Fehér Ádám, Katona Krisztián és Szemethy László. Bevezetés

Vadbiológia 18 (2016) OKOZHATNAK-E A CSÜLKÖS VADFAJOK TÉRSÉGI SZINTŰ PROBLÉMÁKAT A MÁTRA ERDŐIBEN?

Fehér Ádám, Katona Krisztián és Szemethy László Szent István Egyetem, Mezőgazdaság és Környezettudományi Kar, Vadvilág Megőrzési Intézet (Vadbiológia), 2100 Gödöllő, Páter Károly utca 1. e-mail: [email protected]

Bevezetés Magas természeti értékű erdőterületeken kiemelt feladat az élőhelyek kedvező állapotának megőrzése, vagy lehetőség szerint a korábbinál jobb természetességi szint elérése. Ehhez azonosítanunk és rendszeresen mérnünk kell az erdei ökoszisztéma működése szempontjából fontos hatótényezőket (Haraszthy, 2014), így a területen élő nagyvadfajok hatásait is. Ugyanakkor szükség van egy célállapot definiálására annak érdekében, hogy meghatározhassuk: az aktuális természetes folyamatok és javító szándékú beavatkozások segítik-e a természetesebb állapot elérését vagy sem (Highman és mtsai, 2005). A Natura 2000 oltalom alatt álló területek védelmi előírásait összhangban a gazdálkodási elképzelésekkel a különböző veszélyeztető tényezők és az élőhelyek sérülékenysége alapján határozzák meg az erre a célra szolgáló fenntartási tervekben (VÁTI, 2009). A Mátrát lefedő különleges madárvédelmi területet (SPA) és a hegységben található 7 db kiemelt jelentőségű természetmegőrzési területet (SAC) a Natura 2000 szempontok szerint jellemző adatbázis (Standard Data Form – SDF) számos esetben említi a növényevők, köztük a nagyvadfajok károkozását és a túlszaporodott nagyvadállományt veszélyeztető tényezőként. Védett erdőkről lévén szó, általános célkitűzésként rendre előkerül a „túlszaporodott” nagyvadállomány jelentős csökkentésének igénye, ám operatív előírásokat, pl. az elérendő állományméretet vagy jól meghatározott elfogadható vadhatás-szintet nem említenek. A „túlszaporodás” vélt vagy valós problémája nem új keletű dolog (Bleier és mtsai, 2010). Bár a vadsűrűség önmagában nem elegendő és nem megfelelő mérőszám a várható vadhatás előrejelzésére (Putman és mtsai, 2011; Katona és mtsai, 2015); mégis legtöbbször csakis erre hivatkoznak egyes élőhelykezelési kérdésekben. Hazánkban napjaink egyik legégetőbb erdei természetvédelmi problémájának a nagyvad rágását, hántását, túrását, taposását és trágyázását; vagyis a nagyvad élettevékenységeit tartják, ami már az erdei ökoszisztéma megfelelő működését is akadályozza (Frank és Szmorad, 2014). Ennek mértéke

17

Vadbiológia 18 (2016)

az irodalom szerint egyes térségekben katasztrofális méreteket ölthet (Szmorad és Király, 2014). Ezek az állítások többnyire erdészeti célú vadkárbecsléseken vagy olyan botanikai felméréseken alapulnak, ahol a vad hatása egyértelműen csak negatív lehet. Hiányzik egy olyan vadhatás értékelő rendszer, amely objektíven és komplexen, nem pedig csak egy speciális szempontból értékeli a vadállomány szerepét az erdei ökoszisztémában. A Svájci-Magyar Együttműködési Program támogatásával kidolgoztunk egy reprezentatív mintavételen alapuló és objektív adatgyűjtést lehetővé tevő módszertant, ami a vadhatás-monitoring alapját képezi. A rendszer a hazai nagyvadfajok jelei és hatásai alapján, a bioindikáció elvén keresztül jellemzi az erdei növényzet és a patások kapcsolatát, értékeli az erdő természetességi állapotát. A módszer segítségével vizsgáltuk a nagyvadfajok élettevékenységeihez kötődő problémák súlyosságát. Arra a kérdésre kerestük a választ, hogy tényleg lehetnek-e térségi szinten általános („totális”) degradáló hatással a nagyvadfajok a projektünk helyszínét képező Mátra erdőire. E vizsgálat első eredményeit adjuk itt közre. Anyag és módszer Vizsgálatainkat a Mátra kiemelt jelentőségű természetmegőrzési területein végeztük 2014 júniusában: Gyöngyösi Sár-hegy – HUBN20046 (186 ha); Gyöngyöstarjáni Világos-hegy és Rossz-rétek – HUBN20048 (327 ha); Gyöngyöspatai Havas – HUBN20050 (325 ha); Nyugat-Mátra – HUBN20051 (1499 ha); Mátrabérc - Fallóskúti-rétek – HUBN20049 (1507 ha); Recski Hegyes-hegy – HUBN20044 (162 ha); Mátra északi letörése – HUBN20047 (780 ha). A felsorolt területek közül kettő, a Mátrabérc - Fallóskúti-rétek és a Mátra északi letörése a Mátrai Tájvédelmi Körzetnek is részét képezik, valamint erdőrezervátumokkal is rendelkeznek: előbbi területen a Csörgő-völgy (51 ha) erdőrezervátum, utóbbin a Kékes-észak erdőrezervátum (55 ha) található meg. Szintén a két fenti térségben találhatóak a Mátra nagyobb kiterjedésű egybefüggő bükkösei az 550-600 m tengerszint feletti magassági régióban. Ezek erdészetileg erősen átalakított erdőtársulások, ezért fajkészletük sokszor nagyon homogén (Sramkó és Vojtkó, 2010). A többi helyszínen gyertyános-tölgyesek, csereskocsánytalan tölgyesek, fenyőelegyes tölgyesek jellemzőek, a szurdokerdőkben és törmeléklejtő erdőkben kőrisek, hársak, juharok nagyobb arányban elegyednek a tölgyekkel. Az összes vizsgált terület 76%-án az erdőgazdálkodást és a vadállomány kezelését az Egererdő Zrt. végzi. A magán erdőgazdálkodók aránya 16%-ot tesz ki és 8%-on rendezetlen a gazdálkodói jogviszony. A Mátra 37 ezer hektárt meghaladó madárvédelmi területén a csülkös nagyvadfajok becsült össz-sűrűsége 8.2 pld/km2, a hasznosítási (teríték-) sűrűségük 4.8 pld/km2.

18


Az adatgyűjtéshez mind a 7 területen 3 db, egyenként 100 mintapontból álló vonalat (transzekt) jelöltünk ki a területet jól jellemző erdőtípusokban. A vonalak hossza átlagosan 1560 (±540) m volt; a mintapontok egymástól egyenlő távra helyezkedtek el. Így a 7 db területen 21 db transzektről mindösszesen 2100 mintapont adatai alapján tudtuk jellemezni a vadhatásokat. A terepi felmérés megtervezésekor figyelembe vettük az ilyen jellegű vizsgálatoknál szükséges reprezentativitást biztosító kritériumokat (Szemethy és mtsai, 2013). A felmérés minden egyes mintaponton 5 féle vizsgálatból állt. Mintapontonként felmértük: 1) a cserjeszint fásszárú fajainak kínálatát és patások általi rágottságát; 2) a főfafaj csemetéinek sűrűségét és rágottságát; 3) a rendelkezésre álló törzskínálatot és a nagyvad okozta törzssérüléseket; 4) a vaddisznótúrások gyakoriságát és mértékét; és 5) a transzekt mentén található, nagyvadfajokhoz köthető hullatékok és fekhelyek sűrűségét. A módszer részletes leírását terepi útmutatóban (Katona és mtsai, 2013) és korábbi publikációnkban (Katona és mtsai, 2014) már közöltük. Több mint 70 ezer adatot gyűjtöttünk össze, ami lehetőséget biztosít a vadhatás mintázatok részletes elemzésére is. Jelen kérdésünk megválaszolásához viszont az összes 2100 mintapont adatait részletesebb csoportosítás nélkül kezeltük, hogy átfogó képet kapjunk a Mátrában általánosan jellemző vadhatás intenzitásáról.

1. ábra: A cserjeszint rágottság 2100 mintaponton gyűjtött adatainak gyakorisági eloszlása. A fekete oszlop a kínálattal nem rendelkező mintapontok számát mutatja. Az oszlopok felett az érintett mintapontok száma látható. Figure 1. Frequency distribution of browsing ratio data in the understory from 2100 sampling points. The black column represents those sampling points where understory was not available. Numbers above columns indicate the frequency of the sampling points.

19


Eredmények A cserjeszintben kiemelkedően magas volt a kínálattal nem rendelkező mintavételi pontok száma (1154 pont - 55%). Vagyis innen a nagyvad fajok fő táplálékát adó fásszárú növényfajok hajtásai teljesen hiányoztak (1. ábra). Ugyanakkor a cserjeszinttel rendelkező mintavételi pontok több mint fele a vadrágás szempontjából érintetlen volt (496 pont – összes 24%-a), és csupán a fennmaradó 450 ponton (21%) lehetett különböző mértékű vadrágásról beszélni. A rágott és kínált hajtások arányai alapján a rágott mintavételi pontok 65%-a (292 pont, az összes 14%-a) 50%-alatti rágottságú volt, tehát itt az elérhető hajtások fele épen maradt. Az 50-70%-os erős rágást elszenvedett mintavételi pontok száma ennek már kevesebb, mint a fele (105 pont), ami a rágott pontok 23%-át adja. A 75-100% rágottság közé eső súlyosan rágott pontok gyakorisága a legalacsonyabb volt (53 pont - a rágott pontok 12%-a). Sorrendben a legrágottabb fajok közé tartoztak a somok (Cornus spp.), a fagyal (Ligustrum vulgare) a gyertyán (Carpinus betulus) és a kőrisek (Fraxinus spp.). Hajtásaik rágottsági aránya átlagosan 25-40% közé esett. A fő állományalkotó fafajok, mint a bükk (Fagus sylvatica), a kocsánytalan tölgy (Quercus petraea) és a csertölgy (Quercus cerris) rágottsága ennél alacsonyabb, sorrendben 6%; 18% és 6% volt. Összességében a cserjeszint rágottsági arányának átlagos értéke 20±28% volt a teljes területre vetítve.

2. ábra: A nagyvad által okozott törzssérülések 2100 mintaponton gyűjtött adatainak gyakorisági eloszlása. A fekete oszlop a törzsekkel nem rendelkező mintapontok számát mutatja. Az oszlopok felett az érintett mintapontok száma látható. Figure 2. Frequency distribution of debarking ratio data from 2100 sampling points. The black column represents those sampling points where tree stems were not available. Numbers above columns indicate the frequency of the sampling points.

20


A nagyvadfajok által okozott törzssérülések (hántás, agancsverés, dörzsölés) csupán a mintavételi pontok 5%-án fordultak elő (95 pont), míg a pontok 66%án (1396 pont) csak ép törzseket találtunk. 609 mintavételi ponton (29%) a nagyvadfajok számára ilyen célra felhasználható törzs nem fordult elő (2. ábra). Eredményeink alapján az 50% alatti és 50% feletti használati arányú (sérült törzsek részaránya) pontok száma közel megegyezett (48 pont vs. 47 pont). Sérülések legnagyobb arányban a hársakon (20% – nagylevelű hárs (Tilia platyphyllos), kislevelű hárs (Tilia cordata)) és kőriseken (13% – virágos kőris (Fraxinus ornus) és magas kőris (Fraxinus excelisor)) fordultak elő a kínált törzseikhez képest, változó kiterjedésben. A sérült törzsek aránya az összes mintapont alapján alacsony volt, átlagosan 3 ±14%. Vaddisznótúrást 284 esetben, a mintavételi pontok 14%-án regisztráltunk. Legtöbbször (a túrt mintavételi pontok 55%-ában) a feltúrt terület nem haladta meg a pontonként vizsgált 10m2-es mintakör 25%-át (3. ábra).

3. ábra: A vaddisznótúrás intenzitás 2100 mintaponton gyűjtött adatainak gyakorisági eloszlása. A fekete oszlop a túrással nem érintett mintapontok számát mutatja. Az oszlopok felett az érintett mintapontok száma látható. Figure 3. Frequency distribution of wild boar rooting intensity data from 2100 sampling points. The black column represents the unrooted sampling points. Numbers above columns indicate the frequency of the sampling points. A túrt mintavételi területek 17%-ában a túrás elérte a vizsgált terület felét, 12%ában a háromnegyedét, és 45 esetben (16%) pedig a teljes mintakörre kiterjedt. A teljes vizsgált területhez (21ezer m2) viszonyítva 1338 m2, vagyis az összterület 6%-a volt feltúrva. A túrások kiterjedése olyan tölgyes állományokban volt a legnagyobb, ahol a kocsánytalan tölgy mellett az elegyfafajok (juharok, kőrisek) részesedése meghaladta a 10-15%-ot. Ezt követték a gyertyános-tölgyesek, 21


majd a cseres-tölgyesek. A disznótúrások területi kiterjedése elegyetlen bükkösökben volt a legalacsonyabb. Értékelés és következtetések A cserjeszint kínálatáról gyűjtött adatok szerint az aljnövényzet sok esetben teljesen hiányzott, ami a növényevő nagyvadfajok számára komoly élőhelyi hiányt jelenthet. Kérdés, hogy a cserjeszint az alkalmazott erdőgazdálkodási gyakorlat miatt, vagy egy korábbi, a jelenleginél sokkal erősebb vadhatás miatt hiányzike. Mivel ilyen jellegű vadhatás-adataink az elmúlt évtizedekről nincsenek, ezért a jelen felmérés csak a probléma fennállását tudja igazolni, pontos okát nem. Tény, hogy a legtöbb nullás pont bükkösökben fordult elő (elegyetlen bükkösök 79%-a; elegyes bükkösök 58%-a volt nudum), ahol viszont a legkevesebb vadjelet is találtuk. Az itt regisztrált állapot sem a nagyvadnak, sem az erdei növényzet természetessége szempontjából nem előnyös. A viszonylag nagy területen jelentkező mennyiségi (kevés növényhajtás) és minőségi (kevés kedvelt növényfaj) táplálékhiány a vadfajok állományaiban is érzékelhető mennyiségi (átlagosnál alacsonyabb szaporulat) és minőségi (testtömeg, egészségi állapot, agancsméretek) leromlást okozhat (Pettorelli és mtsai, 2001). Az ilyen nudum erdőkben megjelenő gazdagabb növényzetű foltok (pl. lékek) jelentősége így viszont nagyon megnő a vad táplálkozásában, és a helyileg megnövekedő használat fokozott vadrágást okozhat (Kuijper és mtsai, 2009). Ezért is feltételezhető, hogy az erdőhasználatok szintén jelentős, de alábecsült hatótényezők lehetnek (Noble és Dirzo, 1997), függetlenül attól, hogy a bükkös erdőkre jellemző záródási viszonyok mennyire befolyásolják a változatos cserjeszint kialakulását. Vadrágást csak a mintapontok kevesebb, mint negyedén találtunk, elsősorban cserjéken vagy az erdőgazdasági szempontból kevésbé jelentős elegyfafajokon. A rágás intenzitása az összes cserjeszinttel rendelkező mintapont átlagában 20% körül alakult. Korábbi hazai vizsgálatok 10% alatti rágottsági arányokról számoltak be a dunántúli és a dél-alföldi területekről, viszont az Északi-középhegységben, Felsőtárkány közelében elhelyezkedő erdőkben kiemelkedően magas, 35-50%-os rágottsági arányt is mértek (Szemethy és mtsai, 2004). Homolka és Heroldová (2003) a nyári időszakban alacsonyabb (10%), a téliben magasabb (30%) rágottsági arányt állapítottak meg Csehországban. Barančeková és mtsai (2007) a nyári 16.8%-os és téli 30%-os rágottsági arány alapján nem látták igazoltnak a vadrágás jelentős korlátozó hatását. Ez azonban nem zárja ki a vadrágás hosszú időtávlatban érvényesülő, vegetációt átrendező hatását (Boulanger és mtsai, 2015). Mindezek alapján a vadrágás aktuálisan magas vagy alacsony szintjét csak az élőhelyen érvényesülő más hatótényezőkkel összefüggésben lehet objektív módon értékelni (Gerhardt és mtsai, 2013). A nagyvad által okozott törzssérülések összességében ritkán fordultak elő a területeken és alacsony intenzitással (3%). Hasonló eredményekről számoltak be 22


Gheysen és mtsai (2011) Belgiumban, ahol 2-4.5% közötti értékeket mértek. Vospernik (2006) átlagosan 5.4%-ot talált ausztriai vizsgálataiban. Ilyen alacsony intenzitású vadhatásnak elsősorban nem a társulás, hanem a sérült törzsek szintjén lehet jelentősége. A vadhatás súlyosságát a másodlagos károsítók megjelenési esélye (Vasiliauskas, 1998) és a sérült fafaj gazdasági értéke befolyásolhatja. A mintapontokon regisztrált vaddisznótúrások legtöbbször kis területi kiterjedésűek voltak (<2.5m2), vagyis nem képeztek összefüggő, egyenletesen feltúrt foltokat, amelyek viszont jelentősen károsíthatják a növényzetet (Singer és mtsai, 1984). Welander (2000) svédországi vizsgálataiban a leggyakrabban előforduló túrások szintén kisebbek voltak 2 m2-nél, de a feltúrt terület aránya ott meghaladta a 12%-ot. Mivel a túrás a vaddisznó természetes viselkedéséhez hozzátartozik, ez a vadhatás is természetes és szükséges funkciója az erdei ökoszisztémának (Sandom és mtsai, 2012). Jelen mátrai eredményeink szerint a feltúrt terület nagysága nem utal térségi szintű problémára. Nagyobb kockázatot inkább helyileg az értékes növényzeti foltok ismétlődő feltúrása jelenthet (Welander, 2000). A túrással okozott probléma növekedhet a túrás kiterjedésével és az abban megtelepedni képes invazív növényfajok magasabb jelenlétével a területen. Bizonyos, hogy a vizsgált vadhatások önmagukban is jelentős változást képesek okozni az erdei ökoszisztéma működésében (Gill, 1992). Ugyanakkor a Mátrában gyűjtött eredményeink alapján arra következtethetünk, hogy ezek a vadhatások kisebb léptékben, helyileg (egy adott természetmegőrzési terület, adott erdőtípusába tartozó, adott erdőrészletében) okozhatnak összehangolt célirányos kezelést igénylő problémát. Főként azért, mert egyes védett értékek (sziklagyepek, forrásgyepek) kis területen találhatók, vagy kis területen jelennek meg. A különböző vadhatások eredményeként kialakuló állapot sem lesz sehol egységes, a megőrzést segítő vagy hátráltató vadhatások egyaránt előfordulnak, viszont a károsítás ténye mindig feltűnőbb. Ezért szükséges pontosan meghatároznunk a természetszerű erdei élőhelyeken fenntartandó állapotot, és a vadhatásoknak azt a szintjét, ami segíti elérni és fenntartani azt. A csülkös nagyvadfajok nem rágnak meg, hántanak vagy túrnak fel mindent; táplálékkeresésük erősen szelektív, amit a cserjeszinten, a törzseken vagy a talajon tapasztalható nem egységes használati mintázat világosan tükröz. A vadhatás felmérés módszerei kiváló alapot szolgáltatnak a csülkös vadfajok és az erdei vegetáció között fennálló bonyolult kapcsolatok megismeréséhez. Reméljük, hogy eredményeink hozzájárulnak egy operatív és alkalmazkodó élőhelykezelési stratégia kialakításához. Köszönetnyilvánítás Köszönettel tartozunk a FM ASZK Mátra Szakképző Iskola tanulóinak és munkatársainak a terepi felmérésekben való közreműködésükért, valamint az Egererdő Zrt.-nek 23


és a Bükki Nemzeti Park Igazgatóságnak a terepi vizsgálatokhoz szükséges feltételek biztosításáért. Munkánkat a Svájci-Magyar Együttműködési Program (SH/4/8 – ’Fenntartható természetvédelem megalapozása magyarországi Natura 2000 területeken’ projekt) és a Kutató Kari Kiválósági Támogatás (9878/2015/FEKUT) támogatta.

Summary Do ungulates cause regional ecological problems in the forests of Mátra? Ungulate density and ungulate impact are important issues when designing adaptive management plans to define conservation aims for the future, but these factors are often overemphasized. The Standard Data Form (SDF) of 7 SAC (Special Area of Conservation) sites in Mátra refers to ‘excess population density’ and increasing ‘damage caused by game’ as threats and pressures which must be dealt with. The ongoing management planning of these SAC sites declares that ungulate impact reached a catastrophic level on a regional scale in the Mátra Mountains. To investigate this, we evolved a set of methods to measure ungulate effects and established an ungulate impact monitoring system. Field studies were carried out in June 2014 at 2100 sampling points in the 7 SAC area. We created a database and prepared histograms based on the frequency distributions of different utilization data. Regarding to our results understory was lacking at more than the half (55%) of the sampling points. Browsing occurred only on the 48% of the remaining sampling points where shoots of woody plants were available. Browsing ratio was the highest on dogwood, wild privet, hornbeam, and ash. Debarked trunks were only found on the 5% of all sampling points, while on 66% of the points no injured trees were registered. Wild boar rooting occurred at 14% of all sampling points. In most cases the grubbed area of the rooted sampling points was less than 25%. Based on our evaluated data the general catastrophic ungulate impact in the forests of Mátra Mountains could not be confirmed. Browsing, debarking, rooting and other effects of ungulates could rather have an obvious impact on a local than a regional scale. Our vegetation data (e.g. lacking of understory, or low woody species diversity in beech forests) suggest that forestry practices can have a significant joint impact on forest vegetation, strengthening the negative and supressing the positive regulatory ungulate effects.

Hivatkozások Barančeková, M., Krojerová-P., J. and Homolka, M. (2007): Impact of deer browsing on natural and artificial regeneration in floodplain forest. Folia Zoologica, 56(4): 354-364. Bleier, N., Hajdu, M. és Szemethy., L. (2010): Gondolatok vadkárról, vadlétszámról. Erdészeti Lapok, CXLV(12): 416-417.

24


Boulanger, V., Baltzinger, C., Saïd, S., Ballon, P., Picard, J.-F. and Dupouey, J.-L. (2015): Decreasing deer browsing pressure influenced understory vegetation dynamics over 30 years. Annals of Forest Science, 72: 367-378. Frank, T. és Szmorad, F. (2014): Védett erdők természetességi állapotának fenntartása és fejlesztése. Duna-Ipoly NP Igazgatóság, Budapest, 160 pp. Gerhardt, P., Arnold, J., M., Hacklander, K. and Hochbichler, E. (2013): Determinants of deer impact in European forests - A systematic literature analysis. Forest Ecology and Management, 310: 173-186. Gheysen, T., Brostaux, Y., Hébert, J., Ligot, G., Rondeux, J. and Lejeune, P. (2011): A regional inventory and monitoring setup to evaluate bark peeling damage by red deer (Cervus elaphus) in coniferous plantations in Southern Belgium. Environmental Monitoring and Assessment, 181: 335-345. Gill, R., M., A. (1992). A review of damage by mammals in north temperate forests: 1. Deer. Forestry, 65: 145-169. Haraszthy, L. (2014) (szerk.): Natura 2000 fajok és élőhelyek Magyarországon. Pro Vértes Közalapítvány, Csákvár, 934 pp. Highman, S., Mayers, J., Bass S., Judd, N. and Nussbaum, R. (2005): Monitoring. –In: Highman, S., Mayers, J., Bass S., Judd, N., Nussbaum, R. (szerk.): The sustainable forestry handbook. ProForest Limited and International Institute for Environment and Development, UK, 181-186. Homolka, M. and Heroldová, M. (2003): Impact of large herbivores on mountain forest stands in the Beskydy Mountains. Forest Ecology and Management, 181: 119-129. Katona, K., Bleier, N., Hejel, P., Fehér, Á. és Szemethy, L. (2013): Terepi módszertani segédlet a vadonélő patás fajok erdei élőhelyeken megfigyelhető hatásainak méréséhez. – Patamat Bt., Vértessomló, 14 pp. Katona, K., Fehér, Á., Bleier, N., Hejel, P. és Szemethy, L. (2014): Patások erdei élőhelyeken tapasztalható hatásainak felmérése: A vadhatás monitoring. Vadbiológia 17: 1-7. Katona, K., Fehér, Á. és Szemethy, L. (2015): Vadkár-okozók állománycsökkentésétől a növény-növényevő kapcsolatrendszerek többoldalú kezeléséig. Természetvédelmi Közlemények, 21: 1-8. Kuijper, D., P., J., Cromsigt, J., P., G., M., Churski, M., Adam, B., Jedrzejewska, B. and Jerdrzejewski, W. (2009): Do ungulates preferentially feed in forest gaps in European temperate forest? Forest Ecology and Management, 258: 1528-1535. Noble, R. I. and Dirzo, R. (1997): Forests as human-dominated ecosystems. Science, 277: 522-525. Pettorelli, N., Gaillard, J.-M., Duncan, P., Quellet, J.-P. and Van Laere, G. (2001): Population density and small-scale variation in habitat quality affect phenotypic quality in roe deer. Oecologia, 128: 400-405. Putman, R., Langbein, J., Green, P. and Watson, P. (2011): Identifying threshold densities for wild deer in the UK above which negative impacts may occur. Mammal Review, 41(3): 175-196.

25


Sandom, C.J., Hughes, J. and Macdonald, D.W. (2012): Rewilding the Scottish Highlands: Do wild boar Sus scrofa, use a suitable foraging strategy to be effective ecosystem engineers? Restoration Ecology, 21(3): 336-343. Singer, J., F., Swank, T., W. and Clebsch, C., E., E., (1984): Effects of wild pig rooting in a deciduous forest. Journal of Wildlife Management, 48(2): 464-473. Sramkó, G. és Vojtkó, A. (2010): A Mátra jelentősebb növénytársulásai – Szubmontán bükkös. – In: Baráz, Cs. (szerk.): A Mátrai Tájvédelmi Körzet. Heves és Nógrád határán. Bükki Nemzeti Park Igazgatóság, 151-152. Standard Data Form (SDF) 2013. évi adatbázis. http://natura2000.eea.europa.eu Szemethy, L., Katona, K., Csányi, S., Hajdu, M., Hejel, P. és Bleier, N. (2013): A vadhatás mérésének módszertani problémái. Erdészeti Lapok, 148(11): 360-361. Szemethy, L., Katona, K., Székely, J., Bleier, N., Nyeste, M., Kovács, V., Olajos, T. és Terhes, A. (2004): A cserjeszint táplálékkínálatának és rágottságának vizsgálata különböző erdei élőhelyeken. Vadbiológia, 11: 11-23. Szmorad, F. és Király, G. (2014): Az erdők természetvédelmi szempontú kezelése. – In: Haraszthy, L. (szerk.): Natura 2000 fajok és élőhelyek Magyarországon. Pro Vértes Közalapítvány, Csákvár, 758-760. Vasiliauskas, R. (1998): Patterns of wounding and decay in stems of Quercus robur due to bark peeling. Scandinavian Journal of Forest Research, 13: 437-441. VÁTI Magyar Regionális Fejlesztési és Urbanisztikai Nonprofit Kft.: Módszertani útmutató - A Natura 2000 területek fenntartási tervének elkészítése és ehhez kapcsolódó szolgáltatások elvégzése. – Tervezési tapasztalatok és javaslatok. Budapest, 91 pp. Vospernik, S. (2006): Probability of bark stripping damage by red deer (Cervus elaphus) in Austria. Silva Fennica, 40(4): 589-601. Welander, J. (2000): Spatial and temporal dynamics of wild boar (Sus scrofa) rooting in a mosaic landscape. Journal of Zoology, 252(2): 263-271.

26

Fehér Ádám, Katona Krisztián és Szemethy László. Bevezetés

Recommend Documents