S
druhové bohatství ptáků brownfieldů na střední Moravě
P
Bird abundance and species richness of brownfields in central Moravia Kateřina Ševčíková1 & Jaroslav Koleček1, 2 Moravský ornitologický spolek – středomoravská pobočka ČSO, Bezručova 10, CZ-750 02 Přerov; e-mail:
[email protected] 2 Ústav biologie obratlovců Akademie věd ČR, v.v.i., Květná 8, CZ-603 65 Brno; e-mail:
[email protected] 1
Ševčíková K. & Koleček J. 2014: Početnost a druhové bohatství ptáků brownfieldů na střední Moravě. Sylvia 50: 25–40. V roce 2013 jsme na střední Moravě studovali hnízdní společenstva ptáků 21 nevyužívaných, alespoň zčásti zastavěných průmyslových i neprůmyslových ploch – brownfieldů. Celkem jsme zjistili přítomnost 57 druhů ptáků, přičemž 13 méně početných druhů nebylo zjištěno v blízkosti studijních lokalit a vyskytovaly se pouze na brownfieldech. Nejvíce druhů jsme zaznamenali na rozlehlejších lokalitách a lokalitách s vyššími hodnotami Shannonova indexu diverzity – tj. s vyrovnaným zastoupením více typů prostředí. Celkové denzity jednotlivých druhů většinou odpovídaly publikovaným údajům, nejvyšších hodnot dosahovaly synantropní druhy. Frekvence výskytu a dominance většiny druhů byla nízká, 61 % druhů se vyskytovalo na méně než 25 % lokalit a pouze 3 druhy měly celkovou dominanci vyšší než 5 %. Podle indexu preference prostředí nejvíce druhů vyhledávalo stromovou vegetaci, naopak nejméně traviny. Důležitá role v zachování druhové bohatosti ptáků v urbánním prostředí by měla být zohledněna při rekultivaci a dalším využití brownfieldů. In 2013, we studied bird assemblages of 21 brownfields (abandoned, at least partly built-up industrial and agricultural sites) in central Moravia, Czech Republic. In total, we registered 57 bird species, whereas 13 less abundant species were not recorded in the surroundings of the brownfields and they occurred only at the brownfields. The highest number of species was registered at larger sites and at the sites with rather high values of the Shannon Diversity Index, i.e. with heterogeneous, evenly distributed habitats. In most species, the densities fell into the published range and the highest densities were recorded in synanthropic species. The overall frequency and dominance of most bird species was low: 61% of the species occupied less than 25% of sites and dominance of 3 species was higher than 5%. Based on the index of habitat preference, most species preferred tree vegetation, while permanent grasslands were of the lowest preference. An important role in maintaining bird species richness in urban habitats should be taken into account when restoring brownfields for further use. Keywords: anthropogenic habitats, habitat preference, habitat heterogeneity, species richness; urban habitats
2
! "#$% &#'()*+&,$- .*/01% (3 4567
Výrazné změny ve využívání krajiny v uplynulých desetiletích se promítly i do početnosti a rozšíření běžných ptačích druhů (Šťastný et al. 2004, Voříšek et al. 2009). Jedním z procesů, které mají na populace ptáků prokazatelný dopad, je urbanizace (Donnelly & Marzluff 2006) – tedy osidlování krajiny postupně měnící neobydlené prostředí v území pozměněné stálou aktivitou člověka (Marzluff et al. 2001). Urbanizace ovlivňuje ptáky především změnou prostředí, fragmentací a zvýšenou disturbancí (Hockin et al. 1992, Haire et al. 2000, Crooks et al. 2001). Urbánní prostředí však poskytuje ptákům také celou škálu habitatů s příznivými podmínkami i pro ohrožené druhy (viz Meffert & Dziock 2012). Většina publikovaných studií se zabývá ptáky sídel (např. Anderies et al. 2007, Evans et al. 2011) nebo dalších antropogenních biotopů s ochranářským významem – zejména opuštěných i aktivních vojenských výcvikových prostorů (Sádlo 2009, Reif & Marhoul 2010), uhelných výsypek či odkališť (Hendrychová et al. 2009, Šírek 2009, Zavadil & Volf 2013). Mezi antropogenní biotopy hojně zastoupené nejen na území střední Evropy patří také brownfieldy – opuštěné plochy a objekty průmyslového či neprůmyslového charakteru, opuštěná zemědělská družstva, opuštěné vojenské objekty, zříceniny hradů a další, alespoň zčásti zastavěné, již nevyužívané plochy (viz Frantál & Martinát 2013). Brownfieldy jsou rozptýleny v krajině na nejrůznějších místech ve vesnicích, v centrech i na okrajích měst. I přes velké množství těchto ploch jsou studie hodnotící početnost a druhovou bohatost živočichů brownfieldů ojedinělé, pravděpodobně kvůli nižší atraktivitě a horší dostupnosti části lokalit (Strauss & Biedermann 2008, Hofer et al. 2009, Meffert & Dziock 2
2012). Meffert & Dziock (2012) uvádějí, že degradované urbánní plochy včetně brownfieldů mohou poskytovat ohroženým druhům ptáků vhodné potravní a hnízdní podmínky s nižší mírou disturbance než v jiných urbánních prostředích (např. komunikace, parky). I přes potenciální ochranářskou hodnotu však bývají brownfieldy často rekultivovány kvůli dalšímu možnému využití, špatnému technickému stavu, kontaminaci prostředí nebo koncentraci sociálně patologických jevů (Frantál & Martinát 2013). Z těchto důvodů je hodnocení druhové bohatosti a početnosti ptáků brownfieldů aktuální a žádoucí. Tato studie jako první v České republice hodnotí početnost, druhové bohatství a habitatové preference ptáků brownfieldů na příkladu 21 středomoravských lokalit. MATERIÁL A METODIKA Studijní lokality a charakteristika prostředí Sběr dat probíhal na 21 brownfieldech ležících mezi městy Olomouc, Přerov a Lipník nad Bečvou na polygonu o rozloze přibližně 159 km2. Jedná se o lokality antropogenního původu se stavbami nebo jejich zbytky, bez aktuálního aktivního působení člověka. Celkem 15 lokalit jsme vytipovali dle práce Szczyrby a kol. (2006) a doplnili o dalších 6 lokalit podobného charakteru. Rozloha studijních lokalit se pohybovala mezi 0,1 ha a 11,6 ha, (průměr = 2,8 ± 3,6 SD). Nadmořská výška dosahovala 204–319 m n. m. (průměr = 236 ± 28 SD, tab. 1). Na lokalitách jsme rozlišovali sedm typů prostředí, která byla vytipována podle leteckých snímků lokalit a následně ověřována v terénu: (i) umělý půdní kryt (44 % z celkové rozlohy sledovaných lokalit) – panelové či asfaltové cesty, dna jímek, štěrkové náspy a ostatní stanoviště
S s nepřirozeně obnaženou půdou; (ii)
traviny (11 %) – štěrkovitá půda spoře zarůstající zejména nízkými ruderálními bylinami, ale i nízké trávníky především s lipnicí roční (Poa annua); (iii) vyšší byliny (13 %) – plochy porostlé statnějšími bylinami (např. pelyněk černobýl Artemisia vulgaris, ostřice Carex spp., pcháč Cirsium spp.), popřípadě s malým množstvím vtroušených keříků (především růže Rosa spp.); (iv) křoviny (10 %) – plochy porostlé hustším křovím (především růže a hloh Crataegus spp.), ale i porosty invazních rostlin (křídlatka Reynoutria spp.); (v) stromy (5 %) – porosty statnějších dřevin; které však netvořily souvislejší zapojený porost; (vi) stavby (17 %) – především budovy v různém stádiu rozpadu, dále konstrukce či různé zásobníky a (vii) ostatní vodní plochy a prostředí, která nebyla přesně definovatelná (< 1 %). Sběr dat Ptáky sčítala vždy pouze KŠ od 20. dubna do 20. července 2013. Každá lokalita byla kontrolována třikrát – dvakrát ráno a jednou večer. První denní kontrola proběhla od 20. 4. do 18. 5. a druhá od 26. 5. do 27. 6. vždy od východu slunce do 5,5 hod. od východu slunce (max. 10:00 SELČ) a na každé lokalitě byly mezi denními kontrolami minimálně čtrnáctidenní rozestupy. V době od 28. 5. do 20. 7. na každé lokalitě proběhla vždy od 19:00 do setmění jedna večerní kontrola spojená s akustickou provokací sovy pálené (Tyto alba) a sýčka obecného (Athene noctua), kdy u každé budovy, potenciálního hnízdiště (viz Šťastný et al. 2006), byla puštěna nahrávka daného druhu po dobu přibližně jedné minuty, přičemž po dvou minutách poslechu byl tento postup zopakován. Sčítání ptáků probíhalo při pomalém procházení lokality, na dvou nepřístupných brownfieldech (Lipník-Solo
a Olomouc-VOOP) pouze do vzdálenosti 80 m po obvodu. V dalších analýzách jsme pak na nepřístupných lokalitách počítali pouze se zkontrolovanou rozlohou lokality (viz tab. 1). Poloha každého ptáka byla na místě zakreslena do příslušného biotopu ve fotomapě. V případě opakovaného pozorování stejného jedince bylo pro určení polohy směrodatné jeho první zjištění během kontroly. U všech ptáků byly sledovány projevy teritoriality a hnízdění (zpívající samci, pár obhajující teritorium, hnízdící samice). Přeletující jedince jsme do další analýzy nezahrnuli. Abychom zjistili, které druhy mají užší vazbu na prostředí brownfieldů a v jejich okolí se pravidelně nevyskytují, byly bez rozlišení biotopu zaznamenány i druhy zjištěné ve vzdálenosti do 100 m od hranice území po skončení každé kontroly za pomalého procházení po celém obvodu lokality, případně i během samotného sčítání na lokalitě (např. zaslechnutí zpěvu). Analýza dat Z důvodu nízkého počtu kontrol, a tudíž možného podhodnocení početnosti, jsme v analýzách použili pro každý druh v každém biotopu maximální početnost zjištěnou během jedné kontroly lokality. Teritoriální jedinci reprezentovali jeden pár, neteritoriální půl páru. Výsledky jsme zaokrouhlili na celé páry (viz Reif & Marhoul 2010). Spočítali jsme celkovou denzitu jednotlivých druhů pro všechny lokality dohromady jako podíl celkového počtu párů daného druhu z celkové rozlohy všech lokalit přepočtený na plochu o rozloze 10 ha. Pro vyhodnocení zastoupení na všech lokalitách jsme spočítali pro každý druh jeho celkovou dominanci, jako procentuální podíl počtu párů daného druhu z celkového počtu párů všech druhů na všech lokalitách dohromady (viz Janda & Řepa 1986). Frekvenci 28
C
B
0,11
490
0
0
0
0
610
0,69
253
4
7
7
Lipníknádražní pokladna Lipník-pila
4,11
10180
0
4583
17811
765
7761
1,34
248
21
16
8
Lipník-silo
0,06
217
0
0
0
0
383
0,65
249
6
9
9
Lipník-Solo
2,42
8160
9634
0
440
4074
1981
1,31
254
18
11
10
Klášterní Hradisko Olomouchradlo Kopaniny
5,93
28789
0
3247
13760
10097
1601
1,35
212
33
16
0,16
50
0
1048
239
49
214
1,04
216
5
1
5,13
30161
0
15109
1802
1316
2959
1,05
224
25
19
6
11 12
3( %10/*. -$,&+*)('#& %$#" !
<
=
<
;
:
T
@A
počet druhů brownfield plocha / umělý půdní traviny / vyšší byliny / křoviny / stromy / stavby / SHDI nadmořská počet mimo / druhů / výška / kryt / altitude (m) species species richness shrubs trees (m²) buildings no. area artificial soil grasslands tall herbs out of site richness (m²) (m²) (m²) (m²) cover (m²) (ha) 1 Brodek10,87 66961 21367 2040 1712 287 16333 1,04 204 25 18 cukrovar 2 Dluhonice0,56 316 0 3329 501 0 1415 1,03 211 11 8 družstvo 3 Kokory0,10 0 0 0 0 100 908 0,32 220 11 9 sladovna 4 Lazníčky0,97 1057 5730 0 122 379 2410 1,08 319 14 10 družstvo 5 Lipník-COOP 1,06 4314 326 0 10 35 5915 0,82 245 13 9
>?
92
Popis studijních lokalit, zastoupení jednotlivých typů prostředí (SHDI – Shannonův index diverzity) a počet zjištěných druhů. U dvou nepřístupných lokalit (Lipník-Solo a Olomouc-VOOP) je uvedena pouze jejich zkontrolovaná plocha (viz Metodika). Table 1.: Characteristics of study sites, proportion of individual habitat types (SHDI – Shannon Diversity Index) and total number of species registered. In case of two inaccessible sites (Lipník-Solo and Olomouc-VOOP), only the visited area is presented.
13 14 15 16 17 18 19 20
D2
21
Olomoucletiště OlomoucSenimo Olomoucsladovna OlomoucVOOP Olomouc-VÚ Přerovhygiena Přerovvýtopna Radvanicedružstvo Trnávkahostinec
8,41
37524
0
29507
3487
1526
12098
1,21
247
28
14
0,55
2239
0
0
0
513
2763
0,93
218
6
5
3,16
2308
0
7782
10316
2499
8708
1,46
215
21
13
11,64
45924
31359
2461
5369
5650
25636
1,42
210
23
17
1,03
1448
486
5355
1290
400
1322
1,41
259
15
14
0,11
0
299
0
0
0
801
0,58
213
1
6
0,80
2293
214
271
0
0
5247
0,85
211
6
7
1,74
8894
0
6636
1185
0
565
1,00
267
24
11
0,25
95
0
0
2078
88
204
0,60
253
13
13
S
C
B
@A
>? no.
brownfield plocha / umělý půdní traviny / vyšší byliny / křoviny / stromy / stavby / SHDI nadmořská počet počet druhů kryt / výška / druhů / mimo / area artificial soil grasslands tall herbs shrubs trees (m²) buildings altitude (m) species species richness (ha) cover (m²) (m²) (m²) (m²) (m²) richness out of site
! "#$% &#'()*+&,$- .*/01% (3 GHIJKL obsazených lokalit) jsme vypočet-
li jako podíl lokalit, na kterých byl druh registrován alespoň při jedné kontrole (Janda & Řepa 1986). Pro 53 druhů (vyloučeny byly druhy přítomné pouze v prostředích, která nebyla přesně definovaná jako jeden ze šesti hlavních typů) jsme vyjádřili index preference prostředí jako podíl početnosti zjištěné v daném prostředí z celkové početnosti druhu na všech lokalitách / podíl rozlohy tohoto prostředí z celkové rozlohy všech prostředí na všech lokalitách. Za preferovaný jsme pro každý druh považovali biotop s nejvyšší hodnotou tohoto indexu. Pokud tento index nabývá hodnoty nižší než 1, je druh v příslušném biotopu méně početný než by s ohledem na jeho celkovou početnost odpovídalo rozloze tohoto prostředí (malá preference). Pro hodnoty přibližně rovny 1 odpovídá početnost rozloze prostředí (neutrální preference). Je-li hodnota indexu vyšší než 1, je druh v daném prostředí početnější, než by odpovídalo jeho celkové rozloze, a to tím více, čím je hodnota indexu vyšší.
Abychom vyjádřili heterogenitu a zastoupení jednotlivých typů prostředí na studijních lokalitách, pro každou lokalitu zvlášť jsme spočítali Shannonův index diverzity (SHDI). Vyšší hodnoty indexu dosahují lokality s větším počtem rovnoměrněji zastoupených typů prostředí. Hodnoty SHDI jsme v regresní analýze vztáhli k celkovému počtu druhů zjištěných na jednotlivých lokalitách. VÝSLEDKY Celkem bylo na všech studijních lokalitách dohromady zjištěno 57 druhů ptáků, 1–33 druhů na každé studijní lokalitě (průměr = 15 ± 9 SD). Počet druhů zjištěných na lokalitách průkazně rostl se zvětšující se rozlohou lokalit (R2 = 0,6; F1,19 = 25,4; p < 0,001) a s rostoucí hodnotou Shannonova indexu diverzity (lineární regrese: R2 = 0,4; F1,19 = 13,2; p = 0,002; počet druhů = 18,1 * SHDI – 2,9; obr. 1). Celkem 13 druhů se vyskytovalo pouze na brownfieldech a ve vzdálenosti do 100 m od mapovaných lokalit tyto druhy zjištěny nebyly (tab. 2). Přítomnost sýčka
35 30 Počet druhů No. of species
25 20 15 10 5 0 0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
1,4
1,6
Shannonův index Shannon index Obr. 1. Závislost celkového počtu druhů zjištěného na lokalitách na hodnotách Shannonova indexu diverzity pro jednotlivé lokality. Fig. 1. Relationship between the total number of species registered at individual sites and the respective values of the Shannon Diversity Index.
EF
<
N
<
;
:
T
Výskyt druhů na studijních lokalitách (čísla lokalit – viz tab. 1), jejich dominance (%), frekvence (%), denzita (páry / 10 ha), srovnání s publikovanými denzitami (Šťastný et al. 2006) a preference prostředí. Index preference prostředí vyjadřuje preferenci druhů pro jednotlivá prostředí; je-li < 1, je druh v příslušném biotopu méně početný než by odpovídalo rozloze tohoto prostředí (malá preference). Je-li = 1, odpovídá početnost rozloze prostředí (neutrální preference). Je-li > 1, je druh v daném prostředí početnější, než by odpovídalo jeho celkové rozloze (druh preferuje biotop). Tučně jsou vyznačeny druhy zjištěné pouze na brownfieldech (v jejich okolí do 100 m chyběly), denzity mimo rozmezí publikovaných hodnot a nejvyšší hodnota indexu preference prostředí pro každý druh (nejvíce preferované prostředí).
species
dominance/ frekvence/ obsazené lokality/ occupied sites dominance frequency
ME
Acrocephalus 1, 10, 16, 21 palustris Aegithalos 10 caudatus Anas 10, 16 platyrhynchos Apus apus 1, 3, 8, 9, 16 Carduelis 3, 20 cannabina Carduelis 1, 7, 19, 20 carduelis Carduelis 1, 4, 9, 12, 15, 20 chloris
denzita density
křoviny/ stromy/ stavby/ traviny/ vyšší umělý publikované byliny/ denzity/ půdní kryt/ trees buildings artificial grasslands tall herbs shrubs published soil cover density
0,74
19,05
1,01
0,4–70,0
0,0
0,0
6,1
1,6
0,0
0,0
0,12
4,76
0,17
0,1–11,9
0,0
0,0
0,0
0,0
21,3
0,0
0,37
9,52
0,51
1,1–556,0
1,5
0,0
2,4
0,0
0,0
0,0
3,69
23,81
5,07
0,4–33,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
5,9
0,62
9,52
0,85
0,2–37,0
1,3
0,0
0,0
2,0
0,0
1,2
0,62
19,05
0,85
0,1–14,0
0,9
0,0
1,5
0,0
0,0
2,4
0,74
28,57
1,01
0,3–32,3
0,4
0,0
0,0
0,0
14,2
1,0
S
C
R
OQ
d
Table 2. Bird species recorded at the study sites (see tab. 1 for no. of sites), their dominance (%), frequency (%), density (pairs / 10 ha), comparison with published data (Šťastný et al. 2006) and habitat preferences. Index of habitat preference expresses the species preference for individual habitat types. When < 1, the respective species is less abundant in the respective habitat than would correspond to the area of this habitat type (low habitat preference). If = 1, abundance corresponds to the respective habitat area (neutral habitat preference). Finally, if > 1, the species is more abundant in the particular habitat than would correspond to the habitat area (the species prefers this habitat). Species observed only at brownfields (absent < 100 m from the study sites), density values out of the published range and the highest values of the index of habitat preference for each species (the most preferred habitat) are given in bold.
Carduelis 20 spinus Coccothraustes 4 coccothraustes Columba livia f. 1, 7, 12, 13, 15, domestica 16, 19 Columba 1, 7, 10–16, 20 palumbus Corvus 17 monedula Cuculus canorus 4, 10, 15, 16 Cyanistes 9, 10, 20, 21 caeruleus Delichon 1–3, 6, 9, 11, urbicum 13, 16 Dendocopos 5, 14 major Dendrocopos 10, 12 syriacus Emberiza 1, 4, 7, 10, 12, citrinella 17, 20, 21 Erithacus 13 rubecula Falco 1, 2, 5, 8, 12, 13, tinnunculus 15, 16, 17, 19, 20 Fringilla 4, 5, 7, 10, 12, coelebs 13, 15, 20
denzita density
křoviny/ stromy/ stavby/ traviny/ vyšší umělý publikované byliny/ denzity/ půdní kryt/ trees buildings artificial grasslands tall herbs shrubs published soil cover density
1,60
4,76
2,20
< 2,3
–
–
–
–
–
–
0,12
4,76
0,17
0,1–7,2
0,0
0,0
0,0
0,0
21,3
0,0
14,02
33,33
19,27
25,6
0,1
0,0
0,0
0,0
0,0
5,7
1,35
47,62
1,86
0,1–26,7
0,7
0,0
0,0
0,0
11,8
0,7
0,12
4,76
0,17
2,5–5,9
–
–
–
–
–
–
0,49
19,05
0,68
0,4–2,8
0,0
0,0
0,0
0,0
21,3
0,0
0,62
19,05
0,85
< 17,8
0,0
0,0
0,0
2,0
17,1
0,0
12,18
38,10
16,73
0,4–30,0
0,1
0,0
0,0
0,0
0,0
5,6
0,25
9,52
0,34
0,1–10,8
0,0
0,0
0,0
0,0
21,3
0,0
0,25
9,52
0,34
0,9
0,0
0,0
0,0
0,0
21,3
0,0
1,23
38,10
1,69
< 28,4
0,0
0,0
0,0
5,4
9,7
0,0
0,12
4,76
0,17
0,3–20,9
2,2
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
1,48
52,38
2,03
< 3,1
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
5,9
1,48
38,10
2,03
0,4–47,0
0,0
0,0
0,0
3,9
12,8
0,0
3( %10/*. -$,&+*)('#& %$#" !
C
R
OQ
d
2E
species
dominance/ frekvence/ obsazené lokality/ occupied sites dominance frequency
Galinulla 10 chloropus Garrulus 5, 9, 10, 21 glandarius Hippolais 10, 12, 13, 15, 17 icterina Hirundo 1–5, 7, 9, 12, 15, rustica 16, 20, 21 Chroicocephalus 10 ridibundus Jynx torquila 7 Lanius collurio 15, 17 Luscinia 7, 10, 13, 17 megarhynchos Motacilla alba 1, 8, 12, 20 Musicapa 13 striata Oriolus 9, 10, 13 oriolus 1, 4, 7, 9, 10, 12, Parus major 13, 15–17, 20 Passer 1–10, 13, 14, 16, domesticus 19, 20 1, 2, 4, 5, 7, 9, Passer 10, 12, 15–17, montanus 20, 21 Perdix perdix 1
denzita density
publikované umělý traviny/ vyšší křoviny/ stromy/ stavby/ denzity/ půdní kryt/ byliny/ published artificial grasslands tall herbs shrubs trees buildings density soil cover
0,12
4,76
0,17
0,5–44,0
0,49
19,05
0,68
1,35
23,81
3,94
–
–
–
–
–
–
< 2,3
0,0
0,0
0,0
0,0
10,7
3,0
1,86
0,2–12,0
0,0
0,0
0,0
9,8
0,0
0,0
57,14
5,41
0,5–6,3
1,7
0,0
0,0
0,0
0,0
1,5
0,12
4,76
0,68
–
–
–
–
–
–
–
0,25 0,49
4,76 9,52
0,17 0,34
0,4–10,5 0,1–12,0
0,0 0,0
0,0 0,0
0,0 0,0
0,0 4,9
21,3 10,7
0,0 0,0
0,49
19,05
0,68
< 3,4
0,0
0,0
1,5
7,9
0,0
0,0
0,62
19,05
0,85
< 8,6
1,3
0,0
0,0
0,0
0,0
2,4
0,25
4,76
0,34
0,2–16,3
0,0
0,0
0,0
4,9
10,7
0,0
0,49
14,29
0,68
0,2–6,0
0,0
0,0
0,0
0,0
21,3
0,0
3,69
52,38
5,07
0,3–25,7
0,0
0,0
0,0
2,7
13,6
0,5
7,50
71,43
10,31
0,5–271,4
0,0
0,0
0,0
1,4
0,0
5,1
4,31
61,90
5,92
0,2–23,6
0,1
0,0
0,4
6,1
0,5
1,5
0,12
4,76
0,17
0,1–5,3
0,0
8,5
0,0
0,0
0,0
0,0
S
C
R
OQ
d EE
species
obsazené dominance/ frekvence/ lokality/ occupied sites dominance frequency
Phasianus colchicus Phoenicurus ochruros Phoenicurus phoenicurus Phylloscopus collybita Phylloscopus sibilatrix Phylloscopus trochilus Pica pica Picus canus Picus viridis Prunella modularis Serinus serinus Sitta europaea Streptopelia decaocto Streptopelia turtur Sturnus vulgaris
2, 10, 12, 13, 16, 20 1, 2, 4–7, 9–17, 19–21
denzita density
křoviny/ stromy/ stavby/ traviny/ vyšší umělý publikované byliny/ denzity/ půdní kryt/ trees buildings artificial grasslands tall herbs shrubs published soil cover density
0,98
28,57
1,35
0,5–3,0
1,0
0,9
3,2
0,0
0,0
0,0
4,80
85,71
6,59
< 33,5
0,4
0,0
0,2
0,4
0,9
4,2
8–10, 15
0,74
19,05
1,01
< 35,1
0,0
0,0
0,0
0,0
17,8
1,0
1, 2, 5, 7, 10, 12, 13, 15, 16
2,83
42,86
3,89
0,3–21,5
0,0
0,0
0,0
3,9
13,0
0,0
13
0,12
4,76
0,17
0,3–5,6
0,0
0,0
0,0
9,8
0,0
0,0
10, 13
0,25
9,52
0,34
0,1–27,4
0,0
0,0
0,0
4,9
10,7
0,0
1,60
33,33
2,20
0,1–2,0
0,5
1,2
0,5
2,1
4,6
0,8
0,12 0,12
4,76 4,76
0,17 0,17
< 1,0 < 2,8
0,0 2,2
0,0 0,0
0,0 0,0
0,0 0,0
21,3 0,0
0,0 0,0
0,37
14,29
0,51
0,2–24,0
0,0
0,0
0,0
3,3
14,2
0,0
2,09
61,90
2,87
0,1–18,7
0,4
0,0
0,0
0,5
8,3
2,3
0,12
4,76
0,17
0,1–11,8
0,0
0,0
0,0
0,0
21,3
0,0
2,83
57,14
3,89
2,0–50,0
0,3
0,0
0,0
0,0
5,3
3,7
13
0,12
4,76
0,17
0,2–20,9
0,0
0,0
0,0
0,0
21,3
0,0
1, 3, 4, 9, 10, 12, 13, 15, 17, 20, 21
3,81
52,38
5,24
< 28,3
0,6
1,1
0,0
0,0
10,7
0,5
1, 7, 10, 12, 13, 16, 20 12 16 7, 10, 13 1, 3–6, 9, 10, 12, 13, 14, 16, 20, 21 10 1, 3, 5, 7, 8, 9, 12, 13, 15–17,20
3( %10/*. -$,&+*)('#& %$#" !
C
R
OQ
d
UE
species
dominance/ frekvence/ obsazené lokality/ occupied sites dominance frequency
0,0 21,3 9,52 0,25
0,34
< 390,0
0,0
0,0
0,0
0,0
1,0 10,7 38,10 1,35
1,86
0,1–48,0
0,6
0,0
0,0
0,8
0,9 5,5 80,95 3,44
4,73
0,1–57,5
0,6
1,1
0,2
1,5
0,0 0,0 9,8 0,0 0,0 0,0 < 27,0 14,29 0,37
0,51
0,0 0,0 6,8 2,0 0,0 0,1 0,4–64,0 52,38 3,20
4,39
0,2 0,0 8,0 1,2 0,0 0,0 0,4–30,5 71,43 4,06
2–5, 7, 9, 10, 12, 13, 15–17, 19–21 1, 2, 10–13, Sylvia communis 15–17, 20, 21 Sylvia curruca 7, 10, 12 1, 3–5, 7, 9–18, Turdus merula 20, 21 Turdus 3, 7, 9, 10, 12, philomelos 15, 20, 21 Turdus pilaris 7, 13 Sylvia atricapilla
d
QO
R
C
species
obsazené dominance/ frekvence/ lokality/ occupied sites dominance frequency
5,58
denzita density
publikované umělý traviny/ vyšší křoviny/ stromy/ stavby/ denzity/ půdní kryt/ byliny/ published artificial grasslands tall herbs shrubs trees buildings density soil cover
S
obecného ani sovy pálené nebyla s použitím akustické provokace na žádné z ploch prokázána. Celková denzita spočítaná pro všechny lokality dohromady dosahovala pro jednotlivé druhy 0,2–19,3 párů / 10 ha (průměr = 2,4 ± 3,7 SD). Nejvyšší denzity dosáhl holub domácí (Columba livia f. domestica; 19,3 párů / 10 ha), naopak mezi 12 druhů s nejnižší denzitou (0,2 párů / 10 ha) patřil např. budníček lesní (Phylloscopus sibilatrix), krutihlav obecný (Jynx torquilla) a mlynařík dlouhoocasý (Aegithalos caudatus; tab. 2). Celková dominance byla u většiny druhů nízká (0,1–14,0 %, medián = 0,6 %). Nejvyšších hodnot dosahoval holub domácí (14,0 %) a jiřička obecná (Delichon urbicum; 12,2 %). Také frekvence výskytu druhů na jednotlivých lokalitách byla nízká (4,8–85,7 %, medián = 19,1 %). Nejvíce lokalit obsadil rehek domácí (Phoenicurus ochruros; 85,7 %) a kos černý (Turdus merula; 81,0 %). Naopak pouze na jediné lokalitě (4,8 %) bylo zjištěno 15 druhů – např. dlask tlustozobý (Coccothraustes coccothraustes), koroptev polní (Perdix perdix) a mlynařík dlouhoocasý. Nejvíce (30) druhů preferovalo stromy – např. budníček menší (Phylloscopus collybita), strakapoudi (Dendrocopos spp.) a špaček obecný (Sturnus vulgaris). Osm druhů preferovalo křoviny – např. pěnice (Sylvia spp.), slavík obecný (Luscinia megarhynchos) a vrabec polní (Passer montanus). Dalších osm druhů preferovalo stavby – nejvíce rorýs obecný (Apus apus) a poštolka obecná (Falco tinnunculus), dále např. rehek domácí a vrabec domácí (Passer domesticus). Bažant obecný (Phasianus colchicus), kachna divoká (Anas platyrhynchos) a rákosník zpěvný (Acrocephalus palustris) preferovali vyšší byliny, červenka obecná (Erithacus rubecula), vlaštovka obecná (Hirundo rustica) a žluna zelená E
! "#$% &#'()*+&,$- .*/01% (3 GPicus viridis) preferovaly umělý půdní
kryt a pouze koroptev polní preferovala traviny (tab. 2). DISKUZE Na studijních lokalitách jsme zjistili celkem 57, především synantropních druhů ptáků, přičemž nejvyšší druhovou bohatost měly rozlehlejší lokality a lokality s vyrovnaným zastoupením více typů prostředí. Denzity ve většině případů odpovídaly publikovaným údajům, frekvence i dominance byly poměrně nízké. Ptáky nejpreferovanějším prostředím byly stromy. Celkem 16 druhů (27 %) je zařazeno v červeném seznamu ptáků ČR (Šťastný et al. 2003), což podtrhuje ochranářský význam brownfieldů. Celkem 13 druhů nebylo zjištěno do vzdálenosti 100 m od studijních lokalit a vyskytovaly se pouze na brownfieldech. Všechny tyto druhy byly zjištěny nejvýše na třech lokalitách, často se jednalo o druhy se specifickými nároky na prostředí (např. slípka zelenonohá Gallinula chloropus), které se však v blízkosti brownfieldů nevyskytovalo. Žádný z druhů, které byly na studijních lokalitách široce rozšířeny, tak nebyl svým výskytem vázán pouze na brownfieldy, ale všechny tyto druhy se vyskytovaly i v jejich okolí. Protože jsme však nesledovali početnost ptáků v okolí brownfieldů, nelze říci, nakolik je výskyt jednotlivých druhů za hranicemi studijních ploch významný ve srovnání s brownfieldy. Vyšší druhová bohatost brownfieldů o větší rozloze a s vyšší heterogenitou prostředí je v souladu se závěry studie z Německa (Meffert & Dziock 2012). Menší brownfieldy pravděpodobně nesplňují požadavky některých druhů na minimální rozlohu vhodného hnízdního prostředí (tzv. angl. area-sensitive species; viz Freemark & Collins 1992). Zároveň platí, že s rostoucí plochou stuE
dovaného biotopu roste počet druhů, které jej obývají (Arrhenius 1921). Větší lokality tedy obývají druhově bohatá společenstva se stabilnějšími populacemi a s nižší pravděpodobností vymizení méně početných druhů než u lokalit menších nebo fragmentovaných. Vyšší rozmanitost a vyrovnanější zastoupení jednotlivých typů prostředí zejména větších studijních lokalit zároveň přirozeně poskytuje lepší potravní nabídku i podmínky pro hnízdní výskyt než lokality s nízkou rozmanitostí prostředí (viz Lee et al. 2002). Celkové denzity jednotlivých druhů většinou odpovídaly publikovaným údajům, u sedmi druhů byla denzita nižší (Šťastný et al. 2006, tab. 2). Vyšších hodnot dosáhla pouze straka obecná (Pica pica). Vysoká denzita poštolky obecné, (2,0 párů / 10 ha) byla srovnatelná s údaji z maloplošných chráněných území na Přerovsku (0,6–6,1 ex. / 10 ha, Hanák 1999). Relativně vysokých hodnot v porovnání s dosud publikovanými údaji (Šťastný et al. 2006) dosahovala i hrdlička zahradní (Streptopelia decaocto), u níž lze podobně jako u straky obecné a poštolky obecné na brownfieldech předpokládat větší nabídku potravy i hnízdních příležitostí. Na lokalitách početně hnízdila jiřička obecná, přičemž byly pozorovány kolonie i o několika desítkách párů hnízdících na jedné budově (Brodek-cukrovar). Pro nejpočetněji zastoupené, převážně synantropní druhy, je prostředí brownfieldů atraktivní a hraje v pozměněné urbánní krajině důležitou roli. Naopak řada druhů se pravidelně vyskytuje spíše v jiných biotopech a přítomnost brownfieldů v krajině pro ně zřejmě nehraje důležitou roli. Ojediněle pozorované druhy s nízkou denzitou (např. mlynařík dlouhoocasý, dlask tlustozobý) se tak na lokalitách zastavily pravděpodobně pouze na potulce. Na lokalitách se
S IoVJWXYLV Z[s\[]IZ^L[ W druhy v prostře-
dí pro brownfieldy netypickém – např. slípka zelenonohá na lokalitě Klášterní Hradisko s vodní plochou (tab. 1). Vyšší denzita čížka lesního (Carduelis spinus) souvisela s jednorázovým pozorováním většího hejna při sběru potravy na lokalitě Radvanice-družstvo. Většina druhů dosahovala nízkých celkových hodnot dominance i frekvence, zřejmě z důvodu značné rozmanitosti prostředí. Výjimkou jsou především synantropní druhy pravidelně hnízdící na budovách (jiřička obecná a holub domácí). Mezi druhy s nejvyšším podílem obsazených lokalit patřil rehek domácí a vrabec domácí – prostředí brownfieldů je tedy pro tyto druhy pravděpodobně významné. Nejvíce druhů preferovalo stromy, podobně jako v jiných antropogenních biotopech (viz Reif & Marhoul 2010, MacGreror-Fors & Schondube 2011). Přítomnost starých stromů, které na studijních lokalitách často nejsou nijak upravovány, poskytuje vhodné podmínky nejen ke sběru potravy, ale zřejmě i k hnízdění zejména šplhavcům (viz MacGreror-Fors & Schondube 2011). Neobhospodařované plochy zarůstající křovinnou vegetací jsou vhodným hnízdním prostředím pěnic či ťuhýka obecného (Lanius collurio). Staré, polorozbořené budovy bez lidských zásahů umožňují hnízdit lovcům vzdušného planktonu (rorýs obecný, vlaštovkovití, Šťastný et al. 2006) i dalším synantropním druhům (např. rehek domácí), kterým polorozbořené budovy poskytují vhodné hnízdní příležitosti. Hnízdění rorýse obecného bylo prokázáno na třech lokalitách, přičemž ptáci využívali různé skuliny ve zdi či podstřeší. Podobné prostředí pro hnízdění využívala i kavka obecná (Corvus monedula). Nejméně druhů (např. koroptev polní) upřednostňovalo nízké trávníky či umělý půdní
kryt, kam ptáci zalétali především za potravou. Preference umělého půdního krytu vlaštovkou obecnou byla způsobena sběrem materiálu ke stavbě hnízd vyšším počtem jedinců (např. Brodek u Přerova). Přestože v brownfieldech řada ptačích druhů dosahuje vysokých denzit, tuto informaci je nutno bez znalosti hnízdní úspěšnosti druhů interpretovat opatrně. Brownfieldy se totiž snadno mohou stát potenciálními ekologickými pastmi, podobně jako další antropogenní biotopy (Van Horne 1983, Bock & Jones 2004). Predační tlak na menší ptáky mohou lokálně způsobovat vyšší denzity straky obecné (Šálek 2004). Potenciálně nebezpečné mohou být pro jednotlivé ptáky na brownfieldech častěji přítomné otevřené nádrže s tekutinami, komíny, zbytky drátů a provazů nebo i opuštěné stavby (vlastní nález uhynulého vrabce domácího mezi rozbitými okenními tabulkami). Naopak větší potíže by ptákům neměl působit pohyb osob a psů (Meffert & Dziock 2012). Lze předpokládat, že brownfieldy mají pro ptáky význam také v zimním období. Zejména v ruderálním prostředí mohou v zimě nacházet úkryty a důležitý zdroj potravy zrnožravé druhy, naopak stavby mohou poskytnout úkryt zimujícím rezidentům i ojediněle přezimujícím migrantům (zejména rehek domácí, viz Šťastný et al. 2006). V této studii ukazujeme, že brownfieldy hrají i přes potenciální hrozby důležitou roli v zachování druhového bohatství řady nejen synantropních druhů ptáků, z nichž některé patří mezi ochranářsky významné. Přestože je rekultivace brownfieldů často i z hlediska ochrany přírody žádoucí, biologická hodnota těchto ploch by měla být posuzována individuálně. Při plánování zásahů doporučujeme zachovat dosavadní rozlohu lokalit, dostatečné množství křovin a staE8
! "#$% &#'()*+&,$- .*/01% (3 r_`a s]rIbce IfX^gVXh HcJ[ ^ plochy
se sporou vegetací, ponechat hnízdní příležitosti pro druhy hnízdící na budovách, případné vyvěsit vhodné hnízdní budky a omezit použití prosklených ploch v nové zástavbě. Další pozornost zasluhuje především hnízdní úspěšnost a produktivita ptáků v brownfieldech a pohnízdní a zimní ptačí společenstva brownfieldů. PODĚKOVÁNÍ Děkujeme Pavlu Ptáčkovi za poskytnutí výsledků mapování brownfieldů v Olomouckém kraji. Za cenné připomínky děkujeme Jiřímu Reifovi, Lucii Turčokové a anonymnímu recenzentovi. Práce byla podpořena v rámci dlouhodobého koncepčního rozvoje výzkumné organizace (RVO:68081766). SUMMARY Urban habitats represent important refuges for many animal species. In the Czech Republic, abandoned industrial and agricultural sites, brownfields, are spread throughout the whole country. Despite their relatively high number, studies assessing bird abundance and species richness of brownfields are lacking. In this paper, we studied abundance, species richness and habitat preferences of birds at 21 brownfields in central Moravia (at approx. 159 km2, Table 1). Birds were counted by KŠ from 20 April to 20 July 2013. Each site was visited twice in the morning and once in the evening. For 53 species we calculated the index of habitat preference, expressed as a proportion of the species’ abundance in a given habitat from the total abundance at all sites / proportion of area of the respective habitat from the total area of all habitats at all sites. For each species, we considered the habitat E9
with the highest value of this index as the preferred one. We also used the Shannon Diversity Index to express habitat heterogeneity at individual sites. In total, we registered 57 bird species (Table 2), 1–33 species at each study site (mean = 15 ± 9 SD). Altogether 13 less abundant species were not recorded in the surroundings of the brownfields (less than 100 m away) and they were found only at the brownfields. This indicates that the most abundant species occurred not only at the brownfields but also in their surroundings. However, we have no data on abundance of these species out of the sites. We registered a higher number of species at the larger sites and sites with higher values of the Shannon Diversity Index (SHDI; Fig. 1), indicating importance of the larger brownfields with heterogeneous habitats. The overall density ranged between 0.2 and 19.3 pairs / 10 ha (mean = 2.4 ± 3.7 SD). The highest density was reached by Columba livia f. domestica (19.3 pairs / 10 ha). In contrast, the lowest density (0.2 pairs / 10 ha) was recorded in 12 species (e.g. Aegithalos caudatus, Jynx torquilla and Phylloscopus sibilatrix). In most species, the densities fell into the published range (Table 2). The overall dominance was relatively low in most species (0.1–14.0%, median = 0.6%). The highest density was found in Columba livia f. domestica (14.0%) and Delichon urbicum (12.2%). Frequency of occurrence of the particular species was also low (4.8–85.7%, median = 19.1%). The highest proportion of sites was occupied by Phoenicurus ochruros (85.7%) followed by Turdus merula (81.0%). In contrast, 15 species (e.g. Aegithalos caudatus, Coccothraustes coccothraustes and Perdix perdix) were found at single site (4.8%). Index of habitat preference indicated that most species (30) preferred trees
S ijklk Dendrocopos sp., Phylloscopus col-
lybita and Sturnus vulgaris), 8 species preferred shrubs (e.g. Luscinia megarhynchos, Sylvia sp.), 8 species preferred buildings (e.g. Apus apus, Falco tinnunculus, Phoenicurus ochruros) and 3 species preferred full-grown herbal vegetation (e.g. Acrocephalus palustris, Phasianus colchicus). Three species preferred artificial soil cover (e.g. Picus viridis, Table 2) and only Perdix perdix preferred grasslands. In this study we demonstrated an important role of brownfields for populations of synanthropic bird species. Although restoration may be eligible, biological value of brownfields should be assessed individually. We suggest that the current area of the sites, sufficient amount of shrubs, old trees, sparse vegetation and buildings with cavities should be retained when planning conservation management of the brownfields. Future research should be focused on breeding success and productivity as well as on non-breeding and winter bird assemblages of brownfields.
LITERATURA Anderies J. M., Katti M. & Shochat E. 2007: Living in the city: Resource availability, predation, and bird population dynamics in urban areas. Journal of Theoretical Biology 247: 36–49. Arrhenius O. 1921: Species and area. Journal of Ecology 9: 95–99. Bock C. E. & Jones Z. F. 2004: Avian habitat evaluation: should counting birds count? Frontiers in Ecology and Environment 2: 403–410. Crooks K., Suarez A., Bolger D. & Soulé M. 2001: Extinction and colonization of birds on habitat islands. Conservation Biology 15: 159–172. Donnelly R., Marzluff J. 2006: Relative importance of habitat quantity, structure, and spatial pattern to birds in urbanizing environments. Urban Ecosystems 9: 99–117.
Evans K. L., Chamberlain D. E., Hatchwell B. J., Gregory R. D. & Gaston K. J. 2011: What makes an urban bird? Global Change Biology 17: 32–44. Frantál B. & Martinát S. 2013: Brownfields: a geographical perspective. Moravian Geographical Reports 21: 2–4. Freemark K. E. & Collins B. 1992: Landscape ecology of birds breeding in temperate forest fragments. In: Hagan III J. M. & Johnston D. W. (eds): Ecology and conservation of neotropical migrant landbirds. Smithsonian Inst. Press, Washington, DC: 443–454. Haire S., Bock C., Cade B. & Bennett B. 2000: The role of landscape and habitat characteristics in limiting abundance of grassland nesting songbirds in an urban open space. Landscape and Urban Planning 48: 65–82. Hanák F. 1999: Srovnání hnízdních ornitocenóz maloplošných chráněných území okresu Přerov. Zprávy MOS 57: 47–85. Hendrychová M., Šálek M. & Řehoř M. 2009: Ptačí společenstva lesních stanovišť na výsypkách po povrchové těžbě hnědého uhlí. Sylvia 45: 177–189. Hockin D., Ounsted M., Gorman M., Hill D., Keller V. & Barker M. 1992: Examination of the effects of disturbance on birds with reference to its importance in ecological assessments. Journal of Environmental Management 36: 253–286. Hofer C., Gallagher F. J. & Holzapfel C. 2009: Metal accumulation and performance of nestlings of passerine bird species at an urban brownfield site. Environmental Pollution 158: 1207–1213. Janda J. & Řepa P. 1986: Metody kvantitativního výzkumu v ornitologii. Státní zemědělské nakladatelství, Praha. Lee M., Fahrig L., Freemark K. & Currie D. J. 2002: Importance of patch scale vs. landscape scale on selected forest birds. Oikos 96: 110–118. Marzluff J. M., Bowman R. & Donnelly R. (eds) 2001: Avian Ecology and Conservation in an Urbanizing World. Kluwer Academic Publishers, Norwell. McGregor-Fors I. & Schondube J. E. 2011: Gray vs. green urbanization: Relative importance of urban features for urban bird
ED
! "#$% &#'()*+&,$- .*/01% (3 communities. Basic and Applied Ecology 12: 372–381. Meffert P. J. & Dziock F. 2012: What determines occurrence of threatened bird species on urban wastelands? Biological Conservation 153: 87–96. Reif J. & Marhoul P. 2010: Ptáci v opuštěných vojenských výcvikových prostorech v České republice: druhová skladba a ochranářská hodnota. Sylvia 46: 87–105. Sádlo J. 2009: Bezzásahovost takříkajíc nechtěná. Samovolné sukcesní procesy v krajině současnosti. Ochrana přírody 5: 22–25. Strauss B. & Biedermann R. 2008: Fit for succession – community structure and life strategies of leafhoppers in urban brownfields. Ecological Entomology 33: 107–118. Szczyrba Z., Smolová I. & Fňukal M. 2006: Significant features of transformation of the services sector in an area – a case study for the micro-region of Olomoucko (contribution to research on the issue). Acta Universitatis Palackianae Olomucensis, Geographica 39: 83–93. Šálek M. 2004: The spatial pattern of the black-billed magpie, Pica pica, contribution to predation risk on dummy nests. Folia Zoologica 53: 57–64. Šírek J. 2009: Význam zaniklých cukrovarských
UF
nádrží v Kojetíně (střední Morava) pro protahující bahňáky. Sylvia 45: 105–114. Šťastný K. & Bejček V. 2003: Červený seznam ptáků České republiky. Příroda 22: 95–122. Šťastný K., Bejček V. & Hudec K. 2006: Atlas hnízdního rozšíření ptáků v České republice. Aventinum, Praha. Šťastný K., Bejček V., Voříšek P. & Flousek J. 2004: Populační trendy ptáků lesní a zemědělské krajiny v České republice v letech 1982–2001 a jejich využití jako indikátorů. Sylvia 40: 27–48. Van Horne B. 1983: Density as a misleading indicator of habitat quality. Journal of Wildlife Management 47: 893–901. Voříšek P., Klvaňová A., Brinke T., Cepák J., Flousek J., Hora J., Reif J., Šťastný K. & Vermouzek Z. 2009: Stav ptactva České republiky 2009. Sylvia 45: 1–38. Zavadil V. & Volf O. 2013: Ptáci nepřírodních biotopů. Zoologické dny Brno 2013, sborník abstraktů z konference: 256.
Došlo 1. července 2014, přijato 9. srpna 2014. Received 1 July 2014, accepted 9 August 2014. Editor: P. Adamík
