, J. E. 1834: Illustrations of Indian Zoology: chiefly selected from the collection of Major-General Hardwicke. Vol. 2. – London: Treuttel, Wurtz, Treuttel Jun. & Richter. HARTERT, E. 1912-1921: Die Vögel der paläarktischen Fauna. Vol. 2. – Berlin: Verlag von R. Friedländer & Sohn, i-xxiv, 833-1764 pp. HODGSON, B. H. 1836: [On a new piscatory genus of the Strigine family]. – Journal of the Asiatic Society of Benghal, 5: 363. HUME, R. 1991: Owls of the world. – Limpsfield, UK: Dragon’s World, 192 pp. KÖNIG, C., WEICK, F. & BECKING, J. H. 1999: Owls. A guide to the owls of the world. – Mountfield: Pica Press, 462 pp. KOTSAKIS, T. 1980: Osservazioni sui vertebrati quaternari della Sardegna [Observations on the Quaternary vertebrates of Sardinia. ] – Bolletino della Societa Geologica Italiana 99: 151-165. /In Italian/. KUKLA, G. 2000: The last interglacial. – Science, 287: 987-988. LYDEKKER, R. 1891b: On Pleistocene bird remains from the Sardinian and Corsican islands. – Proceedings of the Zoological Society of London 29: 467-476. MEIN, P. 1990: Updating of MN zones. – In: Lindsay E. H., Fahlbusch V. & Mein P. (eds.): European Neogene mammal chronology: 73-90. New York: Plenum Press. MEISE, W. 1933: Zur Systematik der Fischeulen. – Ornithologische Monatsberichte, 42: 115-116. MLÍKOVSKÝ, J. 2000: First record of Tyto balearica (Aves: Strigidae) from the Pleistocene of Sardinia. – Buteo, 11: 103-105. MLÍKOVSKÝ, J. 2002a: Cenozoic birds of the world. Part 1: Europe. – Praha: Ninox Press, 406 pp. MLÍKOVSKÝ, J. 2002b: Late Cenozoic biostratigraphy of Europe: mammal zones and the fossil record of birds. – In: Horáček I. & Mlíkovský J. (eds.): Papers in paleomammalogy honoring Oldřich Fejfar. – Lynx (new series) 32: 279-294. MOURER-CHAUVIRÉ, C. & WEESIE, P. D. M. 1986: Bubo insularis n. sp., forme endemique insulaire de grand-duc (Aves, Strigiformes) du Pléistocčne de Sardaigne et de Corse. – Revue de Paléobiologie, 5: 197-205.

64

PAVIA, M. 1999a: Un cranio di Bubo insularis Mourer-Chauviré & Weesie, 1986 (Aves, Strigidae) nelle brecce ossifere del Pleistocene di Capo Figari (Sardegna, Italia) [A cranium of Bubo insularis Mourer-Chauviré & Weesie, 1986 (Aves, Strigidae) from the ossiferous breccia from the Pleistocene of Capo Figari (Sardinia, Italy). ] – Accademia delle Scienze di Torino, Atti Scienze Fisiche, 133: 1-10. /In Italian/. RIOUAL, P., ANDRIEU-PONEL, V., RIETTI-SHATI, M., BATTARBEE, R. W., DE BEAULIEU, J. L., CHEDDADI, R., REILLE, M., SVOBODOVÁ, H. & SHEMESH, A. 2001: High-resolution record of climate stability in France during the last interglacial period. – Nature, 413: 293-296. SHARPE, R. B. 1875: Catalogue of the birds in the British Museum. Vol. 2. Striges, or nocturnal birds of prey. – London: British Museum (Natural History), xi + 325 pp. STEININGER, F. F., BERGGREN, W. A., KENT, D. V., BERNOR, R. L., SEN, S. & AGUSTI, J. 1996: Circum-Mediterrane Neogene (Miocene and Pliocene) marine-continental chronologic correlations of European Mammal Units. – In: Bernor R. L., Fahlbusch V. & Mittmann H. -W. (eds.): The evolution of western Eurasian Neogene mammal faunas: 7-46. New York: Columbia University Press. TCHERNOV, E. 1980: The Pleistocene birds of ‘Ubeidyia, Jordan Valley. – Jerusalem: The Israel Academy of Sciences and Humanities, 95 pp. TEMMINCK, C. J. 1820: Nouveau recueil des planches colorées d’oiseaux, pour servir de suite et de complement aux planches enluminées de Buffon. – Livraison, 4: pl. 19-24. TICKELL, J. R. 1833: List of birds in the jungles of Borabhun and Dholbum. – Journal of the Asiatic Society of Benghal, 2: 569 ff. TYRBERG, T. 1998: Pleistocene birds of the Palearctic: a catalogue. – Cambridge, MA: Nuttall Ornithological Club, ix + 720 pp. [= Publications of the Nuttall Ornithological Club, No. 27.] VAURIE, C. 1965: The birds of the Palearctic fauna. Vol. 2: Non-Passeriformes. – London: H. F. & G. Witherby, xx + 736 pp. VOOUS, K. H. 1988: Owls of the Northern Hemisphere. – London: Collins, 320 pp. WEESIE, P. D. M. 1988: The Quaternary avifauna of Crete, Greece. – Palaeovertebrata, 18: 1-94. WEESIE, P. D. M. 1999: Les oiseaux du Pleistocčne supérieur de la grotte de Corbeddu, Sardaigne. – In: Reumer J. W. F. & De Vos J. (eds): Elephants have a snorkel! Papers in honour of Paul Y. Sondaar. – Deinsea, 7: 401-409.

WINK, M. & HEIDRICH, P. 1998: Molecular evolution and systematics of the owls (Strigiformes). – In: König C., Weick F. & Becking J. H.: Owls. A guide to the owls of the world: 39-57. – Mountfield: Pica Press, 462 pp.

ZARUDNYJ, N. 1905: Zwei ornithologische Neuheiten aus West-Persien. – Ornithologisches Jahrbuch (Hallein), 16: 141-142. (Received 18.4. 2002, accepted 21.6. 2003)

APPENDIX

For the synonymization of modern taxa see SHARPE (1875), HARTERT (1912-1921), VAURIE (1965), VOOUS (1988) and the present paper. Synonymy of fossil forms follows MLÍKOVSKÝ (2002a). For the generic position of zeylonensis see FORD (1967), ECK & BUSSE (1973), AMADON & BULL (1988), WINK & HEIDRICH (1998) and MLÍKOVSKÝ (2002a). Bubo zeylonensis (Gmelin) Bubo zeylonensis lamarmorae (Dehaut) Ophthalmomegas lamarmorae Dejaut, 1911: 212 [Late Pleistocene of Figari, Sardinia.] Strix? perpasta Ballmann, 1976: 27 [Early Pliocene of San Giovannino, Italy.] Bubo insularis Mourer-Chauviré & Weesie, 1986: 198 [Late Pleistocene of Rapaci, Sardinia]

Bubo zeylonensis semenowi (Zarudnyj) Ketupa semenowi Zarudnyj, 1905: 141 [Recent of Zagros Mts., Iran.]

Bubo zeylonensis leschenault (Temminck) Strix Leschenault[i] Temminck, 1820: pl. 20 [Recent of Chandranagore, India.] Strix dumeticola Tickell, 1833: 571 [Recent of Sisdah, India.] Strix Hardwickii Gray, 1834: pl. 31 [Recent of India.] Cultrunguis nigripes Hodgson, 1836: 364 [Recent of Nepal.] Ketupa ceylonensis orientalis Delacour, 1926: 11 [Recent of Dakte, Vietnam.]

Bubo zeylonensis zeylonensis (Gmelin) Strix zeylonensis Gmelin, 1788: 287 [Recent of Sri Lanka.]

65

BUTEO 13 (2003): 67-73

The Merlin (Falco columbarius) in Northern Belarus Dřemlík tundrový (Falco columbarius) v severním Bělorusku IVANOVSKY V. Vladimir Ivanovsky, West Belarus Society for Bird Preservation, App. 87, Pobeda Street 15/4, Vitebsk, 210032 Belarus; e-mail [email protected] Abstract. During 1991-97, 46 active Merlin nests were under observation in northern Belarus (Commonwealth of Independent States, formerly USSR).). Preferred nesting habitats in Belarus are upland peat bogs (54% of nests), abandoned peat quarries (37%) and edges of pine forests in populated areas (9%). First eggs are laid between April 27 and May 6. Thirty-five examined clutches contained 4.2 ± 1.78 eggs. Majority of pairs nested in abandoned nests of Hooded Crows (Corvus cornix), others nested in artificial nests. Nesting on the ground takes place regularly as well. The young fledge between June 24 and July 16 (the average of 2.7 ± 1.78 per nest). In total, 78% of nests were successful. Artificial nests were built for Merlins in some areas. Merlins nested in 40% of the man-made nests. The population of Merlin in Belarus is stable and consists of 300-350 breeding pairs.

INTRODUCTION

Materials presented in this paper were collected during a long-term raptor monitoring program in Vitebsk region of Belarus. Some results of this program were published earlier in Russian, German and Finnish (DOROFEEV & IVANOVSKY, 1976, 1980; IVANOVSKY, 1993, 1996, 1997, 1998).

Fig. 1 – Study area in Vitebsk Region of Belarus. ■ Permanent field stations; ● Short visits. Obr. 1 – Studované území v oblasti Vitebsku, Bělorusko. ■ Stálé terénní stanice; ● Krátké návštěvy.

67

STUDY AREA

Field work was carried out at several permanent field stations including Koziansky game preserve, Elni’a hydrological reserve and proposed Glodansky-Mokh hydro-landscape reserve in Vitebsk Region of Belarus. Short visits were made to other parts of the region (Fig. 1). Belarus is a large country (c. 207,000 km2) lying in the western part of the East European Plain. It borders Poland in the west, Latvia and Lithuania in the northwest, Russia in the east and Ukraine in the south (Fig. 2). Most of the country is lowland with average altitude 159 m a. s. l. (85-346 m a. s. l.). Climate is moderate continental and cool in the north. Average temperatures vary from -6°C in January to +18°C in July. Average precipitation ranges from 600 to 650 mm. Rivers flow through most of Belarus with average 44 km of riverbeds/100 km2. There are also 10,800 lakes. Forest (mixed and coniferous) covers c. 33.9% of Belarus (80,000 km2). Bogs cover 25,000 km2. Population of Belarus is c. 10.2 million (1989) with average density of 49 people/km2 (Geography of Belarus, 1977).

Fig. 2 – Belarus. Vitebsk region is shaded. Southern boundary of the Merlin’s range is shown as dashed line. Obr. 2 – Bělorusko. Oblast Vitebsku je vyznačena šedě. Jižní hranice výskytu dřemlíka tundrového je vyznačena přerušovanou čarou.

68

RESULTS

During seven years of field work (1991-97), 46 active Merlin nests were checked and 101 nestlings banded. Fifty-four per cent of all recorded nests were found in peat bogs, 37% at abandoned peat quarries and 9% along edge of pine forests in rural areas. Considering that peat quarries once were peat bogs as well, one could say that 91% of all nests were found in peat bogs. In forty (40) cases, Merlins nested in abandoned nests of the Hooded Crow (87%), 4 pairs nested in man-made nests (9%), two other pairs (2%) in old nests built by Raven (Corvus corax) and Short-toed Eagle (Circaetus gallicus), respectively. Forty-five (45) active nests were in Scots pines (98%) and only one (man-made nest) in birch (2%). Nest height varied from 3 to 22 m (6.2 ± 4.33 m). Merlins do not build nests of their own, but mostly occupy those of the Hooded Crow. They usually take over last year nests, but sometimes take over new nests as well. For example, a clutch of Hooded Crow (4 eggs) was recorded in a nest near Valki on 17 April 1994. A pair of Merlins was seen displaying nearby. On 22 May, the nest already contained 5 Merlin eggs and crow eggs were reduced to shell fragments under the tree. Until recently, it was thought that Merlins only rarely nest on the ground in East Europe (Renno, 1964; Dorofeev & Ivanovsky, 1980; Lipsberg et al, 1981). However, recent findings by Avotin’š (1994) in Latvia and by the author in Belarus indicate that the Merlin nests on the ground quite commonly. Pairs nesting on the ground are very inconspicuous and this makes absolute counts and monitoring more difficult. Pairs show up on territory as early as mid-March. In the first days of April, males were observed near potential nests. Merlins were seen perching on empty nests and cleaning nest-cup possibly lining it with some feathers. Aerial displays and copulating take place after April 20. On 22 April 1997, copulation was seen on one nest and egg-laying was recorded in another. However, most eggs are laid during the first week of May. In years with late spring (e. g., 1997), clutches were delayed for a week. Fresh eggs were found on 27 April 1992, 1 May 1996 (2 nests), 4 and 6 May 1997. Eggs are laid with a 36-48 hour interval. Contrary to widespread belief incubation normally starts after laying of the third egg. All clutches of 2-3 eggs were laid by first-year females. In one case, both male and female were one year old. That pair’s clutch contained only one egg. Clutch sizes are shown in tables 1 and 2. In 1997, a clutch of 6 eggs was found (the largest part ever recorded in the European part of C.I.S.). Egg measurements were 38.4-44.5 x 29.7-32.5 mm, average 39.97 ± 1.25 x 31.27 ± 0.76 mm (n = 43). Extreme egg sizes were: 44.5 x 30.5, 39.6 x 32.5 (max) and 38.4 x 32.3, 40.1 x 29.7 mm (min). Only one replacement clutch was recorded during this study. Near Valki, a fresh egg was recorded in a nest on 1 May 1996. By 19 May, the nest was empty, but pair remained in the vicinity. When the nest was examined again on 18 June, it contained three incubated eggs of Merlin. Three fledglings left this nest in late June. Incubation lasts 26-30 days (av. 28 days). Chicks hatch between 25 May and 16 June (5 June on average). Shortly after hatching, nests contain 2-5 chicks (av. 3.89 ± 1.1). Thus, egg losses/bad eggs account for c. 7.4%. Both partners incubate and care for the young, but female spends a considerably greater amount of time on the nest. The young remain in the nest for 27-33 days (average 30 days). They fledge between 24 June and 16 July (5 July on average). Broods contained 3.41 ± 1.12 fledglings. Chick losses were c. 12.4%. During seven years of study, average nesting success of Merlin was 78% (from 33 to 100% in different years) (Table 1). Of 11 failed nests, 5 were destroyed by people (46%), 4 robbed by corvids

69

(36%) and 2 by goshawk (18%). Of 26 sexed young 46% were males and 54% females. Some information on reproductive parameters is shown in tables 1, 2 and 3. Fledglings remain with their parents for over a month (Fig. 3). A family of 7 (2 adults and 5 juveniles) was observed in a peat bog near Elni’a on 18 September 1992. Table 1 – Productivity and nesting success of the Merlin in Belarus, 1991-97. Tab. 1 – Produktivita a hnízdní úspěšnost dřemlíka tundrového v Bělorusku, 1991-97.

Clutch size

Brood size

Years

lim

χ±SD (n)

lim

Fledglings per active nest χ±SD (n)

1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 Average

4-5 5 3-4 4-5 4-5 3-5 2-6 2-6

4.2±0.44 (5) 5.0±0.00 (3) 3.7±0.58 (3) 4.2±0.44 (5) 4.6±0.54 (5) 4.0±0.81 (4) 4.0±1.15 (10) 4.2±0.79 (35)

2-4 3-5 0-4 2-5 1-5 0-5 0-5 0-5

3.2±0.83 (5) 4.5±1.00 (4) 1.3±2.31 (3) 3.4±1.14 (5) 3.3±2.06 (4) 2.5±2.07 (6) 1.9±1.81 (11) 2.7±1.78 (38)

Fledglings per Nesting success. nest success %(n) χ±SD (n) 3.2±0.83 (5) 4.5±1.00 (4) 4.0±0.00 (1) 3.4±1.14 (5) 3.3±2.06 (4) 3.8±0.95 (4) 3.0±1.29 (7) 3.4±1.12 (30)

100 (6) 100 (4) 33 (3) 100 (5) 100 (4) 67 (6) 64 (11) 78 (39)

Table 2 – Reproduction parameters of the Merlin in Belarus, 1991-97 (frequency of records in %). Tab. 2 – Reprodukční parametry dřemlíka tundrového v Bělorusku, 1991-97 (četnost záznamů v %).

Parameter

1

2

3

4

5

6

Clutch size (n=35) Number of nestlings (n=28) Number of fledglings (n=29)

4 7

3 7 14

11 21 34

52 32 21

31 36 24

3 -

Table 3 – Reproductive parameters of the Merlin in Belarus, 1991-97 (fledging success). Tab. 3 – Reprodukční parametry dřemlíka tundrového v Bělorusku, 1991-97 (úspěšnost líhnutí).

Clutch size Average fledglings per nest Fledglings per laid eggs (%)

2 (n=1)

3 (n=2)

4 (n=11)

5 (n=8)

6 (n=1)

1.0 50

3.0 100

2.81 70

4.75 95

4.0 67

In warmer winters, few Merlins remain in Belarus, mostly in agricultural areas. For example, an adult female was seen hunting Yellowhammers (Emberiza citrinella) near the village of Klestchino (Beshenkovitchi district) in January-February 1998. In northern Belarus, the Merlin mostly feeds on small songbirds and shorebird chicks during nesting season (DOROFEEV & IVANOVSKY, 1980). Birds of wetlands and meadows are mostly taken. Edges are preferred hunting areas in both peat bogs and

70

agricultural lands. In 1991-97, 36 prey items were collected from nests (Table 4). In most cases, only feet and a few feathers as well as pellets were found, but feeding stations usually had piles of feathers and almost complete wing skeletons with primaries still attached. Interestingly enough, 1-3 pairs of Wood Pigeon nested in close proximity (5-30 m) to 70% of active Merlin nests. Perhaps Merlins defending their own nest and territory from corvids benefits Wood Pigeons. In 1995, several artificial nests for the Merlin were constructed in Koziansky game preserve (5,200 ha) as Hood Crows disappeared from there and their old nests fell apart. Ten artificial nests were made out of compacted peat hummocks (Fig. 4, b) cut with a hand saw and secured on boughs of Scots Pines with aluminum wire 2.5-5 m above the ground. These nests were 50-60 cm in diameter. A nest-cup was made by hand. Hummocks were attached to side branches or poles tied to 2-3 adjacent pines (Fig. 4 a, c, d). Four nests of this type

Fig. 3 – Breeding phenology of the Merlin in Belarus, 1991-97. Obr. 3 – Hnízdní fenologie dřemlíka tundrového v Bělorusku, 1991-97.

Table 4 – Prey of the Merlin in Belarus, 1991-97. Tab. 4 – Potrava dřemlíka tundrového v Bělorusku, 1991-97. No. 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12

Species

Number

%

Common Moorhen / Gallinula chloropus Lapwing / Vanellus vanellus Greenshank / Tringa nebularia Other shorebirds Meadow Pipit / Anthus pratensis Other pipits / Anthus sp. Song Thrush / Turdus phelomelos Common Whitethroat / Sylvia communis Treecreeper / Certhia familiaris Starling / Sturnus vulgaris Jay / Garrulus glandarius Unidentified small songbirds

1 1 1 2 6 2 5 1 1 1 1 14

2.8 2.8 2.8 5.5 16.6 5.5 13.9 2.8 2.8 2.8 2.8 38.9

Total

36

100.0

71

Fig. 4 – Artificial nests built for the Merlin by author. Obr. 4 – Umělá hnízda pro dřemlíka tundrového vytvořená autorem.

72

(40%) were taken by Merlins. Merlins also occupy other types of man-made nests. We think that at least 2 artificial nests for the Merlin should be built per 1,500 ha of peat bogs. Population of the Merlin in Belarus consists of 300-350 nesting pairs and seems to be stable, although some minor fluctuations occur between years. ACKNOWLEDGEMENTS. In Belarus, I am very grateful to amateur ornithologists: Igor Bischnev and Dmitri Shamovich for their help in the field. I am also very grateful to Michael Patrikeev (Ontario Ministry of Natural Resources, Canada) for translating and editing this manuscript.

REFERENCES AVOTIN’Š, A. 1994. Gnezdovanie derbnika v bolote Tejči v 1990 g. [Nesting of Merlin in Taichi bog in 1990]. – Putni Dabâ, 4: 42-44. /In Russian/. DOROFEEV, A. M. & IVANOVSKY, V. V. 1976. O gnezdovanii derbnika v Belorusskom Poozer’e [On nesting of Merlin in the Belarus Lake Region. – In: Tezisy IV zoologičeskoj konferencii Belorusskoj SSR: 93-95. /In Russian/. DOROFEEV, A. M. & IVANOVSKY, V. V. 1980. Ëkologija sokola derbnika (Falco columbarius L.) v belorusskom Poozer’e [Ecology of Merlin (Falco columbarius L.) in the Belarus Lake Region]. – Vestnik Zoologii, 5: 62-67. /In Russian/. GEOGRAPHY OF BELARUS 1977. – Vischaya Schkola, Minsk. 320 pp. /In Russian/. IVANOVSKY, V. V. 1993. Present status of Merlin (Falco columbarius) in northern Belarus. – Okhranyaemie zhivotnie Belorussii, Minsk, 3: 15-16. /In Russian/.

IVANOVSKY, V. V. 1997. Ampuhaukan pesinnästä Valko-Venäjän pohjoisosissa. – Linnut, 2: 12. IVANOVSKY, V. V. 1998. Derbnik – „damskij sokol” [Merlin: „the Ladies’ Falcon”]. – Priroda, 1: 53-57. /In Russian/. IVANOVSKY, W. 1996. Biologie des Merlins im nördlichen Weißrußland. – Ornithologische Mitteilungen, 6: 145-146. LIPSBERG, Y., STALIDZANS, Y. & KRAMS I. 1981. Merlin (Falco columbarius L.) nests on the ground in Latvia. Redkie rastenia i zhivotnie. – Riga, pp. 40-42. /In Russian/. RENNO, O. 1964. Väikese pistriku pesa maapinnal. – Eesti Loodus, 3: 176.

(Received 25.1. 2002, accepted 7.2. 2003)

73

BUTEO 13 (2003): 75-86

Hnízdění sýce rousného (Aegolius funereus) v budkách na Šumavě: shrnutí z let 1978-2002 Breeding of Tengmalm’s Owls (Aegolius funereus) in nest-boxes in Šumava Mts.: a summary from the years 1978-2002 KLOUBEC B. Bohuslav Kloubec, Správa CHKO Třeboňsko, Valy 121, 379 01 Třeboň, Czech Republic; e-mail [email protected] ABSTRAKT. V letech 1978-2002 bylo instalováno na Šumavě až 551 budek (celkem 5006 příležitostí). Sýc obsadil v průměru 6,0 % budek (z toho bylo 3,6 % úspěšných a 2,4 % neúspěšných vyhnízdění). Budky byly obsazeny na celém sledovaném území s výjimkou nejnižších poloh, nejvíce ve středních nadmořských výškách. V jednotlivých letech se množství obsazených budek výrazně neměnilo a gradace drobných savců se na počtu obsazených budek neprojevily. Nejvíce sýci využívali nově instalované budky, se stářím budek obsazenost statisticky významně klesala. Úspěšnost vyhnízdění nezávisela na stáří budek. Stejné budky byly využívány až 6x po sobě, ale nejčastěji pouze jednou (60,8 % případů). Asi 1/3 z kontrolovaných hnízd byla zničena predátory, počet predovaných hnízd se se stářím budky nezvyšoval. Budky byly využívány i dalšími živočichy.

ÚVOD

Sýc rousný je typickým představitelem sovy, jejíž hnízdní početnost i stupeň poznání jsou do značné míry ovlivněny instalací vhodných hnízdních dutin. Přestože ochota obsazovat hnízdní budky je v různých oblastech odlišná a místy ani velké množství budek prokazatelně neovlivnilo jeho hnízdní početnost, podařilo se přesto na řadě míst v naší republice – především v rozsáhlých imisních oblastech v západních a severních Čechách – vytvořit početné populace sýců hnízdících převážně v budkách. Lze odhadovat, že v současné době se na území České republiky nacházejí tisíce budek, z nichž může být několik desítek až několik set každoročně sýcem obsazeno, přesto však souhrnnější informace o této problematice u nás doposud nebyly publikovány (některé dílčí údaje viz HRUŠKA 1979, FLOUSEK 1986, VACÍK 1989, DUSÍK & PLESNÍK 1993, FLOUSEK & GRAMSZ 1999, KLOUBEC et al. 2000, DRDÁKOVÁ 2002). Oproti tomu z některých jiných míst Evropy (např. Skandinávie a Německo), kde je sýc rousný jedním ze stěžejních modelových druhů, jsou k dispozici výsledky rozsáhlých studií populací sýců hnízdících v budkách i přirozených dutinách (např. CRAMP 1985, GLUTZ & BAUER 1980, MEBS & SCHERZINGER 2000). Cílem této práce je vyhodnotit hnízdění sýce rousného v budkách v rozsáhlé oblasti Šumavy a Šumavského podhůří za uplynulých 25 let a upozornit na některé aspekty ovlivňující úspěšnost vyhnízdění sýců v budkách. CHARAKTERISTIKA ÚZEMÍ

Výzkum probíhal na území české strany Šumavy, resp. na území geomorfologického celku Šumavská soustava, sestávajícího ze Šumavy a Šumavského podhůří. Sledované území o roz-

75

loze cca 5000 km2 je ohraničeno přibližně obcemi Kdyně, Klatovy, Horažďovice, Strakonice, Vodňany, Netolice, České Budějovice, Kaplice, Dolní Dvořiště a státní hranicí s Rakouskem a Německem (obr. 1). Rozpětí nadmořských výšek je 400–1378 m n. m. (nejčastěji v rozmezí cca 600–1000 m n. m.). V nižších polohách pahorkatinného rázu převládá spíše zemědělský typ krajiny s lesy menších rozloh, v hornatině ve vyšších polohách výrazně stoupá podíl rozsáhlejších lesních komplexů, častá jsou zde rašeliniště a neobdělávané zemědělské pozemky. V lesních porostech dominuje smrk, méně je zastoupen buk, dub, bříza, borovice a další dřeviny. Sledované území tvoří centrum výskytu sýce rousného v České republice (např. ŠŤASTNÝ et al. 1996) a početnost hnízdní populace je zde odhadována zhruba na 300500 párů (KLOUBEC 1986, KLOUBEC nepubl.).

Obr. 1 – Lokalizace sledované oblasti. Fig. 1 – Localization of the study area.

MATERIÁL A METODIKA

Převážná část budek byla vyrobena z prken a pouze ve výjimečných případech z dutých kmenů. Budky měly standardní tvar a rozměry se pohybovaly v optimální velikosti (dno 18-22 x 18-22 cm, tloušťka prken 2,5 cm, výška cca 40-50 cm, průměr kruhového vletového otvoru 8-8,5 cm – blíže viz KORPIMÄKI 1985). Budky byly zvenku impregnovány nátěrem (většinou Luxolem), střecha pokrytá lepenkou a ve dně bylo vyvrtáno 5-10 otvorů pro odvětrávání. Většina budek se otevírala boční nebo přední stěnou pro možnost snadného čištění a odběru hnízdního materiálu na determinaci potravy. Na dně se nacházela vrstva materiálu pro zahnízdění (větší piliny nebo menší hobliny, trouch, výjimečně lesní hrabanka a tráva). Uchycení budky ke stromu se provádělo s pomocí tří plechových úchytek, připevněných k budce zezadu v horní části a na bocích. Budky nebyly zabezpečeny proti predátorům, umisťovaly se ve výšce 4-8 m nad zemí a vletový otvor byl většinou situován do otevřené plochy na různé světové strany. Na sledovaném území se nachází 40 mapovacích kvadrátů (12 x 11,1 km) (obr. 2) – v každém kvadrátu bylo umístěno cca 10-20, max. až okolo 40 budek. Ve většině případů se budky

76

Obr. 2 – Počet hnízdění sýce rousného v budkách v letech 1978-2002 v jednotlivých kvadrátech sledovaného území (n = 299). 1: 1-10, 2: 11-20, 3: 21-30, 4: 31-40 případů zahnízdění. Fig. 2 – Number of breeding cases of Tengmalm’s Owls in nest-boxes in 1978-2002 in individual quadrats in the study area. 1: 1-10, 2: 11-20, 3: 21-30, 4: 31-40 breeding cases.

nenacházely od sebe blíže něž několik set metrů, obvyklá vzdálenost byla 1-2 km. Budky byly instalovány bez ohledu na charakter lesního prostředí v lesnatých oblastech víceméně rovnoměrně po celém sledovaném území, proto jejich hypsometrické rozmístění do značné míry korespondovalo se skutečným zastoupením nadmořských výšek na sledovaném území (obr. 3). Instalovány byly především na okraje starších lesních porostů (nebo přímo v porostu do vzdálenosti cca 50 m od jeho okraje) v blízkosti pasek, holin, lesních louček, průseků a jiných menších otevřených ploch nebo prořídlých lesních porostů, ale např. i na okrajích mladších porostů, na soliterních stromech, poblíž méně frekventovaných lesních komunikací atp. První jednotlivé budky byly instalovány v jižní části Šumavy koncem 70. let 20. století, během 80. let se jejich počet pohyboval v desítkách kusů a počátkem 90. let již okolo 100-200 ks. K výraznému zvýšení počtu budek na celé sledované území (přes 500 ks) došlo v letech 1993-1996, od roku 1997 se počet budek snižoval a pohyboval se v rozmezí cca 450-250 ks (tab. 1). Snižování počtu budek v posledním období je zapříčiněno především jeObr. 3 – Počet instalovaných (I; n = 5006) a obsazených budek sýcem rousným (U – úspěšná vyhnízdění, n = 180; N – neúspěšná zahnízdění, n = 119) v jednotlivých nadmořských výškách sledovaného území. Fig. 3 – Number of exposed nest-boxes (I; n = 5006) and nest-boxes occupied by Tengmalm’s Owls (U = successful nests, n = 180; N = unsuccessful nests, n = 119) in relation to altitude in the study area.

77

jich postupnou likvidací (lesní těžba atp.), do ubývajících budek jsou však zahrnuty též budky nenalezené nebo nekontrolované, proto skutečný počet funkčních budek v tomto období mohl být každoročně o cca 50-100 ks vyšší. Tab. 1 – Počet instalovaných a obsazených budek sýcem rousným v letech 1978-2002. Table 1 – Number of exposed nest-boxes and number of nest-boxes occupied by Tengmalm’s Owls in 1978-2002.

rok year 1978 1979 1980 1981 1982 1983 1984 1985 1986 1987 1988 1989 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 celkem together

počet instal. budek no. of exposed nest-boxes

počet úsp. hnízdění no. of success. nests

počet neúsp. hnízdění no. of unsucc. nests

% obsazených budek % of occupied nest-boxes

2 2 2 3 5 12 18 20 22 52 73 117 157 180 199 551 582 528 502 445 399 301 280 276 278

1 2 3 2 1 4 5 7 1 4 9 20 17 16 15 13 21 13 9 9 8

1 1 1 2 2 2 2 4 4 6 6 23 14 10 6 8 10 6 6 5

50,0 0,0 0,0 66,7 0,0 25,0 27,8 10,0 13,6 7,7 9,6 7,7 3,2 4,4 7,5 4,7 6,9 5,7 5,0 4,3 7,3 7,6 5,4 5,4 4,7

5006

180

119

6,0

Instalace budek se prováděla především v zimním (resp. v podzimním až jarním) období, kontrola, sběr hnízdního materiálu, čištění a oprava budek pak většinou každoročně v letním až zimním období. V cca 1/3 případů probíhaly kontroly obsazenosti i v hnízdním období, a to buď zaškrabáním na strom s budkou (zvláště na počátku hnízdění sýc často vyhlížel z obsazené budky) nebo přímou kontrolou budky (evidence počtu vajec a mláďat, determinace deponované kořisti, kroužkování mláďat, fotodokumentace apod.).

78

Při vyhodnocení úspěšnosti hnízdění se vycházelo z údajů zjištěných při přímé kontrole hnízda během nebo po skončení hnízdění a pokud tyto údaje nebyly k dispozici, tak z výsledků rozborů potravy. Za neúspěšná hnízdění se považovaly ty případy, kdy byla nalezena opuštěná nebo zničená příp. zmizelá násada či mrtvá mláďata a v případě rozborů potravy tehdy, když počet determinovaných kusů kořisti z jednoho hnízda byl menší než 30 ex. (KLOUBEC & VACÍK 1990). VÝSLEDKY Rozšíření sýce

Zahnízdění sýce rousného bylo prokázáno na podstatné části sledovaného území – ze 40 kvadrátů s nabídkami budek se obsazené budky nacházely v 32 kvadrátech (obr. 2). Neobsazena zůstala pouze část oblasti Strakonicka (malý počet budek v zemědělském typu krajiny) a Blanského lesa a Českobudějovicka (menší počet budek, z nich část na lokalitách nevhodných pro zahnízdění). Počet zahnízdění sýce v jednotlivých kvadrátech do značné míry korespondoval s počtem nabídnutých budek. Vzdálenost současně obsazených hnízd byla rozdílná, nejblíže od sebe zahnízdily 3 páry ve vzdálenosti 600 a 900 m. Sýc rousný hnízdil prakticky v celém rozpětí nadmořských výšek (obr. 3) a neobsazeny zůstaly pouze budky v nejnižších polohách mezi 400-500 m n. m. (menší množství budek v Šumavském podhůří). Rozdílný počet obsazených budek v jednotlivých kategoriích nadmořských výšek je statisticky průkazný (χ2 test, χ2 = 51,8, p < 0,01). Úspěšnost hnízdění

Množství nabídnutých budek a počet zahnízdění sýce v letech 1978-2002 je uvedeno v tab. 1. Z celkem 5006 příležitostí (”budkolet”) zahnízdil sýc rousný v 169 budkách, a to v 299 případech (5,97 % ze všech příležitostí), z toho 180 hnízdění bylo klasifikováno jako úspěšných (3,59 %) a 119 hnízdění neúspěšných (2,38 %). Počet obsazených budek byl každoročně rozdílný – nejvyšší procento obsazených budek bylo zjištěno v letech s nízkým počtem budek (1978-1986), kdy budky byly instalovány především do míst se známým výskytem sýce rousného. Se zvyšujícím se počtem instalovaných budek se množství obsazených budek poněkud snižovalo, přímá závislost však nebyla prokázána (rs = -0,37, p > 0,05). Vezmeme-li v úvahu pouze roky s množstvím budek umožňující statistické vyhodnocení (1987-2002), pak se počet obsazených budek pohyboval mezi 3,2-9,6 %, avšak tyto rozdíly nejsou statisticky průkazné (χ2 test, χ2 = 7,3, p > 0,05). Určité meziroční rozdíly byly zjištěny i v poměru mezi úspěšnými a neúspěšnými hnízděními (celkový poměr 60,2:39,8). Počet úspěšných hnízdění se v letech 1987-2002 pohyboval mezi 20-100 % všech hnízdění, při vyhodnocení let s vyšším množství budek (okolo 200500 budek v letech 1991-2002) dosahovalo úspěšné hnízdění 42,5-76,9 % a tyto rozdíly nebyly statisticky významné (χ2 test, χ2 = 16,4, p > 0,05). Poněkud vyšší, ale statisticky neprůkazný (Mann-Whitney U-test, U = 42,5, p > 0,05) byl zjištěn počet úspěšných hnízdění v letech s vyšším obsazením hnízdních budek (v letech 1987-89, 1992, 1994 a 1988-89 průměrně 68,7 %, v ostatních letech 56,7 %). Protože přímá kontrola hnízdění byla prováděna jen příležitostně u části budek, není možné detailněji posoudit, kolik hnízd bylo opravdu zničeno predátory (zřejmě především kunou Martes spp., event. veverkou obecnou Sciurus vulgaris, strakapoudem Dendrocopos sp. apod.) a v kolika případech sýc nevyhnízdil z jiných důvodů (neoplozená vejce, nedostatek

79

potravy, rušení atp.). Z víceméně náhodných kontrol vyplývá, že k přímé predaci zřejmě docházelo poměrně často. Při kontrolách zahnízdění ve 120 budkách (obvykle 1-2 přímé kontroly během hnízdění) bylo v 39 případech (32,5 %) nalezeno hnízdo pravděpodobně zničené predátorem (rozbitá vejce, zbytky mláďat). U dvou budek bylo zjištěno opětovné zahnízdění v predované budce, a to v prvním a druhém roce, resp. v prvním a třetím roce po první predaci (ve všech případech byla hnízda opět predována). Tab. 2 – Počet obsazených budek sýcem rousným v závislosti na stáří budek. Table 2 – Number of nest-boxes occupied by Tengmalm’s Owls in relation with their age.

stáří budky age of nest-box [roky/years] 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 celkem together

počet instal. budek no. of exposed nest-boxes 650 630 596 546 504 430 377 349 329 275 83 64 58 36 22 11 7 7 7 7 6 4 4 2 2 5006

počet úsp. hnízdění no. of success. nests 27 36 21 20 16 19 8 9 8 8 2 4 2 180

počet neúsp. hnízdění no. of unsucc. nests 5 26 18 16 16 11 11 4 5 4 1 2 -

% obsazených budek % of occupied nest-boxes 4,9 9,8 6,5 6,6 6,3 7,0 5,0 3,7 4,0 4,4 3,6 6,3 3,4 5,6 -

119

6,0

Stáří budek

Významný vliv na hnízdění mělo stáří budek (tab. 2). Sýci rousní hnízdili nejčastěji v budkách v období od jednoho do několika let po instalaci, výjimečně bylo zjištěno hnízdění v budce až 14 let staré. Snižování obsazenosti budek v souvislosti s jejich stářím je statistic-

80

Obr. 4 – Počet zahnízdění sýce rousného (U – úspěšná vyhnízdění, n = 180; N – neúspěšná zahnízdění, n = 119) v závislosti na stáří budek. p – regresní přímka pro všechna zahnízdění (rs = -0,66, p < 0,01). Fig. 4 – Breeding of Tengmalm’s Owls (U – successful breeding, n = 180; N – unsuccessful breeding, n = 119) in relation to nestbox age. p – regression line for all breeding attempts (rs = -0.66, p < 0.01).

Obr. 5 – Počet predovaných hnízd (z celkového počtu přímo kontrolovaných hnízd, n = 114) v závislosti na stáří budek (rs = -0,40, p > 0,05). Fig. 5 – Number of predated nests (out of 114 controlled nests) in relation to nest-box age (rs = -0.40, p > 0.05).

Obr. 6 – Počet případů zahnízdění sýce rousného ve stejné budce (n = 299). Fig. 6 – Repeated breeding of Tengmalm’s Owls in the same nest-box (n = 299).

ky průkazné (rs = -0,66, p < 0,01; obr. 4). Se zvyšujícím se stářím budek docházelo i k mírnému poklesu úspěšnosti hnízdění, avšak bez prokazatelné závislosti (pro 1.-10. rok s větším množstvím vzorků rs = -0,13, p > 0,05). Jak vyplývá z obr. 5, na základě přímých kontrol hnízd lze konstatovat, že pro 1. -10. rok stáří budky (s větším množstvím vzorků) byl poměr

81

mezi predovanými a nepredovanými hnízdy různý; dlouhodobě se poměr predovaných hnízd zmenšoval, tento vztah však není statisticky průkazný (rs = -0,40, p > 0,05; obr. 5). Stejné budky byly obsazovány až 6x po sobě (často i s několikaletými přestávkami), nejčastěji však pouze jednou (60,8 % případů) – viz obr. 6. Využívání budek dalšími živočichy

Kromě sýce rousného byly budky využívány i dalšími živočichy, a to k úkrytu, odpočinku, zimování, získávání nebo ukládání potravy, rozmnožování atp. V budkách byly nalezeny pobytové známky nebo přímo zastiženi ptáci (sýkory Parus sp., brhlík lesní Sitta europaea, rehek zahradní Phoenicurus phoenicurus, strakapoud velký Dendrocopos major – celkem 10,1 % zastižení z 5006 příležitostí), savci (kuna Martes spp., veverka obecná Sciurus vulgaris, plšík lískový Muscardinus avellanarius, plch velký Glis glis – 2,6 %) a hmyz (vosy, včely, čmeláci aj. – 3,1 %). V budkách se nacházely také zbytky potravy nebo vývržky (sýc rousný, kulíšek nejmenší Glaucidium passerinum aj. – 2,3 %). DISKUSE

Prokázaná hnízdění sýce rousného v budkách ve sledované oblasti potvrzují a do značné míry i rozšiřují současné znalosti o distribuci sýce rousného na Šumavě (KLOUBEC 1986, VACÍK 1991, ŠŤASTNÝ et al. 1996). V období výzkumu bylo hnízdění nově prokázáno na podstatné části západní Šumavy, řada nových hnízdních lokalit však byla zjištěna i v ostatních částech Šumavy a Šumavského podhůří. Obdobně jako hnízda v přirozených dutinách (KLOUBEC 1986) byla i hnízdění v budkách situována do lesních porostů různých velikostí nebo do jejich okrajů a při volbě charakteru lesního stanoviště a umístění budky nebyly zjištěny žádné zjevné preference. Významným faktorem pro výskyt sýce se zdá být především vyšší diferencovanost lesa (střídání vzrostlého lesa s mladšími stádii, přítomnost volných ploch). Při orientačním vyhodnocení optimálního umístění budky vyšly jako nejvhodnější především okraje starších jehličnatých porostů navazující na podmáčené zanedbané lesní louky nebo holiny či paseky ve zjevné souvislosti s množstvím a dostupností kořisti, zatímco jako nejméně vhodné se jeví umístění budek uvnitř rozsáhlejších mladších porostů. Také v hypsometrickém rozšíření sýce lze při obsazování budek nalézt určité preference. Přestože sýc rousný byl ve sledované oblasti zjištěn prakticky ve všech nadmořských výškách (s výjimkou extrémních nejnižších a nejvyšších), zdá se, že centrum populace se nachází především v rozpětí středních nadmořských výšek, což lze dokumentovat na početnosti sýců hnízdících v přirozených dutinách (700-900 m n. m – KLOUBEC 1986) i sýců obsazujících budky (700-800 m n. m. – obr. 3). Jako nejvýznamnější faktor, který ovlivňuje množství obsazených budek, bylo zjištěno stáří budek (resp. doba od instalace na daném místě). Snižující se počet hnízdění v souvislosti se stářím budek byl zjištěn i dalšími autory (SONERUD 1985, KORPIMÄKI 1987a, UPHUES 2001), přičemž nejvyšší obsazenost bývá dosažena obvykle v prvním roce po instalaci. Na Šumavě byly budky nejvíce obsazeny v druhém roce – tento fakt lze vysvětlit poměrně pozdní instalací budek (často v zimním až předjarním období), kdy hnízdní okrsky a případně i hnízdní dutina již mohou být sýcem vybrány (např. GLUTZ & BAUER 1980). Kromě toho sýc nově instalovanou budku objeví až po čase a lze se tedy domnívat, že právě z těchto důvodů začaly být budky obsazovány ve větší míře až v druhém roce po instalaci (resp. cca 1 rok po instalaci).

82

Postupně se snižující početnost hnízdění ve stejných budkách i přirozených dutinách bývá dávána do souvislosti především s predací hnízd, a to hlavně kunou. Predace je přirozeným jevem – predátor si hnízdní dutiny ve svém teritoriu pamatuje a kontroluje je pravidelně, a to především v období nedostatku potravy a v případě předešlého úspěšného nálezu potravy; predace hnízd se zvyšuje se stářím, velikostí a typem dutiny nebo budky, hnízdní hustotou sýců a sezónní dobou (KORPIMÄKI 1984, 1987a, SONERUD 1985, 1993, HAKKARAINEN et al. 2001, UPHUES 2001). Na Šumavě se poměr predovaných hnízdění v závislosti na stáří budek dlouhodobě, avšak statisticky neprůkazně snižoval, což může být dáno do souvislosti s preferencí nových budek, nízkým vícenásobným obsazováním stejných budek i nižší hnízdní denzitou sýců. Tuto záležitost však není možno jednoznačněji vyhodnotit, protože evidence predování hnízd byla prováděna jen okrajově při kontrolách za jiným účelem. Nelze proto přesněji stanovit, kolik budek predátoři opravdu navštěvovali (tento počet může být značný – např. SONERUD 1985, UPHUES 2001) a v kolika budkách sýci z tohoto důvodu nezahnízdili nebo hnízdění bylo opuštěno, aniž by to bylo registrováno jako vliv predátora. Na základě poměru mezi úspěšnými a neúspěšnými hnízděními lze nicméně předpokládat, že predace hnízd v budkách na Šumavě nedosahovala významných hodnot, jako tomu bylo v některých jiných oblastech (např. SONERUD 1985, SCHÄFFER et al. 1991, UPHUES 2001, DRDÁKOVÁ 2002). Na predaci hnízd sýc rousný reaguje střídáním hnízdišť a jejich vzdáleností, přičemž zahnízdění v budkách jako náhradním stanovišti probíhá zvláště v obdobích s menším množstvím kořisti, zatímco v letech s gradacemi drobných savců sýc preferuje lepší teritoria a s dutinami větších rozměrů, které však mohou být zároveň přístupnější predátorům (SONERUD 1985, KORPIMÄKI 1985, 1987a, UPHUES 2001). Tomu by nasvědčovala i skutečnost, že množství obsazených budek na Šumavě neodráželo gradace drobných savců, přičemž množství hnízdících sýců i celá reprodukční strategie jsou do značné míry závislé právě na dostatku potravy (např. KORPIMÄKI 1981, 1987b, 1989, HÖRNFELDT & EKLUND 1990, HÖRNFELDT et al. 1990, KORPIMÄKI & HAKKARAINEN 1991). Výrazné meziroční gradační cykly drobných savců jsou více typické pro severní než pro střední Evropu, kde dochází spíše k výraznější sezónní změně početnosti (např. KORPIMÄKI 2000), resp. výraznější meziroční gradace zde probíhají v bezlesých oblastech, jako jsou agrocenózy a imisní holiny (např. FLOUSEK & GRAMSZ 1999, POKORNÝ 1997, 2000, POKORNÝ et al. 2000, HOLÝ 2002). Určité meziroční výkyvy početnosti drobných savců byly nicméně zaznamenány i v převážně lesnatých biotopech Šumavy (KLOUBEC 1989, KLOUBEC & VACÍK 1990, PYKAL & KLOUBEC 1994, KLOUBEC & PAČENOVSKÝ 1996). Na základě rozboru potravy z hnízdního období byla gradační maxima zaznamenána u hraboše mokřadního (Microtus agrestis) v letech 1993 a 1997, hraboše polního (Microtus arvalis) 1994, 1995 a 1999, rejska obecného (Sorex araneus) 1995, 2000 a 2002, myšice lesní (Apodemus flavicollis) 1993, 1996, 1998 a 2002, a norníka rudého (Clethrionomys glareolus) v roce 1996 (KLOUBEC & OBUCH in prep.). Množství obsazených budek se však v jednotlivých letech statisticky průkazně neměnilo a ani určité zvýšení počtu obsazených budek v letech 1992, 1994, 1998 a 1999 nekoresponduje s gradačními cykly nejčastější kořisti sýce. Vyšší počet obsazených budek může proto být spíše důsledek jiných faktorů – např. v roce 1994 jde zřejmě o reakci na vysoké množství nově instalovaných budek atp. Kromě jedinců sýce, kteří zahnízdili v budkách spíše příležitostně v předpokládané reakci na predaci přirozených dutin, zde zřejmě nalezli uplatnění i jedinci z běžně nehnízdící části

83

populace (mladí, nespárovaní, potulující se atp.), kteří v případě možnosti zahnízdění obsazují méně kvalitní teritoria a mají i nižší hnízdní úspěšnost (např. KORPIMÄKI 1987b, KORPIMÄKI & HAKKARAINEN 1998). Zároveň je ale též pravděpodobné, že některé budky – pravděpodobně se jedná o budky obsazené vícekrát za sebou nebo v různých letech blízko sebe – byly umístěny v dobrých teritoriích a využívaly je zde pravidelně hnízdící páry jako svá hlavní hnízdiště. Na úspěšnost vyhnízdění mohou mít vliv i endo- a ektoparaziti (např. KORPIMÄKI 2000). Na základě rozsáhlého výzkumu ektoparazitů, který na sledovaném území probíhal (KRIŠTOFÍK et al. 2003, KRIŠTOFÍK in litt.), lze konstatovat, že v počtu ektoparazitů nebyly zjištěny signifikantní rozdíly mezi nadmořskými výškami, stářím budek ani jednotlivými roky výzkumu. Hnízda sýců v budkách byla – oproti jiným dutinovým hnízdičům – parazity napadena méně. To může být též důsledek pravidelného odstraňování hnízdního materiálu a nahrazování novými pilinami, jež pro výskyt i determinaci parazitů nejsou tak vhodné jako hnízda s výstelkou. Je proto možné předpokládat, že situace v přirozených dutinách zřejmě bude z hlediska počtu výskytu parazitů odlišná. Obsazenost budek sýcem může být v různých oblastech velmi rozdílná a dosahuje od několika do několika desítek procent vyvěšených budek; nejvíce obsazeny bývají zřejmě budky na imisních holinách s dostatkem potravy (např. HRUŠKA 1979, FLOUSEK 1986, KLOUBEC et al. 2000, DUSÍK & PLESNÍK 1993, DRDÁKOVÁ 2002). Přestože obsazenost budek je ve zjevné souvislosti s počtem vhodných přirozených dutin, obsazuje sýc budky i v oblastech, kde je těchto dutin nadbytek. Hnízdění v budkách přitom mohou být úspěšnější než v přirozených dutinách, protože parametry budek a kvalita prostředí bývají často lepší (např. KORPIMÄKI 1984, SORBI & HUPPERETZ 1993, SORBI 2000). Je otázkou, do jaké míry sýc rousný při dostatku přirozených hnízdních dutin vytváří stálé populace hnízdící v budkách (např. SORBI 2000) – jak naznačují výsledky ze Šumavy, v lesnatých oblastech s dostatkem přirozených hnízdních dutin představují budky spíše příležitostná a náhradní hnízdiště, která využívá jen část populace sýců – i v době nejvyššího počtu nově instalovaných budek je využilo max. 5-10 % z celé šumavské populace sýce. Pokud se nebudou stávající budky reinstalovat nebo instalovat budky nové, pak pravděpodobně v nejbližších letech hnízdění sýců v budkách na Šumavě bude jen výjimečné nebo zcela ustane. PODĚKOVÁNÍ. Za spolupráci při instalaci budek, jejich kontrole i za další neocenitelnou pomoc děkuji všem spolupracovníkům, bez nichž by tato práce nemohla v uvedeném rozsahu vzniknout. Byli to především Luděk Bufka, Jaroslav Červený, Libor Dvořák, Milan Frencl, Jaroslav Hruška, Zdeněk Klimeš, Ladislav Lešák, Leoš Lippl, Václav Nový, Roman Vacík a Lumír Vozábal.

SUMMARY The study was performed in Šumava Mts. on the area of ca. 5000 km2 (Fig. 1). The area was at 400-1378 m a. s. l. and included higher forested hills with prevailing spruce stands and more agricultural foothills. Population of Tengmalm’s Owls was estimated at ca. 300-500 breeding pairs. Numbers of installed nest-boxes are given in Table 1. Nest-boxes (20x20x40 cm) were made from boards and placed 4-8 m above ground in forested areas, regularly over the whole study area, ca. 1-2 km from each other. They were not secured against predators. They were installed in winter, mainly at the borders of older forests near glades and clearings. Tengmalm’s Owls were found breeding throughout the study area, with the exception of lowermost localities (Figs. 2-3). The owls most frequently occupied nest-boxes in middle

84

altitude (χ2 test, p < 0,01). Distance between neighboring nests varied, the closest distance were 600 and 900 m. Overall, Tengmalm’s Owls 299 nests were found in 169 nest-boxes (i.e. 6.0% of all boxyears). 180 brood attempts were classified as successful and 119 broods as unsuccessful (Table 1). In 1987-2002, Tengmalm’s Owls occupied 3.2-9.6% of available nest-boxes, but between-year differences were statistically not significant (χ2 test, p > 0.05). 42.5-76.9% of brood attempts were successful in these years, but the differences were statistically not significant (χ2 test, p > 0,05). The owls preferred to breed in new nest-boxes, significantly avoiding old ones (Table 2, Fig. 4). This could be in relation to extensive predation, because 39 of 120 controlled nests (i.e. 32.5%) were found destroyed probably by a predator, mainly martens (Fig. 5). Most nestboxes (60.8%) were used only once (Fig. 6). Nest-boxes were checked for ektoparasites, but their numbers were not significantly correlated with altitude, nest-box age and year. Nest-boxes were used also by other birds (10.1%), mammals (2.6%) and insects (3.1%). In addition, food remains or pellets were found in 2.3 % of nest-boxes. As shown in Šumava, nest-boxes are only occasional breeding places in forested areas with a sufficient number of natural breeding cavities. This opinion is supported by the fact that the number of occupied nest-boxes was not correlated with the abundance of micromammals. If nest-boxes will not be reinstalled or if no new nest-boxes will be installed, then Tengmalm’s Owls will probably cease to use them for breeding in near future.

LITERATURA CRAMP, S. (ed.) 1985: The Birds of the Western Palearctic. Vol. IV. – Oxford University Press, Oxford & New York. DRDÁKOVÁ, M. 2002: Hnízdní biologie sýce rousného (Aegolius funereus) v imisních oblastech Krušných hor. – Dipl. Práce, LF ČZU Praha, nepubl. DUSÍK, M. & PLESNÍK, J. 1993: Možnosti usazování ptačích predátorů v horských oblastech, postižených imisemi. – Ochrana přírody, 48: 305-308. FLOUSEK, J. 1986: Ochrana sov v Krkonošském národním parku. – Sovy 1986, Sborník z ornitologické konference, Přerov: 33-34. FLOUSEK, J. & GRAMSZ, B. 1999: Atlas hnízdního rozšíření ptáků Krkonoš. – Správa Krkonošského národního parku, Vrchlabí. GLUTZ VON BLOTZHEIM, U. N. & BAUER, K. M. 1980 (eds.): Handbuch der Vögel Mitteleuropas. Band 9, Columbiformes – Piciformes. – Akademische Verlagsgesellschaft, Wiesbaden. HAKKARAINEN, H., ILMONEN, P., KOIVUNEN, V. & KORPIMÄKI, E. 2001: Experimental increase of predation risk induces breeding disperzal of Tengmalm’s Owl. – Oecologia, 126: 355-359. HOLÝ, P. 2002: Potravní ekologie sýce rousného (Aegolius funereus L.) v imisních oblastech Krušných hor. – Dipl. práce. LF ČZU, Praha, nepubl.

HÖRNFELDT, B. & EKLUND, U. 1990: The effect of food on laying date and clutch-size in Tengmalm’s Owl Aegolius funereus. – Ibis, 132: 395-406. HÖRNFELDT, B., CARLSSON, B. G., LÖFGREN, O. & EKLUND, U. 1990: Effects of cyclic food suply on breeding performance in Tengmalm’s Owl (Aegolius funereus). – Can. J. Zool., 68: 522-530. HRUŠKA, J. 1979: Poznatky k hnízdění sýců rousných. – Památky a příroda, 3: 171-173. KORPIMÄKI, E. 1981: On the ecology and biology of Tengmalm’s Owl Aegolius funereus in Southern Ostrobothnia and Soumenselkä, western Finland. – Acta Univ. Oul. A 118, Biol., 13: 1-84. KORPIMÄKI, E. 1984: Clutch size and breeding success of Tengmalm’s Owl Aegolius funereus in natural cavities and nest-boxes. – Ornis Fenn., 61: 80-83. KORPIMÄKI, E. 1985: Clutch size and breeding success in relation to nest-box size in Tengmalm’s Owl Aegolius funereus. – Holarctic Ecology, 8: 175-180. KORPIMÄKI, E. 1987a: Selection for nest-hole shift and tactics of breeding disperzal in Tengmalm’s Owl Aegolius funereus. – Journal of Animal Ecology, 56: 185-196. KORPIMÄKI, E. 1987b: Timing of breeding of Tengmalm’s Owl Aegolius funereus in relation to vole dynamics in western Finland. – Ibis, 129: 58-68.

85

KORPIMÄKI, E. 1989: Breeding performance of Tengmalm’s Owl Aegolius funereus: effects of supplementary feeding in a peak vole year. – Ibis, 131: 51-56. KORPIMÄKI, E. & HAKKARAINEN, H. 1991: Fluctuating food supply affects the clutch size of Tengmalm’s Owl independent of laying date. – Oecologia, 85: 543-552. KORPIMÄKI, E. 2000: Population dynamics of Europaean owls: food, nest-sites and natural enemies as limiting factors. – In: AG Eulen (ed.): Abstracts of intern. symposium Ecology and Conservation of European Wood Owls, Harz 2000: 42. KLOUBEC, B. 1986: Rozšíření, početnost a ekologické nároky sýce rousného (Aegolius funereus L.) v jižních Čechách. – Sovy 1986, Sborník z ornitologické konference, Přerov: 85-93. KLOUBEC, B. 1989: Dosavadní poznatky o složení potravy sýce rousného (Aegolius funereus L.) na Šumavě. – Sovy 1989, Sborník z ornitologické konference, Přerov 1989: 47-58. KLOUBEC, B. & PAČENOVSKÝ, S. 1996: Hlasová aktivita sýce rousného (Aegolius funereus) v jižních Čechách a na východním Slovensku: cirkadiánní a sezónní průběh, vlivy na její intenzitu. – Buteo, 8: 5-22. KLOUBEC, B. & VACÍK, R. 1990: Náčrt potravní ekologie sýce rousného (Aegolius funereus L.) v Československu. – Tichodroma, 3: 103-125. KLOUBEC, B., DUSÍK, M. & POKORNÝ, J. 2000: Breeding support for the Tengmalm’s Owl in two mountain areas of the Czech Republic. – In: AG Eulen (edt.): Abstracts of intern. symposium Ecology and Conservation of European Wood Owls, Harz 2000: 40. KRIŠTOFÍK, J., MAŠÁN, P., ŠUSTEK, Z. & KLOUBEC, B. 2003: Arthropods (Pseudoscorpionida, Acari, Coleoptera, Siphonaptera) in the nests of Tengmalm’s Owl (Aegolius funereus). – Biológia (in press). MEBS, T. & SCHERZINGER, W. 2000: Die Eulen Europas. – Kosmos, Germany. POKORNÝ, J. 1997: Potravní ekologie sýce rousného (Aegolius funereus L.) v imisemi postižených oblastech Jizerských hor a Krkonoš. – Dipl. práce, LF ČZU, Praha, nepubl. POKORNÝ J. 2000: Potrava sýce rousného (Aegolius funereus) v imisemi poškozených oblastech Jizerských hor a Krkonoš. – Buteo, 11: 107-114.

86

POKORNÝ, P., KLOUBEC, B. & OBUCH, J. 2000: Comparison of the Tengmalm’s Owl (Aegolius funereus) diet in some Czech mountains. – In: AG Eulen (ed.): Abstracts of intern. symposium Ecology and Conservation of European Wood Owls, Harz 2000: 51. PYKAL, J. & KLOUBEC, B. 1994: Feeding ecology of Tengmalm’s Owl Aegolius funereus in the Šumava National Park, Czechoslovakia. – In: Meyburg B. -U. & Chancellor R. D. (eds.) 1994: Raptor Conservation Today, WWGBP/The Pica Press: 537-541. SCHÄFFER, N., MERTEL, A. & ROST, R. 1991: Siedlungsdichte, Bruterfolg und Brutverluste des Rauhfusskauzes Aegolius funereus in Nordostbayern. – Vogelwelt, 112: 216-225. SONERUD, G. A. 1985: Nest hole shift in Tengmalm’s Owl Aegolius funereus as defence against nest predation involving long-term memory in the predator. – Journal of Animal Ecology, 54: 179-192. SONERUD, G. A. 1993: Reduced predation by nest box relocation: differential effect on Tengmalm’s Owl nests and artificial nests. – Ornis Scandinavica, 24: 249-253. SORBI, S. 2000: Negative effect of nest boxes on the Tengmalm’s Owl (Aegolius funereus) breeding in natural cavities in Belgium. – In: AG Eulen (ed.): Abstracts of intern. symposium Ecology and Conservation of European Wood Owls, Harz 2000: 62. SORBI, S. & HUPPERETZ, J. 1993: Recherche sur les cavités naturelles propices a` la Chouette de Tengmalm (Aegolius funereus) en Haute Ardenne. – Aves, 30 (2): 81-93. ŠŤASTNÝ, K., BEJČEK, V. & HUDEC, K. 1996: Atlas hnízdího rozšíření ptáků v České republice 1985-1989. – H & H, Jinočany. UPHUES, L. 2001: Entwicklung einer mit Nistkästen unterstützten Rauhfußkauzpopulation Aegolius funereus (L.) von 1975-2000 – örtliche Disperzion, Fortpflanzungserfolg und Höhlennutzung. – Vogelwelt. VACÍK, R. 1989: Rozšíření a hnízdní biologie sýce rousného (Aegolius funereus) v ČSR. – Dipl práce. PřF UK, Praha, nepubl. VACÍK, R. 1991: Hnízdní biologie sýce rousného, Aegolius funereus, v Čechách a na Moravě. – Sylvia, 28: 95-113. (Došlo 1.11. 2002, přijato 22.12. 2002)

BUTEO 13 (2003): 87-88

Smíšená snůška puštíka obecného (Strix aluco) a poštolky obecné (Falco tinnunculus) Mixed clutch of Tawny Owl (Strix aluco) and Kestrel (Falco tinnunculus) ZAJÍC J. Jiří Zajíc, Bratří Štefanů 810, CZ-500 03 Hradec Králové, Czech Republic;

e-mail [email protected] ABSTRAKT. Koncem dubna 2001 byla nedaleko Hradce Králové v hnízdní budce typu sovník zhotovené z plastového kanystru a umístěné na okraji většího lesního komplexu nalezena smíšená snůška puštíka obecného a poštolky obecné. Snůška byla inkubována puštíkem obecným. Budka byla kontrolována těsně před líhnutím. Při další kontrole za 19 dní byla na hnízdě již jen mláďata puštíka obecného.

Podpora hnízdních populací dravců a sov na Královéhradecku má dlouholetou tradici. K významnému rozšíření těchto aktivit přispěla od konce 70. let minulého století práce skupiny vedené Miroslavem Dusíkem, ve které kontinuálně pokračuje řada ornitologů. V rámci aplikace metody biologické regulace hospodářsky významných škůdců byly v širším okolí Hradce Králové instalovány stovky budek, polobudek a hnízdních podložek (DUSÍK et al. 1986, 1990, ZAJÍC 1985). Dne 27.4.2001 jsem při kontrole hnízdních budek nalezl v budce typu sovník (s vletovým otvorem 10 x 12 cm zhotovené z plastového kanystru o objemu 50 litrů) umístěné na okraji většího lesního komplexu v rozvolněném porostu na dubu ve výšce 6,3 m snůšku, která obsahovala vejce puštíka obecného (Strix aluco) a poštolky obecné (Falco tinnunculus). Lesní komplex se nachází východně od Hradce Králové v mírně zvlněné krajině severně od údolní nivy řeky Orlice a navazují na něj pole a menší louky. Dne 27.4.2001 byla na hnízdě 3 vejce puštíka a 2 vejce poštolky. Snůška byla inkubována puštíkem obecným (hnědou morfou). Při dalších kontrolách 4.5.2001 a 21.5.2001 obsahovala snůška již 4 vejce puštíka a 2 vejce poštolky. Vejce puštíka byla umístěna ve středu hnízdní kotlinky do tvaru čtyřlístku, vejce poštolek pak na okrajích tak, že obvod snůšky tvořil tvar elipsy. Dne 21.5.2001 byla vejce obou druhů již naklubaná a mláďata v nich se ozývala. Hnízdní kotlinka byla umístěna u stěny v zadní části budky naproti vletovému otvoru a její průměr činil 17 cm. Rozměry vajec puštíka byly 47,9 x 38,2, 47,3 x 38,9, 46,8 x 38,8 a 48,7 x 38,5, rozměry dvou vajec poštolky 39,4 x 31,6 a 39,5 x 31,5 (všechny rozměry v mm). Budka pak bohužel z časových důvodů byla kontrolována až dne 9.6.2001. Na hnízdě se nalézala již jen 4 mláďata puštíka ve stáří 14-18 dní. Nebyly nalezeny žádné stopy po mladých poštolkách, jež se zřejmě staly potravou mláďat puštíků. Pravděpodobná geneze smíšené snůšky je následující. Výše zmiňovaná budka je na lokalitě umístěna od roku 1984 a během tohoto období byla převěšena z okraje lesního porostu asi 20 m dovnitř do rozvolněného porostu s převahou dubů. Ve sledovaném období v ní opakovaně vyhnízdil puštík obecný a v roce 1989 i poštolka obecná. V roce 2001 ve stejném lesním komplexu v budce vzdálené asi 600 m severně byla nalezena opuštěná snůška puštíka

87

obecného. Pár pak zřejmě obsadil sledovanou budku, do které snesl náhradní snůšku a přitom vypudil poštolky obecné, které zde již začaly hnízdit. Data o smíšené snůšce dvou výše jmenovaných druhů neuvádějí následující literární prameny (CRAMP et al. 1980, 1989, GLUTZ & BAUER 1994, HUDEC & ČERNÝ 1977, HUDEC et al. 1983, MELDE 1984, PIECHOCKI 1982). Smíšená snůška obou druhů nebyla zaznamenána ani v rozsáhlém materiálu z širšího okolí Hradce Králové (DUSÍK in verb.). SUMMARY A mixed clutch of Tawny Owl (Strix aluco) and Kestrel (Falco tinnunculus) was found in a nest-box in late April 2001. The nest-box was located on a forest edge near the city of Hradec Králové (Eastern Bohemia, Czech Republic). The clutch, which was incubated by the Tawny Owl, contained three Tawny Owl eggs and two Kestrel eggs at the moment of the first nest inspection (27 April 2001). Four Tawny Owl eggs and two Kestrel eggs were present in the nest during the next inspections (4 and 21 May, respectively). The eggs of both species were hatching during the inspection on May 21. However, only four chicks of Tawny Owl were in the nest on 9 June 2001. The Tawny Owls probably laid a replacement clutch in the Kestrel’s nest and in competition over the nest site expelled Kestrels out of the nest-box. No data about mixed clutch in these two species were found in the literature.

LITERATURA CRAMP, S. & SIMMONS, K. E. L. (eds.) 1980: The Birds of the Western Palearctic. Vol. II – Hawks to Bustards. – Oxford University Press, Oxford, New York. CRAMP, S. & SIMMONS, K. E. L. (eds.) 1989: The Birds of the Western Palearctic. Vol. IV – Terns to Woodpeckers. – Oxford University Press, Oxford, New York. DUSÍK, M., PLESNÍK, J., ŠIMEK, S. & ZAJÍC, J. 1986: Možnosti usídlování dravců a sov v zemědělské krajině. – Buteo, 1: 39-58. DUSÍK M., PLESNÍK J., ŠIMEK, S. & ZAJÍC, J. 1990: Usídlování dravců a sov v zemědělsky intenzívně využívané krajině. – Živa, 38: 230-232. GLUTZ VON BLOTZHEIM, U. N. & BAUER, K. M. 1994: Handbuch der Vögel Mitteleuropas.

88

Band 9, Columbiformes – Piciformes. – Akademische Verlagsgesellchaft, Wiesbaden. HUDEC, K. & ČERNÝ, W. (eds.) 1977: Fauna ČSSR, sv. 21. Ptáci – Aves II. – Academia, Praha. HUDEC, K. (ed.) 1983: Fauna ČSSR, sv. 23. Ptáci – Aves, III/1. – Academia, Praha. MELDE, M. 1984: Der Waldkauz. Die Neue BrehmBücherei, Heft 564. – A. Ziemsen Verlag, Wittenberg Lutherstadt. PIECHOCKI, R. 1982: Der Turmfalke. Die Neue Brehm-Bücherei, Heft 116. – A. Ziemsen Verlag, Wittenberg-Lutherstadt. ZAJÍC, J. 1985: Dravci a sovy v biologické ochraně polních kultur. – Vesmír, 64: 391-393. (Došlo 18.2. 2002, přijato 18.5. 2002)

BUTEO 13 (2003): 89-93

New locality in unusual habitat of Tengmalm’s Owl (Aegolius funerus) in Bulgaria Nová lokalita sýce rousného (Aegolius funereus) v neobvyklém prostředí v Bulharsku NIKOLOV S. CH. Stoyan Chavdarov Nikolov, Mladost 1, bl. 26, vh. 1, et. 7, ap. 23, Sofia 1750, Bulgaria;

e-mail [email protected] ABSTRACT. Until 1990 Tengmalm’s Owl was considered a rare species in Bulgaria, inhabiting mostly the coniferous forests in the high mountains. Confirmed findings after that point out that this species is more widely distributed. Except three observations of single birds, all the locations are above 1000 m elevation. There are some findings of the species in mixed beech-spruce forests above this elevation and only one in beech forest under this elevation concerning a single bird out of breeding season. The data submitted in this announcement point at a so far unknown small population of Tengmalm’s Owl in the Ponor Mountains (part of the Western Stara Planina) found in unusual habitat. For the time being it is the only one in Bulgaria registered in pure beech communities (Fagus sylvatica) as a probable breeding site and one of the few under 1000 m elevation.

INTRODUCTION

Until 1990 Tengmalm’s Owl was considered a rare species in Bulgaria (PATEV 1950, SMEONOV 1988). The well-known habitats were in the Rila Mountains (BURESH & ARNDT 1926, BOETTICHER 1927, PATEV 1950, GROSSLER 1970), the Pirin Mountains (BAUMGART 1987), the Rhodope Mountains (NANKINOV 1982a), the Central Stara Planina Mountains (SPIRIDONOV & SPASOV 1981, SPIRIDONOV et al. 1982, SPIRIDONOV et al. 1983). The only nest of the species that has been found in Bulgaria until now is in the Rila Mountains (SIMEONOV 1980). Confirmed observations after that point out that the species is more widely distributed. The birds have been seen in some other localities in the same mountain ranges mentioned above (SIMEONOV et al. 1990, SPIRIDONOV 1990, PAČENOVSKÝ 1996, MITKOV 1998, NIKOLOV et al. 2001) and also in Vitosha Mountains (NANKINOV & TODOROV 1992, NANAKINOV 1997, NIKOLOV et al. 2001) and in Western Stara Planina near the peak of Kom (KOUZMANOV et al. 1995). The new reported locations over the last thirteen years are due to more intensive research and more effective monitoring techniques rather than species expansion. All except three observations are above 1000 m a. s. l. (NANKINOV 1982b, NANKINOV & TODOROV 1992, NANKINOV 1997). There are some findings of the species in mixed beech-spruce forests above this elevation (SIMEONOV 1979, 1983, PAČENOVSKÝ 1996, NIKOLOV et al. 2001) and only one in beech forest under this elevation concerning a single bird out of breeding season (NANKINOV & TODOROV 1992). This paper reports about the finding of the new locality of Tengmalm’s Owl in unusual habitat and broadens the knowledge of the species distribution and habitat preference in Bulgaria.

89

MATERIAL AND METHODS

The present announcement includes some of the results from the research of bird fauna in the Ponor Mountains (part of the Western Stara Planina Mountains in Bulgaria). The study area is about 19 km long and 15 km wide, covering a total of about 285 km2. The elevation is between 370 m and 1600 m. The forest cover of Ponor Mountains is mainly deciduous and comprises forests of beech (Fagus sylvatica), hornbeam (Carpinus orientalis) and oak (Quercus sp.), occupying about 50% of all territory. There is also a small participation of pine tree plantings (Pinus sp.). The beech forests are between 800 m and 1600 m elevation, the hornbeam between 500 m and 1000 m elevation and the oak forests under 700 m elevation (IORDANOVA & DIMITROV 1999). The new locality of Tengmalm’s Owl is in beech forests with age of predominant trees approximately 100-200 years on the slopes with dominantly northern exposition. There were also separate trees of hornbeam and oak on periphery of the forest. The beech forest mentioned above is situated more than 25 km distant from the location of the unique registration of Tengmalm’s Owl in Western Stara Planina (KOUZMANOV et al. 1995) and about 10 km from the nearest coniferous forest, except some plantings of young pine trees. The reported data were collected mainly in February and March 1998, 2000 and 2002. There is only one casual observation in June 2002. All the study area was covered with five controls in 1998, five in 2000 and eleven in 2002. The owls were spotted acoustically using point or transect counts of the explored region between 1 hour after sunset and 2 hours after midnight. The itineraries and points were selected in the daytime according to favorable habitats and their access. In some of the cases the birds were stimulated to answer using recordings with advertising-calls of the species (CRAMP & SIMMONS 1985). The data about the time are according to the local time. For easier data using for the birds distribution mapping in Bulgaria the new locations are indicated by numbers of squares (10x10 km) of UTM – grid system according to LERER & DELCHEV (1978) RESULTS AND DISCUSSION

The Tengmalm’s Owl making advertising-calls was heard on March 2, 1998 in the area „Samara”, about 2 km southwest of the village of Dobravitza (UTM grid FN 86) at 20.30 and 22.30. It was located in the beech forest with age of predominant trees approximately 100-200 years, between 1100 m and 1230 m elevation and with NW exposition. When the same place was visited on February 26, 2000 and March 23, 2002 only one male Tawny Owl (Strix aluco) was heard. At about 5 km distance from first observation in 1998 four calling Tangmalm’s Owls were registred on February 27, 2002 and March 3, 2002 at 23.30, 23.40, 0.30 and 1.00 between the villages of Breze and Brakiovtzi (UTM grid FN76). Three of them were calling spontaneously and one of them was provoked by imitation of advertising-calls of a Tawny Owl. Audio records of advertising-calls of Tengmalm’s Owls made them approach and their calls became with higher frequency and with smaller intervals between calls. The same behaviour was described by CRAMP & SIMMONS (1985), KLOUBEC & PAČENOVSKÝ (1996) and NIKOLOV et al. (2001). The territories of the four birds were adjacent and the distance between calling males was 1,5-2 km. All of them were located in beech forests with age of predominant trees approximately 100-200 years and elevation between 900 m and 950 m. The expositions of localities were northeast in two of the cases, north in one case and east in an other one. The birds were found only on the slope with dominantly northern exposition,

90

where the beech forests were older and more developed. On June 23, 2002 a bird was registered again casually at the same place. It was making advertising-calls spontaneously during the night between 0.00 and 2.00. In central European mountains Tengmalm’s Owl is registered typically from 1100-1800 m elevation (CRAMP & SIMMONS 1985). In other parts of the area, especially in the northern regions, where winter is relatively long and the summer temperatures are relatively low, locations under 400 m elevation are known (GLUTZ & BAUER 1980). There is a case of breeding even at 38 m elevation (MARTENS 1977). In Bulgaria there are only three findings under 1000 m elevation. They are of single birds: a young bird seen at railway station Yana north of Sofia at 600 m elevation and according to the author this is an erratic bird (NANKINOV 1982b); an adult female shot by hunters near the village of Kladnitsa on the Vitosha Mountains at 850 m elevation (NANKINOV & TODOROV 1992); a bird in Bistritsa region in Rila Mountains at 800 m elevation (NANKINOV 1997). The fact that in the attached new data for 2002 four calling males were heard in one area and they were registered on three different dates including breeding season (in February, March and June) proves that they are not erratic birds, performing vertical migrations and appearing on the lower slopes and the foothills of mountains, but a small population with probable breeding evidence (YEAMAN 1976). Until now the submitted data for Western Stara Planina Mountains are only ones for possible breeding (KOUZMANOV et al. 1995). The common opinion is that this species is related only to the coniferous communities – mostly spruce forests (Picea sp.), but also mixed with genus Pinus, Betula, Populus (MIKKOLA 1983). In north – east Siberia there is a population inhabiting broad-leaf poplar forests of river valleys (DEMENTIEV & GLADKOV 1951). In Bulgaria the species shows preference for coniferous forest, especially spruce (Picea abies), but there are also findings in mixed forests dominantly with beech, but also with common silver fir (Abies alba) and pine trees (Pinus peuce) (SIMEONOV 1974, 1979, 1983, 1988, GLUTZ & BAUER 1980, SIMEONOV et al. 1990, SPIRIDONOV 1990, NIKOLOV et al. 2001). One registration concerns a single bird in pure beech forest near the village of Kladnitsa on the Vitosha Mountains at 850 m elevation out of breeding season in December (NANKINOV & TODOROV 1992). Until now there are in Bulgaria some registrations of possible breeding sites of the species in mixed forests of beech and coniferous trees in Central Balkan and Vitosha Mountains (SIMEONOV 1979, 1983, PAČENOVSKÝ 1996, NIKOLOV et al. 2001) with age of predominant trees more than 200 years and above 1300 m elevation. The new locality of Tengmalm’s Owl in Ponor mountains is the first one in Bulgaria in pure beech forests as a probable breeding site (YEATMAN 1976) and one of the few registered under 1000 m elevation. ACKNOWLEDGEMENT. My most cordial thanks go to Associate Prof. Tanyo Michev and Boris Nikolov for their valuable advice and guidance during the preparation of this work. I would hardly have succeeded in my field trips in the mountains without the help I received from my friend Ilia Pchelarov. My sincere thanks go to them as well.

SOUHRN Do roku 1990 byl sýc rousný (Aegolius funereus) považován v Bulharsku za vzácný druh obývající jehličnaté lesy vysokých pohoří. Díky intenzivnímu výzkumu a dokonalejším monitorovacím technikám se v následujícím období ukázalo, že je sýc rousný rozšířenější než se předpokládalo. Vedle jehličnatých lesů byl zjištěn také ve smíšených bukovo-smrkových lesích (SIMEONOV 1979, 1983, PAČENOVSKÝ 1996, NIKOLOV et al. 2001). Většina pozorování

91

pocházela z nadmořských výšek nad 1000 m n. m. Tento článek popisuje novou lokalitu sýce rousného v pohoří Ponor (západní část Staré Planiny). Dne 2.3.1998 zde byl 2 km od vesnice Dobravitza (UTM grid FN 86) zaznamenán ve 20.30 hod. a 22.30 hod. samec sýce rousného ozývající se teritoriálním hlasem v bukovém lese v nadmořské výšce 1100-1230 m n. m. Při kontrolách 26.2.2000 a 23.3.2002 zde byl zaznamenán pouze puštík obecný (Strix aluco). Ve dnech 27.2.2002 a 3.3.2002 byli opět, nedaleko prvního pozorování v roce 1998, zaregistrováni čtyři ozývající se samci mezi vesnicemi Breze and Brakiovtzi (UTM grid FN76) při nočních kontrolách (23.30 hod., 23.40 hod., 0.30 hod. a 1.00 hod.) v bukovém lese (100-200 let starém) v nadmořské výšce 900-950 m n. m. Teritoria samců byla od sebe vzdálena 1,5-2 km. Sýc rousný se na stejné lokalitě vyskytoval také 23.6.2002. Vzhledem k tomu, že byli sýci na stejné lokalitě zjištěni vícekrát za sezónu, lze předpokládat, že se jedná o hnízdící populaci. Do této doby byl sýc rousný v čistě bukových lesích zaznamenán v Bulharsku pouze jednou v mimohnízdním období (NANKINOV & TODOROV 1992). Pozorování sýců v nadmořských výškách nižších než 1000 m n. m. jsou také pouze ojedinělá a týkají se zřejmě potulujících se ptáků (NANKINOV 1982b, NANKINOV & TODOROV 1992, NANKINOV 1997). Tato práce popisuje první výskyt populace sýce rousného v čistě bukových lesích z hnízdního období v Bulharsku. Navíc se jedná o jeden z mála záznamů tohoto druhu z lokality v nadmořské výšce nižší než 1000 m n. m. v Bulharsku.

REFERENCES BAUMGART, V. 1987: Nabludenia na redki I zashtiteni ptici v Bulgaria [Findings of rare and protected birds in Bulgaria]. – Orn. Inf. Bulletin, 21-22: 10-15. /in Bulgarian/. BOETTICHER, H. V. 1927: Ornithologische Beobachtungen in der Muss – Alla gruppe (Rila Gebirge) 1916-1919. – Jorn. F. Orn. 67: 233-357. BURESH, I. & ARNDT, W. 1926: Die Glazialrelikte darstellendend Tierarten Bulgariens und Mazedoniens. – Z. Morph. Ökol. Tiere, 5: 381-405. CRAMP, S. & SIMMONS, K. E. L. 1985: The Birds of the Western Palearctic, Vol. 4. – Oxford University Press, Oxford. DEMENTIEV, G. P. & GLADKOV, N. A. 1951: Birds of USSR. Vol. 1. – Sovetskaja Nauka, Moscow. GLUTZ VON BLOTZHEIM, U. N. & BAUER, K. M. 1980: Handbuch der Vögel Mitteleuropas, Band 9. – Akademische Verlagsgesellschaft, Wiesbaden. GROSSLER, K. 1970: Kleiner Beitrag zur Kenntnis der Vogelwelt der Rila-Gebirges (West-Bulgarien). – Beitr. Vogelkunde, 1 (16): 1-6. IORDANOVA, U. & DIMITROV, D. 1999: Florogenetichen analiz na lokalnata flora na Ponor planina [Florogenethic analysis of local flora of Ponor Mountains]. – Diploma Thesis. Faculty of Biology. Section Botany. University of Sofia. KLOUBEC, B. & PAČENOVSKÝ, S. 1996: Vocal activity of Tengmalm’s Owl (Aegolius funereus) in Southern Bohemia and Eastern Slovakia: circadian and seasonal course, effects on intensity. – Buteo, 8: 5-22.

92

KOUZMANOV, G., TODOROV, R. & STOYANOV, G. 1995: Information sur la repartition et la situation des rapaces nocturnes en Bulgarie. – Newsletter of the WWGBP, 21-22: 14 –17. LERER, A. & DELCHEV, H. 1978: Suvremenni metodi za biogeografsko kartirane na Bulgaria [Contemporary Methods for Biogeographical Mapping of Bulgaria]. – Acta zoologica bulgarica, 10: 3-12. /in Bulgarian/. MARTENS, H. 1977: Brutnachweis des Rauhfusskauzes, (Aegolius funereus L.), im Urstromal der Aller-38m über NN. – Vogelkundl. Ber. Niedersachsen, 9 (1): 7-8. MIKKOLA, H. 1983: Owls of Europe. – Poyser, Calton. MITKOV, E. 1998: BDZP Plovdiv uchastva pri prebroiavaneto na sovite v park „Centralen Balkan” [The Plovdiv Regional Office of the BSPB participates in the counting of Owls in „Central Balkan” Park]. – Za pticite, Prolet/Liato: 12. /In Bulgarian/. NANKINOV, D. 1982a: Ekologichen pregled na pticite v rezervata „Kastrakli” I Trigradsko-Jagodinskia raion v Rodopite [Ecological surveillance of the birds in „Kastrakli” reserve and the TrigradYagodina region in the Rhodopes]. – Ecologia, 10: 22-34. /in Bulgarian/. NANKINOV, D. 1982b: Pticite na grad Sofia [Birds of Sofia City]. – Orn. Inf. Bulletin, 12: 1-386. /in Bulgarian/. NANKINOV, D. 1997: Status of Tengmalm’s Owl, Aegolius funereus, in Bulgaria. – Riv. ital. Orn., Milano, 66 (2): 127-136.

NANKINOV, D. & TODOROV, N. 1992: Nuova stazione di Civetta capogrosso Aegolius funereus in Bulgaria. – Picus, 18: 98. /in Italian/. NIKOLOV, B., HRISTOV, I., SHURULINKOV, P., NIKOLOV, I., ROGEV, A., DUCV, A. & STANCHEV, R. 2001: Novi danni za niakoi slabo izucheni vidove gorski sovi (Strix uralensis, Glaucidium passerinum, Aegolius funereus) v Bulgaria [New data for some scantily studied forest owls (Strix uralensis, Glaucidium passerinum, Aegolius funereus) in Bulgaria]. – Nauka za gorata, 1 / 2: 75-86. /in Bulgarian/. PAČENOVSKÝ, S. 1996: Owls of the Stara planina Mountains in Bulgaria. – Buteo, 8: 109-112. PATEV, P. 1950: Pticite na Bulgaria [Birds of Bulgaria]. – Bulgarian Academy of Science, Sofia. /in Bulgarian/. SIMEONOV, S. 1974: Ecologo-geografska harakteristica na gnezdovata ornitofauna v Bulgaria [Ecogeographical profile of the nestling ornifauna in Bulgaria]. – Priroda, 23 (1): 22-24. /in Bulgarian/. SIMEONOV, S. 1979.: Edna riadka ptica [One rare bird]. – Priroda I znanie, 9: 10-11. /in Bulgarian/. SIMEONOV, S. 1980: Novo gnezdovo nahodishte na pernatonogata kukumjavka (Aegolius funereus L.) v Bulgaria [New nestling finding of Tengmalm’s Owl (Aegolius funereus) in Bulgaria]. – Ecologia, 6: 70-72. /in Bulgarian/. SIMEONOV, S. 1983: V sinevata nad planinskite varhove [In the blue skies over the mountain peaks]. – Zemizdat, Sofia: 1-246. /in Bulgarian/. SIMEONOV, S. 1988: Sovite – nashi tainstveni priateli [The Owls – our mysterious friends]. – Bulgarian Academy of Science, Sofia: 96-100. /in Bulgarian/.

SIMEONOV, S., MICHEV, T. & NANKINOV, D. 1990: Fauna Bulgarica. Aves, VOL.20. – Bulgarian Academy of Science, Sofia. /in Bulgarian/. SPIRIDONOV, G. 1990: Ochite na noshta [The eyes of night]. – Zashtita na prirodata, 6: 7. /in Bulgarian/. SPIRIDONOV, G., MILEVA, L., SPASOV, N. & SIMEONOV, P. 1983: Gnezdovata ornitofauna v biosfernia rezervat „Boatin” [The nestling ornifauna in the biosphere reserve „Boatin”]. – Collected reports of the International Symposium „Human – ecosystem relationship” – project 6 of the MAB programme. Vol.2. – Bulgarian Academy of Science, Vratsa: 83-90. /in Bulgarian/. SPIRIDONOV, G. & SPASOV, N. 1981: Nahodishte na pernatonogata kukumjavka (Aegolius funereus L.) v stara planina [Findings of Tengmalm’s Owl (Aegolius funereus L.) In Stara Planina Mountain]. – Orn. Inf. Bulletin, 10: 30-32. /in Bulgarian/. SPIRIDONOV, G., SPASOV, N. & MILEVA, L. 1982: Novi svedenia za razprostranenieto na uralskata ululitsa (Strix uralensis) I pernatonogata kukumjavka (Aegolius funereus) v Bulgaria [New data for the distribution of Tawny Owl (Strix uralensis) and Tengmalm’s Owl (Aegolius funereus) in Bulgaria]. – National Theoretical Conference on the protection and reproduction of the environment. „Slanchev briag”, 1-5. ŐI.1982. – Bulgarian Academy of Science, Sofia: 341-343. /in Bulgarian/. YEATMAN, L. 1976: Atlas des Oiseaux Nisheurs de France. – Société Ornithologique, Paris. /in French/.

(Received 12.12. 2002, accepted 31.3. 2003)

93

BUTEO 13 (2003): 95-96

Nebezpečná výstelka v hniezde sokola červenonohého (Falco vespertinus) Dangerous material in the nest of Red-footed Falcon (Falco vespertinus) VĎAČNÝ A. Andrej Vďačný, Poľská 316, 925 28 Pusté Úľany, Slovakia; e-mail [email protected] ABSTRAKT. Sokol červenonohý (Falco vespertinus), ako väčšina našich sokolov používa na hniezdenie opustené hniezda iných vtákov. Spravidla hniezdi v havraních kolóniách, prípadne v hniezdach po strake obyčajnej (Pica pica). Táto si hniezdo vystiela rozličným materiálom, často sú to aj umelé vlákna. Práve takáto výstelka v stračom hniezde sa stala osudnou pre jedno z mláďat, ktorého noha bola dlhší čas omotaná umelým špagátom a nakoniec úplne odumrela.

Podľa údajov uverejnených v Birds in Europe – Their Conservation Status (Tucker & Heath 1994) tvorí európsku populáciu sokola červenonohého (Falco vespertinus) 18 až 44 tisíc párov. Okrem Bulharska je vo väčšine štátov zaznamenávaný výrazný pokles početnosti. Najsilnejšia populácia odhadovaná na 18 až 40 tisíc párov sa vyskytuje v Rusku, zo susedných krajín sa najviac párov v počte 2 200 vyskytuje v Maďarsku. Na Slovensku sokol červenonohý sporadicky, ale každoročne hniezdi na Podunajskej nížine, v mierne kopcovitých oblastiach na juhu stredného Slovenska a na Východoslovenskej nížine (FERIANC 1977). Staršie údaje o hniezdení a výskyte tohto druhu v bývalom Československu zhrnuli vo svojej práci HUDEC & ČERNÝ (1977). Nimi publikované údaje o výskyte v minulosti jednoznačne dokazujú výrazne vyššiu početnosť a hniezdne rozšírenie predovšetkým v južných oblastiach západného a východného Slovenska. Podľa výsledkov SVODAS v súčasnosti na Slovensku hniezdi 35 až 45 párov, pričom je zaznamenávaný stály a výrazný pokles početnosti a neprimerane nízka produktívnosť párov. Možno konštatovať, že na Slovensku sa sokol červenonohý nachádza na hranici zániku a tento proces je zatiaľ pomalší len vďaka podpore relatívne silnej maďarskej populácie (CHAVKO 2001). Prípad, ktorý v článku opisujem, som zaznamenal v lokalite Majcichov (kvadrát DFS 7671 D) ležiacej v Podunajskej nížine v nadmorskej výške 139 m. Hniezdo bolo postavené na agáte vo výške približne 12 m. Alej, v ktorej bol hniezdny strom, mala dĺžku asi 200 m a šírku približne 15 m. Hniezdili v nej v stračích hniezdach dva páry sokola červenonohého, tri páry sokola myšiara (Falco tinnunculus) a jeden pár myšiarky ušatej (Asio otus). Okolie hniezdnej lokality je intenzívne poľnohospodársky využívané s množstvom agátových alejí, v ktorých je zatiaľ dostatok hniezdnych možností, hlavne pre malé druhy dravcov a sov. Pri priamej kontrole hniezda 15.7.2001 v ňom J. Chavko našiel dve mláďatá sokola červenonohého. Boli vo veku asi 20 dní, kedy sa často stáva, že pri vyrušení na hniezde z neho vyskočia. Tieto mláďatá však hniezdo opustiť nemohli, boli k nemu doslova pripútané. Staršie z nich malo na pravej nohe omotaný umelý špagát, ktorý tvoril výstelku tohto hniezda.

95

Noha mláďaťa už začínala opúchať, ale po odstránení špagátu bola plne funkčná. Horšie na tom bolo mladšie mláďa, ktorého ľavá noha bola omotaná špagátom dlhšiu dobu a navyše bolo pripútané o asi 25 cm dlhý konárik, ktorý tvoril kostru hniezda. Bez jeho odstránenia by hniezdo opustiť nedokázalo. Napriek tomu, že sme nohu mláďaťa oslobodili, bolo nám jasné, že už ju nezachránime. Končatina bola odumretá a vysušená. Pri pozorovaniach na hniezdnej lokalite sme si všimli, že samica z tohto páru nemá ľavú nohu tiež úplne v poriadku (počas letu nemala pazúry zatvorené). V minulosti som zaznamenal niekoľko prípadov, keď aj adultný jedinec sokola myšiara visel uhynutý pod hniezdom a nohy mal husto omotané špagátom, ktorý bol vpletený do konárikov, tvoriacich hniezdo. Ďalšiu kontrolu na hniezdisku som robil 28.7., mláďatá v tom čase už v hniezde neboli. Po chvíli som ich spozoroval sediace na suchom konári agátu. Na moje prekvapenie aj hendikepované mláďa bolo veľmi životaschopné. Keď som sa začal k nim približovať, okamžite obe vzlietli. Počas letu bolo možné nefunkčnú nohu pozorovať len z neveľkej vzdialenosti a mláďaťu neprekážala. Mierne ťažkosti som si všimol, keď sa mláďa snažilo prisadnúť na konár, ale tu zohrával dôležitú úlohu aj neistý let a slabý odhad, ktorý si mláďa časom určite získa. Po nejakom čase prisadla neďaleko na oráčinu samica s korisťou, mláďa sa za ňou okamžite rozletelo. Po prisadnutí na pole muselo prejsť asi tri metre, aby mohlo od samice dostať korisť. Pri tejto činnosti som si všimol najvýraznejšie ťažkosti v pohybe, ktoré mu spôsobovala odumretá končatina, zároveň bolo vidieť obrovskú chuť prežiť a prekonať svoj hendikep. Mláďa poskakovalo na jednej nohe, pričom si pomáhalo krídlami, ktorými sa pokúšalo vzlietnuť a často sa nimi aj opieralo o zem. Spomínanú vzdialenosť prešlo za šesť sekúnd. Vzhľadom na životaschopnosť mláďaťa predpokladám, že po nejakom čase sa s týmto hendikepom naučí žiť, je však otázne či bude schopné aj úspešne hniezdiť. Vzhľadom na tento negatívny poznatok odporúčam kolegom, ktorí evidujú hniezdenie sokola červenonohého, ale aj ostatných malých druhov dravcov a sov hniezdiacich v takýchto typoch hniezd, po vyliahnutí mláďat prekontrolovať zloženie výstelky. Pokiaľ ju tvoria umelé vlákna, odporúčam ich odstrániť. POĎAKOVANIE. Moje poďakovanie patrí pánom J. Chavkovi a J. Izakovičovi, ktorí sa podieľali na záchrane ohrozených mláďat a poskytli mi cenné informácie o výskyte.

SUMMARY The Red-footed Falcon (Falco vespertinus) uses abandoned nests of other bird species for breeding like most of our other Falco species. It often breeds in the Rook (Corvus frugilegus) colonies or in nests of the Magpie (Pica pica). The Jackdaw often feathers the nest with different non-natural material like artificial fibres. This sort of a material in the Jackdaw´s nast caused a death of a chick of the Red-footed Falcon. It’s leg was entangled for some time in artificial string which caused necrosis of the leg.

LITERATÚRA FERIANC, O. 1979: Vtáky Slovenska 2. – Veda, Bratislava. HUDEC, K. & ČERNÝ, W. (eds.) 1977: Fauna ČSSR, sv. 21. Ptáci – Aves II. -Academia, Praha. CHAVKO, J. 2001: Program ochrany vybraných stepných druhov živočíchov v roku 2001. – Správa SVODAS 2001, Archív ŠOP.

96

TUCKER, G. M. & HEATH, M. F. 1994: Birds in Europe: Their conservation status. – BirdLife Conservation Series No. 3, Cambridge.

(Došlo 4.4. 2002, přijato 5.11. 2002)

BUTEO 13 (2003): 97-99

Re-introduction of the Ural Owl (Strix uralensis) on the Austrian side of the Bohemian Forest in 2001 Reintrodukce puštíka bělavého (Strix uralensis) na rakouské straně Šumavy v roce 2001 ENGLEDER T. Thomas Engleder, Graben 7, A-4170 Haslach an der Küehl, Austria; e-mail [email protected] ABSTRACT. The Ural Owl should again become a part of the Austrian fauna. Therefore a re-introduction programme for this rare owl has been started. In South-Bohemia and East-Bavaria such projects have been established for many years. Therefore the re-introduction of the Ural Owl in North-western Austria is important. In summer 2001 two owls were released as pioneers on the Austrian side of the Bohemian Forest near the city of Rohrbach.

The Ural Owl is extinct in Austria (GEPP et al. 1994). In the Bohemian Forest Mountains the Ural Owl is part of the original fauna and this area belongs to the most western part of this owl’s occurrence (MURR 1937, KOHL 1977). However, in the last years there have been several records of the Ural Owl in SE (FREY pers. comm.) and NW Austria (ENGLEDER unpubl. data). Especially in the Austrian part of the Bohemian Forest evidence of the presence of this rare owl has repeatedly been reported (ZIMMERHACKL pers. comm.). It is probable that the individuals observed in North-western Austria are migrants from Bohemia or Bavaria. The last known historical indication of the presence of the Ural Owl in the Austrian Bohemian Forest dates back to around 1910 – proof is given (by an exhibit) in the BirdMuseum in Aigen-Schlägl (PETZ pers. comm.). After intensive preparations, a re-introduction project for the Ural Owl was initiated in the Austrian part of the Bohemian Forest (North-western part of Upper Austria) in summer 2001. The aim of this project is to support the Bavarian (MEBS & SCHERZINGER 2000) and Czech (KLOUBEC 1997) re-introduction projects on the Austrian side and to establish a strong owl population in the 3-country-region. The Austrian re-introduction programme is a joint project of the Federal Ministry of Agriculture, Forestry, Environment and Water Management, the Government of Upper Austria, and the WWF Austria. It is supported by EGS Haringsee (Protection of Owls and Birds of Prey in Haringsee), ÖNJ Haslach (Nature Protection Group in Haslach), and the Hunters Association (JAHRL 2001). The breeding of the owls is accomplished in a special breeding station in co-operation with various zoos. The breeding-stock in Austria and Germany is based on 7 foundation stock from the subspecies liturata and macroura. The liturata birds are originally from Sweden, the macroura-birds originally are from Romania, former Czechoslovakia, and former Yugoslavia. Since there is already a problem with inbreeding, new macroura-breeding-lines are soughtafter (FREY pers. comm.)

97

In summer 2001 two Ural Owls (one male born in 2000, one female born in 2001) were released as pioneers: the female on 26. 8. 2001 and the male on 21.9.2001. Both had been born in the breeding station Haringsee near Vienna and were monitored by radio-telemetry. Before their release, the young owls were kept in the aviary at the release place (4 kilometres south-west of the city of Rohrbach) together with an adult pair of Ural Owls for several weeks. The male was trained for hunting live mice, in the aviary. The owls were released at dusk. The two owls accepted their new habitat and quickly began to hunt for themselves. The male owl found a habitat approximately 4 kilometres south of the point of release. It was absolutely independent of human feeding within 3 weeks after the release. Several times the male owl could be seen catching mice or a squirrel (Sciurus vulgaris). The owl used a wooded area of approximately 1 km2 as home range after emigration from the point of release and feeding place. The owl was very active – also during the day – and it intensively used the edge of the forest for hunting. Between 30.11. and 4.12.2001 the male owl was illegally shot. Intensive investigations gave no results or suggestions concerning the offender. As the transmitter was still on the dead owl, the bird was found lying in a river (more than 3 kilometres south-west of the point of the last observation on 30. 11. 2001). The leg with the marking-ring had been cut off by the perpetrator. In the examination several shotgun pellets were found in the dead owl. The real cause of death was identified as choking (LOUPAL unpubl. data). The female owl was dependent on human feeding until 5 months after its release. It was observed hunting several times, but it was not independent from feeding until 16. 1. 2002. The Owl was photographed by an automatic infrared camera (photo-trap) at the feeding place 14 times. On 21.2.2002 the female owl was found in bad physical condition about 7 kilometres south of the point of release. We caught the bird and provided it with intensive veterinary treatment, including a transfusion of 4 ml quail-blood (Coturnix coturnix). After a brief improvement in its physical condition the owl died a few days later. In the examination damage to the stomach and the intestinal mucosa were identified. No infectious agent was diagnosed (SCHMIDT unpubl. data). Perhaps there is a connection between the long period of regular presence of the owl at the feeding place and the diseases. Both birds were clinically healthy at the time of release. It is a drawback that neither of the released owls survived the first year in the wild, but important scientific and practical experiences in releasing Ural owls were made. The reintroduction project for Ural Owls in North-western Austria will hopefully be continued in the next years. SOUHRN V létě 2001 začal na rakouské straně Šumavy projekt reintrodukce puštíka bělavého (Strix uralensis). Cílem projektu bylo podpořit na rakouské straně Šumavy (v severozápadní části Horních Rakous) bavorské a české projekty reintrodukce této sovy, aby v této oblasti tří států vznikla její silná populace. Obě vypuštěné sovy si na nové prostředí zvykly a rychle (hned v prvních dnech po vypuštění) začaly samy lovit. Samec byl na přikrmování zcela nezávislý již tři týdny po vypuštění. Samice byla zčásti závislá na přikrmování ještě pět měsíců. V prosinci 2001 byl samec nelegálně zastřelen. Samice zemřela v únoru 2002 přirozenou smrtí. Doufejme, že projekt reintrodukce puštíka bělavého bude v severozápadním Rakousku v příštích letech pokračovat.

98

LITERATURE GEPP, J. (ed.) 1994: Rote Listen gefährdeter Tiere Österreichs. – Grüne Reihe des Bundesministeriums für Umwelt, Jugend und Familie. StyriaVerlag. KLOUBEC, B. 1997: Dosavadní výsledky projektu reintrodukce puštíka bělavého (Strix uralensis) v Národním parku Šumava. – Buteo, 9: 115-122. JAHRL, J. 2001: Der Habichtskauz kehrt zurück. – St. Hubertus, Österreichs erstes Magazin für Jagd, Fischerei und Natur, 11/2001: 10-11.

KOHL, S. 1977: Über die taxonomische Stellung der südosteuropäischen Habichtskäuze Strix uralensis macroura Wolf, 1810. – Muzeul Brukenthal, Studii si comunicari, St. nat. 21, Sibiu: 309-334. MEBS, T. & SCHERZINGER, W. 2000: Die Eulen Europas. – Kosmos, Stuttgart. MURR, F. 1937: Die Eulen der Alpen, mit besonderer Berücksichtigung des Berchtesgadener Naturschutzgebietes. – Jb. Ver. Schutze der Alpenpflanzen. und Tiere, 9: 77-79. (Received 10.10. 2002, accepted 5.1. 2003)

99

BUTEO 13 (2003): 101-103

Transfer hniezda a mláďat sovy dlhochvostej (Strix uralensis) Transfer of nest and young in Ural Owl (Strix uralensis) ADAMEC M. (1), ONDRUŠ S. (2) & OBUCH J. (3) Michal Adamec, Štátna ochrana prírody SR, Centrum ochrany prírody a krajiny, Lazovná 10, 97401 Banská Bystrica, Slovakia; e-mail [email protected] (2) Stanislav Ondruš, Štátna ochrana prírody SR, Správa NAPANT, Zelená 5, 97401 Banská Bystrica, Slovakia; e-mail [email protected] (3) Ján Obuch, Botanická záhrada UK, 03812 Blatnica, Slovakia; e-mail [email protected] (1)

ABSTRAKT. Po spílení hniezdneho stromu sovy dlhochvostej autori premiestnili 5 mláďat vo veku 10 až 20 dní do nového hniezda vo vzdialenosti 200 m. Rodičia nové hniezdo hneď prijali a mláďatá úspešne vyhniezdili. Vyzbierali a determinovali sa zvyšky potravy na pôvodnom a na novom hniezde. Ide o prvé zdokumentované hniezdenie sovy dlhochvostej v Národnom parku Nízke Tatry.

V poslednom období sú čoraz častejšie zaznamenávané pozorovania sovy dlhochvostej na území Národného parku Nízke Tatry, ale napriek monitoringu sa nepodarilo zdokumentovať jej hniezdenie. V apríli v roku 2002 sme zaznamenali práve v Národnom parku Nízke Tatry prípad nájdenia mláďat sovy dlhochvostej. Dňa 18.4.2002 v popoludňajších hodinách prijali pracovníci Správy Národného parku Nízke Tatry telefonát od lesníkov zo Správy cirkevných lesov pri obci Selce o neúmyselnom zhodení stromu s hniezdom sovy. Na druhý deň sme na lokalite zistili, že ide o sovu dlhochvostú s piatimi mláďatami vo veku približne od 10 do 20 dní. Hlasová aktivita samice a jej útoky na nás v blízkosti hniezda to potvrdili. Lokalita sa nachádza v katastri obce Selce pri Banskej Bystrici, v ochrannom pásme Národného parku Nízke Tatry v nadmorskej výške 850 m n. m. Porast je 95-ročný bukovo-jedľovo-smrekový (27 % buk, 31 % jedľa, 42 % smrek) so sklonom 50 %. Na lokalite prebiehali lesohospodárske práce v súlade s LHP. Sova hniezdila na vrchu kmeňa starého zlomeného smreka vo výške 5 m. Po dohode s odborným lesným hospodárom sa práce presunuli na inú lokalitu, ale napriek tomu sme boli nútení premiestniť hniezdo na iné miesto, kde nebude dochádzať ku vyrušovaniu sov. Vytipovali sme strom podobného charakteru ako bol pôvodný (starý zlomený smrek vysoký 4 m) v približne 200 metrovej vzdialenosti. Na vybudovanie nového hniezda sme uprednostnili použiť umelú hniezdnu podložku pred búdkou, z dôvodu, že dospelé jedince, ktoré nie sú zvyknuté na hniezdenie v búdke, môžu odmietnuť mláďatá umiestnené v búdke. Nový hniezdny strom sme upravili do požadovaného tvaru, umiestnili do neho plastovú nádobu prispôsobenú na odtok dažďovej vody so štrkom a drevenou drťou. Po inštalácii a úprave nového hniezda sme sem 20.4.2002 premiestnili mláďatá vo večerných hodinách počas stálych útokov samice a v pôvodnom hniezde sme vyzbierali vývržky. Na druhý deň ráno sme prišli na kontrolu – napriek tomu, že v nočných hodinách bola na lokalite búrka, mláďatá zostali suché a v dobrej kondícii.

101

Počas návštev sme videli väčšinou samicu, ktorá sa ozývala a v pravidelných intervaloch na nás útočila, avšak len do vzdialenosti 1 m. V jednom prípade došlo aj k fyzickému kontaktu. Samec sa ozýval z porastu nad lokalitou a objavil sa len na pár minút. Pri kontrole 4.5.2002 už boli mláďatá rozletené po okolí v okruhu 100 m od hniezda a na hniezde zostalo len najmladšie mláďa. Po vyletení mláďat sme vyzbierali vývržky aj z nového hniezda a vybrali sme hniezdnu výstelku, v ktorej sa tiež nachádzali kosti. Počas premiestňovania hniezda a kontrol sme vykonali potrebnú fotodokumentáciu. Príklad adaptácie sovy dlhochvostej na nové vzdialenejšie hniezdo sa dosiaľ v literatúre neuvádza (MIKKOLA 1983). Zistili sme, že aj u sov je možné premiestnenie hniezda na iné, bezpečnejšie miesto, pričom rodičia sa prispôsobia na umiestnenie hniezda. V prípade iných druhov vtákov (napr. dravce) sa uvádza adaptácia v prípade orla skalného (Aquila chrysaetos) na nové hniezdo, ktoré po spadnutí pôvodného bolo vybudované na tom istom mieste (KORŇAN et al. 1996). O potrave sovy dlhochvostej sú z územia Slovenska dosiaľ publikované len staršie údaje SLÁDEKA (1962) z rozborov žalúdkov, OBUCH (1998) uvádza výskyt pĺšika lieskového (Muscardinus avellanarius) vo vývržkoch z Oravy a niekoľko údajov uvádza aj HUDEC (1983). Potravu poddruhu Strix uralensis macroura z vývržkov podrobnejšie skúmal CZUCHNOWSKI (1997) v JV Poľsku a údaje z Českej republiky sú v práci HORAL et al. (1998). V našom materiály od Seliec boli na začiatku hniezdenia početnejšie spevavce. Neskôr na premiestnenom hniezde v búdke sme zistili len cicavce. Najpočetnejšie hlodavce Clethrionomys glareolus (57 %) a Apodemus flavicollis (19 %) mali v r. 2002 zvýšený výskyt v dôsledku úrody bukvíc v jeseni v r. 2001. Podrobnejšie údaje sú uvedené v tab. 1. Tab. 1 – Potrava sovy dlhochvostej, Selce pri Banskej Bystrici, jaro 2002. A – máj, vývržky, B – jún, vývržky, C – jún, výstelka. Table 1 – Food of Ural Owl, Selce village near Banská Bystrica, spring 2002. A – May, pellets; B – June, pellets; C – June, bottom of nest.

B

C

Σ

4 1

8 16 3 2

2 1 7 39 6 2

2 1 19 56 9 4

Mammalia

5

29

57

91

Turdus viscivorus Fringilla coelebs Cardielis chloris Carduelis sp.

1 3 1 2

A Sorex araneus Muscardinus avellanarius Apodemus flavicollis Clethrionomys glareolus Pitymys subterraneus Microtus arvalis

Aves Σ

102

1 3 1 2

7 12

7 29

57

98

SUMMARY The authors moved five young Ural Owls (Strix uralensis) aged 10 to 20 days to a new nest tree as far as 200 m away after felling of the first nest tree, which was situated in the buffer zone of Low Tatra Mts National Park. The parents accepted the new nest and the young grew and fledged. The authors picked up pellets in both old and new nests to determined the prey and food. This case was the first documented nesting of Ural Owl in Low Tatra Mts National Park.

LITERATÚRA CZUCHNOWSKI, R. 1997: Diet of the Ural Owl (Strix uralensis) in the Niepolomicka Forest, S-E Poland. – Buteo, 9: 69-76. HORAL, D., HORT, L. & KLOUBEC, B. 1998: Prokázané hnízdění puštíka bělavého (Strix uralensis) na Šumavě v roce 1998. – Buteo, 10: 115-120. HUDEC, K. (ed.) 1983: Fauna ČSSR, Ptáci 3/I. – Academia Praha. KORŇAN, J., KROPIL, R. & ZUSKIN, J. 1996: Monitoring a ochrana populácie orla skalného (Aquila chrysaetos) na Slovensku v roku 1995. – Buteo, 8: 137-142.

MIKKOLA, H. 1983: Owls of Europe. – T & A. D. Poyser, London. OBUCH, J. 1998: Plchy (Gliridae) v potrave sov (Strigiformes) na Slovensku. – Lynx (Praha), n. s., 29: 31-41. SLÁDEK, J. 1962: Doterajšie poznatky o potravnej ekológii sovy dlhochvostej karpatskej (Strix uralensis macroura Wolf). – Zborník Východosl. múzea v Košiciach, II-III, Sér. A: 221-236.

(Došlo 22.10. 2002, přijato 7.1. 2003)

103

BUTEO 13 (2003): 105-106

Zaujímavé pozorovanie myšiaka lesného (Buteo buteo) pri zbere rýb z vodnej hladiny An interesting observation of picking up fish from the water surface by Common Buzzard (Buteo buteo) DRAVECKÝ M. Miroslav Dravecký, Rovníková 8, Košice 040 12, Slovakia; e-mail [email protected] ABSTRAKT. V roku 1993 (1x) a v roku 1994 (2x) bol pozorovaný dospelý jedinec myšiaka lesného na priehrade Ružín (Východné Slovensko, orografický celok 080 Čierna hora, DFS 71-92) pri zbere rýb z vodnej hladiny. Uvedený prípad predstavuje zriedkavý spôsob získavania potravy u myšiaka lesného.

13.6.1993 bol pozorovaný v poobedňajších hodinách 1 adultný ex. myšiaka lesného, ako krúži nad vodnou hladinou priehrady Ružín v blízkosti zastávky Košické Hámre-most (Kataster obce Košická Belá, Východné Slovensko, orografický celok Čierna hora, kvadrát Databanky fauny Slovenska 71-92, nadmorská výška cca 400 m). Uvedený jedinec lietal asi vo výške 10-15 m nad vodnou hladinou a brehom priehrady. Vo chvíli keď bol nad otvorenou vodnou hladinou, zastavil sa vo vzduchu, stiahol krídla a kĺzavým letom s pootvorením krídel sa spustil úplne nízko nad hladinu vody. Natiahol nohy a vzápätí vyzdvihol z vodnej hladiny rybu. Rybu držal v pazúroch obidvoch nôh a z pazúrov mu na obe strany prečnievalo telo ryby asi 3-5 cm. Celková dĺžka ryby bola asi 10-15 cm. V pazúroch sa ryba zjavne nepohybovala, takže pravdepodobne šlo o rybu uhynutú a plávajúcu na hladine vody. Myšiak s rybou spravil asi 3-4 okruhy s priemerom cca 40-50m, ale s problémami naberal výšku. Po chvíli vletel do korún stromov zostupujúcich v týchto miestach až k vodnej hladine. Po 15 minútach som z lokality odišiel. 1.6.1994 bol opätovne na tej istej lokalite o 15.30 hod. pozorovaný myšiak lesný, ako priletel nad priehradu. Z výšky cca 40 m sa spustil asi do výšky 10-15 m nad vodnú hladinu a začal krúžiť nad vodnou plochou. O 16.10 hod. sa spustil nad vodnú hladinu úplne identickým spôsobom ako bol popísaný vyššie a vzlietol z vodnej hladiny s rybou v pazúroch. Ryba bola taktiež podobnej veľkosti (cca 10-15 cm). Po chvíli krúženia sa dostal do výšky cca 20 m, preletel cez túto časť priehrady k cestnému mostu, kde sa nad svahom lesa snažil opäť nabrať výšku. Kopírujúc vrcholky stromov v strmom svahu zaletel do porastu cca 100 m od brehu priehrady. Bolo vysoko pravdepodobné, že ryba ako potrava je nesená mláďatám na hniezdo. O 17.30 hod. myšiak opäť priletel na miesto, odkiaľ pred hodinou odnášal z hladiny rybu. O 17.50 hod. teda po 20-tich minútach krúženia myšiak opäť z hladiny odnášal ďalšiu rybu. Tým istým spôsobom vykrúžil a zaletel do porastu s rybou v pazúroch. Po zameraní záletu myšiaka do porastu, bolo po 15 minútach dohľadané obsadené hniezdo, v ktorom boli 3 vyspelé takmer úplne vyperené mláďatá. Prípady nálezu rýb na hniezdach uvádzajú Dvorský (in Danko 1994a), ktorý našiel v jednom hniezde neďaleko rybníka v potrave myšiakov zbytky rýb a Mach (in Danko 1994b),

105

ktorý našiel v blízkosti priehrady 2 hniezda, kde sa vtáky potravne špecializovali na ryby (bez bližšieho upresnenia). Uvedený prípad poukazuje na zriedkavý až výnimočný spôsob získania potravy u myšiaka lesného, pravdepodobne v období výchovy mláďat, kedy je mnohonásobne väčší nápor na dospelých jedincov k zabezpečeniu dostatočného množstva (akejkoľvek) potravy pre mláďatá získanej akýmkoľvek spôsobom. SUMMARY On 13th June 1993 (once) and on 1st June 1994 (twice) an adult Common Buzzard was observed picking up a fish from the water surface at the Ružin Dam (East Slovakia, Košicka Belá, DFS quadrate 71-92, 400m a. s. l.). The buzzard circled in the air above the surface of the dam, tightened its wings after a while, descended to the water surface and, still gliding, picked up a fish. Then it circled away and carried the fish to its nest with three almost fledged young. One hour later it repeated the behaviour (1st June 1994). This case points to a very rare or even an exceptional way of getting food by the Common Buzzard.

LITERATÚRA DANKO, Š. 1994a: Správa o činnosti skupiny pre výskum a ochranu dravcov a sov v ČSFR za rok 1991. – Buteo, 6: 90-120.

DANKO, Š. 1994b: Správa o činnosti skupiny pre výskum a ochranu dravcov a sov v ČSFR za rok 1992. – Buteo 6: 121-151. (Došlo 30.2. 2002, accepted 15.5. 2002)

106