Pastva jako prostředek údržby trvalých travních porostů v CHKO

Závěrečná zpráva z projektu VaV/620/11/03 2003 – 2005

Pastva jako prostředek údržby trvalých travních porostů v CHKO

příjemce:

ZO ČSOP 58/06 Bílé Karpaty Bartolomějské nám. 47, 698 01 Veselí nad Moravou E-mail: [email protected], tel: 518 324 792, fax: 518 324 792

zodpovědný řešitel: Mgr. Jan Mládek

Závěrečná zpráva z projektu

„Pastva jako prostředek údržby trvalých travních porostů v CHKO“ v rámci řešení programu BIOSFÉRA - SE / téma VaV/620/11/03

2003 – 2005

Řešitel:

Český svaz ochránců přírody, základní organizace 58/06 Bílé Karpaty Bartolomějské nám. 47, 698 01 Veselí nad Moravou statutární zástupce: RNDr. Ivana Jongepierová E-mail: [email protected], tel: 518 324 792, fax: 518 324 792

Zodpovědný řešitel:

Mgr. Jan Mládek ([email protected])

Řešitelský tým

Botanika • • • • • • •

Mgr. Jan Mládek, katedra botaniky PřF UP, Olomouc Mgr. Kateřina Čiháková, katedra botaniky PřF UK, Praha Mgr. Zuzana Münzbergová, Ph.D., katedra botaniky PřF UK, Praha Miroslav Dvorský, katedra botaniky PřF UP, Olomouc Jana Richterová, katedra botaniky PřF UP, Olomouc Petr Pavelčík, katedra botaniky PřF UP, Olomouc Lukáš Chrást, katedra botaniky PřF UP, Olomouc

Zemědělství • • • •

Ing. Stanislav Hejduk, Ph.D., Ústav pícninářství AF MZLU, Brno Mgr. Zdeněk Miklas, Lesy ČR, OST Vsetín, Luhačovice Ing. Petr Havlík, PEF MZLU, Brno; UMR LAMETA, Faculty of Economics, University of Montpellier Ing. Šárka Kozubíková - Němcová, Správa CHKO Bílé Karpaty

Zoologie • • • •

• • • • •

RNDr. Karel Tajovský, CSc., Ústav půdní biologie, AV České Budějovice RNDr. Václav Pižl, CSc., Ústav půdní biologie, AV České Budějovice RNDr. Josef Starý, CSc., Ústav půdní biologie, AV České Budějovice Dipl. biol. Jiří Schlaghamerský, Ph.D., Katedra zoologie a ekologie, Přírodovědecká fakulta, MU v Brně RNDr. František Chládek, Brno Ing. Květoslav Resl, Šumice Mgr. Petr Kment, katedra zoologie Přf UK, Praha Mgr. Igor Malenovský, Moravské zemského muzeum, Brno RNDr. Tomáš Kuras, Ph.D., katedra ekologie UP, Olomouc

Anotace Projekt: „Pastva jako prostředek údržby trvalých travních porostů v CHKO“ (MŽP, program BIOSFÉRA - SE / téma VaV/620/11/03) řešitel grantu: Český svaz ochránců přírody, základní organizace 58/06 Bílé Karpaty zodpovědný řešitel: Mgr. Jan Mládek řešení projektu: 2003 – 2005

Podpora extenzivní pastvy dobytka je významnou součástí agro-enviromentálních programů (Sapard, HRDP). Řada trvalých travních porostů v chráněných územích, které byly tradičně obhospodařovány sečením, začala tak být v posledních letech udržována pastvou skotu a ovcí. Jak se však tyto změny managementu projeví na skladbě vegetace, půdní a hmyzí fauny, výskytu ohrožených druhů? Tyto poměrně rozsáhlé plochy málo produktivních a druhově bohatých porostů v chráněných územích však nelze obhospodařovávat pouze za účelem zachování biodiverzity. Jaká je skutečná krmná hodnota těchto porostů a hlavně užitkovost pasených zvířat; je mnohem horší nebo srovnatelná s chovy dobytka zaměřených na maximalizaci produkce? Cílem projektu bylo na základě komplexního výzkumu několika modelových lokalit v CHKO Bílé Karpaty zhodnotit všechny podstatné aspekty pastevního hospodaření v nízkoproduktivních (často druhově bohatých) typech travních porostů v chráněných územích, a sice jak po stránce botanické, zoologické tak i zemědělské a ekonomické. Výsledky zemědělského výzkumu ukázaly, že produkce a zejména kvalita píce (ale také fenologické změny kvality píce), druhově bohatých travních porostů se značně liší od píce z intenzivních travních porostů. Vzhledem k nízké zásobě přijatelných živin v půdě (zejména P) je limitována produkce a výskyt nutričně hodnotných kulturních druhů trav a jetelovin. Na druhé straně bylo zjištěno, že kvalita píce neklesá tak rychle jako u kulturních porostů, což může umožnit oddálení první sklizně bez ekonomických ztrát pro chovatele. Bylo potvrzeno, že píce z nespasených míst vykazuje nižší kvalitu, což je zřejmě jednou z příčin jejich ponechání zvířaty. Studiem chování skotu v prostoru pastviny se zjistilo, že při extenzivní pastvě (nadbytku píce) zvířata nejdříve spásají plochy s vyšší výškou porostu (tj. množstvím biomasy), celkové využití pastviny je ovlivněno gradientem nadmořské výšky a gradientem vzdálenosti od místa odpočinku zvířat. Bylo potvrzeno, že plochy jednou spasené (obrostlé s mladou kvalitní biomasou) jsou selektivně spásány v druhém cyklu, což posiluje diferenciaci jednotlivých částí porostu a utváří mozaikovité uspořádání plošek s nízkým resp. vysokým porostem. Užitkovost zvířat dokazuje, že i na druhově bohatých porostech lze dosáhnout porovnatelné užitkovosti (přírůstků zvířat na den) jako v kulturních porostech, ovšem při nižším zatížení pastvin. Při botanickém monitoringu trvalých managementových ploch se zjistilo, že odlišné způsoby obhospodařování (pastva, sečení, neobhospodařování) aplikované jednu vegetační sezónu se významně neprojevily na druhové skladbě vegetace. Aby bylo možno vyhodnotit reakci konkrétních druhů na typ managementu, bude nutné sledovat trvalé plochy minimálně 5 let.

Studiem distribuce rostlinných druhů na dlouhodobých pastvinách bylo dosaženo závěru, že s rostoucí vzdáleností od místa nejintenzivnějšího pastevního tlaku (napáječky, místo odpočinku) se významně zvyšuje druhová pestrost, ale klesá krmná hodnota porostu. Monitoringem defoliace druhů rostlin na ovčích pastvinách se zjistilo, že nečastěji jsou spásány ty druhy, které jsou nejvíce zastoupeny v porostu, pouze malou roli hraje krmná hodnota druhů. Studiem semenné banky a přežívání semenáčků bylo zjištěno, že semenáčky mají všude poměrně vysokou mortalitu, přežívání různých druhů v různých typech obhospodařování jsou rok od roku jiné. Při studiu vlivu kravských exkrementů na vegetaci bylo odhaleno, že plošky s exkrementy vykazují vyšší počet přežívajících semenáčků než okolní porosty, ale že hodně semen v terénu na exkrementech pochází ze semenného deště. Výsledky zoologických studií ukazují, že z hlediska půdní fauny i entomofauny nepředstavuje pastevní hospodaření jednoznačně negativní faktor vedoucí k ochuzování a degradaci společenstev těchto živočichů. Intenzivní pastva může v různé míře snižovat hustoty některých půdních živočichů, eliminovat některé druhy specificky vázané na povrchové struktury nepasených lučních porostů. Na druhé straně diverzifikace stanovištních podmínek v souvislosti s extenzivní pastvou může významně přispívat k diverzifikaci společenstev půdních bezobratlých i entomofauny.

OBSAH 1.

ÚVOD.............................................................................................................................................................. 3

2.

LOKALIZACE, NÁZVY A ZKRATKY VÝZKUMNÝCH PLOCH ....................................................... 4

BOTANICKÁ ČÁST ................................................................................................................................. 7 3.

MONITORING VLIVU RŮZNÝCH MANAGEMENTOVÝCH ZÁSAHŮ NA PASTEVNÍ POROSTY ...................................................................................................................................................... 9

4.

VLIV HETEROGENITY VEGETACE NA CHOVÁNÍ DOBYTKA V PROSTORU PASTVINY VS. VLIV EXTENZIVNÍ PASTVY NA VEGETACI ..................................................................................... 15

5.

ZMĚNY VEGETACE NA GRADIENTU PASTEVNÍHO TLAKU....................................................... 26

6.

PASTEVNÍ PREFERENCE OVCÍ VE VZTAHU K PROSTOROVÉ HETEROGENITĚ NA PASTVINÁCH ............................................................................................................................................. 35

7.

SPONTÁNNÍ VZCHÁZENÍ A PŘEŽÍVÁNÍ SEMENÁČKŮ PŘI RŮZNÝCH TYPECH HOSPODAŘENÍ.......................................................................................................................................... 45

8.

DYNAMIKA VEGETACE NA POKÁLENÝCH MÍSTECH A ÚČINNOST ENDOZOOCHORIE NA PASTVINÁCH SKOTU .............................................................................................................................. 49

9.

VLIV RŮZNÉHO ZPŮSOBU OBHOSPODAŘOVÁNÍ A PŘÍDAVKU HNOJIVA NA SLOŽENÍ ROSTLINNÉHO SPOLEČENSTVA A PRODUKCI EKOLOGICKÝCH FUNKČNÍCH SKUPIN.. 52

10. SHRNUTÍ ..................................................................................................................................................... 60

ZEMĚDĚLSKÁ ČÁST .......................................................................................................................... 62 11. ÚVOD............................................................................................................................................................ 63 12. KVALITA PÍCE MÉNĚ PRODUKTIVNÍCH TYPŮ TRVALÝCH TRAVNÍCH POROSTŮ ........... 64 13. UŽITKOVOST HOSPODÁŘSKÝCH ZVÍŘAT VE VZTAHU KE KVALITĚ PÍCE.......................... 76 14. VLIV PASTVY NA LOKALITU A SLOŽKY PŘÍRODNÍHO PROSTŘEDÍ....................................... 81 15. MODELY MATEMATICKÉHO PROGRAMOVÁNÍ JAKO NÁSTROJ K ANALÝZE AGROENVIRONMENTÁLNÍ POLITIKY: PŘÍPADOVÁ STUDIE Z BÍLÝCH KARPAT.......................... 84 16. SHRNUTÍ ..................................................................................................................................................... 86

ZOOLOGICKÁ ČÁST .......................................................................................................................... 87 17. SPOLEČENSTVA PANCÍŘNÍKŮ (ORIBATIDA).................................................................................. 89 18. ROUPICOVITÍ (ENCHYTRAEIDAE) ................................................................................................... 102 19. ŽÍŽALOVITÍ (OLIGOCHAETA, LUMBRICIDAE) ............................................................................ 106 20. SUCHOZEMŠTÍ STEJNONOŽCI (ONISCIDEA) ................................................................................ 108 21. MNOHONOŽKY (DIPLOPODA) A STONOŽKY (CHILOPODA).................................................... 109 22. STŘEVLÍKOVITÍ BROUCI (CARABIDAE, COLEOPTERA)........................................................... 113

1

23. POLOKŘÍDLÝ HMYZ (HEMIPTERA): PLOŠTICE (HETEROPTERA) A KŘÍSI (AUCHENORRHYNCHA) ....................................................................................................................... 119 24. ROVNOKŘÍDLÝ HMYZ (ORTHOPTERA) ......................................................................................... 126 25. SHRNUTÍ ................................................................................................................................................... 128 26. CELKOVÉ SHRNUTÍ .............................................................................................................................. 130 PŘÍLOHY...........................................................................................................................................................132 Příloha 1: Rukopis metodické příručky Pastva jako prostředek údržby trvalých travních porostů v chráněných územích Příloha 2: Rukopis článku DVORSKÝ, M., MLÁDEK, J., MÜNZBERGOVÁ, Z: Diet selection of sheep in relation to spatial heterogeneity of grasslands Příloha 3: Rukopis článku ČIHÁKOVÁ, K., MÜNZBERGOVÁ, Z., RICHTEROVÁ, J.: Spontaneous seedling recruitment and survival under different management regimes Příloha 4: Rukopis článku ČIHÁKOVÁ, K., MÜNZBERGOVÁ, Z., RICHTEROVÁ, J.: Vegetation dynamics of the dung patches and the efficiency of seed dispersal by endozoochory on cattle pastures, case study from White Carpathians, Czech republic Příloha 5: Rukopis článku LANTA, V., DOLEŽAL, J., MUDRÁK, O.: Effects of different management regimes and fertilization on species composition and biomass production of plant functional groups in a chalk grassland Příloha 6: Článek HAVLÍK, P., JACQUET, F., BOISSON, J.M., HEJDUK, S., VESELÝ, P. (2006). Mathematical programming for agri-environmental policy analysis: A case study from White Carpathians. Agricultural Economics – Czech, (Article in Press). Příloha 7: Abstrakt TAJOVSKY, K.: Impact of restoration and different management practices on terrestrial isopods (Oniscidea) in species-rich meadows. Abstract of 6th International Symposium on the Biology of Terrestrial Isopods. Příloha 8: Přehled zjištěných druhů střevlíkovitých brouků (Carabidae, Coleoptera) na jednotlivých sledovaných lokalitách v Bílých Karpatech Příloha 9: Tabelární přehled determinovaného materiálu ploštic (Heteroptera) za rok 2005

2

1. Úvod Změny v zemědělské politice způsobily, že velká část trvalých travních porostů v chráněných územích, které byly tradičně obhospodařovány kosením, začala být v posledních letech udržována pastvou skotu a ovcí. Podpora extenzivní pastvy dobytka je součástí řady agro-enviromentálních programů (Sapard, HRDP). Jak se však tyto změny managementu projeví na skladbě vegetace, půdní a hmyzí fauny, výskytu ohrožených druhů? Poměrně rozsáhlé plochy málo produktivních a druhově bohatých porostů v chráněných územích však nelze obhospodařovávat pouze za účelem zachování biodiverzity, jejich využívání by mělo být trvale udržitelné a být důležitou součástí lokální ekonomiky. Jaká je skutečná krmná hodnota těchto porostů a hlavně užitkovost pasených zvířat; je mnohem horší nebo srovnatelná s chovy dobytka zaměřených na maximalizaci produkce? Cílem projektu je proto zpracování dlouhodobé koncepce pastvy v chráněných územích, která by z ekonomického hlediska byla pro zemědělské subjekty a vlastníky pozemků přijatelná a současně udržela společenstva rostlin a živočichů, vázaných svým výskytem na trvalé travní porosty, v optimálním stavu z hlediska preferencí ochrany přírody. Zpracování projektu zahrnuje multidisciplinární spolupráci odborníků z oblasti botaniky, zemědělské produkce, ekonomiky chovu, zoologie a pedologie. Jedním z hlavních výstupů projektu je též metodická příručka: Pastva jako prostředek údržby trvalých travních porostů v chráněných územích. Příručka vyjde na jaře 2006 ve spolupráci s Výzkumnou stanicí travních ekosystémů, Liberec. Publikaci bylo přiděleno ISBN 80-86555-76-3. Připravený rukopis viz Příloha 1.

3

2.

Lokalizace, názvy a zkratky výzkumných ploch

Pro výzkumné účely bylo na území CHKO Bílé Karpaty vybráno devět lokalit, kde byl studován vliv pastevního hospodaření na společenstva po botanické, zoologické a zemědělské stránce. Na každé lokalitě (kromě lokalita Hribovna - nepárová) probíhal komplexní monitoring na pasené i kosené variantě travního porostu. Některé části výzkumu byly omezeny pouze na tři hlavní lokality: lok. Suchov, lok. Lopeník a lok. Brumov. Výjimečně probíhala terénní sledování i na jiných lokalitách, jejich bližší specifikace je pak uvedena v daném příspěvku. Protože jsou názvy a zkratky lokalit v jednotlivých příspěvcích často zmiňovány, je zde pro přehled uveden jejich seznam včetně přesné GPS lokalizace. 1) JAZPAS – lokalita Jazevčí pasená, "Molvy": k.ú. Javorník nad Veličkou, ochranné pásmo NPR Jazevčí, 0,5km SV nad osadou Petruchovy Mlýny, 48°52´00´Ń / 17°33´00´É, 380 m n.m., hovězí pastvina. 2) JAZKOS - lokalita Jazevčí kosená, jednosečná druhově bohatá květnatá louka svazu Bromion erecti. Obě lokality byly stejným způsobem sledovány již v letech 20012002. 3) BALPAS – lokalita Balada pasená, "U Baladů": k.ú. Suchov, osada Suchovské Mlýny, 48°53´06´Ń / 17°34´28´É, 400 m n.m., ovčí pastvina nad domem zemědělce Balady. 4) BALKOS - lokalita Balada kosená, tamtéž, jednosečná druhově bohatá květnatá louka svazu Bromion erecti v údolí Veličky, cca 300 m od domu zemědělce Balady vpravo od silnice směrem na Javorník. 5) SUCPAS - lokalita Suchov pasená, "Trnová, Ploštiny": k.ú. Suchov, osada Trnovské Mlýny, 48°53´47´Ń / 17°34´44´É, 450 m n.m., ovčí pastvina na vrcholu svahu východně nad osadou. 6) SUCKOS - lokalita Suchov kosená, tamtéž, těsně sousedící jednosečná louka (na podzim 2004 přepasena velkým stádem ovcí). 7) LOPPAS - lokalita Lopeník pasená, "Lopenické sedlo": k.ú. Lopeník, 48°56´20´Ń / 17°48´00´É, 700 m n.m., hovězí pastvina přímo na severovýchodním svahu sedla. 8) LOPKOS - lokalita Lopeník kosená, "U Zvonice": k. ú. Lopeník, PP U Zvonice, 48°56´23´Ń, 17°47´20´É, květnatá druhově bohatá jednosečná louka. 9) KAVPAS - lokalita Kavka pasená, "U Kavků": k. ú. Vyškovec, část Bošačky, cca 1 km pod kótou Hribovňa, 48°55´55´Ń, 17°50´07´É, 600 m n. m., hovězí pastvina u samoty zemědělce Kavky. 10) KAVKOS - lokalita Kavka kosená, tamtéž, kosená ovsíková louka v ovocném sadu u samoty zemědělce Kavky (v roce 2004 dvě seče, v červnu a v září) 11) HRIKOS - lokalita Hribovna kosená, "Pod Hribovňou": k. ú. Vyškovec, PP Pod Hribovňou, 48°56´00‘‘N / 17°50´35´É, 800 m n.m., druhově bohatá květnatá louka extenzivně obhospodařovaná tzv. kůlovou pastvou hovězího dobytka, v současnosti pouze kosená. 12) CIGPAS - lokalita Pod Cigánem pasená, Kavka pasená "Pod Cigánem": k. ú. Nedašov, část Na Salaši, PP Pod Cigánem, 49°05´45´Ń / 18°05´35´É, 550 m n. m., 4

místy mírně podmáčená ovčí pastvina na severním svahu v majetku rodiny Miklasovy (nedopasky v roce 2004 v srpnu pokoseny). 13) CIGKOS - lokalita Pod Cigánem kosená, tamtéž, jednosečná druhově bohatá květnatá louka v majetku pana Fojtíka, na podzim 2004 extenzivně přepasena jedním párem hovězího dobytka. 14) JALPAS - lokalita Jalovcová pasená, "Jalovcová stráň": k. ú. Nedašov, PR Jalovcová stráň, pod okrajem lesa u krmelce, 49°06´49´Ń / 18°05´03´É, 610 m n. m., bývalé extenzivní ovčí pastviny svazu Cynosurion, v poslední době však neobhospodařované. 15) JALKOS - lokalita Jalovcová kosená, tamtéž, jednosečná kosená louka na východním okraji PR, 49°06´04´´ / 18°05´03´É, 630 m n. m. 16) BRUPAS - lokalita Brumov pasená, "Klobucká": k. ú. Brumov-Bylnice, část Brumov, 1 km SSV, 49°05´58´Ń / 18°01´59´É, 400 m n.m., extenzivní ovčí pastvina, v roce 2003 očištěná od náletu dřevin, zahájena pastva, množství přetrvávající stařiny odstraněno majitelem v září 2004. 17) BRUKOS - lokalita Brumov kosená, tamtéž, 1,5 km SSV od Brumova, kosená louka pod výjezdem tunelu železniční trati z Návojné, 49°06´15´´ N / 18°01´48´É, 400 m n.m, v roce 2004 dvakrát posečená (červen a konec září).

5

Obr. 2-1: Pastevní areály v CHKO Bílé Karpaty

6

Zpráva k projektu VaV/620/11/03 2003 – 2005


Botanická část

Sestavil Jan Mládek Katedra botaniky PřF UP, Olomouc

Olomouc, listopad 2005

7

V botanické části projektu bylo na třech stěžejních lokalitách (Brumov, Lopeník, Suchov) pokračováno v monitoringu trvalých ploch pro sledování vlivu pastvy na vegetaci z několika pohledů: (i) reakce konkrétních druhů rostlin na odlišný typ managementu (pastva, kosení, vypalování, neobhospodařování); (ii) generativní reprodukce rostlin: semenná banka pastvin, přežívání semenáčků na různě obhospodařovaných plochách; (iii) utváření prostorové heterogenity a diverzity vegetace: selektivní defoliace, role exkrementů. Nově byl proveden výzkum vlivu extenzivní pastvy na vegetaci ve čtvercové síti na lokalitě Lopeník (ale i opačně vliv současné heterogenity vegetace na chování dobytka); a také studovány změny druhového složení rostlinného krytu na gradientu pastevního tlaku podél radiálních transektů vedených z místa nejintenzivnějšího pastevního zatížení. Cílem je shromáždit podklady využitelné k posouzení komplexního vlivu pastvy na druhově bohatá společenstva svazů Arrhenatherion a Bromion, která byla tradičně obhospodařovaná zejména kosením. Řešené úkoly v roce 2005 lze shrnout do následujících okruhů: •

odečet změn vegetace na trvalých plochách (Brumov, Lopeník, Suchov) pod vlivem různých managementových zásahů

•

monitoring přežívání semenáčků na trvalých plochách na lokalitě Brumov pod vlivem různých managementových zásahů

•

odečet změn vegetace trvalých ploch na kravských pastvinách pro sledování vlivu exkrementů

•

odběry exkrementů pro zhodnocení významu semenné banky a endozoochorie

•

monitoring trvalých ploch na ovčích pastvinách pro sledování selektivní defoliace

•

založení trvalé monitorovací plochy na kravské pastvině

8

3.

Monitoring vlivu různých managementových zásahů na pastevní porosty

Jan Mládek & Zuzana Münzbergová

3.1. Úvod Vlivem společensko-hospodářských změn došlo ve 20. století k postupnému útlumu tradičního způsobu hospodaření. Následkem toho se mnohá botanicky cenná a druhově bohatá luční společenstva ocitla v ohrožení, degradovala nebo i zcela zanikla, neboť jejich vznik a existence jsou neoddělitelně spjaty s pravidelným obhospodařováním. Tento jev je zdokumentován v řadě zemí západní i střední Evropy a zasáhl rozsáhlé spektrum společenstev včetně xerotermních, vlhkomilných a horských (BLAŽKOVÁ, 1989; ŠTURSA, 1999). Hlavní příčinou degradace je v prvních fázích změna kvantitativního zastoupení druhů. Úspěšnějšími se stávají vysoké, převážně vytrvalé druhy, naopak ustupují druhy nižšího vzrůstu a jiných životních strategií, hlavně geofyty a terofyty. V konečných fázích vlivem absence pastvy a disturbancí převládne jeden nebo několik vysokých dominantních druhů, populace menších druhů jsou potlačeny zcela (GRIME, 1979). Tyto změny jsou přičítány především hromadění mrtvé biomasy z vysokých druhů, hlavně trav, které znemožňuje úspěšný vývoj semenáčkům či rašení neofytů (BOBBINK ET AL., 1987). V současnosti se proto z ekonomických důvodů začíná uvažovat o zavedení pastvy jako hlavního způsobu obhospodařování v řadě chráněných území, avšak v podmínkách střední Evropy existuje málo poznatků o jejím vlivu na společenstva obhospodařovaná tradičně kosením nebo kombinovaně s pouhým přepásáním otav (v Bílých Karpatech zejména sv. Arrhenatherion, Bromion). Z těchto důvodů byl založen tento experiment, který má za cíl podchytit změny vegetace v čase při různém typu managementu. Otázka zní: Zda se vlivem zavedení/vyloučení pastvy v daném typu porostu změní druhové složení společenstva, a sice jakým směrem a jak rychle? Na podkladě review o struktuře a dynamice pastevní vegetace zpracované autory MARRIOT ET CARRERE (1998) lze předpokládat, že se pod vlivem pastvy posune (oproti kontrole) struktura společenstva kvantitativně i kvalitativně ve prospěch rostlin odolných okusu a disturbancím, tedy začnou převládat rostliny s rychlým regenerativním růstem, přízemní růžicí listů, rostliny trnité a nechutné, ale také luční druhy vytvářejí morfotypy s přízemním rozložením zelených orgánů. Taková společenstva by pak hostila zejména rostliny stres-tolerantní, tj. druhy odolné pastevnímu tlaku (MEIJDEN VAN DER ET AL., 1988). Na druhou stranu HEJCMAN ET AL. (2002a) uvádí, že proces přeměny louky na pastvinu je většinou velmi dlouhodobý, nejméně v horizontu 5-10 let. Tedy pravděpodobně výraznější změny nebude možné zachytit v průběhu řešení projektu.

3.2. Metodika Materiál a metody Vzhledem k velmi krátké době řešení projektu byla pro monitoring vlivu pastvy na druhové složení vegetace zvolena metoda opakovaného sledování trvalých ploch o velikosti 1m2. Tento přístup byl badateli již několikrát úspěšně využit pro podchycení změn 9

travinobylinné vegetace v závislosti na různém typu obhospodařování (KRAHULEC ET AL., 2001; PAVLU ET AL., 2003; RYSER ET AL., 1995). Aby bylo možné studovat vliv pastvy odfiltrovaný od přirozených sukcesních trendů, tak kromě pasených ploch bylo nutno ještě sledovat plochy kontrolní – tj. nepasené. Protože není zcela zřejmé, který typ managementu by měl sloužit jako kontrolní (kosení vs. ladem), byly vybrány celkem 4 varianty: i) ii) iii) iv)

pastva pastva spojená s časně jarním vypalováním stařiny (tradiční obhospodařování TTP na Kopanicích a Valašsku – HÁJEK 2000) kosení porostu v první polovině července ponechání ladem

forma

Na třech pastvinách v CHKO (Suchov, Lopeník, Brumov) byly proto založeny experimentální plochy o velikosti 5*5m ve znáhodněném uspořádání se čtyřmi typy managementu, do jejichž středu byla umístěna snímkovaná trvalá plocha o velikosti 1m2. Tato plocha byla pro snadné dohledání v dalších letech v každém rohu fixována železnou trubičkou. Pro pokrytí heterogenity společenstev na pastvině bylo na každé lokalitě založeno 10 bloků experimentálních ploch (Obr.3-1,3-2). Z technických důvodů bylo vždy pět bloků sdruženo pro vybudování jedné dřevěné ohrady kolem ploch kontrolních (srovnej HEJCMAN ET AL., 2002) a tyto bloky umístěny v terénu tak, aby gradient prostředí (tj. hlavně sklon svahu) procházel mezi bloky nikoli napříč jednotlivými typy managementu v rámci bloku. Snímkovaná trvalá plocha o velikosti 1m2 byla pro zpřesnění výzkumu ještě rozdělena pomocí železného rámu do 9-ti podčtverečků (délka strany 33 cm), přičemž v každém podčtverečku bylo sepsáno kompletní druhové složení a na procentické škále odhadnuta pokryvnost přítomných rostlinných taxonů.

loc3. Brumov Valašské Klobouky 5m

5m

1a

1b

1c

1d

2a

2b

2c

2d

6b

6c

6d

3a

3b

3c

3d

7a

7b

7c

7d

4a

4b

4c

4d

8a

8b

8c

8d

5a

5b

5c

5d

9a

9b

9c

9d

1m2

10a 10b 10c 10d

Brumov svah dolů

Obr.3-1: Trvalé monitorovací plochy: odečítací plocha 1m2 – každá rozdělená na 9 podčtverečků

10

loc3. Brumov Valašské Klobouky

ohrada

ohrada Brumov svah dolů

Obr.3-2: Znáhodněné uspořádání experimentu: 4 varianty managementu – každá 10 replikací

Statistické analýzy Sebraná data byla převedena do programu Quattro Pro (Corel Corporation, 2004), kde typ managementu (pastva-G, kosení-M, vypalování-F, bez obhospodařování-U) byl okódován pomocí tzv. dummy proměnných (4 sloupce: G, M, F, U; binárně 0-1) a obdobně tak individuální označení každého podčtverečku na lokalitě (Plot ID, dummy proměnná, 360 podčtverečků na 1 lokalitě – tj. 360 sloupců binárně 0-1). Tato mnohorozměrná data byla převedena k ordinačnímu zpracování v programu Canoco for Windows 4.5 (ter BRAAK & ŠMILAUER, 2002). Data byla analyzována samostatně pro každou lokalitu, protože jejich počáteční druhové složení se velmi lišilo a na každé z nich je praktikován odlišný systém pastvy (ovce vs. skot, rotační vs. kontinuální pastva). Pomocí přímé ordinační technika RDA byly hledány ty změny variability ve floristických datech, které jsou korelované s testovanými proměnnými prostředí – tj. způsoby obhospodařování (Tab.3-1, důležitá zejména analýza č.2 – šedě). Nejdříve byl však odstraněn vliv nezajímavých proměnných (kovariát: počáteční rozdíly individuálních podčtverečků PlotID, rok zápisu Y) a díky komplikovanému uspořádání experimentu, s tzv. dvojitým split-plot & MÜNZBERGOVÁ, designem, bylo v programu GenPerm (HERBEN http://botany.natur.cuni.cz/cz/studium/texty.php) vypracováno správné permutační schéma, které bylo poté načteno do analýz programu Canoco. Schéma bylo vytvořeno tak, že v rámci bloku se 4 úrovněmi managementu byly volně permutovány celé čtverce (1m2), podčtverečky (v rámci čtverce) nebyly permutovány, a volně byl permutován čas.

11

Tab.3-1: Přehledné schéma statistických analýz pro jednotlivé lokality analýza testované proměnné kovariáty 1 Y PlotID, Y*U, Y*M, Y*G, Y*F 2 Y*U, Y*M, Y*G, Y*F PlotID, Y 3 Y*G PlotID, Y*M, Y*U, Y*F 4 Y*M PlotID, Y*G, Y*U, Y*F 5 Y*U PlotID, Y*G, Y*M, Y*F 6 Y*F PlotID, Y*G, Y*U, Y*M Vysvětlivky: Y (year) – rok, G(grazing) – pastva, M (mowing) – kosení, U (unmanaged) – bez obhospodařování, F (fire) – vypalování, PlotID – individuální označení každého podčtverečku (dummy proměnná, 360 podčtverečků na 1 lokalitě – tj. 360 sloupců)

3.3 Výsledky Přímou ordinační analýzou RDA nebyly zjištěny statisticky významné změny druhového složení vzhledem ke způsobu obhospodařování ani na jedné studované lokalitě.

Brumov Cum. per. variance of species data pro všechny kanonické osy 3,3% Monte Carlo test všech kanonických os (499 permutací): F-ratio=3.990, P-value=0.1140

Suchov Cum. per. variance of species data pro všechny kanonické osy 3,0% Monte Carlo test všech kanonických os (499 permutací): F-ratio= 3.675; P-value=0.4140

Lopeník Na této lokalitě se změny druhového složení směrované typem managementu nejvíce projevily, ale nebyly signifikantní (Tab.3-2). Tab.3-2: Výsledky RDA analýzy na lokalitě Lopeník Axes Eigenvalues Species-environment correlations Cum. per. var. of species data Cum. per. var.of species-environment relation Sum of all eigenvalues Sum of all canonical eigenvalues

1 0.008 0.358 3.8

2 0.002 0.258 4.7

3 0.001 0.252 5.1

4 0.076 0 40.4

73.9

91.4

100

0

Total variance 1

0.217 0.011

**** Summary of Monte Carlo test **** eigenvalue=0.00 Test of significance of first canonical axis 8 F-ratio=3.945 P-value=0.1340

12

Test of significance of all canonical axes

Trace=0.011 F-ratio=6.381 P-value=0.1000

( 499 permutations under reduced model)

0.8

Na Obr.3-3 je znázorněn ordinační diagram změn vegetace na různě obhospodařovaných plochách na lokalitě Lopeník. Změny nejsou zatím statisticky významné, z grafu však lze vyčíst, že na pasených plochách přibývají typické druhy pastvin jako Trifolium repens, Taraxacum sect. Ruderalia, zatímco na neobhospodařovaných zvyšují svoji pokryvnost druhy citlivější na pastvu (vzrůstově vyšší – Avenula pubescens, Frestuca rubra).

yea*G

TrifRep TarRud Ran spec VicTet FesRub RanAcr SteGra AchMil LeoHis AvePub CarHir yea*M CynCri hl¡na

yea*U

-0.6

yea*F

-0.6

0.6

Obr.3-3: Ordinační diagram CCA změn druhového složení dle způsobu obhospodařování na lokalitě Lopeník (změny za 1 vegetační sezónu, statisticky nevýznamné P-value=0,1000)

13

3.4. Diskuse Díky krátké době sledování změn vegetace pod vlivem odlišného způsobu obhospodařování, pouze jedna vegetační sezóna, nebyly i přes odečet změn pokryvnosti na velmi malých plochách (podčtverečcích velikosti 33*33cm) zjištěny významné změny v druhovém složení na všech lokalitách. To je zřejmě způsobeno velkou druhovou rozmanitostí studovaných ploch (běžně 25-30 druhů na plošce 33*33cm).

3.5. Závěr Aby byly výsledky monitoringu využitelné pro vyhodnocení reakce konkrétních druhů na typ managementu, bude nutné, aby sledování trvalých ploch pokračovalo i v dalších letech. Většina naznačených trendů vývoje se pravděpodobně ukáže signifikantní až po delší době. Proto by bylo žádoucí podpořit tento monitoring na dobu minimálně 5 let, aby se mohlo pokračovat ve sběru dat, jejich analýzách a doposud vynaložené úsilí tak bylo zhodnoceno.

3.6. Literatura BLAŽKOVÁ D., 1989: Louky, jejich ohrožení a problémy ochrany. - Památky a příroda 2: 100103. BOBBINK R. ET WILLEMS J. H., 1987: Increased dominance of Brachypodium pinnatum (L.) Beauv. in chalk grasslands: a threat to a species-rich ecosystem. – Biological. Conservation 40: 301-314. GRIME J. P., 1979: Plant strategies and vegetation processes. – J. Wiley & Sons, Chichester. HÁJEK, M., 2000: Přírodní rezervace Hutě. (www.uherskohradistsko.cz/brontosaurus) HEJCMAN M., BŘEZINA S. ET RAUCH O., 2002: Livestock grazing as an alternative management for mountain meadows in the Giant Mountains – preliminary results. In: Bottarin R. et Tappeiner U. (eds): Interdisciplinary Mountain Research, Blackwell, Berlin, pp. 220230 HEJCMAN, M., PAVLŮ, V. ET KRAHULEC, F., 2002a: Pastva hospodářských zvířat a její využití v ochranářské praxi. Zpr. Čes. Bot. Společ. 37(2): 203-216 KRAHULEC, F., HADINCOVÁ, V., HERBEN, T. ET KETTNEROVÁ, S., 1994: Monitorování vlivu pastvy ovcí na rostlinná společenstva: Zadní Rennerovky v Krkonošském národním parku. Příroda 1: 191-196 MARRIOTT, C. A. ET CARRERE, P., 1998: Structure and dynamics of grazed vegetation. Ann. Zootech. 47: 359-369 MEIJDEN VAN DER, E., WIJN, M. ET VERKAAR, H. J., 1988: Defence and regrowth, alternativ plant strategies in the struggle against herbivores. Oikos 51:355-363 PAVLU, V., HEJCMAN, M., PAVLU, L. ET GAISLER, J., 2003: Effect of rotational and continuous grazing on vegetation of an upland grassland in the Jizerske Hory Mts., Czech Republic. Folia Geobotanica 38: (1) 21-34 2003 RYSER P., LANGENAUER R. ET GIGON A., 1995: Species richness and vegetation structure in a limestone grassland after 15 years management with 6 biomass removal regimes. - Folia Geobot. Phytotax., Praha, 30: 157-167. ŠTURSA J., 1999: Smilkové louky. - Péče o chráněná území I. Nelesní společenstva - Agentura ochrany přírody a krajiny ČR, Praha: 298-299. TER BRAAK C. J F. ET ŠMILAUER P., 1998: Canoco Windows version 4.1, CanoDraw for Windows version 4.0. Microcomputer Power. Ithaca.New Zork. USA.

14

4.

Vliv heterogenity vegetace na chování dobytka v prostoru pastviny vs. vliv extenzivní pastvy na vegetaci

Petr Pavelčík, Jan Mládek, Zuzana Münzbergová & Martin Duchoslav

4.1. Úvod Řada studií ukázala, že pastevní tlak významně ovlivňuje strukturu travinných společenstev (BARTHRAM ET AL., 2005; CORELL ET AL., 2003; GARCIA ET AL., 2003; WRIGHT ET AL., 2001). Zejména při extenzivní pastvě (tj. nízkých stavech dobytka na jednotku plochy resp. produkované biomasy) selektivní vypásání vytváří a následně zvyšuje heterogenitu travního porostu co se týče kvality i kvantity biomasy. Když na pastvině potravní nabídka píce převyšuje potřeby herbivorů, vyvíjí se porost různorodé výšky jako výsledek diferenciace mezi opakovaně spásanými plochami a plochami nespásanými (ADLER ET AL., 2001). Opakovaná defoliace udržující nízkou výšku porostu způsobuje (zejména u trav) nárůst hustoty vegetativních výhonků a redukci investic do vyšších generativních struktur. Selektivní vypásání tak jen dále posiluje rozvoj mozaikovité struktury travinobylinného společenstva, které pak hostí zejména druhy tolerující pastvu díky své rychlé regenerační schopnosti (např. výběžkaté druhy trav) a druhy schopné vyvarovat se pastvě díky nízkému vzrůstu (druhy s přízemní růžicí), mechanickým strukturám (trnité, trsnaté druhy) a obsahu nechutných (jedovatých) chemických látek. GARCIA ET AL. (2004) zjistili, že při opakované pastvě ovce preferují plošky spásané v předchozím pastevním cyklu (preference kvality). Otázkou je, zda se podobně selektivně chová skot, o kterém se často píše (např. HEJCMAN ET AL., 2002), že není při pastvě tolik selektivní jako ovce. Cílem práce je na základě empirických dat vytvořit Model chování skotu v prostoru pastviny, který by na základě znalosti dobře měřitelných parametrů: (i) travního porostu – variability výšky porostu, relativní krmné hodnoty píce na dílčích plochách; (ii) prostorového uspořádání areálu – rozsahu pastviny z hlediska nadmořské výšky, umístění vodního zdroje, minerálního lizu, lesních remízků, vedení cest; a (iii) charakteristik paseného stáda zvířat – druhu dobytka, počtu kusů zvířat, době zahájení pastvy a počtu pastevních cyklů, dokázal predikovat vývoj vegetace lokality. A sice zejména model by měl pomocí prostorové analýzy parametrů v GIS identifikovat ty části pastevního areálu, kde bude docházet k nejsilnějším interakcím typu rostlina-zvíře – tj. dojde k největšímu posunu od současné struktury vegetace; budou označeny plochy s potenciální největší disturbancí půdního povrchu, plochy potenciálně opakovaně spásané (s nízkým vzrůstem) a plochy potenciálně dobytkem opomíjené (s vysokou vegetací). Model by měl být využitelný pro ochranu přírody, aby před zahájením vypásání botanicky cenných území (zvlášť při první pastvě na lokalitě vůbec) na základě předpokládaného chování dobytka věděla, které části plochy pastviny (tj. společenstva na nich přítomná) budou pastvou nejvíce ohrožena a mohla je předem vyjmout z paseného území. Například místa často opakovaně spásaná budou zřejmě ty s počátečním velkým množstvím biomasy, s vysokou krmnou hodnotou, ale také porosty blízko míst odpočinku zvířat, vodního zdroje ale i cest. Model by měl ukázat, jak se působením extenzivní pastvy (tj. nízkých stavů dobytka na jednotku plochy resp. produkované biomasy) budou měnit vysokostébelné porosty (původně kosené); tj. že se na velké části lokality pravděpodobně vytvoří mozaika nízkých

15

(opakovaně spásaných) a vysokých plošek, a na lokalitě zůstanou převážně druhy tolerující pastvu a druhy schopné vyvarovat se pastvě mechanicky (trny, ostny) a chemicky. Mezi zásadní otázky současného výzkumu, který by měl napomoci parametrizovat „Model chování skotu v prostoru pastviny“, patří: • Existuje vztah mezi výškou porostu a pastevní aktivitou dobytka? • Mění se tento vztah v průběhu sezóny? • Liší se různě spasené plošky v druhovém složení? • Mění se prostorová heterogenita výšky porostu meziročně?

4.2. Metodika Materiál Pro výzkumné účely byla vybrána pastvina ve střední části CHKO Bílé Karpaty na západním svahu Lopenického sedla. Jde o dlouhodobě pastevně využívaný porost as. Anthoxantho-Agrostietum (podsv. Polygalo-Cynosurenion), na které se pravidelně extenzivně pase masný skot ve dvou pastevních cyklech (letos 92 ks skotu kříženců plemen ČČS a Hereford). První cyklus probíhal od 20.5. do 13.7., druhý od 25.8. do 7.10. Jako studijní plocha byla na pastvině (ve svažitém terénu cca 20°) vytyčena čtvercová síť o hraně 100m. Rohy prostoru byly v terénu vyznačeny silnými dřevěnými kolíky, které byly vždy při měření použity jako fixní body pro vymezení čtvercové sítě 51*51 záznamových plošek. Takto bylo získáno 2601 trvalých studijních plošek umístěných na pravidelných paralelních transektech (tzv. spatial grid).

Sběr dat v terénu Jako parametr odhadu biomasy plošky (kvantity píce dostupné skotu) byla zvolena výška porostu, která byla měřena vždy před začátkem a po konci pastevního cyklu, konkrétně 12.5.,15.7.,21.8. a 8.10. Navíc bylo jedno měření provedeno v průběhu prvního období pastvy 24.6. Ke stanovení výšky porostu byl zvolen tzv. rising-plate-meter, standardně používaný v zemědělském výzkumu v západní Evropě (CORREL ET AL., 2003). Princip metody spočívá ve spouštění disku o specifickém průměru (cca 30cm) a hmotnosti po kalibrované tyči do vegetace a odečtením výšky porostu po zadržení porostem. Druhové složení porostu bylo zaznamenáno pro každou z 2601 plošek pouze před prvním pastevním cyklem 12.5. Zaznamenávány byly dominantní druhy s pokryvností větší než 30% v ploše vertikální projekce talíře rising-plate-metru na plochu pastviny. K přítomným druhům byla zjištěna tabulková krmná hodnota z publikace JURKO (1990) a stanovena průměrná krmná hodnota jednotlivých plošek. Na každé plošce byl též současně s měřením výšky porostu po pastevním cyklu zaznamenáván typ zásahu dobytka. Rozlišovány byly tři možné typy zásahu: • • •

pastva – více než 50% vegetace spaseno pošlapání – více než 50% vegetace pošlapáno bez zásahu – více než 50% vegetace bez zásahu

Dále byla zaznamenávána presence/absence exkrementu skotu na plošce.

16

Pozorování pastevní aktivity dobytka bylo provedeno v průběhu druhého pastevního cyklu dne 17.9. Aktivita byla zaznamenávána z protilehlého svahu, který je vzdálen od zájmového území cca 300m vzdušnou čarou. Z důvodu lepší identifikace čtvercové sítě byly dřevěné kolíky v rozích zvýrazněny barevnou látkou. V době, kdy se stádo nebo jednotlivý kus skotu vyskytoval v zájmovém území, byly v intervalu pěti minut pořizovány digitální fotografie vždy ze stejného místa, stejnou ohniskovou vzdáleností (fotoaparát byl umístěn na stativu v tomto bodě po celou dobu pozorování). Do fotografie byl současně vložen údaj o čase pořízení snímku. Takto byla získána chronologická řada fotografií zájmového území s pasoucím se dobytkem bez ovlivnění jeho chování přítomností pozorovatele nebo přítomností linií vyznačující čtvercovou síť. Do pořízených fotografií pak byla v programu Photoshop 7.0 vložena čtvercová síť s okem sítě 10 x 10 m, a získány tak velmi podrobné údaje o aktivitě skotu ve čtvercové síti (Obr.4-1). Zaznamenávány byly tři typy aktivity dobytka: pastva, přecházení, ležení.

Obr.4-1: Záznam a zpracování pastevní aktivity dobytka

Statistické analýzy Sebraná data byla převedena do programu MS Excel 2003, ve kterém byla zároveň provedena základní explorační prostorová analýza. Pro první přiblížení charakteru dat byly vytvořeny grafické výstupy změn měřených parametrů v čase (výšky porostu, zásahů pastvy na ploškách), ale také prostorově zobrazena četnost aktivity skotu ve čtvercové síti. V programu Canoco for windows 4.5 (TER BRAAK & ŠMILAUER, 2002) bylo pomocí přímé gradientové analýzy (CCA, spatial grid) testováno, zda existuje vztah mezi variabilitou druhového složení a variabilitou zásahu pastvy jak v prvním tak, druhém pastevním cyklu. Dále nás zajímalo, zda zásah skotu na ploškách v 2. pastevním cyklu je ovlivněn zásahem předchozím (v 1. pastevním cyklu); tento vztah byl testován v zobecněných lineárních modelech programu Statistica 6.0 (STATSOFT, 2001). Proměnné zásah v tomto případě vedeny jako vícestavové nominální na ordinální škále (spaseno, pošlapáno, bez zásahu). V programu S-plus byl pomocí logistické regrese zásahu skotu (redukce zásahu plošky na binární proměnnou: spasena vs. nespasena) na měřených proměnných prostředí hledán nejjednodušší model, který by určil ty faktory, jež mají největší vliv na diferenciaci využití travního porostu skotem.

17

4.3. Výsledky Výsledky sledování výšky porostu vegetace před a po pastevním cyklu (dále jen PC) ukázaly, že výška porostu se na zkoumané ploše vlivem pastvy dobytka výrazně mění a to jak v čase tak v prostoru. Trendy obou typů změn je možno vidět na Obr.4-2 a Obr.4-3. 11 před pastvou 10,11 cm

10

9,12 cm

výška (cm)

9 8 7

před pastvou 8,01 cm po pastvě 7,12 cm

po pastvě 7,18 cm

6 5 4 12.5.

24.6.

15.7.

21.8.

8.10.

datum

Obr.4-2: Průběh změn výšky vegetace v čase

1.cyklus (12.5.)

2. cyklus (21.8.)

Obr.4-3: Průběh změn výšky vegetace v prostoru, Lopeník 2005 Tab.4-1: Popisná analýza dat výšky porostu, Lopeník 2005 12.5. 24.6. 15.7. 8,01 9,12 7,18 Střední hodnota 0,058 0,074 0,053 Chyba střední hodnoty 7 8 7 Medián 7 7 7 Modus 2,95 3,76 2,69 Směrodatná odchylka 19,00 31,00 36,00 Rozdíl max-min 2 1 1 Minimum 21 32 38 Maximum

18

21.8. 10,11 0,073 10 8 3,757 23 3 26

8.10. 7,12 0,046 7 7 2,36 17,00 1 18

Výsledky sledování typu zásahu dobytka naznačují tendenci dobytka spásat spíše vegetaci s větší výškou – tj. i biomasou (srovnej Obr.4-3 a Obr.4-4). 24.6.

15.7.

8.10.

Obr.4-4: Průběh změn typu zásahu v prostoru, Lopeník 2005

1600

1282 1200

Četnost

949 800

400

370

0 bez

jednou

opakování

Pastva

Obr.4-5: Opakování zásahu v prostoru, Lopeník 2005

Stejně jako výsledky sledování typu zásahu dobytka, tak i výsledky pozorování pastevní aktivity dobytka naznačují jeho tendenci spásat spíše vegetaci s větší výškou – tj. i biomasou (srovnej Obr.4-3 a Obr.4-6). pastva

ležení

přecházení

Poznámka: Čísla v jednotlivých buňkách tabulek vyjadřují absolutní četnosti aktivity dobytka v daném sektoru za celou dobu pozorování.

Obr.4-6: Záznam pozorování pastevní aktivity dobytka v prostoru, Lopeník 17.9.2005

19

1.0

Pomocí mnohorozměrných technik programu Canoco (TER BRAAK & ŠMILAUER, 2002) byl testován vztah mezi variabilitou druhového složení a variabilitou zásahu pastvy jak v prvním, tak druhém pastevním cyklu. Výstupy přímé gradientové analýzy CCA (Tab.4-2, Monte Carlo test, P-value<0,05) ukazují, že existuje statisticky významný vztah mezi druhovou skladbou porostu a zásahem skotu. Z Obr.4-7 je patrná podobnost pastevního zásahu v 1.PC a 2.PC ve vztahu k druhovému složení porostu. Při bližším pohledu však zjistíme, že v 2.PC nebyly již tolik pasené plošky s trsnatými druhy trav (jako např. Danthonia decumbens, které v létě nemají již tak nutričně kvalitní píci), ale plošky s vyššími druhy trav i bylin (Agrostis capillaris, Centaurea pseudophrygia). Navíc je zajímavé, že v 1.PC jsou nejpodobnější druhovým složením plošky poválené a bez zásahu, zatímco v 2.PC jsou nejbližší druhovou skladbou plošky poválené a pasené.

NarStr

bez1

poval1 bez2

DacGlo FesPra

poval2

CruGla LuzLuz

HolLan

RanRep TriFla VerCHa AchiMil AntOdo TarRud LeoHis CenPse TriRepHypMac PlaLan RanAcr LeuMar AgrCap PimSax KnaArv

PoaPra

FesRub

HiePil

pastva2

DanDec

-1.0

pastva1

-1.0

1.0

Obr.4-7: Ordinační diagram CCA, vztah druhového složení a pastevního zásahu v 1. a 2.PC

20

Tab.4-2: Výstup z CCA, vztah druhového složení a pastevního zásahu v 1. a 2.PC Axes Eigenvalues Species-environment correlations Cumulative percentage variance of species data of species-environment relation: Sum of all eigenvalues Sum of all canonical eigenvalues

1 0.029 0.253

2 0.016 0.215

3 0.007 0.148

4 0.005 0.127

0.3 48.6

0.5 74.9

0.6 87.3

0.6 96.1

Total inertia 8.942

8.942 0.060

Summary of Monte Carlo test Test of significance of all canonical axes: Trace = 0.060 F-ratio = 3.490 P-value = 0.0080

Výsledky analýzy vztahu po sobě jdoucích zásahů skotu na ploškách (GLZ, hodnoty Wald.statistiky) ukazují, že zásah skotu po 2.PC je závislý na zásahu v průběhu 1.PC a po 1.PC. Jinak řečeno oba zásahy v 1.PC mají statisticky významný vliv na chování dobytka v 2.PC (W= 758,3143, P<0,05), jak ukazuje Tab.4-3. Četnosti využití plošek skotem v 2.PC vztažené k jejich minulému zásahu během 1.PC (bez zásahu, pošlapáno, spaseno) shrnuje Tab.4-4. Tab.4-3: Zobecněné lineární modely (GLZ)

DF Abs. člen zásah v 1.PC zásah po 1.PC zásah v 1.PC x zásah po 1.PC

2 2 2 4

Waldova statistika 758,3143 14,5055 49,0378 3,3534

P 0,000000 0,000708 0,000000 0,500524

Tab.4-4: Porovnání četnosti různého využití plošek v 2.PC vzhledem k využití v 1.PC a po 1.PC zásah po 2.PC bez pošlapán úroveň úroveň celkem spaseno zásahu o 2 601 279 615 1 707 celkem po 2.PC bez zásahu 860 139 226 495 zásah v 1.PC pošlapáno 852 63 250 539 zásah v 1.PC spaseno 889 77 139 673 zásah v 1.PC bez zásahu 115 29 39 47 zásah po 1.PC pošlapáno 680 49 253 378 zásah po 1.PC spaseno 1 806 201 323 1 282 zásah po 1.PC bez zásah v 1.PC x zásah po bez zásahu 55 18 15 22 zásahu 1.PC zásah v 1.PC x zásah po bez zásahu pošlapáno 210 19 87 104 1.PC zásah v 1.PC x zásah po bez zásahu spaseno 595 102 124 369 1.PC

21

zásah v 1.PC x zásah po 1.PC zásah v 1.PC x zásah po 1.PC zásah v 1.PC x zásah po 1.PC zásah v 1.PC x zásah po 1.PC zásah v 1.PC x zásah po 1.PC zásah v 1.PC x zásah po 1.PC

pošlapáno

bez zásahu

40

8

18

14

pošlapáno

pošlapáno

336

20

126

190

pošlapáno

spaseno

476

35

106

335

spaseno

bez zásahu

20

3

6

11

spaseno

pošlapáno

134

10

40

84

spaseno

spaseno

735

64

93

578

Z dat o druhovém složení plošek byly dle tabelárních hodnot přítomných druhů (JURKO, 1990) vypočteny jejich průměrné krmné hodnoty a promítnuty do čtvercové sítě (Obr.4-8). Již první vizuální porovnání pastevní aktivity (Obr.4-6) a krmné hodnoty plošek naznačuje, že skot se pohyboval na studijné ploše převážně v částech s vyšší krmnou hodnotou porostu. Takto získaná krmná hodnota plošek byla využita jako pomocný faktor v následující analýze. .

Obr.4-8: Krmná hodnota vegetace, Lopeník 2005

Pro účely analýzy skutečného využití porostu skotem byl typ zásahu na plošce redukován pouze na 2 kategorie: spaseno vs. nepaseno (pošlapané plošky sloučeny s nespasenými). Pomocí logistické regrese chování skotu (tj. jeho zásahu: spaseno=1, nespaseno=0) na měřených proměnných prostředí byl hledán nejjednodušší model, který by určil ty faktory, jež mají největší vliv na diferenciaci využití travního porostu. Výsledky logistické regrese pro zásah spaseno po 1.PC (Tab.4-5) ukázaly, že na spasení (či nespasení) plošky má statisticky průkazný vliv její poloha v prostoru pastviny (P<0,05 u proměnných osa x, osa y, osa x.x, osa x.x.x, osa x.y, osa y.y), největší gradient druhového složení porostu (P<0,05 u 1.ordinační osy DCA) a výška porostu (P<0,05). Navíc se jako významný faktor jeví interakce mezi výškou porostu před 1.PC a krmnou hodnotou plošky (Tab.4-6).

22

Tab.4-5: Výstupy logistické regrese pro 1.PC (závislá byla „spaseno po 1.PC“) osa x osa y x.x x.x.x x.y x.y.y x.x.y y.y y.y.y 1.ordinační osa DCA 2.ordinační osa DCA 3.ordinační osa DCA 4.ordinační osa DCA krmná hodnota porostu výška porostu před 1.PC

DF

Deviance

Resid

DF Resid. Dev

P (Chi)

1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1

9.31827 34.09999 28.02213 15.98895 10.36236 1.10593 0.92211 6.30631 2.37799 5.36295 2.63545 1.56403 0.40355 0.32099 52.59088

2599 2598 2597 2596 2595 2594 2593 2592 2591 2590 2589 2588 2587 2586 2585

3192.914 3158.814 3130.792 3114.803 3104.441 3103.335 3102.413 3096.106 3093.728 3088.365 3085.730 3084.166 3083.762 3083.441 3030.851

0.0022688 0.0000000 0.0000001 0.0000637 0.0012861 0.2929694 0.3369217 0.0120309 0.1230555 0.0205690 0.1045026 0.2110760 0.5252598 0.5710119 0.0000000

Tab.4-6: Výstupy logistické regrese pro 1.PC (závislá byla „spaseno po 1.PC“) Df Deviance Krmná hodnota Výška porostu před 1.PC Výška porostu před 1.PC x krmná hodnota

Resid

Df Resid. Dev

P (Chi)

1

0.095450

2599

3340.716

0.7573594

1

6.560181

2598

3334.156

0.0104286

1

5.936110

2597

3328.220

0.0148337

Výsledky logistické regrese pro zásah spaseno po 2.PC (Tab.4-7) ukázaly, že na spasení plošky v druhém pastevním cyklu má statisticky průkazný vliv též její poloha v prostoru pastviny (P<0,05 u osy x, osy x.x.x, osy y.y, osy y.y.), druhové složení porostu (P<0,05 u 4. ordinační osy DCA) a výška porostu (P<0,05). Navíc se jako významný faktor jeví interakce mezi výškou porostu před 2.PC a krmnou hodnotou plošky (Tab.4-8). Tab.4-7: Výstupy logistické regrese pro 2.PC (závislá byla „spaseno po 2.PC“) osa x osa y x.x x.x.x x.y x.y.y x.x.y y.y y.y.y 1. ordinační osa DCA 2. ordinační osa DCA 3. ordinační osa DCA 4. ordinační osa DCA krmná hodnota porostu výška porostu před 2.PC

Df

Deviance

Resid

Df Resid. Dev

P (Chi)

1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1

18.09844 0.13387 2.07531 8.93491 0.25131 41.99031 1.75915 10.07917 41.69041 1.21354 1.03979 3.17650 9.06865 0.24209 7.76439

2599 2598 2597 2596 2595 2594 2593 2592 2591 2590 2589 2588 2587 2586 2585

3329.223 3329.089 3327.014 3318.079 3317.828 3275.838 3274.079 3263.999 3222.309 3221.095 3220.056 3216.879 3207.810 3207.568 3199.804

0.0000210 0.7144479 0.1496993 0.0027977 0.6161524 0.0000000 0.1847311 0.0014995 0.0000000 0.2706317 0.3078710 0.0747047 0.0026003 0.6227029 0.0053286

23

Tab.4-8: Výstupy logistické regrese pro 2.PC (závislá byla „spaseno po 2.PC“) Df Deviance Krmná hodnota Výška porostu před 2.PC Výška porostu před 2.PC x krmná hodnota

Resid

Df Resid. Dev

P (Chi)

1 15.34627

2599 1757.296

0.00008950

1 46.90647

2598 1710.390

0.00000000

1 4.08611

2597 1706.304

0.04323702

4.4. Diskuse Na první pohled je zřejmé, že výška porostu během obou pastevních cyklů (dále jen PC) kolísá, to se dá samozřejmě snadno vysvětlit pastevním zásahem dobytka. Největších průměrných výšek dosahoval porost v průběhu 1.PC a před 2.PC, nejmenší velikost měl porost po 1.PC a zejména po 2.PC. Dobytek byl na jaře na pastvinu vpuštěn v době, kdy porost ještě nedosahoval své největší výšky a v průběhu 1.PC ještě do jisté míry dorůstal, na konci 1.PC však již byla jeho průměrná výška skotem výrazně redukována. Do začátku 2.PC porost regeneroval a dosáhl největší průměrné výšky za sezónu vůbec, po 2.PC však byl opět redukován a to na nejmenší výšku za celou sezonu. Největší variability výšky dosahoval porost v průběhu 1.PC a před 2.PC. Z diagramu CCA (Obr.4-7) je patrné, že ve 2.PC již nebyly (narozdíl od 1.PC) preferenčně spásány plošky s nízkou přirozenou výškou (s druhy jako: Leontodon hispidus, Danthonia decumbens) a byly spásány spíše plošky s větší výškou, což se projevilo v menší variabilitě a v nejmenší průměrné výšce porostu po 2. V 1.PC dobytek spásal více plošek než ve 2.PC (1806:1707) a také více plošek pošlapal (680:615), zároveň však měl porost po 2.PC nejmenší průměrnou výšku i variabilitu (7,12cm; směr.odch.=2,36). Výstupy logistické regrese zásahu skotu z 1.PC (Tab.4-5) ukazují že, pro zvířata je hlavně důležitý samotný charakter prostorového uspořádání pastviny (osy x,y) a výška porostu před pastvou (P=0,0000000). Naopak na pastevní zásah neměla vliv krmná hodnota porostu (P=0,5710119). Z prostorového uspořádání měla největší význam pro zásah osa y (P=0,0000000), tento vliv by se mohl vysvětlit gradientem nadmořské výšky, který na studijní ploše podél této osy roste téměř lineárně. Vliv osy x se dá vysvětlit jako vliv vzdálenosti od místa odpočinku dobytka, které leží v lesním remízku nedaleko levého dolního rohu zájmové plochy. Další významnou proměnnou byla 1. ordinační osa DCA, která pravděpodobně vyjadřuje gradient úživnosti prostředí (Obr.4-7). Zajímavý je též významný vliv interakce výšky porostu a krmné hodnoty, což říká, že skot se na gradientu výšky porostu chová odlišně při různých hladinách krmné hodnoty porostu. To by mohlo znamenat, že se stoupající výškou porostu skot spásá více plošky s vysokou krmnou hodnotou (dle druhů), ale při nízkém porostu dává přednost ploškám s nízkou krmnou hodnotou. Podobně lze interpretovat výstupy z logistická regrese zásahu pro 2.PC. Výsledky statistického testu (Tab.4-3 – GLZ, Wald. statistika) ukázaly, že zásah po 2.PC je závislý na zásahu v průběhu a po 1.PC. Z Tab.4-2 je zřejmé, že dobytek preferenčně opětovně spásá již jednou spasené plošky v předchozí pastvě (578 plošek z 735 spásaných v 1.PC a po 1.PC bylo ve 2.PC opětovně spaseno, 1282 plošek z 1806 spásaných po 1.PC bylo znovu spásáno ve 2.PC, 673 plošek z 889 spásaných v 1.PC bylo opět spásáno ve 2.PC). Dobytek tedy pravděpodobně selektivně vypásá plošky s mladou nutričně hodnotnější biomasou.

24

4.5. Závěr Předmětem tohoto výzkumu je zjistit, jak se chová skot ve vztahu ke druhovému složení pastviny, krmné hodnotě porostu, výšce porostu a gradientům prostředí (nadmořská výška, vzdálenost od místa odpočinku, úživnost prostředí). Z dosavadních výsledků můžeme konstatovat, že na pastevní zásah na plošce (pastva, pošlapání, bez zásahu) měla vliv výška porostu (množství biomasy) před pastevním cyklem, prostorové rozmístění vegetace podél gradientu nadmořské výšky a gradientu vzdálenosti od místa odpočinku dobytka, dále pak určitý vliv hrál i gradient úživnosti prostředí. Naopak překvapivě bylo zjištěno, že krmná hodnota plošky (kvalita píce, počítaná jako průměrná krmná hodnota dle přítomných druhů) nebyla pro pastevní zásah významná. Potvrdilo se však, že typ zásahu na plošce v prvním pastevním cyklu má významný vliv na zásah v dalším pastevním cyklu. Plochy jednou spasené (obrostlé s mladou kvalitní biomasou) jsou selektivně spásány v druhém cyklu.

4.6. Literatura BARTHRAM, G. T., DUFF, E. I., ELSTON, D. A., GRIFFITHS, J. H.,COMMON, T. G., MARRIOTT, C. A., 2005: Frequency distributions of sward height under sheep grazing. Grass and Forage Science, 60 CORREL O., ISSELSTEIN J. ET PAVLU V., 2003: Studying spatial and temporal dynamics of sward structure at low stocking densities: the use of an extended rising- plate-meter method. - Grass and Forage Science, 58: 450-454. GARCIA, F., CARRERE, P., SOUSSANA, J.F. ET BAUMONT R., 2003a: The ability of sheep at different stocking rates to maintain the quality and quantity of their diet during the grazing season. Journal of Agricultural Science 140: 113-124 GARCIA, F., CARRERE, P., DECUQ, F. ET BAUMONT, R., 2004: Mapping grazing activity and sward variability improves our understanding of plant-animal interaction in heterogenous grasslands. Grassland Science in Europe 9: 763-765 HEJCMAN, M., PAVLŮ, V. ET KRAHULEC, F., 2002: Pastva hospodářských zvířat a její využití v ochranářské praxi. Zpr. Čes. Bot. Společ. 37(2): 203-216 PARSONS, A. J., DUMONT, B., 2003: Spatial heterogenity and grazing processes. Animal Research, 52: 161-179 STATSOFT, INC. (2001). STATISTICA Cz [Softwarový systém na analýzu dat], verze 6. www.statsoft.cz STEWART, K.E.J., BOURN, N.A.D. ET THOMAS, J.A., 2001: An evaluation of three quick methods commonly used to assess sward height in ecology. Journal of Applied Ecology 38: 1148-1154 WRIGHT, I. A., JONES, J. R., PARSONS, A. J., 2001: Effects of grazing by sheep or cattle on sward strucutre and subsequent performance of weaned lambs. Grass and Forage Science, 56

25

5.

Změny vegetace na gradientu pastevního tlaku

Lukáš Chrást, Jan Mládek & Martin Duchoslav

5.1. Úvod Hospodářská zvířata, jejichž využití při údržbě travních porostů v chráněných územích, je stále častější, zásadně mění strukturu a druhové složení vegetace. Na těchto změnách se podílí tři hlavní mechanismy. Je to selektivní defoliace rostlin, disturbance půdního povrchu a zpětné obohacování porostu živinami ve formě exkrementů (BAKKER, 1998). Některé práce ukazují, že aktivita herbivorů působí změny druhové diverzity i napříč gradientem dalších ekologických charakteristik, jako je například úživnost půdy a srážky (OLFF, 1998). Na základě výsledků dosavadních prací lze předpokládat, že v blízkosti míst soustředěného pastevního tlaku budou převládat druhy poléhavé (LANDSBERG ET AL., 2003), druhy nechutné a trnité a druhy schopné tvořit morfotypy s přízemním rozložením listů (MARRIOT ET CARRERE, 2003). Je také pravděpodobné, že s klesajícím pastevním tlakem bude vzrůstat celkový počet druhů i počet druhů, které jsou na dané lokalitě vzácnější, a na druhé straně bude klesat počet druhů synantropních (LANDSBERG ET AL., 2003). Touto problematikou se v podmínkách pastvin střední a jižní Austrálie zabývali LANDSBERG ET AL. (2003). Zjišťovali jakou měrou působí na druhovou diverzitu rostlin koncentrovaný pastevní tlak hovězího dobytka v blízkosti umělých vodních zdrojů a jak se tyto vlivy mění s rostoucí vzdáleností od těchto vodních zdrojů. Podle dostupné literatury nebyla v podmínkách střední Evropy podobná práce prováděna. Cílem práce je zjistit: • • • •

jak se na extenzivně obhospodařovaných pastvinách mění druhová pestrost s rostoucí vzdáleností od místa nejintenzivnějšího pastevního tlaku zda se mění relativní zastoupení funkčních skupin druhů na gradientu pastevního tlaku zda se snižuje frekvence výskytu synantropních druhů s rostoucí vzdáleností od místa nejintenzivnějšího pastevního tlaku přibývá ohrožených druhů s rostoucí vzdáleností od místa nejintenzivnějšího pastevního tlaku

5.2. Metodika Materiál Na dlouhodobě pastevně využívaných porostech jsem vybral dvacet trvalých ploch, které musely splňovat tyto podmínky: 1) Zřetelně rozpoznatelné místo nejintenzivnějšího pastevního zatížení (zdroj vody, místo odpočinku dobytka, zúžené místo, kde dobytek přechází z jedné části pastviny na druhou). 2) Dostatek prostoru pro vytyčení šesti radiálních transektů o délce 50m z tohoto místa.

26

Lokality 1) lokalita sedlo Lopeníku – 3 plochy, obec Lopeník N 48°56´19´´, E 17°48´03´´ N 48°56´23´´, E 17°47´54´´ N 48°56´25´´, E 17°47´57´´ 2) lokalita u ovčína – 4 plochy, obec Březová N 48°56´11´´, E 17°44´28´´ N 48°56´12´´, E 17°44´30´´ N 47°56´67´´, E 17°44´28´´ N 48°56´14´´, E 17°44´18´´ 3) lokalita pod Doubravou – 2 plochy, obec Březová N 48°55´19´´, E 17°43´45´´ N 48°55´15´´, E 17°43´60´´ 4) lokalita u PP Dubiny – 3 plochy, obec Březová N 48°54´53´´, E 17°44´10´´ N 48°54´55´´, E 17°44´08´´ N 48°54´56´´, E 17°44´11´´ 5) lokalita pod Grúněm – 1 plocha, obec Lopeník N 48°56´24´´, E 17°46´20´´ 6) lokalita u chaty Valmont – 3 plochy, obec Vyškovec N 48°56´32´´, E 17°50´01´´ N 48°56´53´´, E 17°50´04´´ N 48°56´36´´, E 17°50´08´´ 7) lokalita Skalky – 2 plochy, obec Svatý Štěpán N 49°02´24´´, E 17°59´13´´ N 49°02´21´´, E 17°59´19´´ 8) lokalita Nivky – 2 plochy, obec Pitín N 49°01´54´´, E 17°51´16´´ N 49°01´51´´, E 17°51´20´´

Sběr dat v terénu Na vybraných plochách bylo pomocí pásma vytyčeno šest radiálních transektů dlouhých 50m, které vycházely od místa největšího pastevního tlaku. Na transektech byla ve vzdálenosti 5m ve čtvercích o ploše 0,25m2 zaznamenávána prezence všech druhů cévnatých rostlin. Tyto čtverce byly vytyčovány pomocí dřevěného rámu. Na každém transektu bylo umístěno jedenáct čtverců, které byly číslovány od 1 do 11 ve směru rostoucího pastevního tlaku (od středu plochy). Byla zjišťována prezence jednotlivých druhů, celková pokryvnost vegetace a přítomnost exkrementů.

27

Obr.5-1: Uspořádání transektů na ploše

Dodatečně byly pomocí mapy (SCHWARZBACHER ET AL., 2002, LIHANOVA ET AL., 2001) zjišťovány další abiotické charakteristiky jednotlivých ploch (orientace a sklon svahu, nadmořská výška). Dále byla pro účely statistické analýzy doplněna krmná hodnota jednotlivých druhů, potenciální výška porostu, byly označeny synantropní druhy (PYŠEK ET AL., 2002) a všechny druhy byly rozčleněny do funkčních skupin: Fabaceae (leguminózy), Poaceae, jednoleté rostliny a ostatní rostliny (KUBÁT ET AL., 2002). Pro každou plošku byla zjištěna krmná hodnota jako vážený průměr krmných hodnot (JURKO, 1990) všech druhů vyskytujících se na plošce. Pro každý druh byla vypočítána průměrná výška - průměr minimální a maximální výšky, jak jsou uvedeny v literatuře(KUBÁT ET AL., 2002). Potenciální výška porostu na plošce byla zjištěna jako vážený průměr průměrných výšek všech druhů zaznamenaných na plošce. Pro každou plošku byl zjištěn počet synantropních druhů a počet druhů spadajících do jednotlivých funkčních skupin.

Statistické zhodnocení Sebraná mnohorozměrná data byla převedena do elektronické podoby a připravena k ordinačnímu zpracování v programu Canoco for Windows 4.5 (TER BRAAK ET ŠMILAUER, 2002). Pro první seznámení s druhovými daty byla použita nepřímá gradientová analýza PCA, která pomůže odhalit skutečné směry variability v datech (HERBEN ET MÜNZBERGOVÁ, 2001). Pro zjištění vztahu měřených proměnných prostředí (pozice plošky, pokryvnost, přítomnost exkrementů) a ekologických faktorů plošek (potenciální výška, krmná hodnota, funkční skupiny, rel. zastoupení synantropů – získaných ekologickou analýzou druhového složení) bylo ve statistickém programu NCSS 6.0.1 (HINTZE, 1995) provedeno otestování statistické významnosti jejich vzájemné korelace. V dalším kroku byla pro jasnější vymezení struktury dat využita přímá ordinační technika RDA, tedy byl hledán ten směr variability ve floristických datech, které je korelován s testovanou proměnnou prostředí (pozicí plošky na transektu). Pomocí parciální analýzy byl odstraněn vliv nezajímavých proměnných (kovariáty: plocha, transekt) a studován jen čistý vliv pastevního tlaku – tj. analyzovány reziduály variability po odstranění vlivu heterogenity abiotických faktorů prostředí.

28

Na závěr bylo jednocestnou analýzou variance testováno, zda se statisticky významně liší zastoupení funkčních skupin druhů dle gradientu pastevního tlaku.

5.3. Výsledky

0.4

Prvním úkolem statistické analýzy kvantitativních dat bylo odhalení nejvýznamnějších směrů variability pouze na základě dat o druhovém složení. Na Obr.14 je vidět ordinační diagram druhového složení pastvin získaný technikou analýzy hlavních komponent (PCA), do kterého jsou promítnuty doplňkové proměnné. Výrazně se zde projevuje gradient druhového složení dle první ordinační osy, v levé části diagramu je zřetelná skupina několika málo ruderálních (Polygonum aviculare, Elytrygia repens) snášejících sešlap i časté narušení půdního povrchu, naopak pravá část skýtá velkou skupinu druhů citlivějších na disturbance a vyskytujících se spíše v zapojeném trávníku extenzivněji pasených míst (Festuca rubra, Plantago lanceolata). Z diagramu jsou patrné i některé zajímavé korelace proměnných prostředí s ekofaktory.

AntOdo RanAcr CenJac VerCha Alc sp. FesRub HolLan BriMed LeuVul EupRos PimSax TriFla výška Ostatní PoaPra PasSat CreBie Rub sp.

potenciální RumAce

Jednoletky exkrement PolAvi Trávy

pozice na transektu

synantropy

pokryvnost

PruVul

FesPra

GleHed TriRep PhlPra AchMil SapOff AgrEup

Leguminózy

Krmná hodnota

diverzita CynCri

TriPra

LotCor

PotRep

-0.6

PlaLan

CicInt

ElyRep

DauCar

PlaMed

-0.6

0.8

Obr.5-2: Ordinační diagram DCA s doplňkově promítnutými proměnnými prostředí a ekofaktory

Síla asociace mezi všemi dvojicemi proměnných prostředí i ekofaktorů (a její statistická významnost) byla dále testována v korelační matici Spearmanovým korelačním koeficientem. Z Tab.5-1. je patrná významná pozitivní asociace mezi pozicí plošky na transektu (tj. klesajícím pastevním tlakem) a diverzitou plošky, ale i její pokryvností a relativním zastoupením leguminóz v porostu (co se týče počtu druhů). Naopak výrazně negativní vztah byl zaznamenán mezi pozicí plošky a krmnou hodnotou ale i potenciální výškou porostu. 29

Tab.5-1: Spearman Correlations (zvýrazněné hodnoty jsou statisticky významné na hladině P<0.0005, Bonferroni korekce) pozice

1

sklon

-0.0008

1

nadm. výš.

-0.0017

0.3378

pokryvnost

0.3687

0.1261

-0.0642

1

exkrement

-0.0052

0.0382

-0.0084

0.0126

1

pot. výška

-0.1793

0.0995

0.0905

-0.0096

0.0303

1

krm. hodn.

-0.2680

-0.0573

-0.2286

-0.0381

0.0224

0.1100

1

synantropy

-0.0589

-0.0143

-0.0309

-0.0425

0.0273

0.1046

-0.0569

1

Leguminózy

0.1496

-0.0214

-0.1503

0.0371

-0.0693

-0.3373

0.2107

-0.0707

1

Trávy

-0.0975

-0.0012

-0.0390

-0.0103

0.0558

0.2987

0.4903

-0.1554

-0.2346

1

Jednoletky

-0.0049

-0.1663

0.0576

-0.1572

-0.0230

-0.1527

-0.2871

0.1176

-0.0547

-0.1643

1

Ostatní

0.0090

0.0782

0.0939

0.0360

-0.0072

-0.0164

-0.5181

0.1582

-0.3867

-0.7031

-0.1245

diverzita

0.6117 pozice

0.0905 sklon

-0.1360 0.2891 0.0009 -0.1809 nad. výš pokryvnost exkrement po. výška

1

-0.2857 -0.0382 0.1593 -0.1872 0.0199 krm. hod synantropy Leguminózy Trávy Jednoletky

Pomocí přímé lineární techniky RDA (Tab.5-2, Obr.5-3) byl ověřen předpokládaný významný vliv (P=0,002) proměnné pozice plošky na transektu na variabilitu druhového složení. Hodnoty Cum. var. of species data (Tab.5-2) říkají, že 3,3% variability souboru druhů (po odečtení kovariát) je vysvětleno první (kanonickou) osou, což ve srovnání s druhou osou (již nekanonickou; 6,0%) je poměrně velké množství. Tab.5-2: RDA summary table (kovariáty: plocha a transekt, testovaná proměnná: pozice plošky na transektu, split-plot design, cycling shifts) Total variance 1 2 3 4 Axes 0.032 0.059 0.052 0.040 1.000 Eigenvalues 0.670 0.000 0.000 0.000 Species-environment correlations 3.300 9.300 14.700 18.800 Cum. var. of species data (%) Cum. var. of species-environment relation 100.000 0.000 0.000 0.000 (%) 0.98 Sum of all eigenvalues 0.032 Sum of all canonical eigenvalues Summary of Monte Carlo test Test of significance of all canonical axes: Trace = 0.032 F-ratio = 42.088 P-value = 0.0020 (499 permutations under reduced model)

30

1 0.1066 Ostatní

0.6

PlaMed ElyRep

CicInt PotRep TriPra

DauCar LotCor CynCri

PruVul FesPra

AgrEup PlaLan AchMil SapOff PhlPra GleHed TriCam

pozice plošky na transektu

PolAvi

-0.4

Alc sp. Rub sp.

PasSat PimSax TriFla LeuVul AgrCap VerCha CenJac RanAcr FesRub AntOdo

-0.4

1.2

Obr.5-3: Ordinační diagram RDA (s vyšší pozicí plošky na transektu klesá pastevní tlak)

Z ordinačního diagramu (Obr.5-3) lze vyčíst, že druhy nekorelované s první osou (zvláště šipky k ní kolmé) jako např. Potentilla reptans, Prunella vulgaris se vyskytují nezávisle na pozici na transektu. Neznamená to však, že by byly vůči působení pastvy indiferentní. Pozice plošky na transektu indikuje pouze všeobecně klesající pastevní tlak, nikoliv přítomnost (intenzitu) lokální disturbance, kterých jsou tyto druhy úspěšnými kolonizátory. Z výstupu RDA (s extenzí .sol) byly získány skóre druhů na první ordinační ose a pomocí analýzy variance testováno, zda se mění poměrné zastoupení funkčních skupin druhů v závislosti na intenzitě pastevního tlaku. Z Obr.5-4 je zřejmé, že zde existují určité rozdíly, které ovšem nejsou statisticky významné. Lze vyčíst, že leguminózy se vyskytují průměrně na nejvzdálenějších místech od centra maximálního pastevního tlaku, naopak jednoletky preferují nejvíce disturbovaná místa.

31

F(3, 155)=1.6151, p=0.18812 Vertikální sloupce označují 0.95 intervaly spolehlivosti 0.16 0.14 0.12

skóre druhů na AX1

0.10 0.08 0.06 0.04 0.02 0.00 -0.02 -0.04 -0.06

Leguminózy

Trávy

Jednoletky

Ostatní

Obr.5-4: ANOVA – zastoupení funkčních skupin druhů ve vztahu k pozici plošky na transektu (vyjádřené jako druhové skóre z RDA viz Obr.5-3)

5.4. Diskuse Zodpovězení první otázky: Jak se mění druhová pestrost s klesajícím pastevním tlakem? Celkový počet druhů prokazatelně vzrůstá s rostoucí vzdáleností od místa nejvyššího pastevního zatížení. Rovněž se zvyšuje i pokryvnost vegetace. V tom se výsledky podobají závěrům předchozí, podobně zaměřené práce (LANDSBERG, J. ET AL., 2003), která byla ovšem prováděna na větším území, rozdíly mezi zkoumanými plochami byl co do diverzity výraznější a rozptyl dat byl tudíž rovněž větší. Co se týče druhé otázky: Zda se na gradientu pastevního tlaku mění relativní zastoupení funkčních druhů rostlin? (V tomto případě se jedná o leguminózy, trávy, jednoletky a ostatní druhy.) Výrazněji kladně je s klesajícím pastevním tlakem korelováno relativní zastoupení leguminóz na plošce. Jednoletky a trávy korelují naopak s touto proměnou záporně , i když ne příliš silně. Tento nedostatek může být způsoben nepříliš vysokou diverzitou celého vzorku. Otázka třetí: Snižuje se relativní zastoupení synantropních druhů s klesajícím pastevním tlakem? Předpokládaný výskyt ruderálních druhů v blízkosti středu plochy (LANDSBERG, J. ET AL., 2003) není jednoznačně potvrzen, což je způsobeno i tím, že celkový zaznamenaný výskyt takových druhů je nízký. Pouze dva druhy Polygonum aviculare a Elytrigia repens dokládají, že určité zvýhodnění ruderálních druhů vyšším pastevním tlakem lze vysledovat.

32

Na čtvrtou otázku (Vzrůstá zastoupení ohrožených druhů s klesajícím pastevním tlakem?) nelze dát uspokojivou odpověď, protože celkový výskyt takových druhů zaznamenaný na všech plochách, je zanedbatelný. Pouze dle zkušeností při sběru dat v terénu lze potvrdit závěry výzkumu LANDSBERG, J. ET AL. (2003), že totiž druhy, které jsou na daném transektu zaznamenány pouze jednou (jsou „vzácnější“) se vyskytují na ploškách vzdálenějších od centra plochy. Tato skutečnost ovšem nebyla prověřována statistickou analýzou. Domněnku, že druhy poléhavé a druhy s přízemní růžicí převažují v okolí centra maximálního pastevního tlaku tato práce nepotvrzuje. Naopak potenciální výška porostu a relativní zastoupení vysokostébelných druhů klesá s rostoucí vzdáleností od místa maximálního pastevního tlaku. To může být ovšem způsobeno častým výskytem druhu Elytrigia repens. Pokud budeme hodnotit druhy podle jejich životní strategie“ (sensu GRIME, 1979), je na ploškách vzdálenějších od místa maximálního pastevního tlaku zřetelně vyšší výskyt druhů uplatňujících převážně konkurenční strategii (C-stratégové) – Festuca rubra, Plantago lanceolata, Leucanthemum vulgare, stres-tolerantních druhů (S-stratégové) – Veronica chamaedrys, Cynosurus cristatus a druhů, které tyto dvě strategie kombinují (C-S-stratégové) – Lotus corniculatus, Pimpinella saxifraga. Naopak v blízkosti centra plochy jsou často zaznamenáni takzvaní R-stratégové (ruderální) – Polygonum aviculare, Elytrigia repens.

5.5. Závěr Z výsledků vyplývá, že s rostoucí vzdáleností od místa nejintenzivnějšího pastevního tlaku se významně zvyšuje druhová pestrost porostu a pokryvnost vegetace. Jako druhy výrazně zvýhodněné opakovanými disturbancemi na místech maximálního pastevního tlaku se jeví především Polygonum aviculare a Elytrigia repens. S klesajícím pastevním tlakem roste relativní zastoupení druhů, které jsou na sešlap a disturbance citlivé (Festuca rubra, Plantago lanceolata, Cynosurus cristatus, Lotus corniculatus, Leucanthemum vulgare) a upřednostňují zapojené trávníky. Druhy jako Potentilla reptans, Cichorium intybus, Plantago media, Prunella vulgaris, Trifolium pratense a druhy rodu Rubus se vyskytují nezávisle na pozici plošky na transektu, což může být způsobeno spíše lokálními disturbancemi a nelze proto tvrdit, že se tyto druhy chovají vzhledem k pastevnímu tlaku indiferentně.

5.6. Literatura BAKKER, J.P. 1989: Nature management by grazing and cutting. Kluwer, Dortrecht. GRIME, J.P. 1979: Plant strategies & vegetation processes. University of Shefield, Chichester. HERBEN, T. ET MÜNZBERGOVÁ, Z. 2001: Zpracování geobotanických dat v příkladech. Část I Data o druhovém složení. skripta PřF UK, Praha. HINTZE, J.L., 1995: NCSS 6.0.1. User´s manual - I. Number Cruncher statistical systems, Kaysville. JURKO, A., 1990: Ekologické a socioekonomické hodnotenie vegetácie. Príroda, Bratislava. KUBÁT, K. ET AL., 2002: Klíč ke květeně České republiky. Praha, Academia. LANDSBERG, J. ET AL., 2003: Abundance and composition of plant species along grazing gradients in Australian rangelands. Journal of Applied Ecology 40(6): 1008-1024.

33

MARRIOTT, C.A. ET CARRERE, P., 1998: Structure and dynamics of grazed vegetation. Annales de Zootechnie 47: 359-369. LIHANOVA, E. ET AL., 2001: Slovácko-Bílé Karpaty. Soubor turistických map 1:50000. Praha, TRASA, spol. s.r.o., obchodní společnost Klubu českých turistů. OLFF, H. ET RITCHIE, M.E., 1998: Effects of herbivores on grassland plant diversity. Trends in Ecology a Evolution 136: 261-265. PYŠEK, P. ET AL., 2002: Catalogue of alien plants of the Czech republic. Preslia 74(2): 97-186. SCHWARZBACHER, B. ET AL., 2002: Vizovické vrchy. Soubor turistických map 1:50000. Praha, TRASA, spol. s.r.o., obchodní společnost Klubu českých turistů. SLAVÍKOVÁ, J., 1986: Ekologie rostlin. Praha, SPN. TER BRAK, C.J.F. ET ŠMILAUER, P., 2002: CANOCO reference manual. Centre of Biometry Wageningen and České Budějovice.

34

6.

Pastevní preference ovcí ve vztahu k prostorové heterogenitě na pastvinách*

Miroslav Dvorský, Jan Mládek & Zuzana Münzbergová

*… rukopis článku DVORSKÝ, M., MLÁDEK, J., MÜNZBERGOVÁ, Z:

Diet selection of sheep in relation to spatial heterogeneity of grasslands je uveden v Příloze 2.

6.1. Úvod Pastevní aktivita, defoliace a selektivní defoliace Pastva se stále častěji začíná využívat pro údržbu řady typů botanicky cenných travinobylinných společenstev, která byla v minulosti obhospodařována zejména kosením. Hospodářská zvířata však díky třem hlavním mechanismům jako je selektivní defoliace rostlin, disturbance půdního povrchu a zpětné obohacování porostu živinami ve formě exkrementů, zásadně mění strukturu a druhové složení vegetace (BAKKER, 1989). Většina studií byla věnována komplexnímu vlivu pastevní aktivity na společenstva (např. GIBSON ET BROWN, 1992; PAVLU ET AL., 2003; SCHLÄPFER ET AL. 1998); méně prací soustředilo pozornost speciálně na sešlap (COLE, 1995), vlivu exkrementů (MALO ET SUAREZ 1995) a na selektivní defoliaci (DUMONT ET AL., 1995, LEPŠ ET AL., 1995). Výsledky observační studie pastvy skotu ve Švýcarsku (viz BUTLER ET AL., 2004) ukazují, že tyto tři proměnné, charakterizující pastevní aktivitu herbivorů, vykazují signifikantně odlišný časoprostorový pattern ve vztahu k přírodním podmínkám lokality (svažitost, krmný potenciál porostu) i hospodářskému systému (vzdálenost k ohrazení, vodnímu zdroji). Relativní příspěvek těchto faktorů na formování vegetace byl studován i experimentálně KOHLER ET AL. (2004); z porovnání sezónního vývoje vegetace na pastvině a na experimentálních plochách simulujících samostatně jednotlivé efekty pastevní aktivity (sešlap, hnojení exkrementy a defoliaci zprostředkovanou opakovaným kosením porostu) vyšlo najevo, že opakované odstraňování biomasy je nejdůležitější faktor udržující texturu (prostorovou heterogenitu) pastevní vegetace na malém měřítku (zde na 4m2). Na rozdíl od kosení je však pastva vysoce selektivní proces. Tato selektivita se může projevovat na několika úrovních, tj. preference: (i) typu porostu (společenstva), (ii) v rámci typu porostu preference jednotlivých druhů a (iii) případně částí vybrané rostliny (CRAWLEY, 1983). Selektivní vypásání druhů z jednoho typu porostu studoval na kůlové pastvě koz na horské pastvině v Krušných horách LEPŠ ET AL. (1995); srovnáním hmotnostních podílů biomasy jednotlivých druhů na párových plochách (jedna z nich byla pokosena a biomasa roztříděna na druhy před spasením a druhá po něm), ukázal signifikantní existenci preference koz pro měkké širokolisté druhy jako Polygonum bistorta, Holcus mollis na rozdíl od nechutného Agrostis capillaris. Metoda je ovšem časově velmi náročná a také závisí na předpokladu počáteční shody podílu biomasy daného druhu v obou párových plochách a je tedy vhodná spíš pro druhově chudá a relativně homogenní společenstva. Navíc by bylo velmi vhodné zjistit, jakým způsobem se důsledky selektivního vypásání projeví v dalších letech na textuře a druhové diverzitě vegetace.

35

Maximalizace kvality přijímané píce Jestliže na pastvině existuje větší nabídka píce než je dobytek schopen využít, často dochází k opakovavému spásání mladého porostu – tzv. patch grazing (COUGHENOR, 1991), vzniká diferenciace na plošky s nízkým vegetativním porostem (s malým množstvím kvalitní píce) a plošky s vysokým porostem v reproduktivní fázi (s velkým množstvím nekvalitní píce). Nerovnoměrné využívání porostu zvířaty v důsledku počátečního nadbytku biomasy je zdokumentováno v řadě studií. Například GARCIA ET AL. (2004) mapovali aktivitu ovcí na extenzivně paseném kulturním porostu Dactylis glomerata, přičemž za využití prostorového GIS modelu testovali hypotézu, zda zvířata preferenčně opakovaně spásají nízký porost s malým množstvím kvalitní píce a podporují tak zvětšení heterogenity pastevního porostu, a jak se tato preference vyvíjí během sezóny. Překrytím mapových vrstev kategorizovaných proměnných pastevní aktivity a výšky porostu dospěli k závěru, že ovce prokazatelně častěji spásají nízký porost než vysoký, a sice zejména v jarním a letním období. CID ET BRIZUELA (1998) na základě experimentu se čtyřmi úrovněmi intenzity pastvy dobytka v porostu Festuca arundinacea ukázali, že při nejnižším zatížení zvířaty vzniká nejstabilnější mozaika nízkého a vysokého porostu, která se udržuje díky nutriční výhodě spásání mladého porostu. Řada behaviorálních studii pastvy ovcí (DUMONT ET AL., 1995; GARCIA ET AL. 2003, 2003a) se snažila vysvětlit preference zvířat v experimentech na různých typech kulturních často jednodruhových porostů (vegetativní x reproduktivní plošky, rozdílné výšky porostů, rozdílné frekvence a intenzity defoliace); a sice společným jmenovatelem selektivity vypásání je snaha zvířat maximalizovat nikoli kvantitu (intake rate maximization) ale kvalitu přijímané píce (diet digestibility strategy) ve shodě s modelem HUTCHINGS ET GORDON (2001), který předpovídá účinnější uplatnění strategie kvality v podmínkách nízké intenzity pastvy. Otázkou je, jak funguje strategie maximalizace kvality píce v druhově bohatých společenstvech? Jak ukazují první výsledky z horských pastvin Krkonoš (HEJCMAN ET AL., 2004) preference pro jednotlivé druhy se mění sezónně v závislosti na odlišném fenologickém vývoji dominant travního porostu a také se zkušeností zvířat s neznámými druhy rostlin.

Proč studovat preference právě u pastvy ovcí? Ovce je oproti skotu daleko selektivnější, při vypásání staršího porostu se vyhýbá metajícím travám a je schopna vypásat leguminosy i z nižších pater porostu (GRANT, 1985; GONG, 1993; LAIDLAW, 1983; CLARK ET AL. 1985). Zejména pak v druhově bohatých porostech skladba píce zkonzumovaná ovcemi neodpovídá podílu daných druhů ve společenstvu (VALLENTINE, 2001). Následkem této selektivity se objevují nedopasky, zvyšuje se heterogenita pastviny a v dlouhodobém časovém horizontu může dojít i k rozsáhlému zaplevelení málo chutnými druhy.

Extenzivní pastva jako alternativní management v chráněných územích? V review OLFF ET RITCHIE (1998) týkající se vlivu aktivity herbivorů na diverzitu vegetace, zmiňují autoři pozitivní vliv pastvy na diverzitu v malém měřítku (redukce kompetice) a naopak negativní ve větším měřítku lokalit (species pool je omezen na druhy tolerantní pastvě). Konkrétní reakce vegetace lokality na pastvu také velmi závisí na korelaci mezi chutností (tj. selektivním vypásáním biomasy) druhů a jejich kompetiční schopností (PACALA ET CRAWLEY, 1992) – jinými slovy na pastvině s chutnými dominantami se bude zvyšovat diverzita kdežto v případě nechutných dominant se pravděpodobně sníží (srovnej KRAHULEC ET AL., 1994 vs. MILTON, 1940). Nemůže však za těchto předpokladů dojít k tomu, že v trvalých travních porostech chráněných území (disponujících často málo chutnými dominantami –

36

Brachypodium pinnatum, Bromus erectus, Hypericum maculatum, Agrostis capillaris, Nardus stricta) poklesne, při doporučovaném managementu extenzivní pastvy (HÁKOVÁ ET AL., 2004), diverzita na úrovni lokality? Důležitým faktorem ovlivňujícím charakter těchto změn je bezesporu počáteční druhová skladba, ekologické podmínky stanoviště i hospodářský systém uplatňovaný zemědělci (doba zahájení pastvy, zatížení pastviny), které se však do značné míry liší na většině lokalit. Je to další činitel, který brání extrapolaci výsledků z jednoho místa, jelikož stejný druh může za rozdílných stanovištních podmínek reagovat na pastvu odlišným způsobem. Z výše uvedených důvodů se jeví jako nezbytné studovat příčiny a následky selektivního vypásání na větším počtu pastvin. Nalezení jistých obecných zákonitostí (zjištěných z více typů porostů) by usnadnilo predikci budoucího vývoje ve změnách vegetace po znovuzavedení pastvy bez nutnosti výzkumu na konkrétní zájmové lokalitě. Okamžitý efekt pastvy na vegetaci nově spásané lokality je tak vždy výsledkem interakce: (a) prostorového uspořádání pastvy samotné (distribuce pastevní aktivity herbivorů) a (b) již existujícího prostorového pattern vegetace (ADLER ET AL., 2001). Předmětem výzkumu je zjistit: za jakých okolností pastva zvyšuje / snižuje prostorovou heterogenitu vegetace (ta v daném měřítku úzce souvisí s druhovou diverzitou).

6.2. Metodika Prioritním cílem této práce je zodpovězení těchto otázek: i) ii) iii) iv) v)

Jsou některé skupiny druhů (např. leguminózy) případně jednotlivé druhy spásány ovcemi preferenčně? Jestli ano, pak jak tato preference souvisí s kvantitativním zastoupením druhů na pastvině a s jejich kvalitativními vlastnostmi? Do jaké míry k selektivitě přispívá složení okolní vegetace a geomorfologické charakteristiky pastviny? Jak se preference ovcí pro jednotlivé druhy liší sezónně a meziročně? Jak se selektivní vypásání plošek projeví na změně jejich druhového složení v průběhu tří let výzkumu?

Studijní plochy Byly vybrány čtyři lokality na území CHKO Bílé Karpaty, které jsou extenzivně spásané ovcemi. Na všech lokalitách je uplatňována rotační pastva a na pastvinách existuje nadbytek píce, který umožňuje selektivní vypásání porostu. Vybrané lokality: I. II. III. IV.

lokalita Brumov, souřadnice: N 49°05´57´´, E 18°01´55´´ - leží v katastru obce Brumov-Bylnice, výzkum zde probíhal v termínu:18.5.-22.5. lokalita Nad Tunelem, souřadnice: N 49°05´28´´, E 18°01´40´´- taktéž se nachází v katastru obce Brumov-Bylnice, výzkum se konal v termínu 25.5.-28.5. lokalita Petrůvka, souřadnice: N 49°06´00´´, E 17°49´00´´ - leží v katastru obce Petrůvka, výzkum zde probíhal od 1.6.-5.6. lokalita Balada, souřadnice: N 48°53´19´´, E 17°33´50´´ - leží v blízkosti obce Javorník, výzkum se konal v termínu 30.6.-2.7.

37

Experimentální design Pro výzkum selektivního vypásání byly, na každé lokalitě, s pomocí pásma vytyčeny paralelní transekty, vzdálené od sebe 2 metry a směřující do svahu. Počet transektů (většinou čtyři) a jejich délka byla závislá na možnostech pastviny, tj. tvaru a reliéfu. Na každém transektu byly po 2 metrech umístěny trvalé studijní plošky o konstantním rozměru 25x25 cm (odhad rozměru, na kterém by ovce mohly být schopny selektovat druhy); cílem bylo na každé lokalitě rozmístit v pravidelné síti zhruba 100 sledovaných plošek. Tato síť bude sloužit k analýzám, zda jsou některé druhy spásány selektivně a jak tato selektivita souvisí s okolní vegetací (kolem každé plošky sepsáno druhové složení na výměře 1m2) či polohou plošky na pastvině (vzdálenost k ohradníku, vodnímu zdroji), případně které další faktory jsou zodpovědné za preferenční vypásání. Transekty i jednotlivé plošky byly, pro přesné dohledání v dalších letech, trvale fixovány železnou trubičkou (resp. hřebíkem) v levém dolním rohu plošky. Pro sledování vegetace na malých ploškách byl využíván železný rámeček (o rozměrech 25x25cm), pro vymezení velkého čtverce 1m2 pomůcka z provázku a kolíků. Na malých ploškách byly zaznamenávány tyto údaje: sklon a exposice svahu (měřeno pomocí sklonoměru a busoly), výška porostu (míra spasenosti porostu) měřena s pomocí rising-plate meter (CORREL ET AL., 2003), druhové složení včetně semenáčků, pokryvnosti jednotlivých druhů v procentech a míra defoliace způsobená ovcemi u každého druhu. Pro defoliaci byly zvoleny 3 kategorie: netknutý, ochutnaný a sežraný. Ve velkých čtvercích byla zaznamenána pokryvnost u druhů s pokryvností větší než 10 procent.

Statistické hodnocení Sebraná data ze všech lokalit byla podrobena základní explorační analýze (MS Excel) a částečně statisticky zpracována v programu NCSS 97 ver. 2001 (HINTZE, 2001). Hodnoty zeměpisných souřadnic byly získány z aplikace Geobáze 2.5. Údaje o krmných hodnotách pro jednotlivé druhy byly vyčteny z publikace JURKO (1990).

6.3. Výsledky 2004 (první rok) (viz další strana)

38

defoliace (%)

40.0

28.8

17.5

6.3

-5.0 0.0

20.0

40.0

60.0

80.0

presence (%) Obr. 6-1: Lineární regrese frekvence defoliace a presence druhů v trvalých ploškách (r2=0.9009)

defoliace (%)

40.0

27.5

15.0

2.5

-10.0 -4.0

-1.5

1.0

3.5

6.0

krmná hodnota druhů

Obr. 6-2: Lineární regrese frekvence defoliace a krmného potenciálu druhů (podle JURKO, 1990) (r2=0.1140)

70 60

%

50 40

presence (%)

30

defoliation (%)

20 10

Po aP Fe ra sR ub Br aP in Fr aV Br ir oE r M e ed F Fe a l sR up C en D or Jac yc sp e Ve c rC ha

0

druhy přítomné ve více než 15 % plošek

Obr. 6-3: Frekvenční tabulka presence a defoliace u druhů přítomných ve více než 15 % plošek

39

druhy s výskytem nad 4% a okousané ve více než 75% případů 70

presence (%) defoliace (%)

60

50

%

40

30

20

10

Po aP ra Fe sR ub Br aP in Tr iF la Br oE re El yR ep M ed Fa Da l cG lo Fe sR up Fe sP ra Tr ifM ed Ca rT om Ar rE la Ca rF la Ra nP ol Tr ifR ep Pl aL a n Ca rC ar yo

0

druhy

Obr. 6-4: Frekvenční tabulka presence a defoliace u druhů přítomných ve více než 4% plošek a okousaných ve více než 75% případů

sloučeny kategorie pro okus "netknuté" a "ochutnané" 70

60

50

40 %

presence (%) defoliace (%) 30

20

10

ot Re p Ve rC ha Ag rC ap

P

Vi oH ir Ce nJ ac Sa lP Do ra ry c sp ec

Po aP ra Ac hM il Fe sR ub G al Ve r Br aP in Ta rR ud Fr aV ir Tr iF la Br oE re El yR ep M ed Fa l Da cG lo Fe sR up

0

druhy nad 15% výskytu

Obr. 6-5: Frekvenční tabulka presence a defoliace po sloučení kategorie „ochutnáno“ a „netknuto“ pro druhy s výskytem větším než 15%

40

2005 (druhý rok)

90 80 70 60 50 40 30 20 10 0

presence (%) defoliation (%)

Po aP Fe ra sR ub Tr iF El la yR Ta ep rR M ud ed F Fe al sP Fe ra sR u Ar p rE D la au C Ag ar rC ap Vi o C Hir on A r C v er H ol

%

2005: defoliace

druhy přítom né ve více než 15 % pošek

Obr. 6-6: Frekvenční tabulka presence a defoliace u druhů přítomných ve více než 15 % plošek

6.4. Diskuse 2004 Z dosavadních výsledků vyplývá, že hlavním faktorem ovlivňujícím defoliaci na úrovni jednotlivých druhů je jejich kvantitativní zastoupení na pastvině (Obr. 6-1). V tomto případě regresní model vysvětluje vysoké procento variability (r2=0.9009). Jistá závislost vyplývá i z druhého modelu (Obr. 6-2), podle něhož je vyšší úroveň defoliace částečně vysvětlena vyšší krmnou hodnotou daného druhu (r2=0.1140). Avšak interpretace získaných údajů nemusí být vždy jednoznačná. Určité potíže může způsobovat do jisté míry subjektivní hodnocení defoliace v terénu. To by mohlo vést k relativně zkresleným výsledkům. Zůstává otázkou, zda dosavadní systém tří kategorií defoliace (I.netknutý, II.ochutnaný, III.sežraný) nezměnit, jelikož hranice mezi „ochutnaný“ a „sežraný“ je často velice nezřetelná. Sloučením kategorií I. a II. bychom připustili, že málo okousané druhy byly žrány omylem, respektive že nejsou chutné, protože nejsou sežrány celé. Naopak druhy kategorie III. jsou chutné a tudíž selektivně žrané. Další otázkou bylo, zda si ovce při pastvě v druhově bohatých společenstvech nevybírají jednotlivé chutné druhy, ale všeobecně preferují plošky s vyšším krmným potenciálem. Byl testován regresní model, zda stupeň defoliace plošky (proměnná „míra spasenosti“ – získaná měřením pomocí rising plate meter) závisí na krmném potenciálu plošky (kalkulován jako suma tabulkových krmných hodnot přítomných druhů - sensu Jurko 1990 - vážená jejich pokryvností); nebyl však průkazný (není zobrazen). Úskalím může být dvojí možná interpretace dat získaných letos měřením pomocí rising-plate meteru (tj. kalibrované tyče s posuvným talířem o dané specifické hmotnosti). Tato standardizovaná výzkumná pomůcka se běžně používá v zemědělském výzkumu pro měření výšky porostu (STEWART ET AL, 2001; CORREL ET AL., 2003). Jelikož bylo letos provedeno pouze jedno měření a to až v průběhu pastvy, neznáme tudíž výchozí výšku porostu před pastvou. Z toho vyplývá, že nízká naměřená výška vegetace může svědčit o dvou navzájem souvisejících jevech:

41

i) ii)

v monitorované ploše rostou pro ovce chutné nebo výživné druhy, které byly selektivně spaseny výška porostu v ploše byla nízká již před zahájením pastvy v důsledku nepříznivých ekologických podmínek a snížené úživnosti na místě konkrétní plochy

Tomuto nedostatku se v příštím roce vyhneme měřením výšky (tj. vlastní produktivity vegetace) ještě před zahájením pastvy, čímž získáme výchozí stav, vůči kterému budeme porovnávat stav z druhého měření z průběhu pastvy. 2005 Data z druhého roku výzkumu nám umožňují srovnání výsledků a potvrzení některých z předběžných domněnek. Bohužel, jedna z lokalit byla posečena ještě před dokončením sběru dat, takže část dat chybí. Určili jsme skupinu nejvíce konzumovaných/preferovaných druhů, jsou to hlavně Poa pratensis, Festuca rubra, F. rupicola, F. pratensis, Brachypodium pinnatum, Trisetum favescens, Bromus erectus, Elytrigia repens, Medicago falcata, Taraxacum sect. Ruderalia, Arrhenatherum elatius (Obr. 6-3, resp. Obr. 6-6). Jelikož tyto druhy patří na výzkumných lokalitách k nejvíce zastoupeným, můžeme usuzovat, že mezi nejdůležitější faktory ovlivňující pastevní preference ovcí je sama přítomnost a hojnost druhu. Tento závěr je podpořen výsledky analýzy lineární regrese, která vysvětluje okolo 90 % variability dat (r22004=0,9009 viz tab. 1, r22005=0,8907 neukázáno). Stále však není jasné, která vlastnost společná pro skupinu preferovaných druhů ovlivňuje ovce při výběru nejvíce. V této skupině jsou zastoupeny převážně trávy, jež obecně mají vysoký krmný potenciál. Tato skutečnost je v souladu s hypotézou, že zvířata se snaží o maximalisaci kvality přijímané píce, jenže tyto druhy zároveň patří mezi nejhojnější. Hypotézu, že pasoucí se ovce jsou při výběru potravy ovlivňovány také druhovým složením v okolí určité plošky (tj. jsou přitahovány některým dobře známým a chutným druhem), se nepodařilo potvrdit. Jistá závislost vyplynula z dat prvního roku sledování, zůstala však nesignifikantní. Jak je zřejmě z exploračních analýz, skupina preferovaných druhů se od minulého roku prakticky nezměnila. Ovce tedy s největší pravděpodobností vybírají potravu podle stejného klíče. Co se týče vlivu selektivní pastvy na strukturu vegetace, zaznamenali jsme podstatné změny v pokryvnostech u některých druhů. Některé ustoupily o více než 30 % jejich původního výskytu (Ranunculus polyanthemos, Geranium columbinum, Securigera varia, Salvia pratensis, Medicago falcata, Pastinaca sativa, Galium verum, Elytrigia repens, Taraxacum sect. Ruderalia, Cerastium holosteoides ), některé své zastoupení o více než 30 % zvýšily (Daucus carota, Trisetum flavescens, Festuca rupicola, Veronica chamaedrys, Festuca pratensis, Trifolium repens). Z druhů, které ustoupily nejvíce, pouze tři patří mezi nejvíce selektivně konzumované (Medicago falcata, Elytrigia repens, Taraxacum sect. Ruderalia). Na druhou stranu, jisté druhy se zdají být pastvou zvýhodňovány (Daucus carota, Trisetum flavescens, F. rupicola, F. pratensis, Trifolium repens), ačkoliv nemůžeme určit přesnou příčinu jejich šíření. Také byly oproti minulému roku zaznamenány nové druhy, jen je zatím nemožné říci, zda jejich výskyt má spojitost s pastevními aktivitami (budou se dál šířit), nebo se objevily náhodou. Následky pastevních preferencí ovcí pro strukturu a druhové složení vegetace budou jasnější po zhodnocení výsledků z příštího roku výzkumu. V této chvíli je možné posuzovat změny ve výskytu a pokryvnostech druhů, ale nelze stanovit přesné příčiny.

42

6.5. Závěr 2004 Studium pastevních preferencí u ovcí v roce 2004 přineslo pouze průběžné výsledky. Získané zkušenosti nám umožní vylepšit a doplnit metodiku pro příští rok, což jistě usnadní budoucí interpretaci výsledků. V dalších letech by také bylo vhodné přizpůsobit termíny výzkumu na jednotlivých lokalitách ve smyslu synchronisace doby zahájení pastvy a vlastního provedení výzkumu, neboť úroveň defoliace bude zcela jistě odlišná v případě, kdy se na jedné lokalitě pase 1 týden a na druhé 4 týdny. Taktéž různá míra zatížení jednotlivých pastvin vede k nežádoucímu zvyšování variability měření. Bohužel, ideálních podmínek při výběru pastvin pro výzkum nelze pro objektivní příčiny dosáhnout. 2005 Byla definována skupina preferovaných druhů, takže se můžeme zaměřit na jejich společné rysy. Jelikož se složení této skupiny od minulého roku podstatně nezměnilo, lze některé změny ve struktuře vegetace (např. výrazné posuny v abundanci jistých druhů) považovat za následek selektivní pastvy. Na část otázek položených při zahájení studie se podařilo odpovědět (např. skupina preferovaných druhů, první změny ve vegetační struktuře), nicméně zbytek na odpovědi ještě čeká (např. mezisezónní změny preferencí). Tyto odpovědi nám pomohou pochopit lépe interakce rostlina-ovce a umožní extrapolovat výsledky přesněji.

6.6. Literatura ADLER, P.B., RAFF, D.A. ET LAUENROTH, W.K., 2001: The effect of grazing on spatial heterogeneity of vegetation. Oecologia 128: 465-479 BAKKER, J.P., 1989: Nature management by grazing and cutting. Kluwer, Dortrecht. BUTLER, A., KOHLER, F., WAGNER, H., ET GILLET F., 2004: Observed spatial and seasonal patterns of cattle activity versus simulated effects in exclosure experiment. In: Lüscher, A., Jeangros, B., Kessler, W., Huguenin, O., Lobsiger, M., Millar, N., Suter, D. (eds): Land use systems in Grassland dominated regions. Grassland Science in Europe, 9: 578580 CID, M.S. ET BRIZUELA, M.A., 1998: Heterogeneity in tall fescue pastures created and sustained by cattle grazing. Journal of Range Management 51:644-649 CLARK D. A. ET HARRIS P. S., 1985: Composition of the diet of sheep grazing swards of differing white clover content and spatial distribution. New Zealand Journal of Agricultural. Research, 28: 233-240. COLE, D.N., 1995: Experimental trampling of vegetation. II. Predictors of resistance and resilience. Journal of Applied Ecology 32: 215-224. COUGHENOR, M.B., 1991: Spatial components of of plant-herbivore interactions in pastoral, ranching and native CRAWLEY, M.J., 1983: Herbivory. The dynamics of animal-plant interactions. Blackwell, Oxford. DUMONT, B., PETIT, M. ET D´HOUR, P., 1995: Choice of sheep and cattle between vegetative and reproductive cocksfoot patches. Applied Animal Behaviour Science 43: 1-15

43

GARCIA, F., CARRERE, P., SOUSSANA, J.F. ET BAUMONT R., 2003: How do severity and frequency of grazing affect sward characteristics and the choices of sheep during the grazing season? Grass and Forage Science 58: 138-150 GARCIA, F., CARRERE, P., SOUSSANA, J.F. ET BAUMONT R., 2003a: The ability of sheep at different stocking rates to maintain the quality and quantity of their diet during the grazing season. Journal of Agricultural Science 140: 113-124 GARCIA, F., CARRERE, P., DECUQ, F. ET BAUMONT R., 2004: Mapping grazing activity and sward variability improves our understanding of plant-animal interaction in heterogeneous grasslands. In: Lüscher, A., Jeangros, B., Kessler, W., Huguenin, O., Lobsiger, M., Millar, N., Suter, D. (eds): Land use systems in Grassland dominated regions. Grassland Science in Europe, 9: 763-765 GIBSON, C. W. D ET BROWN, V. K., 1992: Grazing and vegetation change: deflected or modified succession? Journal of Applied Ecology 29: 120-131 ungulate ecosystems. Journal of Range Management 44:530-542 GONG Y., HODGSON J.,LAMBERT M. G., CHU A. C. P. ET GORDON I., 1993: Comparison of response patterns of bite weight and bite dimensions between sheep and goats grazing a range contrasting herbage. Proceedigs. XVII International Grasland Congress New Zealand and Queensland: 726-728. GRANT S. A., SUCKLING D. F., SMITH H. K., TORVELL L., FORBES, T. D. A. ET HODGSON J., 1985: Comparative studies of diet selection by sheep and cattle: The hill grasslands. Journal of Ecology,73: 987-1004. HÁKOVÁ, A., KLAUDISOVÁ, A. ET SÁDLO, J., 2004: Zásady péče o nelesní biotopy v rámci soustavy Natura 2000. PLANETA XII, 3-2004 – druhá část. MŽP, Praha. HEJCMAN, M., ŽÁKOVÁ, I., STRÁNSKÁ, M. ET BÍLEK, M., 2004: Reestablishment of Grassland Management in the Klínové Boudy Locality – Sheep Grazing Preferences and Sward Structure under Defoliation. In: Štursa, J., Mazurski, K. et Palucki, A. (eds), Geoekologické problémy Krkonoš. Sborník Mezinárodní Vědecké Konference, Listopad 2003, Sklarzska Poreba. Opera Corcontica, Vrchlabí 41 (in press). KOHLER, F., GILLET, F., GOBAT, J.-M., ET BUTTLER, A., 2004: Seasonal vegetation changes in mountain pastures due to simulated effects of cattle grazing. Journal of Vegetation Science 15: 143-150 KRAHULEC, F., HADINCOVÁ, V., HERBEN, T. ET KETTNEROVÁ, S., 1994: Monitorování vlivu pastvy ovcí na rostlinná společenstva: Zadní Rennerovky v Krkonošském národním parku. Příroda 1: 191-196 LEPŠ, J., MICHÁLEK, J., KULÍŠEK, P. ET UHLÍK, P., 1995: Use of paired plots and multivariate analysis for the determination of goat grazing preference. Journal of Vegetation Science 6: 37-42 MALO, J.E. ET SUAREZ, F., 1995: Establishment of pasture species on cattle dung: the role of endozoochorous seeds. Journal of Vegetation Science 6: 169-175. MILTON, W.E.J., 1940: The effect of manuring, grazing and liming on the yield, botanical and chemical compsition on the hill pastures. Journal of ecology 28: 326-356 OLFF, H. ET RITCHIE, M.E., 1998: Effects of herbivores on grassland plant diversity. Trends in Ecology a Evolution 136: 261-265 PAVLU, V., HEJCMAN, M., PAVLU, L. ET GAISLER, J., 2003: Effect of rotational and continuous grazing on vegetation of an upland grassland in the Jizerske Hory Mts., Czech Republic. Folia Geobotanica 38: (1) 21-34 2003 SCHLÄPFER, M., ZOLLER, H. ET KÖRNER, CH,.1997: Influences of mowing and grazing on plant species composition in calcareous grassland. Botanica Helvetica 108: 57-67 VALLENTINE, J.F., 2001: Grazing management. Academic Press, NewYork, pp. 659.

44

7.

Spontánní vzcházení a přežívání semenáčků při různých typech hospodaření*

Kateřina Čiháková, Zuzana Münzbergová & Jana Richterová

*… rukopis článku ČIHÁKOVÁ, K., MÜNZBERGOVÁ, Z., RICHTEROVÁ, J.: Spontaneous seedling recruitment and survival under different management regimes je uveden v Příloze 3.

7.1. Úvod Při ponechání travních porostů ladem dochází k jejich zarůstání kompetičně silnými druhy a k náletu dřevin. Hromadí se opad, který zabraňuje vzcházení semenáčků bylin, a ve společenstvu začnou převládat graminoidy a klonální dvouděložné rostliny. Pro obnovu druhově bohatých travino-bylinných společenstev lze využít tradiční hospodaření (pastvu a kosení) jako ochranářský management. Po desetiletích, kdy byla v chráněných územích pastva výslovně zakazována, však chybí zkušenosti a vliv hospodaření na vegetaci je proto nutné monitorovat. O pastvě i kosení se obecně soudí, že podporuje vzcházení ze semen a může tím zvyšovat druhovou a genetickou diverzitu na lokalitě. Oba tyto způsoby hospodaření spočívají v odstraňování biomasy a zamezují tak hromadění stařiny. Při pastvě navíc dochází ke tvorbě volných plošek, umožňujících regeneraci ze semen, prostřednictvím aktivity pasoucích se zvířat. Zvířata mohou také přispívat k šíření semen, která se uchycují v jejich srsti, na paznehtech a kopytech, či jsou přenášena v trusu. Při pokusech o obnovu druhově bohatých společenstev luk a pastvin je standardním postupem při monitoringu vlivu zásahu na vegetaci sledování změn pokryvnosti na trvalých plochách. Při krátkodobém sledování však nejsou často žádné změny zaznamenány, a proto se pro posouzení vhodnosti managementu využívá např. také sledování vzcházení semenáčků cílových druhů rostlin. V dosud publikovaných studiích bylo monitorováno buď klíčení dosévaných druhů, nebo spontánní vzcházení semenáčků z místních zdrojů semen v experimentálně vytvořených volných ploškách. Ve většině studií byly vyklíčené semenáčky ihned po zaznamenání odstraněny. Výsledné zapojení nově vyklíčených druhů rostlin do porostu tak nemohlo být vyhodnoceno. Vliv reálně prováděného managementu na spontánní klíčení a následné přežívání semenáčků tedy nebyl dosud zkoumán. V naší práci jsme si proto položili následující cíle:1) odhadnout intenzitu spontánního vzcházení semenáčků dvouděložných a posoudit jeho význam pro změny ve společenstvu, 2) porovnat úspěšnost a druhové složení vcházejících semenáčků mezi třemi typy zásahu (pastva, kosení, ponechání ladem), 3) posoudit vliv mikrostanovištních charakteristik na vzcházení, 4) zjistit vztah druhového složení vzcházejících semenáčků a druhového složení vzrostlé vegetace a půdní semenné banky. K zodpovězení těchto otázek jsme použili data ze dvou lokalit, které se obě nachází na Valašsku a prošly stejným ochranářským managementem. Byl zde nejprve vykácen nálet dřevin a poté zavedena krátkodobá intenzivní pastva ovcí.

45

7.2. Metodika Porost na obou lokalitách (Losovy u obce Huslenky na Vsetínsku, Klobucká u obce Brumov) lze zařadit do svazu Bromion, na lokalitě Losovy s přechodem do svazu Cynosurion. Na obou lokalitách byly založeny trvalé plochy, uspořádány v blocích po třech typech zásahu (pastva, kosení, ponechání ladem). Tyto trvalé plochy o velikosti 1*1m byly odečítány na jaře vždy před začátkem pastvy. Pokryvnost jednotlivých druhů bylo zaznamenávána v prvním případě v Braun-Blanquetově stupnici, v druhém případě v procentech, vždy na úrovni devíti podčtverců. Jeden z těchto podčtverců byl náhodně vybrán pro odečet semenáčků. Tyto odečty byly provedeny na lokalitě Losovy v letech 2003 a 2004 a na lokalitě Brumov v letech 2004 a 2005. Na lokalitě Losovy byla navíc odebrána a zvážena biomasa. Na obou lokalitách byla k dispozici data o druhovém složení půdní semenné banky zjištěná metodou klíčením. Data byla analyzována v programu Splus a mnohorozměrné analýzy byly provedeny v programu CANOCO.

7.3. Výsledky Mortalita semenáčků byla na obou lokalitách vysoká (Losovy 93.4%, Brumov 88,7%). Přežívání se lišilo mezi jednotlivými typy zásahu. Jako nejvhodnější se z hlediska počtu přežívajících semenáčků jevilo kosení. Vliv zásahu se však lišil mezi jednotlivými lety a kohortami, v některých případech byly oba typy hospodaření (pastva i kosení) stejně příznivé. Vysoká mortalita semenáčků během letního období byla způsobena vysycháním, které se výrazněji projevilo na plochách obhospodařovaných, s nižším objemem biomasy a bez přítomnosti mechového patra. Vliv zásahu na druhovém složení semenáčků nebyl v prvním roce patrný. Průkazně však působil v interakci s časem, takže různý typ zásahu vedl k odlišnému druhovému složení přežívajících semenáčků. Pro srovnání druhového složení semenáčků, semenné banky a vegetace byl vypočten Jaccardův index podobnosti. Tento index byl nejnižší pro dvojici semenáčky – semenná banka. Jeho hodnoty se nelišily mezi zásahy, z čehož vyplývá, že na studovaných lokalitách nehraje při regeneraci ze semen půdní semenná banka významnější roli.

7.4. Literatura BAKKER J. P., DEKKER, DEVRIES W.(1980): The effect of different management practices on a a grassland community and resulting fate of seedlings. Acta Bot. Neerl.29 (5-6): 469482 BEKKER R. M., VERWEIJ G. L., SMITH R. E. N., REINE R. , BAKKER J. P., SCHNEIDER S.(1997): Soil seed banks in European grasslands: does land use affect regeneration perspectives? Journal of Applied Ecology 34 (5): 1293-1310. BULLOCK J.M., CLEAR HILL B., DÁLE M. P. & SILVERTOWN J.(1994): An experimental study of the effects of sheep grazing on vegetation change in a species-poor grassland and the role of seedling recruitment into gaps. Journal of Applied Ecology 31: 493-507. DIERSCHKE H. (1985): Experimentale Untersuchung zur Bestandesdynamik von Kalkmagerrasen (Mesobromion) in Südniedersachsen. - In: Schreiber K.-F.: Sukzession auf Gründlandbrachen. Münsterische Geogr. Arbeiten 20, Schöninghen, Paderborn, pp. 9-24.

46

DUTOIT T. & ALARD D.(1995): Permanent seed banks in chalk grassland under various management regimes - their role in the restoration of species rich plant communities. Biodiversity and Conservation 4: 939-950. FALINSKA K.(1999): Seed bank dynamics Seed bank dynamics in abandoned meadows during a 20-year period in the Bialowieza National Park. Journal of Ecology 87: 461-475. FISCHER S. F., POSCHLOD P. & BEINLICH B. (1996): Experimental studies on the dispersal of plants and animals on sheep in calcareous grasslands. Journal of Applied Ecology 33(5): 1206-1222. GROSS K. L.(1990): A comparison of methods for estimating seed numbers in the soil. Journal of Ecology 8: 1079-1093. HOFMANN M., ISSELSTEIN J.(2004): Seedling recruitment on agriculturally improved mesic grassland: the influence of disturbance and management schemes. Applied Vegetation Science 7(2): 193-200. SSELSTEIN I , J. TALLOWIN, J.B. SMITH, R.N.(2002): Factors affecting seed germination and seedling establishment of fen-meadow species. Restoration Ecology 10 (2): 173-184. JEFFERSON R.G.& USHER M.B.(1989): Seed rain dynamics in disused chalk quarries in the Yorkshire Woods, England, with special reference to nature conservation. Biological Conservation 47:123-136. KALAMEES R. & ZOBEL M.(2002): The role of the seed bank in gap regeneration in a calcareous grassland community. Ecology 83 (4): 1017-1025. KIVINIEMI K, ERIKSSON O (1999): Dispersal, recruitment and site occupancy of grassland plants in fragmented habitats. Oikos 86(2): 241-253. KRAHULEC F., SKÁLOVÁ H., HERBEN T., HADINCOVÁ V., WILDOVÁ R. & PECHÁČKOVÁ S.(2001): Vegetation changes following sheep grazing on abandoned mountain meadows. Applied Vegetation Science 4:97-102. KUPFERSCHMID A.D., STAMPFLI A., NEWBERY D.M. (2000): Dispersal and microsite limitation in an abandoned calcareous grassland of the southern Prealps. Folia Geobotanica 35 (2): 125-141. LOSVIK M.H. & AUSTAD I. (2002): Species introduction through seeds from an old, specierich hay meadow: Effects of management. Applied Vegetation Science. 5:185-194. MATĚJKOVÁ I., VAN DIGGELEN R., PRACH K.(2003): An attempt to restore a central European species-rich mountain grassland through grazing. Applied Vegetation Science 6: 161168 MATHSOFT, INC (1999): S-Plus 2000 Professional Release 2. Data Analysis Product Division. MathSoft. Seattle. MOOG D., POSCHLOD P., KAHMEN S., SCHREIBER K. F.(2002): Comparison of species composition between different grassland management treatments after 25 years. Applied Vegetation Science 5 (1): 99-106. OOSTERHALD M. & SALA O.E.(1990): Effects of grazing on seedling establishment: the role of seed and safe-site availability. Journal of Vegetation Science 1:353-358. POSCHLOD P.,DEFFNER B., BEIER B. & GRUNICKE U.(1991): Untersuchungen zur Diasporenbank von Samenpflanzen auf beweideten, gemahten, brachgefellenen und aufgeforsteten Kalkmagerrasen.Verhandlungen Ges. Fur Oekologie 20:893-904. RYSER P.(1990) Influence of gaps and neighbouring plants on seedling establishment in a limestone grassland: Experimental field studies in nothern Switzerland. Verroffentlichungen des Geobotanischen Institutes der Eidg. Tech. Hochschule, Stiftung Rubel, Zurich 104: 71pp. RYSER P.(1993): Influences of neighbouring plants on seedling establishment in limestone grassland. Journal of Vegetation Science 4: 195-202.

47

SCHREIBER, K. F.(1985): Sukzession auf Gründlandbrachen. Münsterische Geogr. Arbeiten 20, Schöningh, Paderborn. SILVERTOWN J.& SMITH B.(1989): Mapping the microenvironment for seed germination in the field. Annals of Botany 63: 163-167. STAMPFLI A. & ZEITER M.(1999): Plants species decline due to abandonment of meadows cannot easily be revesed by mowing. A case study from the Southern Alps. Journal of Vegetation Science 10:151-164. STANNERS D. & BORDEAUX P. (1995): Europe's Environment. The Dobris Assessment. European Environmental Agency. Copenhagen. ŠPAČKOVÁ I.,KOTOROVÁ I. & LEPŠ J.(1998): Sensitivity of seedling recruitment to moss, litter and dominant removal in an oligotrophic wet meadow. Folia Geobotanica 33:17-30. ŠPAČKOVÁ I. & LEPŠ J. (2004): Variability of seedling recruitment under dominant, moss, and litter removal over four years. Folia Geobotanica 39: 41-55. TER BRAAK C. J F. & ŠMILAUER P. (1998): Canoco Windows version 4.1, CanoDraw for Windows version 4.0. Microcomputer Power. Ithaca.New Zork. USA. TURNBULL L.A., CRAWLEY M.J. & REES M.( 2000): Are plant populations seed-limited? A review of seed sowing experiments. Oikos 88: 225-238. VERKAAR H. J., SCHENKEVELD A. J.& VAN DE KLASHORST (1983): The Ecology of ShortLived forbs in chalk grasslands: Dispersal of Seeds 95(2): 335-344. VINTHER E. & HALD A. B.(2000): Restoration of an abandoned species-rich fen-meadow in Denmark: changes in species richness and dynamics of plant groups during 12 years. Nordic Journal of Botany. 20(5):573-584. WAGNER M., POSCHLOD P., SETCHFIELD R. P. (2003): Soil seed bank in managed and abandoned semi-natural meadows in Soomaa National Park, Estonia. Annales Botanici Fennici 40 (2): 87-100. WILLEMS J.H.(1983): Species composition and above ground phytomass in chalk grassland with different management. Vegetatio 52:171-180. WILLEMS J.H.(1995): Soil seed bank, seedling recruitment and actual species composition in an old and isolated chalk grassland. Folia Geobotanica 30:141-156. WILLEMS J.H. & BIK L.P.M.(1998): Restoration of high species density in calcareous grassland: the role of seed rain and soil seed bank.Applied Veg. Science 1:91-100.

48

8.

Dynamika vegetace na pokálených místech a účinnost endozoochorie na pastvinách skotu*

Kateřina Čiháková, Zuzana Münzbergová & Jana Richterová

*…

rukopis článku ČIHÁKOVÁ, K., MÜNZBERGOVÁ, Z., RICHTEROVÁ, J.: Vegetation dynamics of the dung patches and the efficiency of seed dispersal by endozoochory on cattle pastures, case study from White Carpathians, Czech republic je uveden v Příloze 4.

8.1. Úvod Pastviny se vyznačují heterogenní vegetací, která je tvořena mozaikou ploch s různou intenzitou spásání. Tzv. mastným místům se dobytek často zcela vyhýbá a na pastvině pak zůstávají nedopasky. Nedopasky jsou vnímány zemědělci negativně jako potenciální ohniska šíření plevelných druhů. Na pastvině bez přítomnosti agresivních pastevních plevelů však mohou nespásaná místa hrát pozitivní roli, protože poskytují úkryt a potravu bezobratlým živočichům a umožňují běžným pastevním druhům kvetení a zrání semen. Pokálená místa se liší od okolí výškou a strukturou porostu, ale mohou se také lišit svým druhovým složením. Předpokládá se dokonce existence druhů přímo vázaných na tento typ porostu, které využívají endozoochorní šíření semen. Endozoochorie (tedy přenos diaspor v zažívacím traktu zvířat) je dnes považována za významný nástroj při obnově druhově bohatých pastvin. Mnoho studií se dnes věnuje vhodnosti tohoto typu šíření diaspor pro jednotlivé luční a pastevní druhy a dochází ke zjištění, že semena většiny těchto druhů jsou po průchodu zažívacím traktem zvířat klíčivá.. Účinnost tohoto způsobu šíření a jeho přínos pro změny v druhovém složení společenstev zůstávají však stále neznámé. Předpokládáme, že vzcházení druhů je ovlivněno typem porostu, který je na pastvině tvořen mozaikou spásaných a opomíjených (často pokálených) míst.

8.2. Metodika Pro studium dynamiky vegetace a role endozoochorie bylo založeno 10 bloků trvalých ploch (30*30cm) na dvou lokalitách (Kavka KAVPAS a Lopeník LOPPAS) v CHKO Bílé Karpaty. Na těchto plochách bylo sledováno klíčení a přežívání semenáčků dvouděložných na třech typech mikrostanovišť (nový exkrement, pokálené místo s částečně rozloženým exkrementem, intenzivně spásaný nízký porost jako kontrola). Pro sledování vlivu pastvy a depozice exkrementů na krajinném měřítku byl proveden zápis druhového složení na transektech pastvinou na dalších deseti pastvinách skotu v Bílých Karpatech a v dalších oblastech. Tento výběr bude doplněn v následující sezóně. Pro zjištění časové variability obsahu endozoochorně šířených semen v exkrementech skotu byly odebírány vzorky exkrementů (5g po vysušení) na lokalitách KAVPAS a LOPPAS ve třech termínech (červenec, srpen, září). Současně byla odhadnuta na hrubé škále frekvence plodících druhů. Vzorky jsou nyní zpracovávány klíčící metodou ve skleníku.

49

8.3. Výsledky Analýza vlivu typu mikrostanoviště na druhové složení vegetace byla dosud provedena pouze pro lokalitu LOPPAS. Na pokálených místech zde převládají bobovité (Trifolium repens, T. pratense, T. medium) a na kontrolních plochách rostou převážně graminoidy nenáročné na obsah živin (Festuca rubra, Luzula campestris) a klonální byliny (Alchemilla sp.). Rozdíly v druhovém složení vegetace mezi pokálenými místy a kontrolou však zmizely hned po prvním roce. Považujeme proto ponechání těchto nespasených pokálených míst na pastvině za neškodné. Jednotlivé typy mikrostanovišť se lišily počtem i druhovým složením vzcházejících semenáčků. Nejčastějšími klíčícími druhy byl Leontodon hispidus, Ranunculus acris a Trifolium pratense, přičemž poslední dva druhy se mohou šířit endozoochorně. Ačkoli nejvíce semenáčků vyklíčilo na rozloženém exkrementu, pro přežívání semenáčků byl nejvhodnější nízce spasený porost (kontrola). Obecně byl zřejmě nejčastějším zdrojem semen přímý spad z okolní vegetace, nikoli endozoochorní šíření. Nebyl nalezen žádný druh, který by byl vázán pouze na pokálená místa a klíčil pouze na exkrementech. Z výsledků naší práce tedy vyplývá, že význam endozoochorie by neměl být přeceňován.

8.4. Literatura ADLER P.B., RAFF D.A. & LAUENROTH W.K. (2001): The effect of grazing on the spatial heterogeneity of vegetation. OECOLOGIA 128 (4): 465-479. BONN S. (2004): Dispersal of plants in the Central European Landscape – dispersal processes and assessment of dispersal potential exemplified for endozoochory. Dis. Thesis. Universitaet Regensburg. 156 pp. BULLOCK J.M., CLEAR HILL B., DÁLE M. P. & SILVERTOWN J.(1994): An experimental study of the effects of sheep grazing on vegetation change in a species-poor grassland and the role of seedling recruitment into gaps. Journal of Applied Ecology 31: 493-507. COSYNS E, DELPORTE A, LENS L, ET AL.(2005): Germination success of temperate grassland species after passage through ungulate and rabbit guts. JOURNAL OF ECOLOGY 93 (2): 353-361. COUVREUR M., BART CH., VERHEYEN K. & HERMY M. (2004): Large herbivores as mobile links between isolated nature reserves through adhesive seed dispersal. Applied vegetation science 7(2): 229-236. CSAPODY V. (1968): Keimlingsbestimmungbuch der Dikotyledonen. Akademiai Kaido. Budapest DAI X. (2000): Impact of cattle dung deposition on the distribution pattern of plant species in an alvar limestone grassland. Journal of Vegetation Science 11: 715-724. ERIKSSON A. & ERIKSSON O.(1997): Seedling recruitment in semi-natural pastures: the effects of disturnace, seed size. Phenology and seed bank.Nordic Journal of Botany. FISCHER S.F., POSCHLOD P. & BEINLICH B. (1996): Experimental studies on the dispersal of plants and animals on sheep in calcareous grasslands. Journal of Applied Ecology 33: 1206-1222. MALO J. E. & SUAREZ F.(1995): Herbivorous mammals as seed dipersers in a Mediterranean dehesa. Oecologia 104: 246-255. MORTIMER S. R., HOLLIER J.A. & BROWN V. K.(1998): Interactions between plant and insect diversity in the restoration of lowland calcareous grasslands in southern Britain. Applied Vegetation Science, 1:101-114. 50

KALAMEES R. & ZOBEL M.(2002): The role of the seed bank in gap regeneration in a calcareous grassland community. Ecology 83 (4): 1017-1025. KIVINIEMI K, ERIKSSON O. (1999): Dispersal, recruitment and site occupancy of grassland plants in fragmented habitats. Oikos 86(2): 241-253. . KOEHLER F.,GILLET F, GOBAT J.M. ET AL. (2004): Seasonal vegetation changes in mountain pastures due to simulated effects of cattle grazing. Journal of Vegetation Science. 15(2): 143-150. MATĚJKOVÁ I. , VAN DIGGELEN R. & PRACH K.(2003): An attempt to restore a central European species-rich mountain grassland through grazing. Applied Vegetation Science 6: 161-168. NOVÁK J. & SLAMKA P.(2003):Degradation of seminatural pastures by local overmanuring with cattle or sheep excreta. EKOLOGIA-BRATISLAVA 22 (2): 143-151. OOSTERHALD M. & SALA O.E.(1990): Effects of grazing on seedling establishment: the role of seed and safe-site availability. Journal of Vegetation Science 1:353-358. PAKEMAN R.J., DIGNEFFE G & SMALL J.L.(2002): Ecological correlates of endozoochory by herbivores. FUNCTIONAL ECOLOGY 16 (3): 296-304. PAKEMAN R.J. HULME P.D., TORVELL L. ET AL.(2003): Rehabilitation of degraded dry heather (Calluna vulgaris) moorland by controlled sheep grazing BIOLOGICAL CONSERVATION 114 (3): 389-400. PAVLU V., HEJCMAN M., PAVLU L. GAISLER P. (2005): Effect of strip seeding of Trifolium repens on sward under continuous grazing. In Hejcman: Grassland management in mountain and uppland areas of the Czech republic. Dis.práce. Depon In Knihovna ČZÚ Praha Suchdol. PYKALA J. (2003): Effects of restoration with cattle grazing on plant species composition and richness of semi-natural grasslands. Biodiversity and conservation. 12:2211-2226. STENDER (1996): Die Ausbreitung von Pflanzen durch Galloway-Rinder. Diploma tesis. Universitaet Marburg, 104 pp. ŠPAČKOVÁ I.,KOTOROVÁ I. & LEPŠ J.(1998): Sensitivity of seedling recruitment to moss, litter and dominant removal in an oligotrophic wet meadow. Folia Geobotanica 33: STAMMEL B. & KIEHL K.(2004): Do hoof prints actually serve as a regeneration niche for plant species in fens? Phytocoenologia 34(2): 271-286.

51

9.

Vliv různého způsobu obhospodařování a přídavku hnojiva na složení rostlinného společenstva a produkci ekologických funkčních skupin*

Vojtěch Lanta, Jiří Doležal a Ondřej Mudrák

*…

rukopis článku LANTA, V., DOLEŽAL, J., MUDRÁK, O.: Effects of different management regimes and fertilization on species composition and biomass production of plant functional groups in a chalk grassland je uveden v Příloze 5.

9.1. Úvod K hodnocení vlivů odlišných managementů na složení společenstva se používají hierarchické manipulativní pokusy (SCHEINER A GUREVITCH 1993). Avšak výsledky pokusů mohou být ovlivněny neprediktabilními vnějšími faktory (např. průběh počasí). Pokusy podrobené zkoumání na pastvině jsou typické pro delší odpovědi druhů na experimentální zásah (BAKKER 1989). Naše studie umožňuje porovnání na užší časové škále. Studie byla provedena na pastvině, která byla dlouhodobě přepásána, tudíž se očekávají změny na úrovni společenstva, přičemž se nedá říci, že by se mohla v takto krátké době výrazně změnit diverzita. Předpokládáme že se změní kompetiční vztahy, jelikož dlouhodobé působení pastvy se projeví v náhlém projevu ve změně plasticity rostlin, či ve vlastnostech druhů seskupovaných do funkčních ekologických skupin, jak bylo pozorováno v předešlých experimentech (např. MCINTYRE ET AL. 1995, DÍAZ ET AL. 1999, DODD ET AL. 2004). Kosení a pastva obvykle vedou ke zvýšení počtu druhů ve společenstvu (BAKKER 1989, GAISLER ET AL. 2004), zatímco ponechání bylinného porostu ladem vede ke ztrátě druhové diverzity vzhledem k masivnímu nárostu konkurenčně schopných dominant (např. nitrofilů, viz GRIME 2001). Tato rostlinná společenstva jsou často podrobena oku ochranáře, který se snaží najít vhodný nástroj pro znovuobnovení bohaté druhové diverzity. My jsme založili manipulativní pokus na dlouhodobé pastvině. Založili jsme monitorovací plochy, které jsme ponechávaly buď tlaku herbivora, nebo jsme je kosili, či ponechali ladem. Dále jsme tyto plochy přihnojovali v odpovídajícím experimentálním uspořádání. Hlavní testovanou otázkou bylo, zda se mění biomasa funkčních skupin za odlišného zásahu a zda se změní složení rostlinného společenstva. Pokus byl tříletý.

9.2. Metodika Studovaná lokalita Pokus byl proveden na lokalitě Lesná, Bílé Karpaty, Česká republika (700 m n.m.). Lokalita leží 2 km východně od obce Horní Němčí. Od padesátých let je lokalita využívána jako intenzivní pastvina. Převažujícími druhy lokality jsou druhy svazů Bromion, Arrhenatherion a Cynosurion. Dominanty jsou Bromus erectus, Achillea millefolium, Trifolium pratense a Trifolium repens, Agrostis tenuis a Trisetum flavescens, Veronica chamaedrys.

Uspořádání pokusu 52

Pokus byl založen v červnu 2003 jako úplně znáhodněný blok design ve třech blocích, které jsou od sebe aspoň 100 m vzdáleny. Tyto zásahy byly aplikovány (i) hnojení a (ii) management. Zásah hnojení o dvou hladinách – přidáno nebo nepřidáno hnojivo NPK v koncentraci 40 g na 1 m2 za rok. Management UP – unmanaged plots (ponecháno ladem), MP – mown plots (kosení) a GP – plots grazed by cattle (pastva skotu). Oba zásahy byly provedeny v 5 x 5 m plochách, náhodně v každém bloku. Plochy byly koseny vždy jednou ročně. Na začátku pokusu až po sebrání base line dat v červenci 2003. Hnojivo bylo aplikováno v červenci 2003, v březnu 2004 a dubnu 2005.

Sběr dat Dat o pokryvnostech jednotlivých druhů byla odhadována procenticky v 1 m x 1 m trvalém centrálním čtverci, umístěném v každé 5 x 5 m ploše. Vždy 4 plochy byly obehnány ohradníkem (2 x koseno a 2 x kontrola) a dvě plochy (2 x paseno) k tomuto prostory zvnějšku přiléhaly. Pro přesnější údaje byl ještě tento čtverec rozdělen na 33 x 33 cm podplochy. Data byla odebírána v červnu 2003, 2004 a 2005. Nomenklatura druhů: Rothmahler (1976). Nadzemní biomasa byla odebírána v 5 25 x 25 cm čtvercích. Biomasa byla rozebrána na trávy, jednoletky, byliny, růžice, vikvovité a opad. Celková podzemní biomasa byla odhadnuta z 5 10 cm hlubokých vpichů sondy. Kořeny byly vymyty, usušeny a následně zváženy.

Analýza dat Redundancy analysis (RDA) byla užita pro zjištění vlivu managementu na složení rostlinného společenstva. Jedná se o přímou gradientovou metodu vhodnou na data od nichž se očekává lineární odpověď druhů (TER BRAAK & ŠMILAUER 2002). Rozdílné kombinace proměnných prostředí s užitím kovariát mohou být touto metodou testovány. Data jsou ve formě split-pot a jsou sbírána opakovaně, to se musí brát na zřetel při definování vhodného permutačního Monte Carlo testu. Whole plots jsou v tomto případě záznamy z 1 m2 v čase a jsou permutovány kompletně. Průměr z 9 podploch je brán pro hodnocení. Interakce čas x zásah ukazuje, že sukcese probíhala odlišně v různě obhospodařovaných plochách. Biplot ordinační diagram byl užit pro vizualizaci dat, přičemž byly zobrazeny jen druhy, které nejlépe fitují data. ANOVA testy byly užity pro statistické hodnocení jednorozměrných dat o nadzemní a podzemní biomase, kde byl efekt bloku náhodný faktor. ANOVA pro opakovaná měření byla užita pro hodnocení diverzity. Data o vztahu mezi diverzitou a produktivitou byla hodnocena jednoduchou regresí.

9.3. Výsledky Celková nadzemní biomasa nebyla ovlivněna rozdílnými obhospodařováními ani přihnojením (Tab. 9-1). Biomasa byla nejvyšší v kontrolách a nejnižší v pasených plochách (Obr. 9-1). Celková podzemní biomasa byla signifikantně ovlivněna managementem (Tab. 91), nejvyšších hodnot dosahovala v pasených plochách (Obr. 9-1). Přihnojení nemělo vliv ani na biomasu jednotlivých funkčních skupin ani na produkci opadu (Tab. 9-2). Signifikantně byla ovlivněna biomasa vikvovitých , kdy nejvyšších hodnot dosahovala v pasených plochách (Obr. 9-1). Dále bylo detekováno, že opad byl nejvyšší v kontrolních plochách (Obr. 9-1). Diverzita (počet druhů) žádným z obou zásahů nebyla ovlivněna (Tab. 9-3). Pouze byl detekován vliv času (průměry jsou vyobrazeny ve Obr. 9-2).

53

Vztah mezi nadzemní biomasou a diverzitou byl negativní (adj. R2 = 0.18, r = -0.48, P = 0.043), zatímco vztah mezi podzemní biomasou a diverzitou byl pozitivní (adj. R2 = 0.44, r = 0.69, P = 0.002). Trendy viz Obr. 9-3. Signifikantní vliv managementu na složení společenstva byl detekován metodou RDA (prediktor: management x čas; kovariáty: čas, hnojení x čas, identifikátory ploch; první RDA osa vysvětluje 4.6 %, F = 21.53, P = 0.022). Ordinační diagram (Obr. 9-4) ukazuje, že ve spasených ploch jsou přítomny hlavně trávy Lolium perenne, Cynosurus cristatus a byliny Carum carvi a Plantago major a Trifolium repens. V kosených plochách vysokou pokryvnost měly tyto trávy Alopecurus pratensis, Bromus mollis a Dactylis glomerata, v kontrolních plochách dominovaly byliny jako jsou Fragaria moschata, Centaurea scabiosa a Veronica chamaedrys. Vliv přihnojení neměl vliv na složení společenstva (RDA, prediktor: hnojení x čas; kovariáty: čas, management x čas, identifikátory ploch; první RDA osa vysvětluje pouze 0.7 % variance, F = 3.33, P = 0.518). V hnojených plochách byly dominantní Cirsium arvense, Fragaria moschata, Centaurea jacea a tráva Agropyron repens (Obr. 9-4). Negativně hnojením byly ovlivněny Alopecurus pratensis, Lathyrus pratensis, Taraxacum officinalis a Ranunculus acris.

9.4. Diskuze Naší tříletou studií jsme nalezli rozdíly ve složení společenstva v různě obhospodařovaných plochách, avšak nebyl zjištěn vliv přihnojení. Produkce předem definovaných ekologických skupin byla víceméně stejná ve všech plochách. Pouze byl detekován vliv na biomasu vikvovitých a produkci opadu. Hnojení biomasu vůbec neovlivnilo. Rostlinná společenstva si byla podobná ve spásaných plochách, protože rostliny adaptované na silnou disturbanci a dokáží rychle zregenerovat (LEPŠ ET AL. 1982). Některé druhy se obnovují téměř okamžitě. To je případ jednoletek (GRIME 2001), které jsou v našich plochách reprezentovány druhy Veronica arvensis a Poa annua. Pro regeneraci je nutné narušit vegetační pokryv („gapy“ ve vegetaci), což je znemožněno v kontrolních a kosených plochách. Bylo dokázáno, že amplituda odpovědí na disturbanci je menší ve společenstvech, kde dochází k trvalému narušování(MCINTYRE ET AL. 1996, BAKKER 1989). Avšak tyto druhy reagují okamžitě na změnu vobhospodařování, což je i náš případ a co bylo i v minulosti dokumentováno (např. DÍAZ ET AL. 1999). Důsledkem je to, že jsme našly změny ve složení již ve druhém roce po aplikování zásahů. Některé druhy reagovali velmi rychle v novém prostředí, protože byly právě adaptovány na silnou disturbanci – opakovanou defoliaci. Obecně řečeno, vysoký stupeň defoliace vedl k obnovení a perzistenci plazivých a rosetových druhů (podobně jako v práci MCINTYRE ET AL. 1995). Ale ví se, že rostliny mohou být citlivé na rozdílnou intenzitu pastvy (PAVLŮ ET AL. 2003). My jsme nezaznamenali přesto žádné rozdíly v produkci této skupiny rostlin, pouze jsme zaznamenali jistý posun u těchto dominantních druhů Ajuga reptans, Veronica serpylifolia a Trifolium repens. Jetel je velmi citlivý na přistínění, proto jsme zaznamenali jeho dominanci ve spásaných plochách už v roce 2004. Dále jsme zaznamenali, že postupně se zvyšovala pokryvnost i u druhů růžicových jako jsou druhy rodu Plantago a Hieracium pilosella – druhy zaznamenané jen ve spásaných plochách v roce 2005. Festuca pratensis – širokolistá tráva byla přítomna hlavně ve spásaných plochách zřejmě proto, že upřednostňuje místa s vyšším obsahem dusíku (živiny z výkalů). Pampelišky byly hojné v kontrolních plochách z důvodu toho, že se zde vyskytují ve značné míře minerály vyluhované z opadu (GAISLER ET AL. 2004). V kontrolních plochách, kde se hodně akumulovala stařina, se dobře dařilo druhům, které se obvykle vyskytují na okrajích pastvin. Často bývají na pastvině zastoupeny jen ve formě semenáčů, či v jiném 54

vegetativním stádiu růstu ( jedná se především o širokolisté byliny jako jsou chrpy Centaurea jacea a Centaurea phrygia). Počet druhů (diverzita) nebyl ovlivněn aplikací odlišného zásahu. Pouze jsme našly rozdíly v jednotlivých letech studie. Nejvíce druhů bylo v průměru v letech 2003 a 2004. Kdežto v roce 2005 jsme zaznamenali pokles. To ukazuje na variabilitu mezi jednotlivými lety a na to, že systém může být ovlivněn i vnějšími vlivy. Je proto nutné monitorovat, popřípadě detekovat sukcesní trendy v delším časovém horizontu (BAKKER 1989, DODD ET AL. 2004). Pokusem jsme se snažili zachytit velkou část variability v počtech druhů na pastvině. Proto byl detekován rozdíl v počtech druhů mezi bloky. Ve dvou blocích se totiž pohyboval počet druhů mezi hodnotami 10 až 20, kdežto třetí blok vykazoval průměr až 25 druhů na plochu 33 x 33 cm.

9.5. Literatura BAKKER, J.P. 1989. Nature managemnt by grazing and cutting. Kluwer, Dortrecht. DÍAZ, S., CABIDO, M., ZAK, M., MARTINEZ-CARRETERO, E. & ARANÍBAR, J. 1999. Plant functional traits, ecosystem structure and land-use history along a climatic gradient in central-western Argentina. Journal of Vegetation Ecology 10: 651-660. DODD, M.B., BARKER, D.J. & WEDDERBURN, M.E. 2004. Plant diversity effects on herbage production and compositional changes in New Zealand hill country pastures. Grass and Forage Sciences 59: 29-40. GAISLER, J., HEJCMAN, M. & PAVLŮ, V. 2004. Effect of different mulching and cutting regimes on the vegetation of upland meadow. Plant, Soil and Environment 50: 324-331. GRIME, J.P. 2001. Plant strategies, vegetation processes and ecosystem properties. John Wiley & Sons. LEPŠ, J & ŠMILAUER, P. 2003. Multivariete analysis of ecological data using CANOCO. Cambridge Univ. Press. LEPŠ, J., OSBORNOVÁ, J. & REJMÁNEK, M. 1982. Community stability, complexity and species life-history strategies. Vegetatio 50: 53-63. MCINTYRE, S., BARRETT, G.W. & FORD, H.A. 1996. Communities and ecosystems. In: Spellenberg, I.F. (ed.) Conservation biology. Longman, Harlow. MCINTYRE, S., LAVOREL, S. & TRÉMONT, R. 1995. Plant life-history attributes: their relationship to disturbance response in herbaceous vegetation. Journal of Ecology 83: 31-44. PAVLŮ, V., HEJCMAN, M., PAVLŮ, L. & GAISLER, J. 2003. Efect of rotational and continuous grazing on vegetation of the upland grassland in the Jizerské hory Mts., Czech Republic. Folia Geobotanica 38: 21-34. ROTHMALER, W. 1976: Exkursionsflora für die Gebiete DDR und der BDR. Kritischer band. Volk und Wissen, Berlin. TER BRAAK, C.J.F. & ŠMILAUER, P. 2002. CANOCO reference manual. Centre of Biometry Wageningen and České Budějovice. SCHEINER, S.M. & GUREVITCH, J. 1993. Design and analysis of ecological experiments. Chapman & Hall.

55

Tab. 9-1: ANOVA výsledky pro celkovou nadzemní a podzemní biomasu.

Shoot biomass F P 8.53 0.001 4.54 0.093 7.05 0.117 2.98 0.161

df 2, 36 2, 4 1, 2 2, 4

Block Management Fertilization Interaction (M x F)

Root biomass F P 6.16 0.020 43.63 0.022 1.08 0.487 36.80 0.026

Tab. 9-2: Výsledky ANOVA testů pro biomasu ekologických funkčních skupin rostlin a pro opad.

Block Management Fertilization Interaction (M x F)

df 2, 36 2, 4 1, 2 2, 4

Grasses F P

Rosettes F P

Annuals F P

Legumes F P

0.126 0.16

4.48

0.182 0.31

0.762 0.97

0.508 19.36 0.049 3.07

0.245 91.14 0.011

0.12

0.790 0.73

0.549 0.97

0.505 0.53

0.600 0.02

0.921 0.22

0.719

0.26

0.407 2.27

0.305 1.05

0.487 0.46

0.687 0.19

0.838 0.08

0.928

Number of species 20032005 df F P 2, 12 0.05 0.952 1, 12

0.00

0.959

2, 24 2, 12 4, 24 2, 24 4, 24

13.13 0.10 1.55 2.36 0.75

0.000 0.910 0.220 0.116 0.569

56

0.695 2.09

Litter F P

12.78 0.002 23.95 0.000 2.51

Tab. 9-3: ANOVA pro opakovaný odečet počtu druhů v ploše 1 x 1 m

Management (M) Fertilization (F) Time (T) MxF MxT FxT MxFxT

Forbs F P

0.161 0.02

0.882

GRAFY Obr. 9-1: Celková nadzemní a podzemní biomasa pro jednotlivé zásahy a výsledky pro vikvovité a opad – dvě proměnné signifikantně ovlivněné managementem

40

control plots fertilized plots


4

Root biomass (g)

Shoot biomass (g)

30

20

10

0

GP

UP

3

2

1

0

MP

Management

Biomass of litter (g)

Biomass of legumes (g)

16

0.10

0.05

UP

4

0

MP

30


Number of species

25

20

15

10

5

UP

Year 2003

MP

GP

GP

UP

Management

Obr. 9-2: Změny v počtu druhů během tříleté studie.

GP


8

Management

0

MP

12

0.00 GP

UP

Management


0.15

GP

UP

Year 2004

MP

GP

UP

Year 2005

57

MP

MP

Obr. 9-3: Vztah mezi diverzitou a nadzemní a podzemní biomasou. 40

roots shoots

Biomass (g)

30

20

10

0 4

8

12

16

20

Number of species

0.4

Obr. 9-4: RDA ordinační diagram. Nahoře graf pro zásah management, dole pro hnojení. UP *year

frag mos camp pat trif rep plan maj loli per

cent sca agro rep vero cha cirs arv lat pra agro ten tris fla

carum ca

cyno cri

trif rub fest rub

GP *year

fest pra brom mol alop pra dact glo

-0.4

MP *year

-0.4

0.3

58

0.4

leon aut

cent jac leon his control P*year

alop pra lat pra

brac pin

fertilized P*year

cent sca

tara off ranu acr briz med phle pra

frag mos cirs arv agro rep trif rep

-0.8

fest rub

-0.6

0.6

59

10. Shrnutí Cílem botanické části projektu bylo sebrat dostatečné množství údajů o vlivu pastevního obhospodařování na vegetaci, aby státní správa ochrany přírody před zahájením vypásání botanicky cenných území (zvlášť při první pastvě na lokalitě vůbec) mohla předpovědět: • • •

• • •

na základě monitoringu trvalých ploch, jak by na zvolený typ managementu při zavedení na lokalitu (pastva ve srovnání s jiným využitím např. sečením) reagovaly konkrétní druhy nebo funkční skupiny rostlin (1. příspěvek, Mládek) na základě studia chování skotu v prostoru pastviny (2. příspěvek, Pavelčík), které části plochy pastevního areálu (tj. společenstva na nich přítomná) budou pastvou nejvíce ovlivněna (ohrožena, a mohla je případně i vyjmout z paseného území) na základě prostorové analýzy druhového složení dlouhodobých pastvin (3. příspěvek, Chrást), jak se pod vlivem kombinace sešlapu, selektivního vypásání a exkrementů bude formovat druhové složení lokality od místa nejintenzivnějšího pastevního tlaku (zdroj vody, místa odpočinku zvířat) směrem k méně využívaným částem pastevního areálu které konkrétní druhy rostlin by mohly být na ovčích pastvinách preferenčně vypásány a jak se tato selektivní defoliace projeví na druhovém složení porostu v dalších letech (4. příspěvek, Dvorský) jaký je potenciál obnovy (zvýšení) diverzity rostlin na lokalitě z půdní semenné banky a jak následné přežívání semenáčků ovlivní typ obhospodařování (5. příspěvek, Čiháková) jak významnou roli pro šíření druhů rostlin na lokalitě by mohla hrát endozoochorie – tj. rozšiřování semen v exkrementech (6. příspěvek, Čiháková)

Stručně shrnuto bylo analýzou sebraných údajů zjištěno následující: Na trvalých monitorovacích plochách nebyly za jednu vegetační sezónu zjištěny významné změny v druhovém složení směrované typem obhospodařování ani na jedné studované lokalitě. Aby byly výsledky monitoringu využitelné pro vyhodnocení reakce konkrétních druhů na typ managementu, bude nutné, aby sledování trvalých ploch pokračovalo minimálně 5 let. Při studiu chování skotu v prostoru pastviny se zjistilo, že na pastevní zásah na plošce (pastva, pošlapání, bez zásahu) má vliv výška porostu (tj. množství biomasy) před pastevním cyklem, prostorové rozmístění vegetace podél gradientu nadmořské výšky a gradientu vzdálenosti od místa odpočinku zvířat. Naopak překvapilo, že krmná hodnota plošky (kvalita píce stanovená dle přítomnosti druhů) nebyla pro skot důležitým faktorem při rozhodování co spást a co ne. Potvrdilo se však, že typ zásahu na plošce v prvním pastevním cyklu má významný vliv na zásah v dalším pastevním cyklu. Plochy jednou spasené (obrostlé s mladou kvalitní biomasou) jsou selektivně spásány v druhém cyklu. Z výsledků studia distribuce rostlinných druhů dle gradientu pastevního tlaku na dlouhodobých pastvinách vyplývá, že s rostoucí vzdáleností od místa nejintenzivnějšího pastevního tlaku se významně zvyšuje druhová pestrost porostu ale i pokryvnost vegetace, naopak logicky klesá krmná hodnota porostu, ale překvapivě klesá i jeho potenciální výška. Druhy výrazně zvýhodněné opakovanými disturbancemi na místech maximálního pastevního tlaku jsou nízké plazivé druhy jako např. Polygonum aviculare, ale i vyšší ruderálové jako

60

Elytrigia repens. S klesajícím pastevním tlakem roste relativní zastoupení druhů, které jsou na sešlap a disturbance citlivé (Festuca rubra, Plantago lanceolata, Leucanthemum vulgare) a upřednostňují spíše zapojené trávníky. Monitoringem defoliace druhů rostlin na ovčích pastvinách se zjistilo, že nečastěji jsou spásány ty druhy, které jsou nejvíce zastoupeny v porostu jako Poa pratensis, Festuca rubra, Brachypodium pinnatum, Trisetum flavescens, Bromus erectus, Elytrigia repens. Jistou roli v četnosti spásání hraje sice i krmná hodnota druhů, ale nevysvětluje mnoho variability. Studiem semenné banky a přežívání semenáčků na ovčích pastvinách se zjistilo, že semenáčky mají všude poměrně vysokou mortalitu, jejich uplatnění v porostu co se týče počtu jedinců se liší vzhledem k typu obhospodařování (nejlépe přežívají v koseném porostu), ale rozdíly v přežívání různých druhů v různých typech obhospodařování jsou rok od roku jiné. Celkově však lze shrnout, že každý typ obhospodařování umožňuje přežití jinému společenstvu druhů. Při studiu endozoochorie a vlivu kravských exkrementů na vegetaci bylo odhaleno, že plošky s exkrementy vykazují vyšší počet přežívajících semenáčků než okolní porosty (nejvíce se jich vyskytuje na polorozpadlých exkrementech). Při analýze semenné banky exkrementů však vyšlo najevo, že hodně semen v terénu na exkrementech pochází ze semenného deště a jen část prošla traktem skotu. Zjistilo se, že dokonce nejvhodnějším místem pro uplatnění semenáčků jsou intenzivně pasená místa bez exkrementů, takže jejich vliv pro podporu generativní reprodukce druhů rostlin nesmí být přeceňován.

61


Pastva jako prostředek údržby trvalých travních porostů vCHKO

Zemědělská část

Sestavil Stanislav Hejduk Ústav pícninářství AF MZLU, Brno

Brno, listopad 2005

62

11. Úvod Zemědělská část projektu VaV/620/11/03 Pastva jako prostředek údržby trvalých travních porostů v CHKO, byla zaměřena na vypracování ekologicky nejvhodnější a ekonomicky přijatelné dlouhodobé koncepce pastvy v CHKO na příkladu CHKO Bílé Karpaty. V rámci této části projektu byla vypracována literární rešerše zaměřené na problematiku kvality píce travních porostů a metod jejího hodnocení. Dále byly vybrány 3 lokality (jižní, střední a severní část CHKO Bílé Karpaty), na kterých jsou travní porosty využívány pastvou zvířat. Na těchto lokalitách byly v roce 2004 a 2005 odebrány vzorky píce pro zjištění její kvality a produkce. Tato primární data jsou nezbytná pro hodnocení ekonomické efektivnosti pastvy zvířat v různých režimech hospodaření (požadovaných CHKO) na druhově bohatých travních porostech. Kvalita píce je u druhů běžných v druhově bohatých travních porostech dosti odlišná od kvality kulturních druhů trav a jetelovin pěstovaných v uměle založených, intenzivně obhospodařovaných travních porostech a proto nebylo možno k hodnocení využít stávající data zemědělského výzkumu (Hejduk, Mládek). Další součástí projektu bylo hodnocení užitkovosti pasených zvířat (skotu a ovcí) na sledovaných lokalitách a srovnání dosažené užitkovosti se standardy pro daná plemena (Miklas). Na základě rozdílů mezi konkrétně získanými výsledky v oblasti CHKO Bílé Karpaty a průměrem dosaženým daném roce v ČR při kontrole užitkovosti je možno vyhodnotit úživnost lokalit a úroveň chovatele. Poslední součástí zemědělské části projektu je monitoring a modelování zemědělských činností u zemědělských subjektů hospodařících na území CHKO Bílé Karpaty podle zákona o ekologickém zemědělství (Havlík). Bylo hodnoceno 28 zemědělských podniků hospodařících na travních porostech v CHKO Bílé Karpaty. Hlavní činností hodnocených podniků byla výroba hovězího, resp. skopového masa. Je zde uvedeno mj. členění podniků dle právní formy a velikosti. Dále je znázorněna struktura matematického modelu použitého při modelování. Jsou zde shrnuty dotační tituly zemědělské politiky, které mohou výše uvedené podniky využít s ohledem na obhospodařování trvalých travních porostů.

63

12. Kvalita píce méně produktivních typů trvalých travních porostů Stanislav Hejduk & Jan Mládek

12.1. Úvod Píce travních porostů, případně víceletých pícnin na orné půdě, představuje základní součást krmné dávky pro přežvýkavce, která sotva může být něčím efektivněji nahrazena. Louky a pastviny skýtají podle RYCHNOVSKÉ ET AL. (1985) při minimu investované energie velké množství krmiva kdy produkce krmných jednotek z pastvin je 3 až 5 krát levnější než z orné půdy. Tam jsou sice dosahované výnosy vyšší, ale za cenu většího přísunu dodatkové energie ve formě pesticidů, hnojiv, lidské práce, mechanizačních prostředků a fosilních paliv. BUCHGRABER ET AL. (1994) však uvádí, že příjem zemědělských podniků hospodařících na travních porostech v Rakousku je méně než poloviční oproti podnikům hospodařícím na orné půdě. Jejich příjmy totiž tvoří tržby za maso a mléko, jejichž cena stagnuje a sotva se v budoucnu zvýší. Přeměna travních porostů na ornou půdu je však ze společenského, ale i z hospodářského hlediska nežádoucí. V České republice je dnes téměř 1 mil. ha trvalých travních porostů a odhaduje se, že vzhledem k výraznému snížení počtu skotu a ovcí není značná část ploch sklízena. Zejména u dojnic, které dosahují vysoké užitkovosti, není efektivní zařazení píce z druhově bohatých travních porostů do krmných dávek na bázi silážované kukuřice a jetelovin pěstovaných na orné půdě. Vzhledem k externalitám, které souvisí s existencí TTP v krajině, je však společensky žádoucí jejich zachování, což však vyžaduje vysoké náklady, které jsou zemědělcům hrazeny formou dotací. Nejefektivnějším způsobem využití extenzivně obhospodařovaných travních porostů je tak pastva masného skotu, resp. ovcí (nízká potřeba dodatkové energie, návrat živin v exkrementech atd.). Druhově bohaté travní porosty jsou však ze zemědělského pohledu často problematické, vzhledem k nižší produkci a zejména kvalitě píce. Při hodnocení kvality píce zde neplatí obecné zákonitosti používané pro hodnocení změn v píci získané z intenzivních a jednoduchých jetelotravních porostů.

Kvalita píce Kvalita píce bývá chápána jako souhrn charakteristik, které udávají schopnost krmiva uspokojit určité, přesně vymezené požadavky zvířete. Jak příjem, tak výživná hodnota jsou samostatnými kritérii kvality, závislé na morfologické stavbě a chemickém složení rostliny. Rozhodným měřítkem kvality píce je užitkovost zvířat, tedy množství vyprodukovaného mléka, masa, vlny, silové práce resp. zdraví zvířat (MÍKA ET AL. 1997). Příjem je dán druhem a stářím píce a úzce koreluje se stravitelností, protože při nižší stravitelnosti klesá příjem píce. SCEHOVIC (1992) rozlišuje tři hlavní faktory ovlivňující krmnou hodnotu (angl. feeding value): stravitelnost, přijatelnost a chutnost. Jednotlivé komponenty izolované z komplexu mají podle tohoto autora pouze indikační hodnotu. Současné metody stanovení stravitelnosti a energetické hodnoty píce (chemické, fyzikální, enzymatické) mají tendenci nadhodnocovat reálnou kvalitu krmiva, zejména z druhově bohatých travních porostů. Doposud však nejsou k dispozici data, která by kvantifikovala kvalitu píce méně produktivních (často druhově bohatých) travních porostů. Weendeská analýza je standardním laboratorním postupem při hodnocení kvality objemné píce. V sušině je hodnocen obsah dusíkatých látek, hrubé vlákniny, tuku, popelovin, bezdusíkatých látek výtažkových a odhad energetického obsahu (NEL, NEV). Podle

64

POZDÍŠKA ET AL. (1999) se s postupným stárnutím píce víceletých pícnin zvyšuje obsah sušiny, snižuje se obsah dusíkatých látek a tuku, zvyšuje se obsah vlákniny, BNLV a mírně se snižuje obsah popelovin v sušině.

Pastviny a kvalita píce Podle KRAJČOVIČE (1968) působí pastva na kvalitu píce příznivě. Snížená produkce sušiny oproti koseným porostům se vyrovnává zvýšenou koncentrací živin v pastevní píci, takže živočišná produkce z jednotky plochy se vyrovnává, popř. i překonává produkci z kosených porostů. Nižší zatížení pastvin vede podle FRAME (1994) k dobré produkci jednotlivých zvířat, ale k nízké produkci z 1 ha. Porost se ale zhoršuje vzhledem ke snižování odnožování a vyššímu podílu nespasených míst, které skot odmítl a ty přezrávají. Naopak přílišné zatížení oplůtků omezuje produkci jednotlivých zvířat, ačkoliv vede k větší produkci z 1 ha. Přílišné vypásání (angl. overgrazing) také oslabuje růst rostlin, což vede k degradaci porostu. Při intenzivní pastvě má porost minimum stařiny, vysoký poměr listů ke stéblům a vysoký obsah bílkovin s vysokou stravitelností. Naopak při extenzivní pastvě obsahuje píce málo bílkovin, vysoký podíl buněčných stěn (MÍKA ET AL. 1997). PAVLŮ ET VELICH (1998) zjistili průkazné rozdíly v kvalitě píce při kontinuální a rotační pastvě. Při kontinuální pastvě byla zjištěna průkazně nižší koncentrace vlákniny a vyšší koncentrace NL. U obou porostů byl zaznamenán přebytek NL a draslíku, nedostatek vlákniny a energie, což je pro mladou pastevní píci v podmínkách střední Evropy typické.

12.2. Materiál a metody Píce Vzorky píce byly odebírány a hodnoceny na třech lokalitách, ve čtyřech termínech (Tab. 12-1). Vzhledem opožděnému nástupu vegetace na lokalitě Lopeník a pomalému nárůstu píce na lokalitě Suchov byly zhodnoceny všechny tři termíny v roce 2004 pouze na lokalitě Brumov. V roce 2005 byly odebrány vzorky píce po přepasení (nedopasky vs. obrůstající místa) ze všech 3 lokalit. Tab. 12-1: Schéma odběru píce z jednotlivých lokalit v r. 2004 (+ ano, - ne)

Lokalita Brumov Lopeník Suchov

19.5.2004 + +

7.6. 2004 + + -

30.6.20004 11.7. 2005 + + + + + +

Při odběrech vzorků byla na každém z pěti opakování ohraničena plocha 1 m2, ze které byla píce vystříhána nůžkami na výšku 20–30 mm, zvážena a cca 1 kg biomasy byl vložen do papírového sáčku k usušení a následné analýze. Před odběrem vzorku bylo zhodnoceno botanické složení metodou projektivní dominance. Pokud na ploše 1 m2 nebyl získán 1 kg biomasy, bylo nutno zbytek doplnit z okolní plochy se srovnatelným botanickým složením. Vzorky byly sušeny v řízených podmínkách při teplotě 55 oC a poté převezeny do firmy S.O.S. ve Skalici nad Svitavou k chemické (Weendeské) analýze. Důraz při hodnocení vzorků píce byl dán zejména na obsah NL, hrubé vlákniny, stravitelnost píce (provedena „in vitro“ při kultivaci v bachorové tekutině dle TILLEY & TERRY, 1963) s následně vypočtenou hodnotou NEL (ZEMAN ET AL., 1995) a na obsah

65

makroprvků P, K, Ca a Mg v sušině. Z obsahu Ca, Mg a K byl rovněž vypočten tetanický poměr pro vyhodnocení rizika pastevní tetanie.

Půda Vzorky půdy byly na všech tří lokalitách odebrány v termínu 25.-26.10. 2004 (v době vyvážené půdní aktivity). Na každé jednotlivé ploše velikosti 5*5m, kde byla sledována kvalita píce, bylo uděláno 5 sond o průměru 5cm do hloubky 20cm a z nich připraven směsný vzorek – z důvodu vyvarování se lokálním anomáliím na pokálených nebo pomočených místech. Celkem bylo získáno 20 vzorků pro lokalitu. Vzorky byly poté vysušeny, přesety a odevzdány na laboratorní analýzy na Ústav agrochemie a výživy rostlin MZLU Brno. U všech půdních vzorků (n=60) byla zjištěna půdní reakce (pH/CaCl2), obsah přijatelných živin (P, K, Ca a Mg) dle metody Mehlich III, standardně používané pro hodnocení zemědělských půd v ČR. Dále byla v laboratoři AOPK ČR (středisko Brno) hodnocena textura (zrnitost), obsah Cox, Nt, sorbční kapacita T, nasycenost sorpčního komplexu bázemi V (n = 15) a kvalita humusu (HK/FK)(n = 3).

66

12.3. Výsledky Tab. 12-2: Vybrané půdní parametry jednotlivých lokalit

pH (CaCl2)

P*

Suchov Brumov

4,60a

mg/kg 10,3a

5,40a

Lopeník

4,99a

K

obsah

mg/kg

Ca

Mg

mg/kg

mg/kg

95,4a

nízký

1107,6a

68,0a

7,3a

348,7b

dobrý

3573,4b

220,4b

8,2a

227,2b

dobrý

1906,0a

201,1b

obsah nízký uspokojiv ý dobrý

*pod 50 mg/kg půdy je obsah dostupného P nízký a,b různá písmena indikují statisticky významné rozdíly

Tab. 12-3: Vybrané půdní parametry jednotlivých lokalit

Cox % Suchov Brumov Lopeník a,b,c

Nt

C/N

%

2,99a 0,27a 11,18a 4,12b 0,42b 9,72b 3,94b 0,40b 9,90b

T

V

mmol/100 g 13,6a 31,2c 19,8b

0,01 mm HK/FK

%

%

32,7a 64,1b 31,1a

25,3a 62,8b 31,4a

CHK+FK/C ox

0,49 0,48 0,47

0,318 0,32 0,38

různá písmena indikují statisticky významné rozdíly

Tab. 12-4: Obsah živin v píci na jednotlivých stanovištích v průběhu jednotlivých sklizní (g.kg-1 sušiny, n – počet vzroků)

Brumov

Lopeník

Suchov

termín 19.5.200 4 7.6.2004 30.6.200 4 7.6.2004 30.6.200 4 19.5.200 4 30.6.200 4

N

P

K

Ca

Mg

tetan

n

23,6

2,13

25,6

7,9

1,15

1,47

20

18,7

1,71

21,4

6,7

0,99

1,41

20

17,7

1,31

21,8

7,6

1,28

1,28

15

17,5

1,76

23,2

7,6

1,49

1,22

20

16,9

1,55

24,2

9,2

1,80

1,04

15

20,8

1,53

17,5

4,9

0,92

1,53

15

19,9

1,62

22,4

6,9

1,35

1,3

15

67

Obr. 12-1: Změny v produkci čerstvé píce na jednotlivých lokalitách v roce 2004

Obr. 12-2: Změny v obsahu dusíkatých látek v píci na jednotlivých lokalitách v roce 2004

68

Obr. 12-3: Změny v obsahu hrubé vlákniny v píci na jednotlivých lokalitách v roce 2004

Obr. 12-4: Změny v % stravitelnosti organické hmoty v píci na jednotlivých lokalitách v roce 2004

69

Obr. 12-5: Změny v obsahu fosforu v píci na jednotlivých lokalitách v roce 2004

Obr. 12-6: Změny v obsahu draslíku v píci na jednotlivých lokalitách v roce 2004

70

Obr. 12-7: Změny v obsahu hořčíku v píci na jednotlivých lokalitách v roce 2004 (změny shodné jako u Ca)

Na lokalitě Brumov začíná vegetace nejdříve ze všech sledovaných lokalit. Jedná se o starý opuštěný, zatravněný ovocný sad, ve kterém začala v roce 2003 pastva ovcí. Průměrná produkce čerstvé píce byla při prvním termínu odběru 19.5.2004 nad 8,0 t.ha-1, což je dostatečná produkce pro zahájení rotační pastvy. Ve třetím termínu odběru (30.6.) klesala hmotnost čerstvé píce na 1 m2, ale hmotnost sušiny píce dále narůstala. Koncentrace N-látek a NEL s postupem času klesala, koncentrace hrubé vlákniny vzrůstala, ale průměrná hodnota SOH (DOM) v posledním termínu odběru poněkud vzrostla, což může být dáno zvýšeným podílem nutričně kvalitních dvouděložných bylin. Koncentrace minerálních prvků klesala a jejich hodnota s výjimkou fosforu odpovídá běžné koncentraci v intenzivně zemědělsky využívaných travních porostech. Na lokalitě Lopeník nebylo v prvním termínu odběru možno odebrat adekvátní množství píce, vzhledem k opožděnému nástupu vegetace a minimálnímu aktuálnímu výnosu (výška porostu 20 – 30 mm). To je dáno severní expozicí svahu a vyšší nadmořskou výškou. Přesto byl již v této době na ploše pasený masný skot, který však využíval pastvinu spíše pro pohyb a navykání, než jako zdroj výživy. V dalších termínech již byly výnosy na oplocených plochách odpovídající rotační pastvě. Na rozdíl od předchozí lokality vzrůstala postupně nejen koncentrace vlákniny, ale i SOH a NEL (při poklesu NL). To může být dáno opět vyšším zastoupením kvalitních bylin s pozdějším začátkem vývoje. Tomu by odpovídala i vzrůstající koncentrace Ca a Mg. Koncentrace P je opět pod hodnotami běžnými u intenzivních travních porostů. Na lokalitě Suchov bylo zaznamenáno pícninářsky nejhorší botanické složení porostů s vysokým podílem Nardus stricta, Festuca rubra a F. rupicola. Přes poměrně nízkou nadmořskou výšku byla vegetace při prvním termínu odběru rovněž opožděna ve vývoji. To je způsobeno zřejmě umístěním lokality na terénním hřebenu a jednak výrazným nedostatkem 71

živin v půdě, čemuž odpovídá i botanické složení. Jedná se o starou pastvinu pro ovce v hřebenové poloze, kde došlo po dlouhodobé pastvě k odnosu živin do nižších poloh a následně k výskytu oligotrofních druhů. Výnos čerstvé píce byl v době prvního odběru rovněž velmi nízký, při řadě odběrů pod 1,0 t. ha-1. Obsah vlákniny však byl již na úrovni 26%, což odpovídá u kulturních druhů fázi květu. Rovněž zde neplatí záporná korelace mezi koncentrací vlákniny a stravitelností, resp. NEL. Se stárnutím píce vzrůstal i obsah minerálních prvků, což je rovněž v přímém rozporu s intenzivními porosty. Může to být však způsobeno podílem stařiny v píci z 1. odběru. Při hodnocení korelací mezi obsahy živin v půdě a v píci (Tab. 12-5) byly zjištěny některé zajímavé souvislosti. Obsah v půdě dostupného K, Ca a Mg kladně koreluje s obsahem popelovin v píci a výnosem píce. Nebyl zjištěn významný vztah mezi obsahem dostupného K, Ca a Mg v půdě a v píci. Pokud jde o vztahy jednotlivých parametrů kvality píce, významná je kladná korelace mezi SOH (stravitelností organické hmoty) a NEL (netto energií laktace), negativně s oběma koreluje obsah vlákniny. SOH i NEL kladně korelují s obsahem Mg v píci. Tab. 12-5: Korelační matice pro jednotlivé ukazatele vlastností půdy(*_p) a píce, tj. biomasy (*_b) (zvýrazněné hodnoty jsou statisticky významné, Bonferroni correction pro P<0,05) pH_p

1

P_p

-0,173

1

K_p

0,753

-0,149

1

Ca_p

0,877

-0,249

0,866

Mg_p

0,811

-0,165

0,841

0,872

1

vynos

0,278

-0,011

0,418

0,429

0,367

1

N_latky

0,038

0,189

-0,002

0,029

-0,030

0,011

1

vlaknina

-0,013 -0,102 -0,046

0,049

-0,116

0,064

-0,217

1

popel

0,315

0,344

0,414

0,205

0,152

-0,565

1

SOH

-0,215

0,153

-0,189 -0,312 -0,102

-0,230

0,004

-0,664

0,150

1

NEL

-0,206

0,084

-0,161 -0,287 -0,022

-0,230

-0,027

-0,761

0,256

0,933

Ca_b

0,234

0,119

0,291

0,220

0,314

0,209

0,099

-0,569

0,581

0,368

0,403

1

P_b

0,278

0,283

0,195

0,225

0,209

0,112

0,310

-0,106

0,292

0,035

0,074

0,214

1

K_b

0,187

0,078

0,322

0,237

0,276

0,259

0,336

-0,472

0,613

0,205

0,298

0,622

0,321

1

Mg_b

-0,130

0,402

-0,076 -0,221

0,001

-0,060

0,128

-0,582

0,458

0,493

0,578

0,560

0,416

0,491

tetan

-0,110 -0,175 -0,083 -0,032 -0,158

-0,006

0,109

0,448

-0,326 -0,402 -0,382 -0,783 -0,152 -0,121 -0,555

pH_p

vynos

N_latky

vlaknina

0,094

P_p

0,414

K_p

1

Ca_p

Mg_p

popel

SOH

1

NEL

Ca_b

P_b

K_b

1 Mg_b

V roce 2005 byly zjišťovány rozdíly mezi nespasenou a již jednou přepasenou (obrůstající) pící. U většiny parametrů byly zjištěny lepší hodnoty v obrůstající píci, která byla většinou vývojově mladší a tedy i kvalitnější. Typická mastná místa byla zaznamenána zejména na lokalitě Lopeník, méně výrazná na lokalitě Suchov, zatímco na lokalitě Brumov nebyla mastná místa zaznamenána. Vzhledem k nestejnému způsobu a termínu pastvy na jednotlivých lokalitách bylo nutno odebírat vzorky obrůstající píce na lokalitách Suchov a Brumov při výšce porostu pouze 30 – 50 mm. S výjimkou mastných míst měla obrůstající píce vyšší obsah dusíkatých látek (Obr. 12-8), vyšší stravitelnost, vyšší obsah minerálních látek a nižší obsah vlákniny v porovnání s nespasenými místy. Je pravděpodobné, že už v době pastvy působily tyto rozdíly kvality nižší přijímatelnost píce nespasených ploch. V případě mastných míst je nechutnost dána pachovým znehodnocením píce výkaly, na což je citlivý zejména skot (lokalita Lopeník).

72

Obr. 12-8: Rozdíl mezi obsahem dusíkatých látek v píci obrůstajících a nespasených míst, 2005

12.4. Diskuse U kulturních trav a leguminóz obecně platí vztah, že s postupným stárnutím píce vzrůstá výnos suché píce a hrubé vlákniny, ale naopak ubývá dusíkatých látek, popelovin (P, K, Ca, Mg), snižuje se stravitelnost organické hmoty (SOH) i koncentrace energie (NEL, NEV) v píci (FRAME, 1994; POZDÍŠEK, 1997; POZDÍŠEK ET AL., 2001). U druhově bohatých travních porostů tato závislost vždy neplatí, neboť řada druhů s nízkou koncentrací vlákniny se vyznačuje také nízkou stravitelností (HEJDUK & DOLEŽAL, 2004) a stárnutím porostů se zde může (SOH) zvyšovat (SCEHOVIC, 1992, 2002). Pro stanovení stravitelnosti píce druhově bohatých travních porostů není vhodné využít enzymatické metody, které nadhodnocují kvalitu druhů s vyšším obsahem antinutričních látek (např. BOCKHOLT & KANNEWURF, 2001). SOH 80% je limitní hodnota pro travinné porosty mírného pásma, doporučené rozmezí pro zvířata se pohybuje od 50% u krav stojících nasucho až po 70% u mladých telat (MÍKA ET AL., 1997). Velký vliv na stravitelnost (SOH) píce druhově bohatých travních porostů mají fenolické sloučeniny (tanin, lignin, fenolické kyseliny). Limitující z hlediska potřeb zvířat může být také obsah dusíkatých látek (N-látky), kterých by měla píce obsahovat minimálně 81 g/kg sušiny (TALLOWIN & JEFFERSON, 1999). Na intenzivně spásaných pastvinách je dostatečný obsah této živiny zajištěn jetelem plazivým, který zde dosahuje zastoupení i více než 40% a obsahuje 25 – 28% dusíkatých látek.

73

Deficit fosforu v rostlinách je dán zřejmě nízkým obsahem přístupného P v půdě. Podle ŠÚR ET FIALA (1990) by v případě poklesu koncentrace P v píci pod 2,5 g/kg sušiny mělo být přistoupeno k hnojení touto živinou. TALLOWIN & JEFFERSON (1999) uvádí, že nízká zásoba P v půdě je zřejmě klíčový faktor pro zajištění vysoké druhové diverzity travních porostů. Z hlediska potřeb vysoce-produktivních plemen hospodářských zvířat by měla koncentrace P v píci dosahovat alespoň 1,8 g/kg sušiny. Na pastvinách dochází k retenci P v tělech zvířat –kosti, kůže, rohovina (PEARSON & ISON, 1987), a po dlouhodobém pasení zvířat bez příkrmu (zdroj externího P) dochází k úbytku P v půdě. Obsah Mg v píci by neměl vzhledem k potřebám zvířat klesnout pod 2,5 g/kg sušiny. Tyto hodnoty opět nejsou u většiny námi odebraných vzorků dosaženy, i když zásoba přijatelného Mg v půdě je na dvou z nich o něco vyšší než nízká dle tabelárních hodnot. Koncentrace Ca v píci z hlediska potřeb zvířat by měla být alespoň 5,0 g/kg sušiny. Tyto hodnoty jsou u většiny vzorků splněny. U draslíku (K) se setkáváme v podmínkách ČR s jeho přebytkem v píci, kdy rostliny často vykazují tzv. luxusní příjem (nad 30 g K/kg sušiny). U této živiny však existuje velká disproporce mezi potřebami rostlin a zvířat. U rostlin je fyziologická koncentrace v píci 18 – 25 g/kg sušiny, zatímco pro výživu zvířat je dostačující 8 g/kg sušiny. Na pastvinách se více než 90% K přijatého zvířaty vrací ve formě exkrementů do půdy. NOVÁK (2004) navrhuje pro hodnocení kvality píce travních porostů využít tabulkové hodnocení jednotlivých druhů a násobit je podílem v porostu. Nejlepší druhy jsou hodnoceny 8 body, zatímco silně jedovaté druhy odečtou 4 body. Tato metoda je rychlá a poměrně jednoduchá, ale nezahrnuje změny v průběhu stárnutí píce a interakce mezi jednotlivými skupinami rostlin (PROVENZA ET AL., 2003).

12.5. Závěr Z výše uvedených výsledků vyplývá, že produkce a kvalita píce, ale také dynamika změn kvality píce druhově bohatých travních porostů se značně liší od píce z intenzivních, umělých či druhově chudých travních porostů. Není proto možné používat šablonovitě data dostupného výzkumu pro navrhování managementu a odhad krmné hodnoty pastevní píce u druhově pestrých luk a pastvin. Vzhledem k nižší zásobě přijatelných živin v půdě (zejména P) je limitována produkce a výskyt nutričně hodnotných kulturních druhů trav a jetelovin. Na druhé straně bylo zjištěno, že na rozdíl od intenzivně obhospodařovaných travních porostů kvalita píce neklesá tak rychle, popř. stoupá s postupující vegetací, což může umožnit oddálení první sklizně bez ekonomických ztrát pro chovatele.

12.6. Literatura BOCKHOLT, R., KANNEWURF, B., 2001: Rumex obtusifolius auf Niedermoor in MecklenburgVorpommern (Verbreitung, Futterwert, Siliereignung, Rückdrängung durch Extensivierung). In 45. Jahrestagung AGF, 23. - 25. 8. 2001, Gumpenstein, s. 49 - 51 BUCHGRABER, K., DEUTSCH, A., GINDL, G., 1994: Zeitgemässe Gründlandbewirtschaftung. Leopold Stocker Verlag, Gratz, 194 s. HEJDUK, S., DOLEŽAL, P., 2004: Nutritive value of broad-leaved dock (Rumex obtusifolius L.) and its effect on the quality of grass silages. Czech J. Anim. Sci., 49 (4): 144 – 150 KALAČ, P., MÍKA, V., 1997: Přirozené škodlivé látky v rostlinných krmivech (Natural harmful substances in plant fodder’s) text in Czech. ÚZPI, Praha, 317 p. MÍKA, V. ET AL., 1997: Kvalita píce (Herbage quality) text in Czech. ÚZPI, Praha, 227 p. 74

NOVÁK, J., 2004: Evaluation of grasslang quality. Ekológia (Bratislava), 23, No. 2, p. 127-143 PAVLŮ, V., VELICH, J., 1998: Kvalita pastevní píce při rotační a kontinuální pastvě jalovic. Rostlinná výroba, 44, (6): 287 – 292 PEARSON, C. J., ISON R. L., 1987: Agronomy of Grassland systems. Cambridge University press, 169 p. POZDÍŠEK, J., 1997: Biological testing of grass silages. In: 8th int. symposium „Forage conservation“, 29.9. – 1.10.1997, Brno. p. 172 - 173 POZDÍŠEK, J., KOHOUTEK, A., NERUŠIL, P., ODSTRČILOVÁ, V., JAKEŠOVÁ, H., 2001: Forage Quality from Sequential Sampling Dates of Grasses and Legumes. (Kvalita píce u trav a leguminóz v závislosti na postupném vzorkování). In: Proceedings from 10th int. symp. „Forage konservation“, Brno, 10.9.-12.9.2001. PROVENZA, F.D., VILLABA, J.J., DZIBA, L.E., ATWOOD, S.B., BANER, R.E., 2003: Linking herbivore experience, varied diets, and plant biochemical diversity (review). Small Ruminant Research, 49, p. 257-274 SCEHOVIC, J., 1992: Quality estimation of the natural grassland forages: importance and problems. In: Proceedings from conference „Súčasné poznatky v produkcii a využití trávnych porastov“, 7. – 8. 5. 1992, Banská Bystrica, p. 94 – 101 SCEHOVIC, J., 2002: The most important knowledge of last research project concerning the forage quality from permanent mountain grassland. In proceeding from international conference: Ecology of grassland VI. 10-11. 12.2002, Banská Bystrica, p.326-335 ŠÚR, D., FIALA, J., 1990: Aktuálne otázky pasenia hovädzieho dobytka a oviec. Úroda, 38, (5): 229 – 231 TALLOWIN, J.R.B., JEFFERSON, R.G., 1999: Hay production from lowland semi-natural grasslands: a review of implications for ruminant livestock systems. Grass and forage science, 54 (2): 99 - 115 TILLEY, J.M.A., TERRY, R.A., 1963: A two-stage technique for the in vitro digestion of forage crops. Journal of the British Grassland Society 18, 104 - 111 ZEMAN, L. et al., 1995: Katalog krmiv. VÚVZ Pohořelice, 465 s.

75

13. Užitkovost hospodářských zvířat ve vztahu ke kvalitě píce Zdeněk Miklas

Cílem této části projektu bylo vyhodnotit vliv pastevního porostu na přímou užitkovost pasených hospodářských zvířat. Toto vyhodnocení mělo sloužit jako podklad pro odhad ekonomické újmy zemědělského subjektu při pastvě nízko-produktivních typů vegetace. Jako hlavní údaje byly u ovcí použity následující data: průměrná váha při kontrolním vážení ve 100 dnech stáří zvířete a průměrný denní přírůstek. Jelikož v roce 2004 nebylo stádo z lokality Brumov a kontrolní stádo farmy Smolina zařazeno do systému kontroly užitkovosti, bylo vážení prováděno pouze na farmářských váhách. Vážení byly celkem 4 (3 u kontrolního stáda), při každém přehánění zvířat do nového oplůtku v příslušném pastevním areálu. V případě skotu se uvádějí hmotnosti ve 120 a 210 dnech z kontrolního vážení v daném věku zvířete. Po dobu let 2004 a 2005 byly získávány údaje o přírůstcích zvířat a nutričních hodnotách píce porostů na následujících lokalitách: Lokalita Suchov – ovce Merinolandschaft; J. Balada Lokalita Lopeník – skot Masný Simentál; AGRO Březová Lokalita Brumov – ovce Romney-Marsh a kříženci; Z. Miklas

13.1. Kontrola užitkovosti Lokalita Suchov Přímé vyhodnocení vlivu nutriční kvality píce pastevního porostu na ekonomické zhodnocení živočišné produkce na této lokalitě bohužel nejde provést.. Je to dáno zejména hospodářským systémem, který je zemědělským subjektem provozován. Chované plemeno ovcí Merinolandschaft je zejména díky své asezónnosti říje vhodné i pro intenzivní chov – tzn. že umožňuje bahnění 3x za dva roky. Pro lepší ekonomické zhodnocení jatečních zvířat je praktikováno bahnění na období závěru roku – listopad, prosinec. V období měsíce dubna (Velikonoční svátky) jsou jatečná jehňata vyskladňována prakticky v ideálním stáří a váze (cca 30-40 kg živé hmotnosti). V tuto dobu by však měla (pro relevantní zhodnocení vlivu kvality píce pastevního porostu na užitkovost zvířat) být teprve zahájena pastva na lokalitě. Lokalita, která byla botanicky monitorována, také bezprostředně navazuje na areál s ustájenými zvířaty. Na začátku pastevní sezóny je tato lokalita vypásána jako první a díky svému charakteru a přírodním podmínkám zde ani nedojde k patřičnému nárůstu biomasy, protože travní porost je prakticky okamžitě spásán. Zvířata se zde tímto přivykají na spásání zelené píce po období zimního krmení senem. Terénní podmínky na lokalitě nedovolují ekonomicky efektivní produkci sena pro zimní krmení, lokalita je posléze ještě jednou přepasena při podzimním zazimování zvířat. Navíc při zimování dochází k příkrmu doplňkovými krmivy. Z výše uvedených důvodů vyplývá, že vlastně celá produkce jehňat pochází z biomasy, která byla vyprodukována na jiných lokalitách.

76

Terénní charakteristika lokality znemožňuje výrazné hospodářské zásahy (hnojení, přísevy), je prováděna pouze sporadická likvidace nedopasků. Tab. 13-1: Výsledky kontroly užitkovosti sledovaného stáda na lokalitě Suchov

Sledované stádo

Hodnoty pro dané plemeno – celá ČR Průměr. Hmotnost Průměrný ve 100 dnech v kg denní přírůstek vg x 239,0 26,95 231,7

Průměr.hmotnost Průměrný ve 100 dnech denní v kg přírůstek v g 32,9 291,0 Rok 2004 33,1 300,1 Rok 2005

Poznámka: dosažené hodnoty jsou nad průměrem pro toto plemeno v rámci ČR

Lokalita Lopeník Monitorovaná plocha je součástí rozsáhlého pastevního areálu vlastního Lopenického sedla. Zvířata jsou v pastevním areálu prakticky během celého vegetačního období, takže lze data získaná z kontroly užitkovosti použít pro vyhodnocení vlivu složení travního porostu na přírůstky hmotnosti zvířat. Sledovaná lokalita je v komplikovaných terénních podmínkách, proto je zde prováděno jen pokosení nedopasků po ukončení pastvy. Tab. 13-2: Výsledky kontroly užitkovosti sledovaného stáda na lokalitě Lopeník

Sledované stádo Průměrná hmotnost ve 120 dnech v kg 124,9

Průměrná hmotnost ve 210 dnech v kg 218,6

Hodnoty pro dané plemeno – celá ČR Průměrná Průměrná hmotnost ve 120 hmotnost ve 210 dnech v kg dnech v kg 166,9 268,9

Rok 2004 173,2 279,8 dosud dosud neuzavřeno Rok neuzavřeno 2005 Poznámka: dosažené hodnoty jsou pod průměrem pro dané plemeno v rámci celé ČR.

Lokalita Brumov Tato lokalita je vypásána ovcemi plemene Romney a jeho kříženců, a to po celou vegetační sezónu. Bahnění tohoto stáda je načasováno na počátek dubna a jehňata tedy veškerý svůj hmotností přírůstek získávají na lokalitě, kde byla analyzována nutriční kvalita píce porostu. Z hlediska metodologického je tato lokalita pro analýzu vztahu kvality píce pastevního porostu a výsledků kontroly užitkovosti zvířat velmi vhodná. Jehňata byla vážena farmářskými vahami – v roce 2004 celkem 4-krát, pokaždé při přehnání do nového oplůtku v rámci lokality; v roce 2005 pak 3-krát farmářskými vahami a 1-krát digitálními tenzometrickými vahami při kontrolním vážení oprávněnou osobou. Pro získání dalších srovnávacích údajů pro vyhodnocení vlivu travního porostu na užitkovost zvířat bylo v roce 2004 provedeno kontrolní vážení zvířat stejného plemene na blízké farmě Zdeňka Petrůje v obci Smolina. Vážení probíhala přibližně ve stejných

77

termínech, zvířata jsou chována stejným způsobem, rovněž se shodovali i termíny preventivního odčervení zvířat. Pro další porovnání byly získány další údaje z kontroly užitkovosti z farem: František Žák, Poteč; Jan Žák, Rudimov; Ing. Pavel Šeliga, Vlachovice. Protože v roce 2005 byla farma Smolina rovněž zapojena do systému kontroly užitkovosti, nebylo prováděno vážení farmářskými váhami, ale byly použity údaje z kontrolního vážení oprávněnou osobou. Pro přímé porovnání byla použita získaná data z farmy Smolina. Tab. 13-3: Výsledky kontroly užitkovosti sledovaných stád na lokalitách Brumov a Smolina

Rok 2004 Rok 2005

Lokalita Brumov Průměr. Průměrný hmotnost ve denní 100 dnech v kg přírůstek v g 273 (210) 24,4

209,6

Farma Petrůj, Smolina Počet Průměr.hmotnost Průměrný Počet zvířat ve 100 dnech denní zvířat v kg přírůstek v g 23 250 30 50

32,6

291,8

49

Poznámka: Údaj v závorce je při započítání pouze zvířat se 100% podílem krve plemene Romney

Tab. 13-4: Výsledky kontroly užitkovosti sousedních farem

Farma Žák, Poteč Průměr.hmotnost Průměrný ve 100 dnech denní v kg přírůstek v g 33,6 306,1 Rok 2004 33,9 300,9 Rok 2005

Farma Šeliga, Vrbětice Průměr. Hmotnost Průměrný ve 100 dnech v kg denní přírůstek vg 35,9 330,6 35,7 326,6

Tab. 13-5: Výsledky kontroly užitkovosti sousední farmy a průměrně v rámci ČR

Farma Žák, Rudimov Průměr.hmotnost Průměrný ve 100 dnech denní v kg přírůstek v g 34,9 319,8 Rok 2004 27,2 240,3 Rok 2005

Hodnoty pro ČR Průměr. Hmotnost Průměrný ve 100 dnech v kg denní přírůstek vg 287 31,3 279,4

13.2. Rozbory biomasy Pro vyhodnocení vlivu kvality píce travního porostu na přírůstky zvířat byly v roce 2004 provedeny laboratorní analýzy nutriční hodnoty píce. Rozbory byly provedeny na všech sledovaných lokalitách několikrát v průběhu sezóny. Protože na lokalitě Suchov je praktikován odlišný hospodářský systém a pro lokalitu Lopeník schází srovnatelné stádo stejného plemene zapojené do kontroly užitkovosti, jsou srovnatelné jen získaná data pro lokality Brumov a Smolina. Tab. 13-6: Výsledky analýzy kvality píce pastevního porostu na lokalitách Brumov a Smolina

78

sledovaný faktor Dusíkaté látky Vláknina Popeloviny BNVL Stravitelnost NEL NEV

Brumov (B) Smolina (S) jednotk absolutní % vzhledem k absolutní % vzhledem a hodnoty průměru B+S hodnoty k průměru B+S 125,1 114,4 93,6 85,6 g.kg-1 g.kg-1 g.kg-1 g.kg-1 % MJ.kg-1 MJ.kg-1

279,3 83,6 493,8 61,3 5,3 5,1

95,8 106,2 98,1 103,5 101,9 103

303,5 73,8 513,1 57,1 5,1 4,8

104,2 93,8 101,9 96,5 98,1 97

rozdíl % B-S vztaženo k B + 28,8 - 8,4 + 12,4 + 2,8 + 7,0 + 2,8 + 6,0

13.3. Diskuse Z tabulky vyplývá, že lokalita Brumov je z hlediska pícninářských ukazatelů pro pastvu vhodnější – výrazný posun je zejména u obsahu dusíkatých látek a stravitelnosti organické hmoty. Tomu by odpovídaly i lepší ukazatele užitkovosti zvířat, kdy pro lokalitu Brumov byl denní přírůstek 273 g/den, pro lokalitu Smolina pak 250 g/den. To představuje relativní rozdíl mezi srovnávanými stády a tudíž i lokalitami 8,8% ve prospěch lokality Brumov. Při interpretaci výsledků přírůstků zvířat je však také nutno zohlednit, že vlastnosti F1 generace kříženců (plemen ovcí) jsou kvalitativně lepší, než vlastnosti rodičovského páru. Jestliže pro srovnání lokality Brumov použijeme správně jen údaje naměřené pouze u zvířat se 100% podílem krve plemene Romney, je pak situace opačná – rozdíl je 17,4% v neprospěch stáda na lokalitě Brumov. V roce 2005 byl přírůstek dokonce všech zvířat (tzn. jak čistokrevných zvířat romney, tak jejich kříženců) z lokality Brumov nižší než z lokality Smolina.. Nízké přírůstky byly zaviněny zejména pozdním zahájením pastvy na lokalitě. Pastva zde byla zahájena až v polovině května – tedy v době, kdy pastevní porost již byl přestárlý. Pastevní areál na lokalitě byl sice rozdělen na několik oplůtků, ale díky terénním podmínkám a velkému množství zmlazujících dřevin nebyl proveden žádný zásah pro zmlazení porostu (topprování, slashing – posekání porostu v období těsně před metáním trav na výšku cca 12-15 cm, s ponecháním posekané biomasy na místě). Když porovnáme údaje z lokality Brumov (eventuálně i Smolina) s dalšími výše uvedenými farmami a jejich stády, je patrný výrazný rozdíl mezi „novými“ pastvinami a několikaletými pastvinami o větší výměře. Jedny z nejlepších přírůstků vykazuje stádo Ing. Pavla Šeligy.. Domnívám se, že tyto vysoké přírůstky jsou dosaženy zejména díky používání tzv. „topprování“, kdy se zvířata prakticky neustále pasou na travním porostu s příznivým vysokým podílem listových čepelí na úkor stébel a dřevnatících částí rostlin. U stálých pastvin navíc dochází v pastevním porostu k zvyšování podílů jetelovin s vyšším obsahem vázaného N, což se příznivě promítá v užitkových vlastnostech.. Poměrně nízké výsledky přírůstků stáda Brumov lze částečně připočíst na vrub faktu, že toto stádo zatím není stabilizováno a nedosáhlo cílového stavu. Díky tomu je zde vysoké (více než 50%) zastoupení prvniček (bahnic prvorodiček). Ty nemají takové mateřské vlastnosti a také takové množství mléka, které jsou schopny vyprodukovat pro výživu jehňat.

79

To se samozřejmě odráží v „nastartování“ celého organismu jehněte. A následně tak i schopnosti jehňat využívat pastevní porost.

13.4. Závěr Díky malému množství údajů a především krátké časové řadě pozorování nelze jednoznačně stanovit, jak výrazný je vliv (nízké) kvality píce pastevního porostu na sledovaných lokalitách na přírůstek zvířat. Kromě stavu pastevního porostu na lokalitě mají na přímé užitkové vlastnosti hospodářských zvířat výrazný vliv chovatelské techniky – termín zahájení pastvy, správné řazení vypásání jednotlivých oplůtků, veterinární opatření (odčervení). Vliv chovatelské chyby a nezvládnutí techniky pastvy jsou zřetelné na údajích z farmy Jan Žák, Rudimov, kdy došlo k propadu z nadprůměrných dosažených hodnot pro rok 2004, na pouze podprůměrné hodnoty letošního roku. Jestliže bude cílem pastvy jen údržba dané lokality (pastvina nebude cílem) bude s velkou pravděpodobností docházet ke snížení užitkovosti – přírustků pasených zvířat. Tento propad se bude zvyšovat zejména v případě striktně stanoveného (pozdějšího) termínu zahájení pastvy

80

14. Vliv pastvy na lokalitu a složky přírodního prostředí. Zdeněk Miklas

Míra poškození je kombinací paseného druhu hospodářských zvířat, délky a intenzity pastvy, vlastností půdy, kvalitě travního porostu a průběhu počasí (množství dešťových srážek). V podmínkách Bílých Karpat jsou navíc díky flyšovému horninovému podkladu specifické podmínky pro erozní poškození lokalit.

Vodoteče Na sledovaných zájmových lokalitách se nenacházeli žádné významné stálé vodoteče. Přímý vliv na vodoteče proto nebyl na těchto lokalitách vyhodnocován. Sledováním jiných pastevních areálů v rámci regionu však lze vyhodnotit vliv pasených zvířat na tento prvek přírodního prostředí. Jestliže se jedná o pastvu v trvalých ohradách, je obvyklé, že zvířata mají neomezený přístup ke zdroji vody. Funkční studny v pastevním areálu jsou víceméně vyjímkou – většina trvalých pastevních areálů je umístěna tak, že vodoteč areálem protéká. V některých (bohužel ojedinělých ) případech je voda odebírána pomocí gravitace do napájecích koryt – k výraznějšímu poškození vodotečí proto nedochází, silně poškozené je potom okolí napájecích žlabů. Tento způsob je častěji zastoupen v pastevních areálech skotu, na pastevních areálech pouze s ovcemi je takto řešené napájení vyjímkou. Mnohem častějším případem je neomezený přístup pasených zvířata přímo do vodoteče. Průvodním jevem je potom výrazný sešlap přístupných břehů a často i devastace dna koryta vodoteče. V případě, že se jedná o pastevní areál spíše v dolním úseku (pastviny v nivách toků) vodního toku, dochází často k úplné devastaci břehové hrany a svahů vodního toku.V této části vodoteče tvoří dno zpravidla jemnozrnné sedimenty, což často způsobuje další devastaci dna, které bývá následně úplně zničeno. Poškození vodotečí je výrazně nižší u ovcí a koz, skot má nesrovnatelně větší devastační účinek. Částečně to souvisí s výrazně větší spotřebou vody u skotu, která se pohybuje řádově v desítkách litrů za den, kdy zvířata vyhledávají zdroj vody častěji . Naproti tomu ovce jsou často schopny vyžít i s vodou vázanou v biomase, popř. ze zachycené rosy, v zimních měsících pak jsou schopny svoji potřebu pokrýt i lízáním sněhu.

Dřevinná nelesní vegetace Průvodním jevem pastevních ploch je rovněž výskyt tzv. “savana” stromů - stromy a keře, které mají okousané listy a koncové větvičky až do výše, maximálního dosahu zvířat. Dřeviny jsou zvířaty používány nejen jako výživový doplněk, ale jako místo úkrytu při trávení píce a při intenzivním slunečním záření. Díky většímu pohybu zvířat je zde zpravidla původní bylinný podrost úplně potlačen a nachází se zde jen udupaná hlína. Jelikož zvířata používají stromy jako drbadlo, je většinou ohlazená až sedřená kůra na dostupných místech kmenů nebo silných větví.

81

Takto poškozené dřeviny jsou bez rozdílu jak v pastevních areálech skotu tak i ovcí a koz – rozdíl je spíš ve výšce od země takto poškozených dřevin. Na pastvinách s pastvou skotu jsou také poškozeny dřeviny většího věku a průměru kmene. U dlouhodobých pastevních areálů (zimoviště) není zatížení pastviny (intenzita pastvy) směrodatným údajem – k poškození zeleně dojde vždy. K krátkodobého intenzivního výpasu lokality lze poškození dřevin částečně eliminovat. Jako příznivý fakt lze chápat to, že u zanedbaných a obnovovaných pastevních lokalit pasená zvířata napomáhají redukci dřevinných výmladků. Toto není výsada jen koz (jak je často tradováno), ale i ovce jsou schopny redukce výmladků dřevin, i když ne v tak velké míře. Osobně byly pozorovány ovce při cíleném okusování mladých koncových větévek hlohů a trnek. S tím souvisí i požadavek na důslednou ochranu eventuálních nových výsadeb v pastevních areálech – nejlépe prvky alespoň mobilního oplocení, a to na vzdálenost, se které zejména skot a koně nedokáže dosáhnout do korun mladých výsadeb. U ovcí je použitelná i individuální ochrana dostatečně vzrostlých výsadeb – v případě, že zvířata mají k dispozici krmné lizy, obvykle nedochází k poškozování výsadeb.

Erozní projevy Na všech sledovaných lokalitách byly dobře patrné erozní projevy způsobené pohybem zvířat po pastevním areálu. Toto poškození představovaly zejména erozní chodníky na pohybových trasách zvířat, výrazné plošné poškození travního drnu na sledovaných lokalitách nebylo zaznamenáno. Výrazné narušení travního drnu je patrno jen v některých oplůtcích pastevního areálu lokality Vyškovec (farma p. Kavky) způsobené poměrně vysokým zatížením realizovaným skotem. Na terénně členité lokalitě s velkým množstvím soliterní zeleně (popř. jiných překážek, bránících volnému pohybu) je množství chodníků vyšší než na rovnoměrně utvářené pastvině s minimem vegetačních prvků. Ale i zde jsou erozní chodníky vytvořené, například ve směru pohybu k napájecím zařízením, krmným lizům, místům odpočinku, v jakýchkoliv zúžených místech (vstupní brány, manipulační zařízení) apod. Erozní poškození vzniká i u plemen zvířat, které nemají až tak silně vyvinutý stádový pud a při pastvě jsou víceméně rovnoměrně rozptýlené po pastvině. Některé erozní chodníky na trvalých pastvinách – zimovištích – vznikají i díky tomu, že zvířata zejména v hlubším sněhu hledají způsoby eliminace zvýšených energetických výdajů – to je v tomto případě i pohyb za sebou ve vyjetých kolejích od zemědělské mechanizace nebo v prošlapaných chodnících. Po odtání sněhu zvířata pokračují ve “vyšlapaných stezkách”, přičemž dochází k vyšlapání travního drnu. Pobytem a pohybem zvířat na pastvině bude vždy docházet k narušení travního drnu a k tvorbě erozních chodníků. Minimálního poškození lze dosáhnout pouze značně intenzivní pastvou za velmi příhodných klimatických podmínek, kdy se zvířata rovnoměrně pohybují po lokalitě a nestačí vytvořit erozní chodníky. Jako příklad lze použít podzimní přepásání orchidejovitých luk v rezervací v severní části CHKO Bílé Karpaty realizované ZO ČSOP KOSENKA Valašské Klobouky. Další diskutabilní otázkou je umístění technických zařízení pastvin – napáječek, krmných lizů, eventuálně i příkrmišť. V případě několikahektarových pastvin (zejména se stabilním oplocením) je pravděpodobně z hlediska ochrany složek přírodního prostředí výhodnější umístit technická zařízení stabilně a smířit se s výrazným poškozením části pastviny. V případě různých forem nátlakové pastvy v mobilním oplocení se osobně 82

přikládám k pravidelnému přemisťování lizů i napáječek tak, aby nedošlo k výraznějšímu sešlapu drnu a koncentraci exkrementů v jejich okolí.

Poškození mokřadů Bílé Karpaty jsou typické svým geologickým podložím (flyšová souvrství), který způsobuje častý výskyt svahových praměnišť. Při pastvě jsou tyto prameniště obvykle značně poškozena, zejména v případě pastvy skotu. Ovce se těmto místům více vyhýbají a to i při migraci po pastevním areálu. Na lokalitě Brumov bylo při zahájení pastvy v roce 2003 využito i stáda skotu aberdeen angus, které při pohybu po pastvině narušilo několik mokřadů tak, že došlo ke vzniku mikrotelem se stojatou vodou a k obnažení půdy. Následně došlo ke zvýšení podílu typických mokřadních druhů rostlin v daných místech. Při následné pastvě ovcí však už k dalšímu poškození nedošlo a sporadický pohyb ovcí udržuje mokřady ve stávajícím stavu.

Zaplevelení, pastevní plevele Na všech monitorovaných lokalitách bylo množství pastevních plevelů v únosné míře, bez výraznějších míst s dominancí plevelů. Množství plevelů na pastevním areálu jsou více výsledkem úrovně pratotechniky daného zemědělce v pastevním areálu, než přímým vlivem druhu a množství pasených hospodářských zvířat. K většímu zaplevelení jsou však náchylné pastevní areály s pastvou pouze skotu, nejméně plevelů bylo na pastevních areálech s kombinovanou pastvou skotu a ovcí (eventuálně koní). Zatímco na zimovištích jsou plevele nejvíce zastoupeny druhy rodu šťovík, v jednotlivých oplůtcích rotační pastvy jsou ponejvíce zastoupeny druhy rodu pcháč, pupava, jehlice.

83

15. Modely matematického programování jako nástroj k analýze agro-environmentální politiky: případová studie z Bílých Karpat* Petr Havlík

*…

tento příspěvek představuje stručný souhrn článku HAVLÍK, P., JACQUET, F., BOISSON, J.M., HEJDUK, S., VESELÝ, P. (2006). Mathematical programming for agrienvironmental policy analysis: A case study from White Carpathians. Agricultural Economics – Czech, (Article in Press), jehož dřívější verze v originale je uvedena v Příloze 6. V této zprávě představujeme BEGRAB_PRO.1 – model matematického programovaní pro optimalizaci chovu skotu a produkce biodiverzity – navržený k analýze ekologicky hospodařících farem se zaměřením na chov krav bez tržní produkce mléka (KBTPM) v CHKO Bílé Karpaty. Tento model zobrazuje detailně systém chovu KBTPM a umožňuje sledovat rovněž produkci biodiverzity na těchto farmách. Produkce biodiverzity je v modelu reprezentována vždy sadou technických omezení ve formě omezení zemědělské činnosti nebo naopak požadavků na dodatečné aktivity, které je nutno respektovat, aby bylo dosaženo produkce daného environmentálního statku. Jako přibližné měřítko množství biodiverzity používáme počet hektarů obhospodařovaný v souladu s danými požadavky. Pro účely této studie jsme definovali technická omezení potenciálně vedoucí ke zvýšení produkce biodiverzity na základě opatření z agro-environmentálního titulu „Ošetřování travních porostů“, přičemž zvláštní pozornost byla věnována, nadstavbovým opatřením určeným speciálně pro farmy hospodařící ve zvláště chráněných územích. Schopnost modelu BEGRAB_PRO.1 zefektivnit přípravu agro- environmentálních programů je demonstrována na analýze produkčních vazeb mezi jednotlivými výstupy. Existence produkčních vazeb je podle OECD (2001) jedním ze základů multifunkčního zemědělství. Empirické analýze těchto vazeb mezi zemědělskými a environmentálními statky byly nedávno věnovány dvě publikace: Peerlings et Polman (2004) a Havlík et al. (2005), dosud však nebyla věnována pozornost vazbám mezi jednotlivými environmentálními statky. To lze vysvětlit tím, že z politického pohledu je třeba nejdříve zdůvodnit existenci zemědělské politiky, tedy prokázat přítomnost (pokud možno pozitivních) vazeb mezi výrobou zemědělských a environmentálních statků, a teprve následně odpovědět na otázku, jak navrhnout politické nástroje efektivně, k čemuž, jak ukazujeme v našem příspěvku, může napomoci právě pochopení vazeb mezi jednotlivými environmentálními statky. Agro-environmentální program zavedený v České republice v roce 2004 představuje dobrou příležitost k tomuto typu analýzy. Titul „Ošetřování travních porostů“ totiž striktně rozlišuje mezi na jedné straně sečenými loukami a na straně druhé pastvinami, přičemž pozemek přihlášený do programu jako louka nesmí být pasen a to po dobu pěti let. Tato podmínka povede zřejmě k tvorbě různých travních společenstev podle typu opatření, pod který bude daná parcela přihlášena. Environmentální statek produkovaný v souladu s opatřeními pro sečené louky je v naší práci nazýván biodiverzita luk, a environmentální statek produkovaný v souladu s opatřenímí pro pastviny je nazýván biodiverzita pastvin.

84

Předpokládáme, že pro zvýšení celkové biodiverzity je žádoucí, aby se farmáři zapojovali do obou typů opatření. Při srovnání výsledků modelu pro rok 2004 s výsledky pro rok 2002 lze konstatovat určitý posun směrem k extenzifikaci zemědělské činnosti: podíl orné půdy na celkové výměře farmy se snižuje, ke snižování dochází rovněž u aplikace dusíku a u intenzity chovu skotu vyjádřené množstvím velkých dobytčích jednotek na hektar. Pokles počtu velkých dobytčích jednotek je způsoben jednak poklesem počtu matek, ale také extenzifikací chovu zástavového skotu. Agro-environmentální titul „Ošetřování travních porostů“ se nezdá být pro danou oblast příliš omezující modelové výpočty ukazují, že veškeré travní porosty jsou deklarovány pro účely tohoto programu jako pastviny a téměř tři čtvrtiny farmy jsou přihlášeny pod přísnější „nadstavbovou“ variantu tohoto titulu. Pokud sledujeme strukturu příjmů, lze rovněž konstatovat, že nový politický rámec přijatý po vstupu do Evropské unie podporuje multifunkční charakter zemědělství, neboť podíl příjmů z prodeje dobytka na celkových příjmech poklesl, zatímco podíl příjmů z programů pro údržbu travních porostů vzrostl. Nepříznivou skutečnost, totiž, že je produkována pouze biodiverzita pastvin a žádná biodiverzita luk, by bylo možné snadno zvrátit zvýšením plateb za tento program. Analýza produkčních vazeb nabízí levnější řešení. Produkční vazbu mezi biodiverzitou luk a biodiverzitou pastvin analyzujeme tak, že postupně v modelu zvyšujeme rozlohu upsanou pod nadstavbové opatření pro pastviny při fixní rozloze upsané pod nadstavbové opatření pro louky, přičemž sledujeme vývoj mezních nákladů souvisejících právě s nadstavbovým opatřením pro louky. (Mezní náklady jsou velmi důležitým ukazatelem, protože teoreticky, jestliže farmář usiluje o maximalizaci zisku, upíše pod dané opatření tolik hektarů, aby mezní náklady spojené s posledním upsaným hektarem byly rovny platbě na hektar.) Když zvyšujeme rozlohu upsanou pod nadstavbovým opatření pro pastviny, mezní náklady s nadstavbovým opatřením pro louky rostou, což svědčí o negativní vazbě mezi produkcí biodiverzity luk a biodiverzity pastvin. Poznatek o přítomnosti negativní vazby nám umožňuje navrhnout řešení nevyrovnaného zájmu o opatření pro louky a pro pastviny v podobě mírného zvýšení plateb pro opatření pro louky doprovázeného snížením plateb za opatření pro pastviny. Numerický příklad v našem příspěvku ukazuje, že v porovnání s jednostranným zvýšením plateb, je tímto způsobem možno ušetřit značné množství finančních prostředků. Tato zpráva ukazuje, že modely matematického programování mohou být bohatým zdrojem informací při přípravě agro-environmentálních opatření. Hlavní poučení plynoucí z prezentované případové studie je, že nedostatečné přijetí některých agro-environmentálních opatření farmáři nemusí nutně znamenat, že nabízené platby jsou příliš nízké, možná naopak platby za jiná opatření jsou příliš vysoké.

Literatura HAVLÍK, P., VEYSSET, P., BOISSON, J.M., LHERM, M. AND JACQUET, F. 2005: Joint production under uncertainty and multifunctionality of agriculture: policy considerations and applied analysis. Eur. Rev. Agr. Econ. 10.1093/erae/jbi027. OECD. 2001: Multifunctionality : Towards an Analytical Framework. OECD, Paris. PEERLINGS, J. AND POLMAN, N. (2004). Wildlife and landscape services production in Dutch dairy farming; jointness and transaction costs. Eur. Rev. Agric. Econ. 31: 427-449.

85

16. Shrnutí Bylo potvrzeno, že produkce a zejména kvalita píce, ale také dynamiky změn kvality píce druhově bohatých travních porostů se značně liší od píce z intenzivních, umělých travních porostů. Není proto možné používat šablonovitě data dostupného zemědělského výzkumu pro navrhování managementu a odhad krmné hodnoty pastevní píce u druhově pestrých luk a pastvin. Vzhledem k nízké zásobě přijatelných živin v půdě (zejména P) je limitována produkce a výskyt nutričně hodnotných kulturních druhů trav a jetelovin. Na druhé straně bylo zjištěno, že kvalita píce neklesá tak rychle, popř. stoupá s postupující vegetací, což může umožnit oddálení první sklizně bez ekonomických ztrát pro chovatele. Bylo potvrzeno, že píce z nespasených míst vykazuje nižší kvalitu, což je zřejmě jednou z příčin jejich ponechání zvířaty. Užitkovost zvířat dokazuje, že na druhově bohatých, ekologicky hodnotných porostech lze dosáhnout porovnatelné užitkovosti, jako v ostatních oblastech ČR, ovšem při nižším zatížení pastvin. Přesné srovnání údajů získaných při kontrole užitkovosti není bohužel umožněno díky nestejným formám chovu (produkce velikonočních jehňat) a neustáleným podmínkám ve stádech. Pro hodnocení ekologicky hospodařících farem byl využit model matematického programování pro optimalizaci produkce skotu a biodiverzity BEGRAB_PRO.1. Model je ilustrativně aplikován na analýzu produkční vazby mezi několika environmentálními statky. Z výsledků vyplývá, že pokud existuje produkční vazba mezi jednotlivými environmentálními statky, platby za agroenvironmentální opatření musí být precizně stanoveny, protože neovlivňují pouze produkci environmentálního statku, pro který jsou určeny, ale také všech ostatních environmentálních statků napojených produkční vazbou. Pokud je tato vazba negativní, zvýšení platby za jeden environmentální statek povede ke snížení produkce ostatních environmentálních statků. Dalším výstupem tohoto projektu je Metodická příručka pro obhospodařování druhově bohatých pastevních porostů v chráněných oblastech, která byla předána k oponentskému řízení. Měla by sloužit jako zdroj základních informací jak pro chovatele pasených zvířat, tak pro pracovníky CHKO, kteří rozhodují o managementu druhově bohatých travních porostů.

86



Zoologická část

Sestavil Karel Tajovský Ústav půdní biologie AV ČR, České Budějovice

České Budějovice, listopad 2005

87

V roce 2005 pokračovaly terénní práce na projektu VaV/620/11/03 – Pastva jako prostředek údržby trvalých travních porostů v CHKO, zaměřeného na vypracování ekologicky optimální a ekonomicky přijatelné dlouhodobé koncepce pastvy v chráněných územích na příkladu CHKO Bílé Karpaty, s cílem dokončit cyklus pravidelných sledování vybraných skupin půdní fauny a entomofauny a získat tak širší soubory cenologických z více za sebou následujících sezón. Důvodem, proč byla v tomto roce kladena pozornost na další vzorkování a odběry byla skutečnost, že na základě předběžných rozborů výsledků z uplynulého období se ukázalo, že vybrané sledované plochy resp. jednotlivé dvojice ploch (kosená a pasená varianta) se vyznačovaly řadou specifik (rozdílná historie, problematický management včetně jeho udržování v průběhu projektu, rozdílné parametry stanovištní atd.) a to natolik, že vlivy managementu na sledované skupiny živočichů nevyznívaly jednoznačně.

88

17. Společenstva pancířníků (Oribatida) Josef Starý

17.1. Materiál a metodika Směsné kvantitativní půdní vzorky byly odebírány vždy po 5 z jedné odběrové plochy pomocí ocelové půdní sondy o pracovní ploše 10 cm2 do hloubky 10 cm. Vzorky byly transportovány do laboratoře kde byli půdní roztoči a další zástupci mesoedafomu extrahováni v modifikovaných fototermoeklektorech typu Berlese - Tullgren po dobu 5 dnů při teplotě 35 oC. Pancířníci byli projasněni v přechodných mikroskopických preparátech v 80% kyselině mléčné a determinováni do druhu a poté převedeni do glycerolu. Dokladový materiál je uložen ve sbírce půdních roztočů v ÚPB AVČR v Českých Budějovicích. Pro analýzu podobnosti druhového složení pancířníků jednotlivých odebraných vzorků a společenstev pancířníků různých biocenóz a biochorů studovaného rašeliniště a pro zhodnocení jejich heterogenity byla použita PCA ordinační analýza (Principal coordinates analysis) na základě Sörensenova indexu druhové podobnosti (SYN – TAX 5.02, Podani (1994).

17.2. Výsledky Seznam studovaných vzorků: 1) CHKO Bílé Karpaty, plocha TMK, Trnovský Mlýn, Ploština, koseno, 14.IV.2004, projekt Pastva“, 50 cm2, kvantitativní vzorek půdy a rhizosféry, leg. J. Starý 2) CHKO Bílé Karpaty, plocha TMP, Trnovský Mlýn, Ploština, paseno 14.IV.2004, projekt „Pastva“, 50 cm2, kvantitativní vzorek půdy a rhizosféry, leg. J. Starý 3) CHKO Bílé Karpaty, plocha BAP, U Baladů, paseno, 14.IV.2004, projekt „Pastva“, 50 cm2, kvantitativní vzorek půdy a rhizosféry, leg. J. Starý 4) CHKO Bílé Karpaty, plocha BAK, U Baladů, koseno, 14.IV.2004, projekt „Pastva“, 50 cm2, kvantitativní vzorek půdy a rhizosféry, leg. J. Starý 5) CHKO Bílé Karpaty, plocha BBP, Brumov – Bylnice, Klobucká, paseno, 14.IV.2004, projekt „Pastva“, 50 cm2, kvantitativní vzorek půdy a rhizosféry, leg. J. Starý 6) CHKO Bílé Karpaty, plocha BBK, Brumov – Bylnice, Klobucká koseno, 14.IV.2004, projekt „Pastva“, 50 cm2, kvantitativní vzorek půdy a rhizosféry, leg. J. Starý 7) CHKO Bílé Karpaty, plocha JSK, Nedašov, PR Jalovcová stráň, Přední louky, koseno, 14.IV.2004, projekt „Pastva“, 50 cm2, kvantitativní vzorek půdy a rhizosféry, leg. J. Starý 8) CHKO Bílé Karpaty, plocha JSP, Nedašov, PR Jalovcová stráň, paseno, 14.IV.2004, projekt „Pastva“, 50 cm2, kvantitativní vzorek půdy a rhizosféry, leg. J. Starý 9) CHKO Bílé Karpaty, plocha PCK, PP Pod Cigánem, koseno, 14.IV.2004, „Pastva“, 50 cm2, kvantitativní vzorek půdy a rhizosféry, leg. J. Starý

89

projekt

10) CHKO Bílé Karpaty, plocha PCP, PP Pod Cigánem, 14.IV.2004, paseno, 50 cm2, kvantitativní vzorek půdy a rhizosféry, leg. J. Starý

projekt „Pastva“,

11) CHKO Bílé Karpaty, plocha HRP, PP Pod Hribovňou, paseno, 14.IV.2004, projekt „Pastva“, 50 cm2, kvantitativní vzorek půdy a rhizosféry, leg. J. Starý 12) CHKO Bílé Karpaty, plocha LSP, sedlo pod Lopeníkem, paseno, 14.IV.2004, projekt „Pastva“, 50 cm2, kvantitativní vzorek půdy a rhizosféry, leg. J. Starý 13) CHKO Bílé Karpaty, plocha LUZ, PP U Zvonice, koseno, 14.IV.2004, projekt „Pastva“, 50 cm2, kvantitativní vzorek půdy a rhizosféry, leg. J. Starý 14) CHKO Bílé Karpaty, plocha KAK, Bošáčky, U Kavků, koseno, 14.IV.2004, projekt „Pastva“, 50 cm2, kvantitativní vzorek půdy a rhizosféry, leg. J. Starý 15) CHKO Bílé Karpaty, plocha KAP, Bošáčky, U Kavků, paseno, 14.IV.2004, projekt „Pastva“, 50 cm2, kvantitativní vzorek půdy a rhizosféry, leg. J. Starý 16) CHKO Bílé Karpaty, plocha JAK, NPR Jazevčí, koseno, 14.IV.2004, projekt „Pastva“, 50 cm2, kvantitativní vzorek půdy a rhizosféry, leg. J. Starý 17) CHKO Bílé Karpaty, plocha JAP, NPR Jazevčí, paseno, 14.IV.2004, projekt „Pastva“, 50 cm2, kvantitativní vzorek půdy a rhizosféry, leg. J. Starý

Seznam nalezených druhů pancířníků HYPOCHTHONIIDAE Hypochthonius luteus Oudemans,1917: 3,4,11,13,14,16 Hypochthonius rufulus C.L.Koch,1835: 1,5,7,9,10,11,16,17 ENIOCHTHONIIDAE Eniochthonius minutissimus (Berlese,1903): 1,2,4,9,10,11,13,16,17 BRACHYCHTHONIIDAE Brachychochthonius cricoides (Weis-Fogh,1948): 1,3 Brachychochthonius hungaricus (Balogh, 1943): 1,2,10,14 Brachychochthonius suecicus (Forsslund,1942): 7,13 Brachychochthonius zelawaiensis (Sellnick,1928): 2,13 Brachychthonius pius Moritz,1976: 7,10,13 Liochthonius alpestris (Forsslund,1958): 7 Liochthonius brevis (Michael,1888): 13 Liochthonius strenzkei (Forsslund,1963): 7 Synchthonius crenulatus (Jacot,1938): 1,2,3,8 GEHYPOCHTHONIIDAE Gehypochthonius rhadamanthus Jacot,1936: 7,13 PHTHIRACARIDAE Atropacarus (Atropacarus) striculus (C.L.Koch,1836): 4,5,6,9,10,11,13,15,16, Phthiracarus sp.1 : 7,9,10,11,13

90

EUPHTHIRACARIDAE Euphthiracarus monodactylus (Willmann,1919): 13 Rhysotritia ardua (C.L.Koch,1841): 4 EULOHMANNIIDAE Eulohmannia ribagai Berlese,1910: 13 NOTHRIDAE Nothrus anauniensis Canestrini et Fanzago,1876: 5 Nothrus borussicus Sellnick,1928: 9 Nothrus palustris C.L.Koch,1839: 11,13 Nothrus sp.1: 3,7 CAMISIIDAE Platynothrus peltifer (C.L.Koch,1839): 1,5,7,9,10,11 MALACONOTHRIDAE Malaconothrus punctulatus van der Hammen,1952: 6,9,10,12,13,16 NANHERMANNIIDAE Nanhermannia nanus (Nicolet,1855): 2,6,7,11,12,13 HERMANNIELLIDAE Hermanniella dolosa Grandjean,1931: 7,11 DAMAEIDAE Belba sp.: 11 Metabelba papillipes (Nicolet,1855): 1,2,4,5,11, Metabelba pulverosa Strenzke,1953: 7,9,10,13 CEPHEIDAE Cepheus cepheiformis (Nicolet,1855): 2,7,13 CTENOBELBIDAE Ctenobelba obsoleta (C.L.Koch,1841): 1,11,13 DAMAEOLIDAE Fosseremaeus quadripertitus Grandjean,1965: 3,4,5,10 EREMAEIDAE Eremaeus hepaticus C.L.Koch,1835: 11 LIACARIDAE Liacarus coracinus (C.L.Koch,1841): 1,2,4,7,8,9,13,16,17 XENILLIDAE Xenillus tegeocranus (Hermann,1804): 13 ASTEGISTIDAE Cultroribula bicultrata (Berlese,1905): 3

91

METRIOPPIIDAE Ceratoppia quadridentata (Haller,1882): 5,7 GUSTAVIIDAE Gustavia microcephala (Nicolet,1855): 4,7,10,16 TECTOCEPHEIDAE Tectocepheus sarekensis Trägårdh,1910: 1,2,3,4,5,6,7,8,9,12,13,15,16,17 OPPIIDAE Berniniella bicarinata (Paoli,1908): 1,2,3,4,5,7,8,9,11,12,14,15,16,17 Dissorhina ornata (Oudemans,1900): 1,2,3,4,5,7,11,13,14,15,16 Lauroppia falcata (Paoli,1908): 9,11,13,14 Medioppia subpectinata (Oudemans,1900): 1,2,3,4,7,8,9,10,11,13,14,15,17 Microppia minus (Paoli,1908): 1,2,3,4,6,7,8,13,15,17 Moritzoppia unicarinata (Paoli,1908): 2,7,10,13 Multioppia (Multioppia) glabra (Mihelčič,1955): 2,4,6,8,11,13,14 Oppia sp. 1: 12 Oppiella nova (Oudemans,1902): 1,2,3,4,5,6,7,8,9,10,13,14,15,16,17 Quadroppia paolii Woas,1986: 5 Quadroppia quadricarinata (Michael,1885):1,2,4,5,7,10,11,13 SUCTOBELBIDAE Suctobelba reticulata Moritz,1970: 11 Suctobelba trigona (Michael,1888): 7,9,11,13 Suctobelbella falcata (Forsslund,1941): 5,13,15 Suctobelbella nasalis (Forsslund,1941): 7, 10 Suctobelbella palustris (Forsslund,1953): 7 Suctobelbella sarekensis (Forsslund,1941): 1,2,3,4,5,7,10,11,13 Suctobelbella subcornigera (Forsslund,1941): 1,2,3,5,7,9,10,11,13,14,17 Suctobelbella subtrigona (Oudemans,1900): 7,13 AUTOGNETIDAE Conchogneta delacarlica (Forsslund,1947): 10,11,13 THYRISOMIDAE Pantelozetes paolii (Oudemans,1913): 1,9,10,11 SCHELORIBATIDAE Hemileius initialis (Berlese,1908): 11 Liebstadia longior (Berlese,1908): 4,6,16,17 Liebstadia similis (Michael,1888): 4,5,8,9,10,11,13,15,16,17 Scheloribates laevigatus (C.L.Koch,1835): 1,2,3,4,5,6,7,8,9,10,11,12,13,14,15,16,17 Scheloribates latipes (C.L.Koch,1844): 1,2,5,7,8,9,10,13 ORIBATULIDAE Oribatula tibialis (Nicolet,1855): 9,13 Zygoribatula exilis (Nicolet,1855): 13 Zygoribatula frisiae (Oudemans,1900): 1,2,3

92

HAPLOZETIDAE Haplozetes vindobonensis Willmann,1935: 8 Protoribates monodactylus (Haller,1884): 1,3,4,6,8,9,14,15,16,17 CHAMOBATIDAE Chamobates cuspidatus (Michael,1884): 9,10,15 EUZETIDAE Euzetes globulus (Nicolet,1855): 6 CERATOZETIDAE Ceratozetella sellnicki (Rajski,1958): 4,6,8,9.13,14,15,16 Ceratozetes gracilis (Michael,1884): 1,2,8,10,11,13,16,17 Ceratozetes mediocris Berlese,1908: 2,3,4,6,7,8,10,13,14,15,16,17 Ceratozetoides cisalpinus (Berlese,1908): 5,8 Trichoribates novus (Sellnick,1928): 5,8,12,14,15,16 MYCOBATIDAE Punctoribates punctum (C.L.Koch,1839): 3,6,8,9,12,15 PHENOPELOPIDAE Eupelops occultus (C.L.Koch,1836): 1,2,3,4,5,7,14,15,16,17 ACHIPTERIIDAE Achipteria coleoptrata (Linnaeus,1758): 1,2,4,5,6,7,9,10,11,12,13,14,16,17 Parachipteria willmanni van der Hammen,1952: 10 GALUMNIDAE Galumna elimata (C.L.Koch,1841): 2,5,10,11,16,17 Galumna lanceata Oudemans,1900: 5,7 Pergalumna nervosa (Berlese,1914): 1,2,3,5,8

93

Faunisticky významné druhy pancířníků Gehypochthonius rhadamanthus Jacot,1936 Rozšíření: Výskyt: Čechy, Francie, Velká Británie, Čína, Japonsko, Západní Sibiř, Iberský pol., Německo, Kanada, USA Výskyt v ČR: Netolice, Dlouhá ves, Libějovice, (Starý, 1987, 1990, 1996), Pětidomí (Mourek, 2002), nový nález čeledi pro faunu Moravy. Brachychochthonius hungaricus (Balogh, 1943) Rozšíření: Západní a střední Palearktis (Slovensko, Maďarsko, Polsko, Rakousko, Německo, Švédsko, Dánsko, Velká Británie, Slovinsko, Bosna a Hercegovina, Čína, Japonsko, Rusko – evropská část, Kavkaz, Západní Sibiř, Iberský pol., Itálie) Výskyt v ČR: nový nález pro ČR Brachychthonius pius Moritz,1976 Rozšíření: Slovensko, Čechy, Maďarsko, Německo, Švédsko, Iberský pol., Itálie, Kanada Výskyt v ČR: první nález pro Moravu a druhý pro ČR, v Čechách nalezen v Pětidomí v Labských pískovcích (Mourek, 2002) Liochthonius alpestris (Forsslund,1958) Rozšíření: Západní a Střední Palearktis (Čechy, Maďarsko, Polsko, Německo, Švýcarsko, Island, Švédsko, Ukrajina, Kazachstan, Kirgízie, Mongolsko, Evropská část Ruska, Kavkaz) Výskyt v ČR: první nález pro Moravu, v Čechách nalezen na Velkém Tisém (Forsslund,1958, Kunst, 1959), Netolicích a Libějovicích (Starý, 1990, 1996). Hypochthonius luteus Oudemans,1917 Rozšíření: Slovensko, Morava, Čechy, Maďarsko, Polsko, Rakousko, Německo, Polsko, Holandsko, Švýcarsko, Finsko, Litva, Lotyšsko, Bělorusko, Dánsko, Velká Británie, Slovinsko, Chorvatsko, Gruzie, Azerbajdžán, Ukrajina, Mongolsko, Čína, Japonsko, Rusko – evropská část, Kavkaz, Přímořský kraj, Kurilské ostrovy, Iberský pol., Itálie, Makaronésie, USA Výskyt: třetí nález pro Moravu, kde byl dosud nalezen v Mohelnu (Kunst, 1968) a v Sloupském údolí (Willmann,1954) . Brachychochthonius cricoides (Weis-Fogh,1948) Rozšíření: Morava, Čechy, Polsko, Německo, Švýcarsko, Island, Švédsko, Lotyšsko, Bělorusko, Dánsko, Velká Britanie, Slovinsko, Azerbajdžán, Ukrajina, Krym, Kazachstán, Rusko – evropská část, Kavkaz, Západní Sibiř, Iberský pol., Itálie, Výskyt v ČR: druhý nález pro Moravu, kde byl dosud nalezen ve Velké Kotlině (Starý, 1993a), v Čechách uváděn ze Soosu (Kunst et Halašková (1960), Kody (Kunst,1968), Doutnáče (Zaki,1988), Jezerní slati (Starý, 1988) Dlouhé Vsi (Starý, 1987, 1990, 1996), a Pětidomí (Mourek, 2002). Brachychochthonius suecicus (Forsslund,1942) Rozšíření: Morava, Čechy, Maďarsko, Polsko, Rakousko, Německo, Holandsko, Švédsko, Finsko, Bělorusko, Velká Británie, Slovinsko, Chorvatsko, Bosna a Hercegovina, Ukrajina, Krym, Rusko – evropská část, Západní a střední Sibiř, Přímořský kraj, Kurilské ostrovy, Iberský pol., Itálie, Kanada

94

Výskyt: druhý nález pro Moravu, kde byl dosud nalezen na Velké Javořině (Starý, 2002). Z Čech uváděn z Netolic, Libějovic, Dlouhé Vsi, (Starý, 1990, 1996), Kody (Kunst,1968), Hamru na Jezeře (Karppinen et al,1992) a Pětidomí (Mourek,2002). Liochthonius brevis (Michael,1888) Rozšíření: Holoarktis (Slovensko, Morava, Čechy, Maďarsko, Rakousko, Německo, Norsko, Švédsko, Finsko, Dánsko, Velká Britanie, Japonsko, Kavkaz, Iberský poloostrov, Itálie, Aljaška, Kanada, USA). Výskyt: třetí nález pro Moravu od byl dosud uváděn z Rejvízu (Willmann, 1933), Králického Sněžníku (Willmann, 1956). Z Čech uváděn z více lokalit: Voděradské bučiny (Vaněk, 1962), Doutnáč (Zaki,1988), Pětidomí (Mourek, 2002), Dívčí stráň, důl Bílého Labe (Materna, 1999). Liochthonius strenzkei (Forsslund,1963): Rozšíření: Slovensko, Maďarsko, Polsko, Rakousko, Německo, Dánsko, Island, Švédsko, Čína, Japonsko, Západní Sibiř, Iberský poloostrov, Itálie, USA. Výskyt v ČR: třetí nález pro faunu Moravy, odkud dosud uváděn z Velké Kotliny (Starý 1993a), a Velké Javořiny (Starý, 2002), Z Čech uváděn dosud z Netolic, Libějovic, a Dlouhé Vsi (Starý 1987,1990, 1996), a z Doutnáče (Zaki, 1988). Hermanniella dolosa Grandjean,1931 Rozšíření: Slovensko, Morava, Čechy, Maďarsko, Polsko, Rakousko, Finsko, Bělorusko, Slovinsko, Chorvatsko, Černá hora, Ukrajina, Gruzie, Krym, Turkmenie, Rusko – evropská část, Kavkaz, Přímořský kraj, Kurilské ostrovy, Iberský pol., Itálie, Maghreb, Výskyt: třetí nález pro Moravu, odkud byl dosud uváděn z Chropyně (Starý, 1994), Bulhar (Smrž, Starý, 1995). V Čechách dosud nalezen v Kodě (Kunst,1968), Chuchelském háji (Černý, 1991, 1999 a Kolíně (Drobná,1999). Multioppia (Multioppia) glabra (Mihelčič,1955) Rozšíření: Slovensko, Morava, Čechy, Maďarsko, Polsko, Rakousko, Německo, Finsko, Bělorusko, Ukrajina, Rusko - evropská část, Západní Sibiř, Výskyt v ČR: druhý nález pro Moravu, odkud dosud uváděn pouze z Velké Javořiny (Starý, 2002), z Čech uváděn následujících lokalit: Netolice, Dlouhá ves, Libějovice, (Starý, 1990, 1996), Praha (Čáp, 1974) Vysoká Běta (Starý, 1994a), Český Krumlov (Starý et Starý, 2002). Quadroppia paolii Woas,1986 Rozšíření: Střední Evropa (Slovensko, Čechy, Německo, Maďarsko, Švýcarsko. Výskyt v ČR: druhý nález pro Moravu, dusud z Moravy uváděn z Velké Javořiny (Starý, 2002), v Čechách nalezen v následujících lokalitách: Hradec Králové – Třebeš (Štamberková, 2000), Pětidomí (Mourek, 2002), Český Krumlov (Starý et Starý, 2002). Haplozetes vindobonensis Willmann,1935 Rozšíření: Slovensko, Morava, Čechy, Maďarsko, Polsko, Rakousko, Finsko, Lotyšsko, Bělorusko, Estonsko, Bosna a Hercegovina, Ukrajina, Krym, Turkménie, Mongolsko, Rusko – evropská část, Kavkaz, Západní a střední Sibiř, Přímořský kraj, Iberský pol., Itálie, Maghreb Výskyt v ČR: třetí nález pro faunu Moravy odkud dosud uváděn z Lednice (Kunst, 1963) a Mohelna (Kunst,1968). V Čechách nalezen na následujících lokalitách: Prokopské údolí a Klášterní Lhota (Kunst,1968, Břízová,1969, Procházková, 1971), Voděradské bučiny (Vaněk, 1962).

95

Ceratozetella sellnicki (Rajski,1958) Rozšíření: Slovensko, Morava, Čechy, Maďarsko, Polsko, Rakousko, Německo, Lotyšsko, Bělorusko, Slovinsko, Gruzie, Ukrajina, Krym, Kazachstán, Turkménie, Mongolsko, Rusko – evropská část, Kavkaz, Západní a Střední Sibiř, Nová Země, Země Františka Josefa, Vrangelův ostrov, Diomidovův ostrov, Přímořský kraj, Kurilské ostrovy. Výskyt v ČR: třetí nález pro Moravu, na Moravě dosud nalezen v Novém Hrozenkově a Halenkově (Bukva et al., 1976), z Čech uváděn z následujících lokalit: Boubín, (Starý,2003a), Dlouhá ves, Libějovice (Starý,1990,1996), Hamr na Jezeře (Karppinen et al. 1992), Pohořské rašeliniště (Starý,1994a) a Český Krumlov (Starý et Starý,2002). Ceratozetoides cisalpinus (Berlese,1908) Rozšíření: Morava, Čechy, Maďarsko, Polsko, Rakousko, Německo, Švýcarsko, Norsko, Litva,Lotyšsko, Bělorusko, Slovinsko, Srbsko, Bosna a Hercegovina, Ukrajina, Krym, Kazachstán, Mongolsko, Rusko – evropská část, Západní a Střední Sibiř, Přímořský kraj, Kamčatka, Iberský pol., Itálie, USA. Výskyt v ČR: druhý nález pro Moravu odkudk dosud uváděn z Jezerníku v Hrubém Jeseníku (Engelmann, 1968). Z Čech uváděn z následujících lokalit: Prokopské údolí (Hajmová, 1997), Dlouhá ves (Starý, 1990, 1996), Kolín (Drobná, 1999), Hradec Králové – Třebeš (Štamberková, 2000). Trichoribates novus (Sellnick,1928) Rozšíření: Slovensko, Morava, Čechy, Polsko, Rakousko, Německo, Holandsko, Švýcarsko, Island, Švédsko, Finsko, Litva, Lotyšsko, Bělorusko, Estonsko, Velká Británie, Slovinsko, Bosna a Hercegovina, Makedonie, Gruzie, Azerbajdžán, Ukrajina, Kazachstan, Mongolsko, Japonsko, Rusko – evropská část, Kavkaz, Západní a střední Sibiř, Přímořský kraj, Kurilské ostrovy, Iberský pol., Itálie USA. Výskyt v ČR: druhý nález pro Moravu, odkud je dosud znám pouze z Kralického Sněžníku (Willmann, 1956), z Čech uváděn z více lokalit: Praha (Čáp, 1974, Narsapur, 1979), Velký Tisý (Kunst, 1959), Soos (Kunst, Halašková, 1960), Praha – Suchdol (Žílová, 1999), Kolín (Drobná,1999), Hradec Králové – Třebeš (Štamberková, 2000).

Cenologická a faunistická charakteristika sledovaných lokalit Druhová podobnost Druhovou podobnost společenstev pancířníků sledovaných lokalit ukazuje Obr. 17-3. V ordinační prostoru nedošlo k výraznému oddělení ploch kosených a pasených. Vyplývá z toho, že pastva nebo naopak kosení nemá zásadní vliv na druhové složení společenstev pancířníků. Nejvyšší rozdíly v druhovém složení srovnávaných variant kosených a pasených vykazují lokality LSP – LUZ, JSP-JSK a BBK – BBP. Naopak nejmenší rozdíly v druhovém složení srovnávaných variant byly zjištěny především na plochách TMP-TMK a také KAPKAK a JAK-JAP. Druhová bohatost Počet druhů nalezených na jednotlivých zkoumaných lokalitách ukazuje Tab. 17-1 a Obr. 17-2. Nejvyšší počet druhů 43 byl zjištěn na ploše kosené LUZ, nejnižší na ploše pasené LSP – pouze 9. Ve variantách kosených dosahovala druhová bohatost pancířníků 15 – 43 druhů, s průměrem 26,4 druhu na jednu lokalitu. Maximum bylo na kosených variantách dosaženo na lokalitě LUZ 43 druhů, minimum na lokalitě BBK 15 druhů. V pasených variantách byly zjištěny celkově nevýrazně nižší hodnoty druhové bohatosti v rozsahu 9 – 32 druhů s maximem v lokalitě HRP 32 druhů a minimem na lokalitě LSP 9 druhů s průměrem

96

22,4 druhu na jednu lokalitu. Při porovnání srovnávaných kosených a pasených variant byl zjištěn nejnižší rozdíl u lokalit KAK – KAP (16-18) a nejvyšší rozdíl v lokalitách LUZ – LSP (43-8). Pokud porovnáme dvojice variant kosených a pasených není možné určit výrazný trend ovlivnění druhové bohatosti. Na 4 srovnávaných variantách byla zjištěna vyšší druhová bohatost na plochách pasených, naopak také na 4 srovnávaných variantách byla zjištěna vyšší druhová bohatost na plochách kosených (Obr. 17-2). Abundance Průměrnou abundanci pancířníků na sledovaných plochách uvádí Tab. 17-1 a Obr. 171. Nejvyšší abundance byla zjištěna na kosené ploše LUZ (123800 ex. m-2 ), nejnižšší na ploše pasené LSP. Na variantách kosených dosahovala abundance poměrně vysokých hodnot (34800 – 123800 ex. m-2), s maximem na lokalitě LUZ (123800 ex. m-2) a minimem na lokalitě PCK (34800 ex. m-2) s vysokým průměrem (62 275 ex. m-2). Na pasených cariantách dosahovala abundance společenatev pancířníků nižších hodnot (13800 – 94200 ex. m-2), s maximem na lokalitě TMP (94200 ex. m-2), minimem na lokalitě LSP (13800 ex. m-2) a poměrně vysokým průměrem (49156 ex. m-2). Při porovnání kosených a pasených variant byl nejvyšší rozdíl abundance zjištěn u ploch LUZ – LSP (123800 – 13800 ex. m-2), nejnižšší rozdíl u lokalit TMK-TMP (97800-94200 ex. m-2) a KAK-KAP (35400-31000 ex. m-2). Na 6 srovnávaných lokalitách byla vyšší abundance zjištěna u variant kosených. Naproti tomu pouze u dvou srovnávaných variant byla zjištěna vyšší abundance u ploch pasených. Z analýzy prvního odběru vyplývá, že pastva snižuje průměrnou abundanci pancířníků. Výraznou faktorem ovlivňujícím negativně abundanci pancířníků může být výrazně větší utužení půdy na variantách pasených. Vzhledem k malému počtu opakování nemohla být provedena statistická analýza a výsledku a naznačené trendy nejsou statisticky signifikantní.

17.3. Použitá literatura BŘÍZOVÁ, J. 1969: Oribatid mites (Oribatei) of Prokopské valley. Diplom thesis, Charles University, Prague, 87pp. (in Czech). BUKVA V. DANIEL, M. ET MRCIAK, M. 1976: Oribatid mites (Acari:Oribatei) in the nests of small mammals in the Western Carpathians. Věst. Čs. spol. Zool. 40: 241-254. ČÁP, J. 1974: Oribatid mites of Prague parks. Diplom thesis, Charles Univeristy, Prague, 73pp. (in Czech). ČERNÝ, R. 1991: Anatomy, biology and ecology of oribatid mites (Acari: Oribatida) of Chuchelský háj, Prague. Diplom thesis, Charles University, Prague, 155pp. (in Czech). ČERNÝ, R. 1999: Biologie a ekologie druhu Chamobates voigtsi (Acari, Oribatida), člena společenstev pancířníků výbranných příměstských lesů Prahy. Disertační práce Přírodovědecké fakulty UK Praha, 52 pp. DROBNÁ 1999: : Ekologie společenstev pancířníků (Acari: Oribatida) lesních a travinných biotopů v okolí Kolína, anatomie, biologie a ekologie druhu Gustavia microcephala. Diplomová práce Přírodovědecké fakulty UK Praha, 57 pp. ENGELLMANN, H. D. 1968: Beitrag zur Oribatidenfauna des Altvater gebirges (Jeseníky). Abh. Ber. Naturk. Görlitz 44: 95-100. FORSSLUND, K.,H. 1958: Notizen uber Oribatei (Acari) II. Entomol.Tidskr. 79: 75-86. HAJMOVÁ, M. 1997: Anatomie, biologie a ekologie druhu Tectocepheus velatus (Acari, Oribatida) na vybraných lokalitách na území Prahy. Diplomová práce Přírodovědecké fakulty Uk Praha, 333 pp.

97

KARPPINEN E., MELAMUD, V.V., MIKO, L., KRIVOLUTSKY, D.A. 1992: Further information on the oribatid fauna (Acarina,Oribatei) of the northern palearctic region: Ukraina and Czechoslovakia. Ent. Fen. 3:41-56. KUNST, M. 1959: Oribatid mites (Oribatei) from Nature Reservation "Velký a Malý Tisý". Ochr. přír. 14(2): 33-42. (in Czech). KUSNT. M. 1963: Nellacarus septentrionalis sp.n. eine neue Hornmilbenart aus der Tzechoslowakei (Acariformes: Oribatei). Věst. Čs. Spol. Zool. 27(2): 295-297. KUNST, M. 1968: Mites of the superorder Oribatei of Czechoslovakia, Volume 1 - 6. Second doctorate thesis, Charles University, Prague, 1548pp. (in Czech). KUNST, M., ET HALAŠKOVÁ V. 1960: Uber einige Bodenmilbengruppen aus dem Moorgebiet. Acta.Univ. Carol.Biol. 1960: 11-58. MATERNA J. 1999: Pancířnící (Acari:Oribatida) saxikolních nárostů mechů a lišejníků v Krkonoších. Opera Corcontica, 36: 181-193 MOUREK, J. 2002: Půdní pancířníci (Acari,Oribatida) primárních borů a porostů introdukované borovice vejmutovky (Pinus strobus) v NP České Švýcarsko. Diplomová práce Přírodopvědecké fakulty UK Praha, 294 pp. NARSAPUR, V.S. PROKOPIČ, J. 1979: The influence of temperate on the development of Moniezia expansa (Rudolphi, 1810) in oribatid mites. Fol. parasitol. 26: 239-243. PODANI, J. 1994: Multivariate Analysis in Ecology and Systematics. SPB Academic Publishing, The Hague, 316.pp PROCHÁZKOVÁ, J. 1971: Oribatid mites (Oribatei) of Prokopské valley. Diplom thesis, Charles University, Prague, 146pp. (in Czech). SMRŽ, J., STARÝ, J. 1995: Acarina: Oribatida. In: Rozkošný R., J. Vaňhara (eds.) Terrestrial Invertebrates of the Pálava Biosphere Reserve of UNESCO. Folia Facultatis Scientiarum Naturalium, Universitatis Masarykianae Brunensis, Biologia, 92: 79 - 85. STARÝ, J. 1987: New oribatid mites records (Acari: Oribatida) from Czechoslovakia. Sbor. Jč. Muz. Č.Budějovice, Přír. Vědy, 27: 55-58, (in Czech). STARÝ, J. 1988: Oribatid mites (Acari: Oribatida) of some Šumava peat bogs. Sbor. Jč. Mus. Č.Budějovice, Přír.Vědy 28: 99-107, (in Czech). STARÝ, J. 1990: Oribatid mite ecology (Acari: Oribatida) from secondary succession in brown soils. Dissertation thesis, Inst. Soil, Biol, CAS, České Budějovice 179pp. (in Czech). Starý, J., 1993a: Oribatid mites (Acari: Oribatida) Velká Kotlina, Hrubý Jeseník Mountains, Czech Republic. Čas. Slez. Muz. Opava (A), 42: 61-70, (in Czech). Starý, J., 1994: Oribatid mites (Acari:Oribatida) of some localities in South Bohemia and Central Moravia. Sb. Jč. Muz. Přír. Vědy, 34: 81 - 90. (in Czech). STARÝ, J. 1994: Oribatid mites (Acari: Oribatida) of Krkonoše Mountains. Opera Corcontica 31: 115 - 123 (in Czech). STARÝ, J. 1996: : Oribatid mites (Acari:Oribatida) in secondary successional row of the brown soil in South Bohemia. Sb. Jč. Muz. Přír. Vědy. 36: 25 – 36. (in Czech). STARÝ, J. 2002: Pancířníci (Acari: Oribatida) NPR Javořina, Bílé Karpaty. Sborník Přírodovědného klubu v Uherském Hradišti, 7: 123-130. STARÝ, J. 2003a: Změny ve společenstvech pancířníků (Acari: Oribatida) v původních smrkových lesích na Šumavě. (Changes of oribatid mite communities (Acari: Oribatida) in autochthonous spruce forests, Šumava Mountains, South Bohemia.). CD Rom. Sborník konference, Kostelec n. Č. lesy, 20-21, 11, 2003, pp. 1-10. STARÝ, J. STARÝ, M. 2002: Příspěvek k poznání pancířníků (Acari: Oribatida) okolí Českého Krumlova. Sborník Jihočeského muzea v Českých Budějovicích, Přírodní vědy, 42: 7787.

98

ŠTAMBERKOVÁ, M. 2000: Pancířníci (Acari, Oribatida) substrátů královéhradeckého zahradnictví a přilehlých biotopů. Diplomová práce Přírodovědecké fakulty UK Praha, 75 pp. VANĚK, J. 1962: Oribatid mite communities (Acarina, Oribatoidea) of beech forest soils. Study of applicability of zoocenological knowledges. Dissertation thesis, Charles University, Prague, 236pp. (in Czech). WILLMANN, C. 1933: Acari aus dem Moosebruch. Z. Morphol. Ökol. Tiere 27: 373-383. WILLMANN, C. 1954: Mahrische Acari hauptsachlich aus dem Gebiete des Marischen Karstes. ¬s. Parasitol. 1: 213-272. WILLMANN, C. 1956: Milben aus dem Naturschutzgebiet auf dem Spieglitzer (Glatzer) Schneeberg. Čs. Parasitol. 3: 213-275. ZAKI, EL-HANAFY EL SHEREEF, I. 1988: Population dynamics of Oribatid mites (Acari: Oribatida) in rendzinas of Bohemian Karst. Disertation Thesis, Charles University, Prague, 150 pp. ŽÍLOVÁ, M. 1999: Liebstadia similis (Acari, Oribatida) ve společenstvech různých mikrohabitatů vybraného agroekosystému. Diplomová práce Přírodovědecké fakulty, Uk Praha, 58 pp.

Tab. 17-1: Abundance (ex. m-2) a počet zjištěných druhů pancířníků na sledovaných plochách.

lokalita TMK TMP BAK BAP BBK BBP JSK JSP PCK PCP LUZ LSP KAK KAP JAK JAP HRP

abundance 97800 94200 43800 21600 59400 26200 62600 38600 34800 85000 123800 13800 35400 31000 40600 76800 55200

99

počet druhů 26 29 25 21 15 26 38 19 26 30 43 9 16 18 22 18 32

140000

120000

100000

80000

60000

40000

20000

0 TMK TMP BAK BAP BBK BBP JSK JSP PCK PCP LUZ

LSP KAK KAP JAK JAP HRP

Obr. 17-1: Porovnání průměrné abundance (ex. m-2) pancířníků na sledovaných plochách.

50 45 40 35 30 25 20 15 10 5 0 TMK TMP

BAK BAP

BBK BBP

JSK

JSP

PCK

PCP

LUZ

LSP

KAK KAP

Obr. 17-2: Porovnání druhové bohatosti pancířníků na sledovaných plochách

100

JAK

JAP

HRP

BAP

0,4

TMP

0,3

JSP

TMK

0,2

JAP

BBP

0,1

KAK

JSK

BAK 0

-0,4

-0,3

KAP

-0,2

-0,1

0

0,1

0,2

0,3

LUZ

-0,1

0,4

HRP

JAK -0,2

BBK

-0,3

PCK

LSP -0,4

Obr. 17-3: PCA ordinační analýza sledovaných ploch.

101

PCP

18. Roupicovití (Enchytraeidae) Jiří Schlaghamerský

18.1. Úvod a metodika V rámci projektu bylo studováno společenstvo drobných kroužkovců. Předcházející výzkum autora v Bílých Karpatech ukázal, že se zde vyskytují zástupci čeledí Enchytraeidae, Tubificidae a Aeolosomatidae. Výzkum byl v případě drobných kroužkovců a v rámci daného projektu omezen na tři lokality resp. šest studijních ploch (viz níže) z celkového souboru lokalit a to na základě dostupné pracovní resp. extrakční kapacity: Nutná determinace těchto živočichů za živa je časově náročná, mají-li být získany kvantitativní údaje s přijatelnou vypovídací hodnotou je přitom třeba zachovat krátké časové odstupy mezi extrakcemi půdních vzorků a následným vytříděním a determinací získaných exemplářů. S odběrem vzorků bylo započato na jaře 2004 po konečném stanovení tří jádrových lokalit v rámci celého projektu, které pokrývají CHKO Bílé Karpaty od jihozápadu po severovýchod území: Suchov, Lopeník a Brumov. Na každé z těchto lokalit byl studován pár ploch: plocha kosená a plocha pasená. Odebíráno bylo po 8 půdních monolitů o ploše povrchu 17 cm2 a hloubce 12 cm. Vzorky byly odebrány ve dnech 13. - 15. 4. 2004, 25.-26. 10. 2004, 3. 5. 2005 a 24. – 25. 10. 2005. Podzimní odběry přitom bylo potřeba načasovat na období po obnovení příznivých podmínkách pro vývoj populací půdní fauny po období letního sucha (poslední odběr nemohl být do termínu této závěrečné zprávy vyhodnocen, byl však podstatný pro získání výsledků vysoké vypovídací hodnoty, které by byly použitelné pro následnou vědeckou publikaci). Hlavním výstupem jsou seznamy druhů pro jednotlivé zkoumané plochy, jejich zastoupení ve zkoumané taxocenóze, průměrná početnosti na 1 m2 (hustoty) s příslušnými středními odchylkami průměru a procentuální rozmístění roupic ve svrchní vrstvě půdního profilu.

18.2. Výsledky Na jednotlivých plochách bylo zjištěno mezi 13 a 23 druhy roupic, na jedné ploše (Brumov-kosená) nadto po jednom zástupci nitěnek (Tubificidae) a olejnušek (Aeolosomatidae) (Tab. 18-1). Na dvou lokalitách byla nalezena vyšší druhová bohatost na plochách kosených, na třetí (Lopeník) bylo naopak zaznamenáno více druhů na ploše pasené. Kvantitativní analýza (hustoty, vertikální rozložení v půdním profilu) byla provedena pro celkové společenstvo roupic (Enchytraeidae). Celkové hustoty populací se jeví v případě lokality Brumov vyšší na kosené ploše, na lokalitě Lopeník naopak na ploše pasené, na lokalitě Suchov jsou pak poměry zjištěné k odběrovým termínům protichůdné (Tab. 18-2). Vertikální rozložení jedinců v horních 12 cm půdního profilu rovněž nevykazuje jednoznačný trend (Tab. 18-3).

102

Tab. 18-1: Zastoupení drobných kroužkovců (Enchytraeidae. Tubificidae, Aeolosomatidae) na lokalitách Suchov, Lopeník a Brumov (CHKO Bílé Karpaty) na základě vzorků z dubna a října 2004 a května 2005. Uuvedeny jsou počty determinovaných jedinců. Součty druhů roupic (Enchytreidae) uváději minimální počty na základě získaných dat, je-li uvedeno rozpětí, existuje pochybnost, zda jedinci určení jako dva různé druhy nepříslušely druhu jedinému.

lokalita plocha čeleď / druh Enchytraeidae Achaeta cf. unibulba Achaeta sp. Buchholzia appendiculata Buchholzia spp. Cernosvitoviella cf. minor Cernosvitoviella spp. Cognettia cf. cognettii Cognettia glandulosa Cognettia sphagnetorum Cognettia spp. Enchytraeus buchholzi agg. Enchytraeus cf. bulbosus Enchytraeus cf. lacteus Enchytraeus norvegicus (?) (Enchytraeus spp.) Enchytronia annulata Enchytronia parva Enchytronia cf. pratensis Enchytronia spp. Fridericia bisetosa Fridericia bulboides Fridericia christeri Fridericia connata Fridericia cylindrica Fridericia deformis Fridericia galba Fridericia isseli Fridericia lenta Fridericia maculata Fridericia nemoralis Fridericia paroniana Fridericia perrieri Fridericia ratzeli Fridericia semisetosa Fridericia cf. tubulosa Fridericia waldenstroemi Fridericia spp.

Suchov - kosená

Suchov - pasená

Lopeník - kosená

Lopeník - pasená

0/0/2 18 / 11 / 0 6 / 13 / 1 4?2 / 3 / 0 3 / 20 0/0/2 0/0/1 3/6

0 / 0 / 11 3/5/6

0/0/2 0/0/7 0/3/4 0/0/9

4/0/0

6/0/0 0 / 16 / 3 0/0/5

0 / 16 / 0

2 / 0 / 11

0/0/1

0/9/0

Brumov - kosená

6/1/6 1/3/2 1/1 /0 21 / 0 / 0 30 / 11 / 0

4/0/0 1/0/0 0 / 11 / 0 3/3/0 3/3/0 1 / 1 / 22 4 / 16 / 90 3/1/1 1 / 5 / 4 12 / 3 / 0 3 / 13 / 0 1/0/0 0 / 14 / 0 0/1/0 2 / 9 / 4 3 / 16 / 28 16 / 86 / 12 1/1/0

178 / 47 / 0 0 / 4 / 2 45 / 18 / 8 6 / 2 / 13 10 / 2 / 7 4 / 2 / 0 0 / 0 / 30 53 / 0 / 2 0 / 0 / 41 8 / 7 / 10 11 / 1 / 10 8 / 4 / 6 0/0/2 6/1/1 0/0/2 0 / 1 / 6 3 / 12 / 0 3 / 20 / 13 5 / 3 / 0 18 / 0 / 14 4 / 2 / 0 4/2/3 0/0/1 1/2/0 0/2/6 0 / 2 / 2 3 / 12 / 5 0/2/0 3/3/0 2/0/0 7 / 12 / 6 0/1/0 1/3/0

2 / 23 / 2 1/3/1 10 / 163 / 22

0/1/0 5/2/1 2/4/0

0/0/5 2/0/1

Brumov - pasená

3/1/0 4/2/1

1/0/0 1/1/0 16 / 10 / 16 5/2/1 9/6/2 1/3/0 0/4/0 7 / 0 / 11 0/6/4 17 / 5 / 0 0/0/2

0/0/2 11 / 7 / 2 2 / 1 / 10 3/3/0 0/3/0 1/1/0 0/3/0 0/1/0 0/1/0 20 / 17 / 5 33 / 49 / 8

1/0/0 1 / 11 / 28 10 / 2 / 17 4 / 7 / 18

103

13 / 41 / 87

38 / 86 / 24

0/3/0 90 / 57 / 59

0?2 / 18 / 10

Henlea perpusilla Henlea ventriculosa Henlea spp. Marionina argentea

0 / 34 / 1

0/7/2

0/0/1 34 / 17 / 1 1 / 31 / 7

Marionina communis Marionina sp. 1 (communis??) Marionina spp. Počet druhů roupic (min.): Tubificidae Rhyacodrilus falciformis Aeolosomatidae Aeolosoma hemprichi

8/2/3 4/0/0 0/0/2 55 / 26 / 19 0/2/0

0/0/5 7/0/0 0 / 55 / 0

0/0/3 18

0/1/0

0/3/0 1/0/0

0/3/0 14

13-14

2/0/0 1/0/0

0/ 1/0 18-19

1/5/2 22-23

0/0/2 19

1/0/0 2/0/0

Tab. 18-2: Průměrné hustoty roupic (jedinci / m2) se středními chybami průměru pro zkoumané plochy v CHKO Bílé Karpaty a uvedené termíny odběru vzorků (n = 8).

plocha / termín

duben 2004

říjen 2004

květen 2005

Suchov - kosená

10 440 ± 2 180 26 030 ± 8 530

9 340 ± 2 960

Suchov - pasená

19 270 ± 5 610 16 990 ± 2 350

8 380 ± 2 420

Lopeník - kosená

3 677 ± 1 252

4 190 ± 990

6 620 ± 1 460

Lopeník - pasená

4 191 ± 1 152 11 544 ± 3 010 21 390 ± 7 070

Brumov - kosená

19 559 ± 3 911 27 210 ± 6 570

6 470 ± 1 250

Brumov - pasená

15 441 ± 3 812 15 660 ± 5 160

8 970 ± 1 660

Tab. 18-3: Rozmístění roupic (jedinci v %) v horních 12 cm půdního profilu (vrstvy po 3 cm) v termínech odběru na zkoumaných plochách v CHKO Bílé Karpaty.

termín vrstva v cm

duben 2004

říjen 2004

květen 2005

0-3 3-6 6-9 9-12 0-3 3-6 6-9 9-12 0-3 3-6

6-9 9-12

plocha Suchov - kosená

42

25

20

13

51

25

20

4

65

29

6

1

Suchov - pasená

51

26

12

11

57

12

11

20

30

20

30

20

Lopeník - kosená

34

50

6

10

53

11

19

18

51

29

11

9

Lopeník - pasená

49

18

14

19

83

10

3

4

81

11

7

1

Brumov - kosená

28

31

27

14

66

18

9

7

40

34 12,5 13,5

Brumov - pasená

32

22

21

25

47

26

14

13

29

39

104

19

13

18.3. Diskuse Na základě předběžných výsledků z prvního odběru v r. 2004 a dřívějších vysledků autora na dalších lokalitách v CHKO Bílé Karpaty (Drahy a Záhumenice; zejména výsledky z druhé jmenované lokality) se zdálo, že pastva způsobuje větší koncentraci roupic v nejsvrchnější vrstvě půdy (vč. stařiny). Výsledky z lokalit Suchov, Lopeník a Brumov, které jsou k dispozici po třech odběrech vzorků (jaro a podzim 2004, jaro 2005), nejsou v této otázce jednoznačné a tento závěr tak nemůže platit za dostatečně podložený. Obdobné platí pro vyšší zastoupení rodu Enchytraeus na pasených plochách. Tento trend byl zaznamenán na lokalitě Záhumenice a v menší míře rovněž na lokalitě Drahy, výsledky získané během současného projektu na lokalitách Suchov, Lopeník a Brumov jej však nepotvrzují. Rozdíly v celkových abundancích roupic rovněž nedokládají vliv rozdílného obhospodařování ploch. Současný výzkumný projekt z dřívějších výsledků (získaných studiem dvou výše uvedených lokalit) potvrdil jediný rozdíl mezi společenstvy roupic pasených a kosených ploch a to mírně vyšší počet zjištěných druhů na kosených plochách (při stejném rozsahu vzorkování). Toto zjištění platí pro čtyři z celkově pěti studovaných lokalit (párů kosených a pasených ploch), výjimkou je lokalita Lopeník. Cenné jsou získané údaje o výskytu konkrétních druhů v konkrétních přírodních podmínkách (včetně několika prvních nálezů druhů pro Českou republiku). Další zástupci drobných kroužkovců byli v rámci stávajícího projektu zaznamenáni pouze sporadicky, získaná data o jejich výskytu tak mají pouze faunistický význam. Hodnocení vlivu managementu (kosení – pastva) na roupice jako významnou složku půdní fauny je stěžováno zejména dvěma faktory: 1) Plochy podléhající v rámci jedné lokality různému managementu jsou z hlediska jiných faktorů (např. vlhkosti půdy) příliš rozdílné (rozdílné podmínky mohou být také jeden z důvodů, proč se konkrétní plocha tradičně obhospodařovala určitým způsobem), případné rozdíly způsobené odlišným obhospodařováním jsou naopak stírány skutečností, že na některých plochách v minulosti docházelo ke střídání obou typů hospodaření (o čemž však máme nedostatečné údaje), resp. že na kosených loukách dochází na podzim k přepásání dobytkem. 2) Náročnost determinace roupic z hlediska rychlosti zpracování vzorků (zdlouhavá determinace živých jedinců pod mikroskopem) výrazně omezuje počet ploch (taxocenóz), které mohou být současně zpracovány a srovnány; problém nastíněný v bodu 1 tak nemůže být vyvážen prací s velkým počtem na sobě nezávislých párů ploch.

105

19. Žížalovití (Oligochaeta, Lumbricidae) Václav Pižl

Výzkum žížal na pasených a kosených květnatých loukách sv. Bromion erecti na lokalitách Drahy, Jazevčí a Záhumenice v CHKO Bílé Karpaty prokázal negativní dopad pastvy na diverzitu společenstev žížal, spočívající především v eliminaci povrchových (epigeických) druhů. To může mít i další konsekvence, neboť právě detritivorní epigeické žížaly hrají zásadní roli v dekompozici exkrementů skotu (Hendriksen, 1991). Na všech lokalitách pak pastva způsobila pokles celkové biomasy a na dvou lokalitách i abundance žížal. Pozorované změny mohou být způsobeny jak narušením povrchových vrstev půdy, tak i utužením půdy (signifikantní rozdíl na lokalitě Jazevčí), redukcí opadové vrstvy a zejména na lokalitě Záhumenice i redukcí celkového obsahu organické hmoty v půdě. Tyto závěry dobře korespondují s výsledky zahraničních studií (Piearce, 1984, Cluzeau a kol., 1992, Ligthart, 1997). Pastvou vyvolané disturbance společenstev žížal mohou následně ovlivnit i diverzitu dalších skupin půdních biot, fyzikálních a chemických procesů v půdě, jakož i strukturu rostlinných společenstev (Brown a kol., 2000). Následný výzkum na lokalitách BrumovBylnice, Lopeník a Ploština (rovněž v CHKO Bílé Karpaty) přinesl méně průkazné výsledky, pravděpodobně vzhledem ke značným rozdílům v podmínkách prostředí jak mezi jednotlivými lokalitami, tak i kosenými a pasenými variantami. Negativní dopad pastvy na populace epigeických druhů byl pozorován pouze na lokalitě Lopeník, kde na pasené ploše vysoce dominovaly žížaly anektické (Lumbricus terrestris) využívající exkrementy skotu jako zdroj potravy). Na ostatních plochách převažovaly druhy endogeické. Signifikantně nižší abundance žížal na pasené než na kosené ploše byla pozorována pouze na lokalitě Ploština, kde však byla abundance i na ploše kosené významně nižší než na ostatních sledovaných plochách.

19.1. Výsledky Výsledky dřívější studie (Pižl a Starý, 2000), ve které byl sledován vliv mulčování a hnojení na společenstva žížalovitých horské louky sv. Nardo-Agrostion tenuis na lokalitě Sněžné domky ve východní časti Krkonošského NP, ukázaly, že ve srovnání s kosenými plochami byly na plochách mulčovaných zjištěny vyšší hodnoty abundance žížal, a to jak ve hnojených tak nehnojených variantách. Diverzita žížal však nebyla změnou managementu nikterak dotčena. Zcela opačný trend byl pozorován ve společenstvu žížal horské louky sv. Polygono-Trisetion na lokalitě Huťská hora v NP Šumava, kde přechod od kosení k mulčování či ponechání ladem vedl ke změnám v jeho struktuře i k poklesu celkové abundance žížal (Pižl a Starý, 2001).

19.2. Literatura BROWN, G.G., BAROIS, I., LAVELLE, P. 2000. Regulation of soil organic matter dynamics and microbial activity in the drilosphere and the role of interactions with other edaphic functional domains. European Journal of Soil Biology, 36: 177-198.

106

CLUZEAU, D., BINET, F., VERTES, F., SIMON, J.C., RIVIERE, J.M., TREHEN, P. 1992: Effects of intensive cattle trampling on soil plant earthworms systems in 2 grassland types. Soil Biology and Biochemistry, 24: 1661-1665. HENDRIKSEN, N.B. 1991: Consumption and utilization of dung by detritivorous and geophagous earthworms in a Danish pasture. Pedobiologia, 35: 65-70. LIGTHART, T.N. 1997: Thin section analysis of earthworm burrow disintegration in a permanent pasture. Geoderma, 75: 135-148. PIEARCE, T.G. 1984: Earthworm populations in soils disturbed by trampling. Biological Conservation, 29: 241-252. PIŽL, V., STARÝ, J. 2000. Vliv různých způsobů hospodaření na půdní faunu (Lumbricidae a Oribatida) horských luk v Krkonošském národním parku. Opera Concortica, 36: 242246. PIŽL, V., STARÝ, J. 2001. The effects of mountain meadows management on soil fauna communities (on example of earthworms and oribatid mites). Silva Gabreta, 7: 87-96.

107

20. Suchozemští stejnonožci (Oniscidea) Karel Tajovský

Výzkum suchozemských stejnonožců v lučních porostech CHKO Bílé Karpaty ukázal, že rozdílné obhospodařování lučních porostů, tj. kosení a pasení se neprojevilo jednoznačně co se týče abundancí suchozemských stejnonožců. Tito živočichové dosahovali vyšší epigeickou (povrchovou) aktivitu na pastvinách s méně intenzivní pastvou ve srovnání s kosenými plochami. Intenzivně spásané plochy byly však výrazně chudší, počty povrchově aktivních jedinců byly velmi nízké. Navíc se na intenzivních pastvinách se uplatňují téměř výhradně nenáročné eurytopní druhy, které však i zde bývají velmi málo početně zastoupeny. Typickým obyvatelem takovýchto pastvin je např. stejnonožec Trachelipus rathkii, charakteristický pro narušené biotopy nebo plochy s počátečním sukcesním vývojem vegetace. Pasené plochy lze charakterizovat i postupným úbytkem stenotopních druhů stejnonožců. Negativní dopad pastvy v kombinaci se sešlapáváním, utužováním povrchu se u těchto bezobratlých uplatňuje obdobně jako u mnohonožek. Suchozemští stejnonožci byli sledováni na trvalých kosených a pasených plochách pomocí metody půdních vzorků a následnou extrakcí živočichů z nich. a na tzv. hlavních (jádrových) lokalitách, tj. Brumov (BRU), Lopeník (LOP) a Suchov (SUC), pokračoval odchyt stejnonožců pomocí zemních pastí k získání dat o epigeické aktivitě v průběhu roku. Na každé ploše, tj. pasené i kosené variantě, bylo rozmístěno 5 padacích zemních pastí (fixáž 4% roztok formaldehydu) a v přibližně měsíčních odběrových intervalech byly během vegetační sezóny (cca od května) prováděny jejich odběry. V zhledem k rozsahu odebraných vzorků je materiál ze zemních pastí dosud analyzován jen částečně a proto nejsou výsledky z této metody zahrnuty do letošní zprávy. V případě půdních vzorků byly realizovány odběry v jarním a podzimním odběrovém termínu. Na každé ploše bylo při každé návštěvě odebráno vždy 5 půdních vzorků (každý o ploše 625 cm2 do hloubky 10 cm). Vzorky byly převezeny do laboratoře, kde z nich byli živočichové získáváni tepelnou extrakcí v modifikovaných Kempsonových extrakčních zařízeních. Společenstva lučních ekosystémů CHKO Bílé karpaty jsou tvořena celkem 10 druhy stejnonožců. Z nich Trachelipus rathkii a Armadillidium vulgarejsou nejpočetnější na většině kosených i pasených ploch. Na plochách s nižší půdní vlhkostí převažoval ve vzorcích druh Porcellium collicola (celkem 7 lokalit). Porovbnání údajů z kosených a pasených ploch ukázalo, že typ managementu výrazně neovlivňuje jejich společenstva. Nicméně lze sledovat určité trendy; s narůstající intenzitou pastvy byl pozorován pokles epigeické aktivity a naopak mírný nárůst jejich denzity. Přitom pasené plochy byly více osídlovány eurytopními druhy Trachelipus rathkii a Armadillidium vulgare. Naopak stenotopní druhy vykazovaly na pastvinách ústup. Výsledky z prvních let sledování jsou kompletovány spolu s údaji z letošních odběrů. zejména cenné jsou data ze zemních pastí. Podstatná část materiálu k termínu zprávy však bohužel nebyla kompletně zpracována. Úhrnné údaje z celého období sledování budou vyhodnoceny v připravované publikaci. Dílčí výsledky byly prezentována na 6. isopodologickém symposiu (viz Příloha 7).

108

21. Mnohonožky (Diplopoda) a stonožky (Chilopoda) Karel Tajovský

Společenstva mnohonožek a stonožek, obdobně jako ostatní půdní makrofauna, byla sledována na trvalých kosených a pasených plochách všech 9 lokalit metodou půdních vzorků, z nichž byli živočichové získáváni tepelnou extrakcí pomocí modifikovaných Kempsonových aparátů. Rovněž v případě mnohonožek byla v případě hlavních (jádrových) lokalit, tj. Brumov (BRU), Lopeník (LOP) a Suchov (SUC), použita metoda zemních pastí k získání dat o epigeické aktivitě těchto živočichů (5 padacích zemních pastí na každé ploše, fixáž 4% roztok formaldehydu, přibližně měsíční odběrové intervaly). V zhledem k tomu, že výsledky ze studia obou těchto skupin půdních bezobratlých byla prezentována společně na 13. myraipodologickém kongresu (viz přiložený abstrakt referátu) a budou následně publikovány souhrnně v jedné publikaci, jsou základní údaje uvedeny dohromady v jedné kapitole. Celkem bylo na všech studovaných plochách zaznamenáno 19 druhů mnohonožek, z toho juvenilní jedinci a samice patrně partenogenetického druhu z podčeledi Blaniulinae nebylo možné blíže determinovat. Druhová skladba odpovídá poměrům známým z obdobných oblastí Bílých Karpat, faunisticky zajímavé jsou sběry již zmiňovaného partenogenetického druhu z podčeledi Blaniulinae na všech lokalitách, výskyt mnohonožky Julus cf. terrestris a rovněž nález druhu Melogona broelemanni v PP Pod Cigánem. Ze všech druhů byly ve vzorcích nejvíce zastoupeny druhy Unciger transsilvanicus a Enantiulus nanus; oba druhy zpravidla dosahovaly v rámci společenstev mnohonožek také nejvyšší abundance. Porovnání druhového spektra na kosených a pasených plochách ukázalo minimální rozdíly. Kosené louky byly osídlovány 15 celkem druhy mnohonožek, pastviny byly charakterizovány 16 druhy. V případě stonožek bylo celkem zaznamenáno 17 druhů. Mezi nejhojnější patřily Schendyla nemorensis, Geophilus flavus a Lithobius muticus. Z faunistického hlediska jsou zajímavé nálezy drobné zemivky Geophilus truncorum. Rozdílný management se na druhovém spektru výrazněji neprojevil, úhrnem bylo zaznamenáno 215 druhů na kosených plochách i na pastvinách. Hodnoty abundancí mnohonožek (počty jedinců na m2) na kosených plochách a na pastvinách znázorňuje obr. 1. Hodnoty abundancí se pohybovaly v rozmezí od nuly do 252 ind.m-2, přičemž jejich výše nekorelovala ani s intenzitou pastvy ani typem vegetace. Signifikantní nárůst abundancí byl pozorován na dvou pasených plochách (JAPPAS, CIGPAS). Nižší hodnoty byly charakteristické pro sušší trávníky v jihozápadní části CHKO. Nejvyšší abundance byly zpravidla spojeny s početnými populacemi druhu Enantiulus nanus. Na většině sledovaných ploch se průměrné abundance stonožek pohybovaly v rozmezí 50 až 80 ind.m-2 , přičemž vyšší hodnoty byly zpravidla zaznamenány v jarních odběrech (s maximem 412 ind.m-2). Nárůst hodnot abundancí byl pozorován na mesických pastvinách v severovýchodní části Bílých Karpat, spásané plochy ve střední části vykazovaly abundancí stonožek. Sušší kosené plochy a pastviny (JZ část CHKO) se v hodnotách abundancí téměř nelišily. V půdních vzorcích dominovaly druhy zemivek Geophilus flavus a Schendyla nemorensis; ve střední části pak druh Pachymerium ferrugineum, tj. zemivka často nalézaná v zamokřených nebo vlhkých půdách. Epigeická aktivita (údaje ze zemních pastí) ukázala výraznější rozdíly v rámci všech tří sledovaných dvojic ploch (Obr. 21-3), nicméně rozdíly mezi kosenými a pasenými 109

plochami nevykazovaly jednotný trend. Na dvou lokalitách v severní a střední části CHKO, tj. Brumov-Bylnice a Lopeníku byly pasené plochy chudší co do úrovně epigeické aktivity (počtů aktivních jedinců) mnohonožek. Na pasené ploše v Brumově-Bylnici však počet druhů na pastvině mírně převyšoval. V jižní části CHKO byly poměry na pasených a kosených trávnících téměř vyrovnané. V případě stonožek (Obr. 21-4) byly rozdíly mezi pasenými a kosenými plochami sice daleko výraznější, nicméně na jednotlivých lokalitách nebyly rozdíly mezi pastvinami a kosenými loukami jednotné. Vliv pastvy nebo kosení se neukazovaly jako určující faktory pro eigeickou část přítomných populací stonožek. V epigeické aktivitě převažovaly povrchové běžné druhy stejnočlenek jako např. Lithobius muticus a Lithobius mutabilis, tedy druhy aktivně migrující a druhy s širokou ekologickou valencí. Nízká a často rozdílná odezva mnohonožek i stonožek na tentýž druh managementu pravděpodobně souvisela do značné míry s přítomností euryvalentních druhů. Přesto např. na plochách v oblasti Lopeníku lze vidět do značné míry negativní dopad pastvy na mnohonožky i stonožky bez ohledu na skutečnost, že se jedná o troficky rozdílné skupiny bezobratlých. Výsledky naznačují, že spásání, sešlapávání povrchu půdy a následné změny ve skladbě vegetace nepředstavují jediné určující faktory pro přítomnost, rozvoj nebo eliminaci společenstev obou těchto skupin půdních bezobratlých. Pastva nezpůsobuje dramatické změny ve skladbě jejich společenstev. Naopak diverzifikace takovýchto biotopů v souvislosti s pastvou a kosením, resp. přítomnost nebo střídání obou způsobů obhospodařování travnatých ploch může do určité míry dokonce podporovat rozvoj rozrůzněných společenstev těchto půdních živočichů.

300

200 150

-2

ind.m (mean ± SE)

250

100

Obr. 21-1: Průměrné abundance mnohonožek na kosených loukách a pastvinách.

110

JAZPAS

JAZKOS

BALPAS

BALKOS

SUCPAS

SUCKOS

HRIKOS

KAVPAS

KAVKOS

LOPPAS

LOPKOS

CIGPAS

CIGKOS

JALKOS

BRUPAS

BRUKOS

0

JALPAS

50

600

400 300

-2

ind.m (mean ± SE)

500

200

JAZPAS

JAZKOS

BALPAS

BALKOS

SUCPAS

SUCKOS

HRIKOS

KAVPAS

KAVKOS

LOPPAS

LOPKOS

CIGPAS

CIGKOS

JALKOS

BRUPAS

BRUKOS

0

JALPAS

100

Obr. 21-2: Průměrné abundance stonožek na kosených loukách a pastvinách.

200

6

8

10

ind. / 5 traps yr

160

5

120

4

4

SUCKOS

SUCPAS

80 40 0 BRUKOS

BRUPAS

Glomeris connexa Melogona broelemanni Enantiulus nanus Julus sp.juv. Julinae gen.sp.juv. Unciger transsilvanicus Brachydesmus superus

LOPKOS

LOPPAS

Glomeris hexasticha Blaniulinae gen.sp. Julus scandinavius Leptoiulus noricus Megaphyllum unilineatum Unciger sp.juv. Polydesmus complanatus

Mastigona vihorlatica Cylindroiulus boleti Julus terrestris Leptoiulus trilobatus Unciger foetidus Strongylosoma stigmatosum Polydesmus denticulatus

Obr. 21-3: Epigeická aktivita mnohonožek na sledovaných plochách; změny ve druhovém spektru a úhrnných počtech odchycených jedinců.

111

100

7 6

ind. / 5 traps yr

80

7 7

60

3

40

4

20 0 BRUKOS

BRUPAS

LOPKOS

LOPPAS

SUCKOS

Schendyla nemorensis

Geophilus flavus

Strigamia acuminata

Strigamia transsilvanica

Cryptops parisi

Lithobius agilis

Lithobius forficatus

Lithobius mutabilis

Lithobius muticus

Lithobius nodulipes

Lithobius piceus

Lithobius sp.juv.

SUCPAS

Obr. 21-4: Epigeická aktivita stonožek na sledovaných plochách; změny ve druhovém spektru a úhrnných počtech odchycených jedinců.

112

22. Střevlíkovití brouci (Carabidae, Coleoptera) Květoslav Resl

Pro dosažení srovnatelných výsledků byl zvolen sběr do zemních pastí. Jako náplň pastí byl použit 3-4% formalín. Na každé lokalitě bylo založeno po pěti kusech pastí na vybraných lokalitách (Bylnice Brumov – pasené, nepasené; Suchovské Mlýny Balada – pasené, nepasené; Lopenické sedlo – pasené a lokalita U Zvonice ). Pasené a nepasené plochy na lokalitě Balada byly od sebe vzdáleny tak, aby se minimalizovalo vzájemné ovlivnění. Ostatní lokality jsou natolik vzdálené, že je ovlivnění vyloučeno. Všechny pasti byly na nepasených označeny kůlem se signálním nátěrem a na pasených plochách byly kolem pastí zatlučeny kůly a ovázány vázacím drátem. Díky tomu nedošlo v roce 2004 ani v roce 2005 ke zničení pastí dobytkem. Materiál z pastí byl roztříděn a uložen do lihu nebo formalínu k dalšímu zpracování. Druhy čeledi Carabidae byly po odběru determinovány a zaznamenány.

22.1. Výsledky Zjištěné druhy a jejich počty byly tabulkově zpracovány. V roce 2004 ani v roce 2005 nebyly výsledky ovlivněny zničením nebo zaplavením pastí. Jednotlivé druhy byly přiřazeny do tří skupin podle jejich ekologické valence a vazby k typu habitatu: Skupina R: Do skupiny patří druhy s nejužší ekologickou valencí. Zjištěn jeden taxon. Skupina A: Skupina obsahuje adaptabilnější druhy, které osídlují více nebo méně přirozené, nebo přirozenému stavu blízké habitaty. Vyskytují se i na druhotných, dobře regenerovaných biotopech, zvláště v blízkosti původních ploch. Typické druhy lesních porostů, i umělých, pobřežní druhy stojatých i tekoucích vod, druhy lučin, pastvin a jiných travních porostů typu paraklimaxů. Skupina E: Skupinu tvoří eurytopní druhy, které nemají často žádné zvláštní nároky na charakter a kvalitu prostředí, druhy nestabilních, měnících se habitatů, stejně jako druhy, které obývají silně antropogenně ovlivněnou, tedy poškozenou krajinu. Zahrnují i expansivní druhy. Shrnutí tabulkových údajů z let 2004 a 2005 je následující:

Brumov-Bylnice Pasené Celkem bylo odchyceno do zemních pastí 939 kusů 34 druhů skupina A 19 druhů tj. 55,9 % skupina E 14 druhů tj. 41,2 % skupina R 1 druh, tj. 2,9 % Nepasené Celkem bylo odchyceno do zemních pastí 1157 kusů 37 druhů skupina A 21 druhů, tj. 56,8 % skupina E 16 druhů, tj. 43,2 %

113

Lopeník Pasené - Lopenické sedlo Celkem bylo odchyceno do zemních pastí 1148 kusů 34 druhů skupina A 18 druhů, tj. 52,9% skupina E 16 druhů, tj. 47,1% Nepasené - U Zvonice Celkem bylo odchyceno do zemních pastí 608 kusů 39 druhů skupina A 22 druhů, tj. 56,4% skupina E 17 druhů, tj. 43,6%

Suchovské Mlýny – Balada Pasené Celkem bylo odchyceno do zemních pastí 352 kusů 31 druhů skupina A 15 druhů, tj. 48,4% skupina E 16 druhů, tj. 51,6% Nepasené Celkem bylo odchyceno do zemních pastí 482 kusů 32 druhů skupina A 14 druhů, tj. 43,8% skupina E 18 druhů, tj. 56,2%

Srovnání celkového počtu druhů a odchycených kusů všech střevlíkovitých a druhů a kusů rodu Carabus (úhrny za léta 2004 a 2005) ukazují následující grafy:

Brumov-Bylnice 2004, 2005 Celkový počet odchycených druhů čeledi Carabidae 37 34

nepasené pasené

Celkový počet odchycených kusů všech druhů 1157 939

nepasené pasené

114

Celkový počet odchycených druhů rodu Carabus 5

pasené

nepasené

Celkový počet odchycených kusů druhů rodu Carabus 579

pasené

422

nepasené

Lopeník 2004, 2005 Celkový počet odchycených druhů čeledi Carabidae 39 34

U Zvonice Lop..sedlo

Celkový počet odchycených kusů všech druhů 1148

Lop. sedlo

608

U Zvonice

Celkový počet odchycených druhů rodu Carabus 6

2

U Zvonice

Lop.sedlo

115

Celkový počet odchycených kusů druhů rodu Carabus 47 24

U Zvonice Lop.sedlo

Suchovské Mlýny – Balada 2004, 2005 Celkový počet odchycených druhů čeledi Carabidae 32 31

NEPASENÉ PASENÉ

Celkový počet odchycených kusů všech druhů 482 352

nepasené pasené

Celkový počet odchycených druhů rodu Carabus 4 3

pasené nepasené

Celkový počet odchycených kusů druhů rodu Carabus 114

42

nepasené

pasené

116

22.2. Závěr Celkem bylo v roce 2004,2005 na všech lokalitách dchyceno do zemních pastí celkem 4686 kusů střevlíkovitých brouků. 50,1 % (2347 kusů) z celkového počtu patřilo k čtyřem obecným a erytopním druhům Poecilus cupreus, Pterostichus melanarius, Pseudoophonus rufipes a především Poecilus versicolor. Velkým počtem kusů (725 ex.) z celkového počtu byl také zastoupen Carabus ullrichi, což je 15,5%.

Brumov- Bylnice Z výsledků není zřetelný velký rozdíl mezi pasenou a nepasenou plochou. Ve sledovaných letech byla pastva spíše extenzivní. Pasená plocha je vlastně původní sad, který přiléhá k zarostlým mezím a přežívají zde ve větším měřítku i lesní druhy. V terénu je dále vidět, že byl prováděn v nedávné době zásah a byl odstraněn nálet dřevin. To je jistě i důvod výskytu většího množství především lesních druhů rodu Abax, oproti nepasené ploše a výskyt druhu Aptinus bombarda. Není zde ani patrný výrazný rozdíl u rodu Carabus a v tomto případě pasená plocha dokonce i více vyhovuje druhu Carabusullrich. Důvodem může být jednak extenzivní pastva a také,že zde pasou ovce.

Lopeník Na lokalitě Lopenické sedlo je zřejmá intenzivní a dlouhodobá pastva skotu. Na této lokalitě byl v roce 2004,2005 zjištěn jen menší počet všech druhů čeledi Carabidae oproti lokalitě U Zvonice, ale výrazně menší počet druhů i kusů rodu Carabus. Celkem výrazně větší počet odchycených kusů na lokalitě Lopenické sedlo bylo ovlivněno především dvěma eurytopními druhy Poecilus versicolor a Pterostichus melanarius. Naproti tomu na lokalitě U Zvonice byl zjištěn výrazně vyšší počet druhů a kusů rodu Abax, což je především z důvodu blízkosti lesních porostů a remízků.

Suchovské Mlýny - Balada Pasená plocha je pasena ovcemi celkem intenzivně a nepasená plocha je také každoročně na podzim krátce přepasena. Pasená plocha je sušší než nepasená plocha. Na nepasené ploše byl zjištěn výrazně vyšší počet kusů rodu Carabus a druhů Poecilus cupreus a versicolor. Na pasené ploše je zase zřejmý vyšší počet kusů druhů Calathus fuscipes a Amara equestris, které preferují spíše sušší biotopy s nižší vegetací. Zajímavý je výskyt celkem vzácného druhu Licinus depressus a Perigona nigripes na pasené ploše. Z výsledků monitoringu provedeného v roce 2002,2003 a 2004, 2005 lze vyvodit následující. Velmi extenzivní pasení nemá výrazný vliv na počet druhů a kusů střevlíkovitých včetně rodu Carabus a může přispět i k výskytu některých druhů. Intenzivní a velmi intenzivní pastva (především hovězím dobytkem) má ovšem většinou výrazně negativní vliv na populace druhů rodu Carabus. Tabulky, které obsahují přehled zjištěných druhů na jednotlivých lokalitách jsouo uvedeny v Příloze 8.

117

22.3. Literatura HŮRKA K. 1996: Carabidae of Czech and Slovak Rebublics (České a Slovenské republiky). Kabourek Zlín, 565 pp. HŮRKA K., VESELÝ P.& FARKAČ J. 1996: Využití střevlíkovitých (Coleoptera, Carabidae) k indikaci kvality prostředí. – Klapalekiana 32: 15-26. JELÍNEK J. (ed.) 1993: Check-list of Czechoslovak Insects IV (Coleoptera), Suplementum 1. Folia Heyrovskyana, Praha, 171 pp. KULT K. 1947: Klíč k určování brouků čeledi Carabidae Československé republiky. Praha, vydáno s podporou Národní rady badatelské. PRUNER L. & MIKA P. 1996: Seznam obcí a jejich částí v České republice s čísly mapových polí pro síťové mapování fauny. Klapalekiana, Praha, 32. suppl.: 1-175.

118

23. Polokřídlý hmyz (Hemiptera): ploštice (Heteroptera) a křísi (Auchenorrhyncha) Igor Malenovský, Petr Kment

23.1. Úvod Křísi (Auchenorrhyncha) a ploštice (Heteroptera) se spolu s dalšími skupinami (mšice, mery, molice a červci) řadí do hmyzu polokřídlého (Hemiptera). Hemiptera zahrnují ve velké převaze druhy fytofágní, které potravu získávají sáním šťáv z rostlin. Pouze mezi plošticemi tvoří menší část druhů fytozoofágové, zoofágové a krevsající ektoparaziti. Hemiptera osídlili téměř všechny suchozemské biotopy, některé ploštice dokonce i vodní prostředí. Z České republiky současně známe přibližně 580 druhů křísů a 850 druhů ploštic. Oblast Bílých Karpat byla z hlediska výzkumu polokřídlého hmyzu donedávna spíše opomíjená. První údaje o plošticích a křísech z moravské části Bílých Karpat pocházejí až z období 2. světové války (V. Balthasar, L. Hoberlandt, J. Dlabola, V. Lang a J. L. Stehlík), a to pouze z několika málo lokalit (Velká Javořina, Porážky, Lesná, Korytná, Nivnice a Suchá Loz). Ani 50.-80. léta nepřinesla výrazné doplnění znalostí o fauně této oblasti. Podrobněji o historii faunistického výzkumu Hemiptera v Bílých Karpatech pojednávají ROHÁČOVÁ (1992) a OKÁLI (1992). Na základě dříve publikovaných a zejména vlastních nálezů od roku 1998 dnes z CHKO Bílé Karpaty známe 297 druhů křísů (51 % fauny ČR) a 399 druhů ploštic (47 %) (KMENT & MALENOVSKÝ 2004). Mnoho druhů žije na stromech a keřích, jiné preferují zastíněný lesní podrost. Značná část je ale vázána právě na travní porosty, ať už louky, pastviny, nelesní mokřady nebo lemová společenstva. V těchto biotopech jsme v Bílých Karpatech dosud nalezli celkem 190 druhů křísů a 228 druhů ploštic. Velké plochy extenzivně obhospodařovaných travních porostů v Bílých Karpatech poskytují vhodná stanoviště nejen pro řadu běžných lučních či eurytopních druhů, nýbrž i pro populace zhruba stovky druhů, které jsou v České republice pravděpodobně v různé míře ohroženy (Kment & DavidováVilímová, in press; Malenovský & Lauterer, in press). Z kriticky ohrožených a ohrožených jmenujme např. síťnatku slaništní (Agramma confusum), ploštičku Tropidothorax leucopterus, ostruhovníka Criomorphus williamsi nebo plochulky rodu Tettigometra. Mezi klíčové faktory určující složení společenstev polokřídlého hmyzu v travních porostech patří druhové složení vegetace, její prostorová struktura, vlhkostní poměry, sukcesní stáří biotopu a četnost disturbance (např. NOVOTNÝ 1991, BROWN ET AL. 1992, NICKEL & ACHTZIGER 1999, NICKEL ET AL. 2002). Dá se tak předpokládat, že se na nich odrazí i vliv odlišného obhospodařování (MORRIS 1969, 1971, NICKEL & HILDEBRANDT 2003).

23.2. Metodika Vliv pastvy na společenstva křísů a ploštic jsme v rámci současného projektu sledovali na všech 17 plochách společných pro jeho zoologickou část. Pro možnost přímého srovnání výsledků jsme k odběru vzorků použili stejnou metodiku jako v podobně zaměřeném předcházejícím úkolu „Vliv pastvy na biodiverzitu lučních porostů MZCHÚ v CHKO Bílé Karpaty“ (VaV610/10/00), během něhož jsme se již v letech 2001-2002 soustředili na osm lokalit v jihozápadní části CHKO. Na každé ploše jsme tak během dvou vegetačních sezón odebrali celkem šest standardizovaných semikvantitaivních vzorků metodou smýkání (ve

119

třech termínech každý rok: v pozdním jaře, létě a pozdním létě, sítí kruhového rámu o průměru 40 cm a délce hole 100 cm, 200 jednoduchých smyků v příčném transektu lokalitou). Odběr ve dvou sezónách se nám v předchozích letech osvědčil z hlediska zachycení vzácných druhů na hranici zjistitelnosti, především ploštic. Materiál ploštic a křísů, tvořící jeden vzorek, jsme ze sítě vybrali exhaustorem, usmrtili parami ethylacetátu a do determinace konzervovali v 70% ethanolu. Smykové vzorky jsou dále doplněny materiálem z padacích pastí, instalovaných na šestici hlavních ploch (Suchov, Lopeník, Brumov), který poskytuje především přehled o aktivitě epigeických druhů. Determinujeme dospělce a larvy křísů a dospělce ploštic, pokud možno na druhovou úroveň. Jedinými dvěmi plochami sledovanými společně v letech 2001-2002 i 2004-2005 byly JAZPAS a JAZKOS Odběru vzorků jsme se věnovali ještě po celou vegetační sezónu tohoto roku, plochy jsme navštívili v datech 21.-28.v., 24.-28.vii. a 1.-6.ix.2005. Nomenklaturu jsme v této zprávě sjednotili podle prací GÜNTHER & SCHUSTER (2000), HOLZINGER et al. (1997) a HOLZINGER et al. (2003). Pro výpočet shlukové analýzy (středospojná metoda-group average, Bray-Curtisův index), indikátorové analýzy („indicator species analysis“, DUFRENE & LEGENDRE 1997) a mnohorozměrných permutací („multiresponse permutation procedures“, MRPP, MIELKE 1984) jsme použili program PC-ORD 4.17 s implementovaným testem Monte Carlo (MCCUNE & MEFFORD 1997), pro výpočet ordinací (detrendovaná korespondenční analýza, DCA) program Canoco for Windows 4.5 (TER BRAAK & ŠMILAUER 2002). Data jsme pro analýzy standardizovali převedením na matici dominancí (tj. relativních, procentuálních četností druhů ve společenstvu) a dále jsme je netransformovali.

23.3. Výsledky Vzhledem k velkém množství nasbíraného materiálu a krátkém období mezi posledními odběry a termínem odevzdání této zprávy nebylo bohužel v našich silách zpracovat všechny vzorky a předložit závěrečné výsledky včetně společné statistické analýzy s vegetačními a pedologickými daty. Dosud jsme kompletně zpracovali veškerý materiál křísů z pěti studijních ploch (SUCPAS, SUCKOS, LOPPAS, LOPKOS a JAZPAS) a celkem 27 vzorků ploštic z různých ploch. Materiál křísů z pěti uceleně zpracovaných ploch čítal celkem 21.663 jedinců ve 115 druzích (Tabulka 1). Nejvícë jedinců bylo zachyceno na ploše JAZPAS (5855 exx.), nejméně na ploše LOPKOS (1010 exx.). Plocha LOPKOS se vyznačovala naopak nejvyšším počtem druhů (68), nejméně druhů naopak bylo zjištěno na pastvině SUCPAS (54). Obr. 1 podává srovnání druhové bohatosti společenstev křísů na pěti současných plochách s osmi plochami sledovanými v letech 2001-2002. Rozdíly v počtu druhů mezi jednotlivými plochami jsou poměrně malé, hodnoty se pohybují okolo mediánu 58 druhů na plochu. Plochy obhospodařované sečením se přitom ve srovnání s pastvinami na stejných lokalitách jeví jako o něco druhově bohatší, pokles druhů ve společenstvu byl pozorován zvláště při intenzivní a dlouhodobé pastvě (intenzivní pastviny ve Strání a Horním Němčí a při srovnání let 20012002 a 2003-2004 do jisté míry také plocha JAZPAS).

120

seč

Počet druhů křísů

ext. pastva

80 70 60

int. pastva 64

63

59 58

58 53

50

58

56

57

68

64

54

49

40 30 20 10 0 STRÁNÍ

DRAHY

JAZEVČÍ

JAZEVĆÍ 2

SUCHOV

LOPENÍK

Obr. 23-1: Počet druhů křísů na bělokarpatských loukách a pastvinách, výsledky z dosud kompletně zpracovaných ploch z let 2001-2002 a 2004-2005. U pastvin Jazevčí a Jazevčí 2 se jedná o tutéž plochu a výsledky z let 2001-2002, resp. 2004-2005.

Obr. 23-2 a Obr. 23-3 představují výsledky detrendované korespondenční a shlukové analýzy provedené na souboru dosud vyhodnocených ploch z let 2004-5 a ploch sledovaných v letech 2001-2002. Od všech ostatních ploch se výrazně svým druhovým složením odlišovala LOPPAS, pastvina v Lopenickém sedle. Především ona tak vytváří gradient podle první ordinační osy. Společenstvo křísů LOPPAS je charakterizováno zastoupením několika druhů acidofilních trávníků podhorských a horských poloh (Dicranotropis divergens, Jassargus pseudocellaris, Xanthodelphax flaveola, Ribautodelphax collina, Streptanus sordidus), s výraznou domimancí euryvalentního druhu na živiny bohatých stanovišť - kříska Deltocephalus pulicaris a kříska Jassargus pseudocellaris, vázaného na krátkostébelné trávníky, kde jsou jeho živnými rostlinami především Agrostis capillaris a Festuca rubra (Nickel 2003). Druhá ordinační osa již představuje poměrně dobře zřetelný gradient intenzity pastvy – pastvinám, obzvláště těm intenzivním, přísluší nízká ordinační skóre, zatímco sečené plochy se umístily v horní části diagramu. Na pastvu tak zřejmě pozitivně reagují druhy jako Macrosteles laevis, Euscelis incisus, Doratura homophyla, Mocuellus collinus, Ribautodelphax imitans, Chlorita paolii, Psammotettix confinis, Balclutha saltuella, Javesella pellucida nebo Laodelphax striatella. Naopak např. Aphrophora alni, Elymana sulphurella, Athysanus quadrum, Rhopalopyx adumbrata, Criomorphus albomarginatus nebo Balclutha skupina punctata se vyskytují více méně jen na plochách nepasených. Zatím se tak prokazuje vliv pastvy na druhové složení společenstev křísů. Toto tvrzení, čili rozdíl mezi předdefinovanými skupinami – pastvinami a sečenými loukami, bylo dále testováno mnohorozměrnou neparametrickou metodou založenou na permutacích, MRPP. Na výsledné nízké hodnotě statistiky A (A=0,017) a hladiny významnosti (p=0,16) se však zřejmě podepsal i malý počet dosud vyhodnocených vzorků, na nějž je tato metoda citlivá (MCCUNE & MEFFORD 1997). 121

Na hladině významnosti p<0.05 jsou na základě zpracovávaných dat statisticky spolehlivými indikátory pastvin druhy Chlorita paolii a Psammotettix confinis, sečené travní porosty indikují Cicadella viridis a Kelisia irregulata (indicator species analysis).

OS

Obr. 23-2: Ordinační diagram (DCA, osy I a II) studijních ploch se zobrazením tří posledních shluků shlukové analýzy (group average, Bray-Curtisův index). Osa I: eigenvalue 0,570, délka gradientu 3,860, % vysvětleného rozptylu v druhových datech 21.2. Osa II: eigenvalue 0,357, délka gradientu 3,288, kumulativní % vysvětleného rozptylu v druhových datech 34.4. KOS – plochy obhospodařované sečením, PAS – plochy pasené, INT – intenzivní pastviny.

122

Obr. 23-3: Ordinační diagram (DCA, osy I a II) druhů křísů. Matice dominancí včetně zkratek druhů je přiložena v Tab. 23-2.

Druhy Psammotettix confinis, Macrosteles laevis, Javesella pellucida nebo Laodelphax striatella patří mezi typické r-stratégy: jsou polyfágní, bivoltinní a monomorficky makropterní, jsou tak výborně adaptováni pro kolonizaci biotopů v počátečních stádiích sukcese nebo biotopů s častými disturbancemi (NOVOTNÝ1994a, 1994b). Jejich pozitivní reakce na pastvu je tak způsobena zřejmě především tolerancí k přímé disturbanci. Podobně i v jiných skupin bezobratlých na intenzivních pastvinách často dominují druhy s pionýrskou strategií, např. střevlíček Pterostichus melanarius (jiné místo této zprávy) nebo z pavouků plachetnatky Bathyphantes gracilis, Oedothorax spp. a Erigone spp. (GIBSON et al. 1992). Jiné příčiny je zřejmě preference pastvin u druhu Chlorita paolii, tento druh je potravni specialista, v bělokarpatských travních porostech žije výhradně na řebříčcích (Achillea spp.) a na pastvinách je zřejmě zvýhodněn v důsledku selektivity pastvy a nechutnosti řebříčku. Naopak druhy Aphrophora alni, Elymana sulphurella či Athysanus quadrum ke svému vývoji potřebují vysoký a strukturně složitý travní porost nebo druhy z okruhu Balclutha punctata se vyvíjejí v květenství trav, proto na nízko spasených plochách chybí, zatímco jednosečné louky jim vyhovují.

123

Z faunistického hlediska jsou zajímavé nálezy druhů Delphacinus mesomelas, Delphacodes capnodes, Eurysula lurida, Hyalesthes obsoletus, Kosswigianella exigua, Macrosteles quadripunctulatus, Rhopalopyx vitripennis, Ribautodelphax collina, Xanthodelphax flaveola a Zyginella pulchra, které byly během projektu v CHKO Bílé Karpaty nalezeny poprvé. Dosud zpracovaný materiál ploštic čítá 2163 jedinců více než sta druhů. Vzhledem k prozatímní neúplnosti zpracovaných vzorků bohužel zatím není možné jeho podrobnější vyhodnocení. Podobně jako v případě druhu Chlorita paolii lze i mezi plošticemi najít typické průvodce pastvin, které jsou vázané na rostliny, jimž se dobytek vyhýbá: kromě řebříčku (klopuška Megalocoleus molliculus) např. na bodláky (síťnatky Tingis cardui, T. ampliata), jehlici trnitou (klopuška Macrotylus paykulli), miříkovité rostliny (klopušky rodu Orthops), či vratič (klopušky Megalocoleus tanaceti, Oncotylus punctipes). Zajímavý je nález expanzivního druhu Oxycarenus pallens – tato ploštička, původně na Moravě velmi vzácná, se počala od 80. let šířit v celé oblasti moravského termofytika a v současnosti proniká i do chladnějších oblastí. Už v loňské sezóně byla zjištěna na pastvině KAVPAS, kde byl její výskyt potvrzen i letos. Navíc byl jeden jedinec chycen i na ploše BRUKOS. Žije na různých chrpách. Tabelární přehled determinovaného materiálu ploštic (Heteroptera) za rok 2005 je uveden v Příloze 9.

23.4. Literatura BROWN V.K., GIBSON C.W.D. & KATHIRITHAMBY J. 1992: Community organisation in leaf hoppers. – Oikos 65: 97-106. DUFRENE M. & LEGENDRE.P. 1997: Species assemblages and indicator species: the need for a flexible asymmetrical approach. – Ecological Monographs 67:345-366. GIBSON C.W.D., HAMBLER C. & BROWN V.K. (1992): Changes in spider (Araneae) assemblages in relation to succession and grazing management. Journal of Applied Ecology 29: 132-142. GÜNTHER H. & SCHUSTER G. 2000. Verzeichnis der Wanzen Mitteleuropas (Insecta: Heteroptera) (2. überarbeitete Fassung). – Mitt. Internat. Entomol. Ver., 7 (Suppl.): 169. HOLZINGER W. E., FRÖHLICH W., GÜNTHART H., LAUTERER P., NICKEL H., OROSZ A., SCHEDL W. & REMANE R. 1997: Vorläufiges Verzeichnis der Zikaden Mitteleuropas (Insecta: Auchenorrhyncha). – Beitr. Zikadenkd., 1: 43-62. HOLZINGER W. E., KAMMERLANDER I. & NICKEL H. 2003: The Auchenorrhyncha of Central Europe. Die Zikaden Mitteleuropas. Vol. 1: Fulgoromorpha, Cicadomorpha excl. Cicadellidae. Brill, Leden – Boston, 673 pp. KMENT P. & DAVIDOVÁ-VILÍMOVÁ J. (in prep.): Ploštice (Heteroptera). In: Král D., Farkač J. & Škorpík M., Červený seznam bezobratlých živočichů České republiky. – Příroda (Praha). KMENT P. & MALENOVSKÝ I. 2004: Fauna ploštic, křísů a mer (Hemiptera: Heteroptera, Auchenorrhyncha et Psylloidea) CHKO Bílé Karpaty. Pp. 78-79. In: Bryja J. & Zukal J., Zoologické dny Brno 2004. Sborník abstraktů z konference 12.-13. února 2004. Ústav biologie obratlovců AV ČR Brno, 232 pp. MALENOVSKÝ I. & LAUTERER P. (in prep.): Křísi (Auchenorrhyncha). In: Král D., Farkač J. & Škorpík M., Červený seznam živočichů ČR. – Příroda (Praha).

124

MCCUNE B. & MEFFORD M.J. 1999: PC-ORD for Windows. Multivariate Analysis of Ecological Data. Version 4.17. MjM Software, Gleneden Beach, Oregon. MIELKE, P. W., JR. 1984: Meteorological applications of permutation techniques based on distance functions. Pages 813-830. In P. R. Krishnaiah and P. K. Sen, eds., Handbook of Statistics, Vol. 4. Elsevier Science Publishers. MORRIS M.G. 1969: Differences between the invertebrate faunas of grazed and ungrazed chalk grassland. III. The heteropterous fauna. – Journal of applied Ecology 6: 475-487. MORRIS M.G. 1971: Differences between the invertebrate faunas of grazed and ungrazed chalk grassland. IV. Abundance and diversity of Homoptera-Auchenorrhyncha. – Journal of applied Ecology 8: 37-52. NICKEL H. 2003: The leafhoppers and planthoppers of Germany (Hemiptera, Auchenorrhyncha): Patterns and strategies in a highly diverse group of phytophagous insects. Pensoft Publishers et Goecke & Evers, Moscow – Keltern, 460 pp. NICKEL H. & ACHTZIGER R. 1999:Wiesen bewohnende Zikaden (Auchenorrhyncha) im Gradienten von Nutzungsintensität und Feuchte. – Beitr. Zikadenkd. 3: 65-80. NICKEL H. & HILDEBRANDT J. 2003: Auchenorrhyncha communities as indicators of disturbance in grasslands (Insecta, Hemiptera) – a case study from the Elbe flood plains (northern Germany). – Agriculture, Ecosystems and Environment 98: 183-199. NICKEL H., HOLZINGER W.E. & WACHMANN E. 2002: Mitteleuropäische Lebensräume und ihre Zikadenfauna (Hemiptera: Auchenorrhyncha). – Denisia 4: 279-328. NOVOTNÝ V. 1991: Responses of Auchenorrhyncha communities to selected characteristics of littoral and meadow vegetation. – Ekológia (ČSFR) 10: 271-282. NOVOTNÝ V. 1994a: Relation between temporal persistence of host plants and wing length in leafhoppers (Hemiptera: Auchenorrhyncha). – Ecol. Entomol. 19: 168-176. NOVOTNÝ V. 1994b: Association of polyphagy in leafhoppers (Auchenorrhyncha, Hemiptera) with unpredictable environments. – Oikos 70: 223-232. OKÁLI I. (1992): Cikádky. Pp. 172-173. In: Kuča P., Májsky J., Kopeček F. & Jongepierová J. (eds.), Chránená krajinná oblasť Biele/Bílé Karpaty. – Ekológia, Bratislava. 380 pp. ROHÁČOVÁ M. (1992): Bzdochy. Pp. 170-172. In: Kuča P., Májsky J., Kopeček F. & Jongepierová J. (eds.), Chránená krajinná oblasť Biele/Bílé Karpaty. – Ekológia, Bratislava. 380 pp. TER BRAAK, C. J. F., ŠMILAUER, P. (2002): Canoco for windows 4.5. Centre for biometry Wageningen, Wageningen.

125

24. Rovnokřídlý hmyz (Orthoptera) František Chládek

Louky v Bílých Karpatech patří v současné době mezi nejvýznamější biotopy stejnojmenné CHKO a hospodaření na těchto plochách je otevřeným a diskutovaným problémem botaniků a zoologů. Zejména květnaté louky jsou charakteristické značnou biodiverzitou a ojedinělým vědeckým i estetickým významem. Pestrá fauna hmyzu na květnatých loukách je nápadná hlavně středně velkými až velkými druhy např. motýlů, rovnokřídlého hmyzu (kobylky, cvrčci, saranče), brouků, blanokřídlých a dalších skupin. Hodně takových lokalit je chráněno buď jako NPR nebo jiná ZCHÚ. Hospodaření na těchto lokalitách je nutné proto provádět velmi opatrně. Pastva a kosení jsou nejčastěji používané způsoby. Jejich negativní vliv na faunu většiny hmyzu i jiných bezobratlých živočichů, žijících na povrchu půdy a vegetaci, je značný. Intenzivní pastva kromě likvidace nadzemních částí rostlin,které jsou potřebné pro jejich existenci (úkryt, potrava) působí negativně např. na rovnokřídlé také tím, že dobytek mimo jiné také mechanicky likviduje larvy (na jaře) i dospělé (v létě) sešlapáváním terénu. Přežívající jedinci se na spasených loukách stávají snadnou kořistí predátorů (hlavně ptáků). Méně negativně se tento faktor uplatňuje na přepásaných loukách (v závislosti na počtu pasených kusů, druhu dobytka, roční době, frekvenci přepásání ap.). Exkrementy paseného dobytka umožňují jen rozvoj koprofágních druhů hmyzu (brouci, dvoukřídlí). Nejméně jsou pastvou ohroženy skupiny hmyzu s malými jedinci (např. křísi, ploštice a j.). Chybí ale druhy hmyzu, které jsou vázané na květy. Monitoringem rovnokřídlých (získaných ze zemních pastí) v rámci projektů sledujících vliv pastvy např. v PR Drahy, NPR Jazevčí a PP Záhumenice se prokázal předpoklad, že na nepasených plochách bylo ve sběrech obsaženo dvakrát více druhů a jedinců než na plochách pasených. Zemní pasti ale nejsou pro odběry rovnokřídlých ideální, protože většina druhů se pohybuje v bylinném patru. Naopak na spasených plochách jsou nuceny k pohybu po zemi nebo její blízkosti a tím pravděpodobněji spadnou i do zemních pastí. Pokud je ale monitoring prováděn odchytem (např. smýkací metodou), jsou rozdíly mezi srovnatelnými nepasenými a pasenými plochami v počtu druhů i jedinců na téže lokalitě naprosto markantní a to ve prospěch nepasených i eventuálně přepásaných ploch. Kosení je často uplatňovaný způsob hospodaření. Mnoho lučních biotopů bylo v minulosti rekultivováno a z původních květnatých luk vytvořeny pícninové monokultury. Takové jsou i součástí dnešních NPR, např. Zadní koňovské v NPR Čertoryje aj. Koseny jsou ale i květnaté louky např. v NPR Búrová, NPR Zahrady p.Hájem, NPR Čertoryje aj. Současné způsoby kosení a sklizně sena jsou zcela mechanizované a mají tak velmi negativní vliv nejen na faunu, ale i flóru. Likvidováni jsou bezobratlí živočichové žijící na nadzemních částech rostlin (včetně květů) a kromě hmyzu také suchozemští plži, pavoukovci aj. Zejména velké druhy hmyzu, jako jsou právě kobylky a saranče a rovnměž housenky motýlů jsou zlikvidovány téměř totálně, protože se nemohou rychle přemístit na event. nepokosené okolní biotopy. Důležitým faktorem je také datum kosení, protože mnohé druhy se částečně adaptovaly a dokončují vývojový cyklus zpravidla ještě před kosením. Pozdější kosení je tak méně škodlivé pro některé jarní druhy, pokud ale nekladou vajíčka do nadzemních částí rostlin nebo na nich nevytváří kukly nebo jiná klidová stadia individuálního vývoje. Kosení na velkých plochách se provádí zpravidla těžkou mechanizací. Celý proces se skládá z několika fází a dochází postupně k žatvě, obracení usychajícího sena a potom jeho 126

shrabování a lisování do rolí a odvoz slisovaného sena. Vše pomocí speciálních mechanismů tažených traktorem. Při suchém a teplém počasí trvá celý proces jen poměrně krátkou dobu. Pod koly dosti rychle jedoucích traktorů hyne část populace rovnokřídlých, velké druhy jsou poškozeny i stroji, které jsou při těchto pracích použity. Kobylky a saranče se pohybují nejprve na povrchu pokosené hmoty a pokud přežijí slisování sena do rolí, ocitnou se na zcela otevřeném „strništi“, kde nemají možnost úkrytu. Stávají se tak snadnou kořistí ptačích predátorů (krkavci, káně, straky, sojky, špačci, drozdovití aj., v noci malé druhy sov). Mezi takto postižené patří zejména velké zranitelné nebo ohrožené druhy rovnokřídlých, zvláště pomalé, nelétajíci druhy se zakrnělými křídly. Je to např. vzácná kobylka zavalitá (Polysarcus denticacauda), která je ozdobou bělokarpatských luk a v současné době je známa v ČR jen z Bílých Karpat. Dalšími nelétajícími druhy jsou kobylky z rodu Isophya, Barbitistes, Poecilimon (velmi významný a vzácný je P. intermedius), Leptophyes a také velké druhy s vyvinutými křídly, např. kobylka hnědá - Decticus verrucivorus, kobylka cvrčivá Tettigonia cantans aj. Saranče jsou většinou menší nebo středně velké druhy a ohrožené jsou tak hlavně velmi vzácné druhy, např. Pseudopodisma transilvanica aj. Podle mých pozorování kosených lokalit v Bílých Karpatech (např. NPR Búrová, NPR Zahrady p.Hájem ) v r. 2003 před kosením a po sklizni sena přežilo celý proces (trvající necelé dva týdny) jen asi 10 % jedinců, a to ještě většinou běžných menších druhů na místech, kde se alespoň z části zachovala vegetace, tj.na okraji luk, v terénních prohlubních ap. Pokud je kosení na lokalitě nutné, může být upraveno tak, aby škody byly co nejmenší. Je možné ponechat část louky nepokosené a kosení v průběhu let plánovaně střídat. Nepokosené plochy by fungovaly jako přirozené refugium pro živočichy i rostliny. Celoplošná mechanizovaná sklizeň sena je pro faunu naprosto likvidační. Ideální by také byly šetrnější způsoby kosení a sklizně sena např. lehčí mechanizací, které by se uplatnily alespoň na ZCHÚ. Takové technické řešení by nemělo být problematické. Na tuto problematiku upozorňují podrobněji některé práce publikované autorem (Chládek, 2002, 2003).

24.1. Literatura CHLÁDEK F., 2002 : Příspěvek k poznání rovnokřídlého hmyzu / Orthoptera s.l./ NPR Čertoryje v Bílých Karpatech. Tetrix, Tom.I, Fasc.8 , str.45 -48. CHLÁDEK F., 2003 : Doplňky a poznámky k fauně rovnokřídlých / Orthoptera s.l., Insecta / Bílých Karpat. Tetrix, Tom.I, Fasc.10, str.61 -63.

127

25. Shrnutí Vybrané sledované lokality resp. jednotlivé dvojice lokalit (kosená a pasená varianta) se vyznačovaly řadou specifik (rozdílná historie, problematický management včetně jeho udržování v průběhu projektu, rozdílné parametry stanovištní atd.), že vliv rozdílného managementu na sledované skupiny živočichů nevyznívá jednoznačně. Obojí, pasení i kosení se na jednotlivých plochách projevovaly v závislosti na stanovištních podmínkách různě; byly zaznamenány jak negativní, tak pozitivní dopady obou způsobů hospodaření. Ukazuje se, že pastva i kosení ovlivňují entomofaunu i půdní faunu vždy v širokém kontextu ostatních faktorů prostředí. Aby bylo požné provést určité zobecnění těchto pozorování bylo prospěšné doplnit stávající data o další celosezónní sledování. S pravidelným vzorkováním až do podzimních měsíců souvisí skutečnost, že část materiálu je teprve ve stádiu zpracování. Záměrem řešitelů je úplná kompletace dat včetně letošních odběrů a jejich ucelené publikování ať už po jednotlivých skupinách nebo v šiším kontextu. Objem získaných dat je rozsáhlý a tuto pozornost si zaslouží. Závěrečné texty jsou proto v současné době ve stádiu vypracovávání a pro tisk budou odevzdány následně. Předkládaná zpráva obsahuje proto několik rozdílných výstupů od průběžných zpráv po rukopisy připravované nebo odeslané do tisku. Výsledky získané během sledování byly rovněž zapracovávány do tezí kapitol připravované metodické příručky (Pastva jako prostředek údržby trvalých travních porostů v chráněných územích). Sběr základních cenologických dat se dotýkal společenstev především tzv. saprofágních bezobratlých, tj. těch kteří se významně podílejí na rozkladu organické hmoty v půdě a ostatních půdotvorných procesech (pancířníci, roupicovití, žížalovití, mnohonožky, suchozemští stejnonožci), přičemž byly uplatňovány jak metody odběru půdních vzorků s následnou extrakcí živočichů v extrakčních zařízeních, tak metoda padacích zemních pastí pro studium eopigeické půdní fauny. Z entomofauny pokračovalo sledování především vybraných zástupců fytofágů (křísi, ploštice), vázaných bezprostředně na nadzemní vegetaci a rovněž vybraných skupin predátorů z řad bezobratlých živočichů (střevlíkovití brouci, stonožky), jakožto regulátorů hmyzu a ostatních bezobratlých v lučních ekosystémech. Výsledky zoologických studií ukazují, že z hlediska půdní fauny i entomofauny nepředstavuje pastevní hospodaření jednoznačně negativní faktor vedoucí k ochuzování a degradaci společenstev těchto živočichů. Zejména intenzivní pastva může v různé míře snižovat hustoty některých půdních živočichů, eliminovat některé druhy specificky vázané na povrchové struktury nepasených lučních porostů, podporovat šíření nespecifických druhů a naopak potlačovat rozvoj populací druhů vázaných na některé specifické stanovištní podmínky, případně obohacovat půdní faunu o druhy preferující exkrementy pasených zvířat apod. Na druhé straně diverzifikace stanovištních podmínek v souvislosti s pastvou, zejména méně intenzivní pastva bez dalších souvisejících negativních dopadů (devastace pramenišť a lokálních mokřadů, lokální sešlapování a utužování svrchních půdních vrstev apod.), může významně přispívat k diverzifikaci společenstev půdních bezobratlých živočichů. Obě extrémní polohy obhospodařování, tj. intenzivní pastva stejně jako intenzivní kosení ploch, spojené s trvalým odstraňováním nadzemní biomasy důležité pro rozvoj saprofágních skupin, mohou mít daleko větší negativní dopad než extenzivní pastva a vhodně volené kosení pozemků nebo kombinace obou způsobů managementu. Velká rozmanitost fauny travních porostů v mnoha dnešních chráněných území je povětšinou důsledkem archaických zemědělských metod, které různorodost podmínek udržovaly jak na úrovni krajiny, tak maloplošně i díky takovým zásahům jako bylo postupné ruční vyžínání nebo kůlové pastva. K ohrožení velkého množství druhů bezobratlých travních porostů v současné době došlo po dalekosáhlém scelení krajiny, které znemožnilo 128

jednotlivým populacím, nyní izolovaným v často od sebe vzdálených zbytcích původních biotopů, mezi sebou vzájemně komunikovat (viz heslo metapopulační dynamika). To je bohužel z hlediska jejich dlouhodobého přežití zásadní. Na druhé straně řada bezobratlých dnes trpí tím, že doslova celé plochy těchto pozůstalých fragmentů původních stanovišť nejsou obhospodařovány anebo naopak, jsou obhospodařovány jednotvárným a jednorázovým způsobem, který je dnes (na rozdíl od dřívějších dob) nejúspornějším, např. velkoplošnou sečí za použití těžké mechanizace.

129

26. Celkové shrnutí Jan Mládek Cílem projektu bylo zpracování dlouhodobé koncepce pastvy v chráněných územích, která by byla z ekonomického hlediska pro zemědělské subjekty a vlastníky pozemků přijatelná a současně udržela společenstva rostlin a živočichů, vázaných svým výskytem na trvalé travní porosty, v optimálním stavu z hlediska preferencí ochrany přírody. Řešení tohoto úkolu vyžadovalo multidisciplinární spolupráci odborníků z oblasti botaniky, zoologie, pedologie zemědělské produkce, ekonomiky chovu. Interpretačně nejsnadnější výzkum optimalizace pastvy by představovalo zvolit experimentální přístup, tj. aplikovat různé způsoby hospodaření na jedné lokalitě a studovat tak jejich přímý vliv na biotické složky a přesně popsat jejich zemědělské (ekonomické) přednosti. Protože však extrapolace výsledků z jedné lokality s vysokou interní validitou na rozmanité travní porosty chráněných území má své omezení, a navíc řešitel projektu nedisponuje rozsáhlým materiálním zázemím, tj. nevlastní trvalý travní porost a stádo hospodářských zvířat, bylo vybráno 9 lokalit (3 stěžejní) v rámci CHKO Bílé Karpaty, zejména na kterých byly získávány údaje: • • • • •

abiotické charakteristiky stanoviště: půdní poměry, roční chod teplot kvalita i produkce píce z jednotky plochy uplatňovaný hospodářský systém (druh a počet kusů dobytka, systém pastvy: kontinuální, rotační, termín pravidelného zahájení pastvy a celková dlouhodobost typu hospodaření) užitkovost pasených hospodářských zvířat vliv pastvy (oproti sečení) na význačné biotické složky trvalých travních porostů: strukturu a druhové složení vegetace, ale také druhové složení i abundance entomofauny a půdní fauny bezobratlích

Ukázalo se, že produkce a zejména kvalita píce (ale také fenologické změny kvality píce), druhově bohatých travních porostů se značně liší od píce z intenzivních travních porostů. Vzhledem k nízké zásobě přijatelných živin v půdě (zejména P) je limitována produkce a výskyt nutričně hodnotných kulturních druhů trav a jetelovin. Na druhé straně bylo zjištěno, že kvalita píce neklesá tak rychle jako u kulturních porostů, což může umožnit oddálení první sklizně bez ekonomických ztrát pro chovatele. Bylo potvrzeno, že píce z nespasených míst vykazuje nižší kvalitu, což je zřejmě jednou z příčin jejich ponechání zvířaty. Studiem chování skotu v prostoru pastviny se zjistilo, že při extenzivní pastvě (nadbytku píce) zvířata nejdříve spásají plochy s vyšší výškou porostu (tj. množstvím biomasy), celkové využití pastviny je ovlivněno gradientem nadmořské výšky a gradientem vzdálenosti od místa odpočinku zvířat. Bylo potvrzeno, že plochy jednou spasené (obrostlé s mladou kvalitní biomasou) jsou selektivně spásány v druhém cyklu, což posiluje diferenciaci jednotlivých částí porostu a utváří mozaikovité uspořádání plošek s nízkým resp. vysokým porostem. Užitkovost zvířat dokazuje, že i na druhově bohatých porostech lze dosáhnout porovnatelné užitkovosti (přírůstků zvířat na den) jako v kulturních porostech, ovšem při nižším zatížení pastvin. Při botanickém monitoringu trvalých managementových ploch se zjistilo, že odlišné způsoby obhospodařování (pastva, sečení, neobhospodařování) aplikované jednu vegetační 130

sezónu se významně neprojevily na druhové skladbě vegetace. Aby bylo možno vyhodnotit reakci konkrétních druhů na typ managementu, bude nutné sledovat trvalé plochy minimálně 5 let. Studiem distribuce rostlinných druhů na dlouhodobých pastvinách bylo dosaženo závěru, že s rostoucí vzdáleností od místa nejintenzivnějšího pastevního tlaku (napáječky, místo odpočinku) se významně zvyšuje druhová pestrost, ale klesá krmná hodnota porostu. Monitoringem defoliace druhů rostlin na ovčích pastvinách se zjistilo, že nečastěji jsou spásány ty druhy, které jsou nejvíce zastoupeny v porostu, pouze malou roli hraje krmná hodnota druhů. Studiem semenné banky a přežívání semenáčků bylo zjištěno, že semenáčky mají všude poměrně vysokou mortalitu, přežívání různých druhů v různých typech obhospodařování jsou rok od roku jiné. Při studiu vlivu kravských exkrementů na vegetaci bylo odhaleno, že plošky s exkrementy vykazují vyšší počet přežívajících semenáčků než okolní porosty, ale že hodně semen v terénu na exkrementech pochází ze semenného deště. Výsledky zoologických studií ukazují, že z hlediska půdní fauny i entomofauny nepředstavuje pastevní hospodaření jednoznačně negativní faktor vedoucí k ochuzování a degradaci společenstev těchto živočichů. Intenzivní pastva může v různé míře snižovat hustoty některých půdních živočichů, eliminovat některé druhy specificky vázané na povrchové struktury nepasených lučních porostů. Na druhé straně diverzifikace stanovištních podmínek v souvislosti s extenzivní pastvou může významně přispívat k diverzifikaci společenstev půdních bezobratlých i entomofauny. Pro optimalizaci pastvy v chráněných územích lze na základě dosavadních výsledků výzkumu doporučit: • •

• • • •

typ obhospodařování lokality je vždy nutné zvolit vzhledem k cílovému stavu, kterého chci dosáhnout: louka vs. pastvina, význam lokality botanický vs. zoologický údržbu vysokostébelných společenstev (sv. Arrhenatherion, Bromion) není vhodné provádět extenzivní pastvou (zejména kontinuální), protože dobytek při nadbytku píce opakovaně spásá plošky již jednou spasené a vytváří mozaikovitou strukturu porostu s druhy rychle regenerujícími a také trnitými či jinak nechutnými (lepší je krátkodobě intenzivní pastva) jednorázové využití pastvy pro údržbu lokality by nemělo způsobit zásadní změny vegetačního krytu ponechání nedopasků představuje významné útočiště pro přežití řady druhů hmyzu druhově bohaté porosty v chráněných územích neprodukují takové množství kvalitní píce jako kulturní typy, obhospodařování je třeba finančně kompenzovat dobré užitkovosti pasených zvířat lze na druhově bohatých porostech dosáhnout při nižší intenzitě pastvy na jednotku plochy

131

METODICKÁ PŘÍRUČKA

Pastva jako prostředek údržby trvalých travních porostů v chráněných územích

(první předběžná verze, listopad 2005)

podpořeno projekty: VaV620/11/03 a VaV 620/04/03 v rámci programu Biosféra MŽP

OBSAH 1. Historie pastevního obhospodařování ................................................................................ 2 2. Typy pastevně využívaných TTP dle Katalogu biotopů ČR ............................................ 3 3. Přírodní podmínky pro využití pastvy v ČR ..................................................................... 9 4. Charakteristika pastevního porostu ................................................................................. 11 4.1 Horizontální a vertikální struktura porostu ........................................................................ 11 4.2 Zdroje semen a způsoby jejich šíření ................................................................................. 15 4.3 Kvalita pastevní píce .......................................................................................................... 16 4.4 Nárůst biomasy................................................................................................................... 19 4.5 Koloběh živin na pastvině .................................................................................................. 20 5. Typy pastevních systémů a intenzita pastvy .................................................................... 21 6. Srovnání různých typů obhospodařování travních porostů (pastva, sečení, neobhospodařování) a jejich vliv na dané skupiny organismů a abiotické charakteristiky lokalit ....................................................................................................................................... 25 6.1 Struktura a druhová skladba vegetace................................................................................ 25 6.2 Nadzemní fauna bezobratlých............................................................................................ 27 6.3 Motýli luk a pastvin............................................................................................................ 35 6.4 Půdní bezobratlí.................................................................................................................. 40 6.5 Chráněné druhy rostlin a živočichů.................................................................................... 45 6.6 Nežádoucí druhy rostlin v travních porostech.................................................................... 47 6.7 Půdní poměry ..................................................................................................................... 49 6.8 Vodní režim........................................................................................................................ 51 7. Hospodářská zvířata .......................................................................................................... 53 7.1 Pastevní charakteristika nejdůležitějších druhů zvířat ....................................................... 53 7.2 Nedopasky.......................................................................................................................... 56 7.3 Zemědělská produkce......................................................................................................... 59 8. Ekonomika pastevního chovu ........................................................................................... 61 9. Plánování pastvy................................................................................................................. 65 9.1 Definování cílového stavu.................................................................................................. 65 9.2 Hospodářské limity ze strany zemědělce ........................................................................... 68 9.3 Technická zařízení na pastvinách....................................................................................... 70 9.4 Plánování zatížení pastviny................................................................................................ 74 9.5 Dotace na údržbu trvalých travních porostů ...................................................................... 76

1. Historie pastevního obhospodařování Na našem území se páslo již v neolitu (5 300 – 4 300 př. n. l.). Od příchodu prvních pastevců až do starší doby železné (750 – 500 př.n. l.) byl chov hospodářských zvířat založen výhradně na pastvě. V zimě se zvířata přikrmovala větvemi, výhonky a listím z pastevních lesů. V této době měly velký význam „stepní a lesostepní„ porosty, které vzhledem k brzkému růstu vegetace poskytovaly důležitou časně jarní pastvu. Zhruba do 19. století se dobytek v období od jara do zimy odchovával většinou pastevně. Rozloha luk a pastvin však byla nedostatečná, proto se také spásaly zelené úhory a využívala i lesní pastva. V trojpolním hospodářství to byla 1/3 plochy orné půdy, která byla každoročně ponechána ladem. Významným důvodem pro udržování úhoru byla také potřeba letní pastvy, která zajišťovala velký podíl zeleného krmení. Zavedením polních pícnin byl úhor postupně vyřazován a následně se zvýšil stav dobytka při současném omezování pastvy. Po zrušení úhorového hospodářství se postupně v některých oblastech rušily obecní pastviny (draha nebo obce) a systém obecních pastýřů, protože nemohly uživit vyšší počet kusů dobytka a zároveň byla část pastvin rozparcelována a zařazena do osevního postupu. Poté se tradice pastvy udržela hlavně u menších zemědělců a v podhorských a horských oblastech. V intenzivnějších oblastech se přešlo na stájový odchov s vysokou produkcí polních pícnin. Obecní pastýři a obecní pastviny se udrželi zhruba do poloviny 20. století a úplně vymizeli po socializaci a kolektivizaci venkova. Celková plocha travních porostů v České republice v roce 1999 byla 947 tisíc ha, z toho 284 tisíc ha pastvin. Podíl travních porostů z celkové rozlohy zemědělské půdy se v České republice se dlouhodobě pohybuje okolo 20 % (obr. 1), a je reálný předpoklad, že se tyto plochy budou vlivem restrukturalizace zemědělské výroby zvyšovat zhruba na 35%, což odpovídá plochám travních porostů v sousedních zemědělsky vyspělých státech. S nárůstem ploch se počítá hlavně v horských a podhorských oblastech, kde by měly tvořit více než 50 % z celkového podílu zemědělské půdy. Naopak stavy skotu poklesly zhruba na jednu polovinu a stavy ovcí se snížily na jednu pětinu úrovně roku 1990, proto v současné době není dostatek zvířat schopných využít narostlou travní hmotu. Tento trend je nejvýraznější v podhorských příhraničních oblastech, kde po rozpadu bývalých státních statků došlo k výraznému útlumu zemědělské činnosti. V současné době se tento problém řeší pomocí dotací na údržbu krajiny a extenzifikaci obhospodařování.

2. Typy pastevně využívaných TTP dle Katalogu biotopů ČR Z hlediska ochrany přírody by bylo správné pod pojem pastviny řadit takové trvalé travní porosty (zkratka TTP), jejichž existence je podmíněna dlouhodobým pastevním využíváním. K těmto tzv. „pravým pastvinám“ náleží (klasifikace dle Katalogu biotopů ČR): X5 intenzivní kulturní pastviny, T1.3 poháňkové pastviny, T8 vřesoviště, T3.1, T3.2, T3.3, T3.5 suché trávníky skal a stepí, T5 trávníky písčin a mělkých půd a T7 slaniska. Jedná se o porosty, které nebylo možné vzhledem k nízké produkci píce, charakteru půdního povrchu a členitému reliéfu obhospodařovat jiným způsobem než pastevně. Někdy však také k pastvinám přiřazujeme takové luční porosty, která jsou pastvou ovlivněny ale hlavní způsob jejich využití je sklizeň na seno. Pastva hospodářských zvířat se částečně podílela na utváření a údržbě: T1.1 ovsíkových luk, T1.2 trojštětových luk, T2 smilkových trávníků, T3.4 širokolistých suchých trávníků a T1.10 porostů vlhkých narušovaných půd. V dalších kapitolách této metodické příručky budeme hovořit o pastvinách a loukách jako o dvou vyhraněných typech TTP, které se zásadně liší jak strukturou, druhovou skladbou ale i třeba prokořeněním půdy. Pastviny představují krátkostébelné porosty přizpůsobené okusu a sešlapu. Naopak na loukách nalezneme zejména rostliny vysokostébelné, jejichž společenstva jsou formována hlavně konkurencí o světlo. Pro některé typy luk je charakteristické přepásání druhé trávy (tzv. otavy) v podzimních měsících, takto kombinovaně využívaným porostům, nejdříve sečeným, pak budeme říkat přepásané louky. Představeny jsou ty typy biotopů, které jsou na území ČR v současné době nejvíce pastevně využívané a s jejichž strukturou, druhovým složením a obhospodařováním mají autoři publikace alespoň minimální praktické zkušenosti. PASTVINY X5 Intenzivně obhospodařované pastviny Představují kulturní (nepřirozené) porosty založené výsevem na bývalé orné půdě, nebo vzniklé v minulosti intenzivním hnojením polopřirozených společenstev. Patří sem porostové

typy: srhy říznačky, kostřavy luční, k. rákosovité ale zejména jílku vytrvalého. Typické jsou velmi nízkým počtem přítomných druhů a v pozdním létě vysokým podílem jetele plazivého. Obhospodařování: V chráněných územích je žádoucí jejich převod na polopřirozená společenstva typu poháňkových pastvin. Důležité je neprovádět hnojení. Pokud se vyskytují pastevní plevele jako jsou širokolisté šťovíky, je nezbytné provádět po pastvě včas likvidaci nedopasků, aby nedocházelo k dalšímu zamořování pozemků životaschopnými semeny. Pro zvýšení druhové bohatosti porostů je nutno nejdříve snížit zásobu živin v půdě, což lze udělat pomocí půldenní pastvy nebo střídáním sečného a pastevního využití pozemku. T1.3 Poháňkové pastviny (sv. Cynosurion Tüxen 1947) Struktura a druhové složení: Tyto krátkostébelné zapojené porosty se v Evropě vyvíjí na většině dlouhodobě pasených (ale i často sečených nebo sešlapávaných) ploch. Vyskytují se zde rostliny, které jsou k pastvě tolerantní – tj. rychle regenerující (výběžkaté) druhy, které dobře snáší časté okusování i narušení sešlapem. Najdeme tu však také rostliny, které se snaží vyvarovat spasení pomocí: • nízkého vzrůstu s umístěním většího podílu hmoty pod pasenou výškou (přízemní růžice, plazivé stonky) • mechanických struktur (trny, ostny, husté trsy, drsné listy) • chemických látek způsobujících nechutnost až jedovatost Proto pastvu snáší lépe nízké trávy jako je: jílek vytrvalý, kostřava luční, k. červená, lipnice luční, l. obecná, poháňka hřebenitá, psineček obecný, ale také hustě trsnaté druhy trav: metlice trsnatá, smilka tuhá, trojzubec poléhavý. Výrazné zastoupení mají vytrvalé byliny s přízemní růžicí: jitrocel větší, kontryhele, máchelka srstnatá, prasetník kořenatý, sedmikráska chudobka, byliny s plazivými nadzemními výběžky: černohlávek obecný, jetel plazivý, ptačinec trávovitý, vrbina penízková, i další byliny snášející časté narušování půdního povrchu: řebříček obecný, kmín kořenný, světlík lékařský, mochna husí. Typicky se na pastvinách vyskytují skupinky trnitých bylin: pcháče, bodláky, máčka ladní, jehlice trnitá, i keřů: hlohy, růže, trnky, jalovce, ale také úspěšně přežívají rostliny jedovaté (ocún jesenní, starček přímětník) nebo pro dobytek nechutné rostliny (šťovíky, třtina křovištní), které výrazně přečnívají okolní pasený trávník. Mechové patro často chybí nebo je jen velmi chudé. Ekologie: Mohou vyskytovat na obdobných půdách jako louky (zejména čerstvě vlhké hnědozemě), liší se však četností odběru biomasy rostlin, takže struktura porostu je odlišného charakteru. Nejvýznamnějšími rozdíly jsou: selektivní spásání rostlin, odstraňování nadzemních částí průběžně během celého vegetačního období, narušování vegetace sešlapem a mozaikovité obohacování porostu močí a exkrementy. Rozšíření: Roztroušeně po celém území ČR, od kukuřičné po pícninářskou výrobní oblast. V karpatské části se vyskytuje podtyp tzv. tomko-psinečkových pastvin, které jsou velmi druhově bohaté, skýtají i 40 druhů rostlin na 1m2. Ohrožení: Převod na jetelotravní směsky, intenzivní vypásání, ruderalizace, opouštění a následné zarůstání pozemků. Obhospodařování: Intenzivní pastva všech druhů hospodářských zvířat kontinuální nebo rotační. Sečné využívání je méně vhodné a nelze jej praktikovat více než jedno vegetační

období, protože vede k podpoře vysokých druhů bylin a trav. Pokud bude praktikováno delší dobu, je vhodné jej provádět více než dvakrát za sezónu. LOUKY T1.1 Ovsíkové louky (sv. Arrhenatherion elatioris Koch 1926) Struktura a druhové složení: Vysokostébelné travní porosty nížin a pahorkatin s dominantním ovsíkem vyvýšeným nebo podhorské louky, ve kterých převažují mezofilní trávy nižšího vzrůstu jako: kostřava červená, psineček obecný, medyněk vlnatý, lipnice luční, tomka vonná. Hojné jsou i na živiny náročné byliny jako: kakost luční, bolševník obecný, pastiňák setý, jetel luční, zvonek rozkladitý, škarda dvouletá, mrkev obecná, chrastavec rolní. Porosty mohou být vysoké až 1 m a podle míry narušování jsou více či méně zapojené, s pokryvností 60–100 %. Mechové patro bývá vyvinuto často jen omezeně na vlhčích místech. Ekologie: Ovsíkové louky se vyskytují nejčastěji na svazích v blízkosti sídel. Ovsík převládá zejména na živinami dobře zásobených půdách často spolu se srhou říznačkou a psárkou luční, zatímco typy s dominantní kostřavou červenou (nebo psinečkem obecným) jsou vázány na živinami chudší půdy ve vyšších nadmořských výškách. Porosty jsou zpravidla dvakrát ročně koseny a příležitostně mohou být přepásány. Rozšíření: Ovsíkové louky jsou nejčastějším typem luk od kukuřičného do bramborářského výrobního stupně. Ohrožení: Nadměrné (zejména dusíkaté) hnojení, kejdování a močůvkování, opouštění a následné zarůstání pozemků náletovými dřevinami a plevely. Obhospodařování: Dvousečné využívání spojené s odvozem rostlinné hmoty, alternativně je možné provádět sklizeň první seče a mulčování nebo pastvu otavy. Pokud bude prováděna celosezónní pastva, neměla by trvat déle než dvě vegetační sezóny jinak dojde k vegetačním změnám směrem k poháňkovým pastvinám. Je možné využít všechny typy mechanizace pokud to únosnost drnu, svažitost nebo kamenitost umožňuje. U nížinných typů s ovsíkem lze hnojit a vápnit při vyšší četnosti sečí, u podhorských kostřavových luk je hnojení a vápnění nevhodné. T1.2 Trojštětové louky (sv. Polygono-Trisetion Br.-Bl. et Tüxen ex Marschall 1947) Struktura a druhové složení: Vysokostébelné porosty, které jsou nejběžnějším typem luk v našich horách, najdeme na podobných stanovištích jako v nižších polohách ovsíkové louky. Dominantními trávami jsou: trojštět žlutavý, lipnice širolistá, psineček obecný, kostřava červená, bojínek švýcarský, tomka vonná, hojně jsou zastoupeny horské byliny: rdesno hadí kořen, kakost lesní, silenka dvoudomá, pcháč různolistý, koprník štětinolistý. Porosty jsou zapojené, mechové patro však má zpravidla jen malou pokryvnost. Ekologie: Horské trojštětové louky se vyskytují v horském výrobním stupni od 600 až po horní hranici lesa. v horských oblastech od nadmořských výšek kolem 600 m. Půdy jsou středně zásobené vodou i živinami. Porosty jsou koseny jednou až dvakrát ročně a příležitostně přepásány. Tradiční obhospodařování zahrnuje hnojení a vápnění.

Rozšíření: Roztroušeně v okolí horských sídel v okrajových pohořích Českého masivu. Centrum výskytu je v západní části ČR, v Karpatech jsou nahrazeny loukami tomkopsinečkovými typické střídáním sečného a pastevního využití. Tedy trojštětové louky najdeme nejhojněji na Šumavě, v Krušných horách, Jizerských horách, Krkonoších, Orlických horách a Jeseníkách. Ohrožení: Nadměrné (zejména dusíkaté) hnojení, kejdování a močůvkování, vypouštění splaškové vody vsakovací drenáží rozvedenou po horských loukách (např. v Krkonoších podporuje šíření šťovíku alpského). Rychlou degradaci též působí opouštění pozemků, které následuje zarůstání pozemků náletovými dřevinami nebo konkurenčně silnými druhy jako: metlice křivolaká, třtina chloupkatá, medyněk měkký nebo třezalka skvrnitá. Obhospodařování: Jednosečné (na úživnějších stanovištích dvousečné) využívání spojené s odvozem rostlinné hmoty, je možné provádět sklizeň první seče a mulčování nebo pastvu otavy. Pokud bude prováděna celosezónní pastva, neměla by trvat déle než dvě vegetační sezóny, jinak dojde k vegetačním změnám směrem k poháňkovým pastvinám. T2.1 Subalpinské smilkové trávníky (sv. Nardion Br.-Bl. 1926) Struktura a druhové složení: Krátkostébelné smilkové trávníky kolem horní hranice lesa s výskytem mnoha druhů bylin. Kromě dominantní hustě trsnaté smilky tuhé v porostu najdeme vtroušené trávy: kostřava červená, metlička křivolaká, psineček obecný, bojínek Hojně jsou zastoupeny drobné, pestře kvetoucí, byliny jako je např.: hořec tolitovitý, zvonek vousatý, jestřábník alpský, podbělice alpská, prasetník jednoúborný, lněnka alpská, mochna zlatá, kokrhel sličný. Ekologie: Původní porosty jsou známy z okolí sudetských karů; ve stupni přirozených smrčin jsou však časté i sekundární porosty na kyselých a živinami chudých půdách odlesněných míst, které byly dříve využívané jako pastviny či jednosečné louky. Rozšíření: Tento typ smilkových porostů se vyskytuje kolem horní hranice lesa, která se u nás pohybuje v rozmezí 1200 – 1300 m n. m. Najdeme je v Krkonoších a Hrubém Jeseníku, ve fragmentech na Králickém Sněžníku a na Šumavě. Ohrožení: U původních porostů rozrůstání vysazené kleče a sešlap turisty, u sekundárních luk a pastvin zánik hospodaření ve vyšších horských polohách, které pak zarůstají náletovými dřevinami a vzrostnými bylinami: starček hercynský, metlice trsnatá, třtina chloupkatá. Problémem je též vypouštění odpadních vod z horských usedlostí do travních porostů. Obhospodařování: Sečení jednou ročně s odstraněním sklizené hmoty může být kombinováno s pastvou v pozdním létě a na podzim, porosty je možné občas přihnojit statkovými hnojivy nebo mulčováním. Mulčování by mělo být provedeno do konce července (max. jednou za tři roky), aby se rostlinná hmota dobře rozkládala. T2.2 Horské smilkové trávníky s alpínskými druhy (sv. Nardo-Agrostion tenuis Sillinger 1933)

Struktura a druhové složení: Krátkostébelné louky izolovaných lučních enkláv Krkonoš, které jsou tvořeny zejména travinami jako je: smilka tuhá, kostřava červená, psineček obecný, bojínek švýcarský, ostřice kulkonosná, bika hajní. Zajímavé jsou kombinací alpínských druhů (sestupujících do nižších nadmořských výšek): zvonek český, jestřábník jizerský, violka žlutá sudetská, a podhorských druhů vystupujících do vyšších poloh: zvonek okrouhlolistý, pětiprstka žežulník, silenka nadmutá. Ekologie: Luční porosty tvořící náhradní společenstva po horských třtinových smrčinách a kyselých bučinách. Rozšíření: Horské polohy Krkonoš. Ohrožení: Zánik hospodaření v horských polohách, zarůstání náletovými dřevinami, vypouštění odpadních vod z horských usedlostí do travních porostů a pravděpodobně i dlouhodobé mulčování. Obhospodařování: Sečení jednou ročně s odstraněním sklizené hmoty může být kombinováno s pastvou v pozdním létě a na podzim. Porosty je možné občas přihnojit statkovými hnojivy nebo mulčováním. Mulčování by mělo být provedeno do konce července, aby se rostlinná hmota dobře rozkládala. Mulčování je možné provádět jednou za tři roky, možné je také pást a to nejlépe rotačně s kratší dobou zdržení v oplůtku a likvidací nedopasků, zejména šťovíků. Minimální frekvence hospodaření je jednou za dva roky. T2.3 Podhorské a horské smilkové trávníky (sv. Violion caninae Schwickerath 1944) Struktura a druhové složení: Nízké trávníky mělkých půd tvořené smilkou tuhou a dalšími druhy trav jako: trojzubec poléhavý, kostřava vláskovitá, k. ovčí, k. červená, psineček obecný, doprovázené mnoha bylinami, např. svízel nízký, všivec lesní, bedrník obecný, vítod obecný, hadí mord nízký, mateřídouška polejovitá, violka psí. Kromě zapojených porostů jde i o víceméně rozvolněné porosty na narušovaných svazích ovlivňovaných půdní erozí nebo vysycháním. Ekologie: Pastviny nebo jednosečné louky kyselých a málo produktivních půd, většinou na písčitě zvětrávajících substrátech. Rozšíření: Roztroušeně po celém území ČR od obilné po horskou výrobní oblast. Ohrožení: Pravidelné hnojení, opouštění luk a pastvin, lokálně i zalesňování. Obhospodařování: Sečení jednou ročně nebo jednorázová pastva hospodářských zvířat. T3.4 Širokolisté suché trávníky (sv. Bromion erecti Koch 1926) Struktura a druhové složení: Zapojené až mezernaté teplomilné trávníky s dominancí trav jako: válečka prapořitá, sveřep vzpřímený, kostřava žlábkatá. Jsou často druhově bohaté, s větším zastoupením širokolistých vytrvalých bylin jako např.: chrpa čekánek, tužebník obecný, svízel syřišťový, jehlice trnitá, jitrocel prosřední, pryskyřník mnohokvětý, šalvěj

luční, jetel horský. V některých oblastech, hlavně v Bílých Karpatech, jsou významně zastoupeny četné druhy vstavčů. Mechové patro má obvykle nižší pokryvnost. Ekologie: Vyskytují se většinou na mírných svazích zpravidla orientovaných k jihu. Půdy jsou středně hluboké na měkčích bazických horninách (opuka, flyš). Vzhledem k vyšší primární produktivitě než u jiných typů suchých trávníků byly širokolistésuché trávníky kromě spásání využívány také jako jednosečné louky. Ve spásaných porostech se jako dominanta zpravidla uplatňuje válečka prapořitá (Brachypodium pinnatum), v kosených častěji převládá sveřep vzpřímený (Bromus erectus). Rozšíření: Poměrně hojně se vyskytují v kukuřičné a řepařské výrobní oblasti celé ČR. Ohrožení: Neobhospodařování pozemků, spad atmosférického dusíku a následný vznik druhově chudých porostů s dominancí válečky prapořité, zarůstání invazními dřevinami (trnovník akát, kustovnice cizí), ale i hlohy, růžemi a trnkami. Obhospodařování: Odstraňování dřevin, alespoň jednou za dva roky kosení, v některých typech možná i pastva. Většina porostů se vyznačuje nízkou kvalitou a produkcí píce. Růst píce je většinou omezen do jarních měsíců při využití zimní zásoby vláhy. Z tohoto důvodu je doporučena pouze jednorázová jarní pastva, kdy má píce nejvyšší kvalitu a je zvířaty přijímána (případně podzimní přepasení otav). Biotopy, které by se neměly pastevně obhospodařovat Poměrně obvyklou součástí pastevních areálů bývají různé typy mokřadních společenstev, jejichž existence je podmíněna sečným obhospodařováním. Pastva je pro jejich údržbu zcela nevhodná (časté rozšlapání), a proto je žádoucí tyto porosty na pastvině oplotit a při zarůstání je občas poséct. K těmto biotopům náleží: T1.5 vlhké pcháčové louky Vlhké až mokré louky s dominancí travin: psineček psí, lipnice bahenní, medyněk vlnatý, sítina rozkladitá, skřípina lesní, ale také hojnými širokolistými bylinami: blatouch bahenní, děhel lesní, pcháč bahenní, p. potoční, p. zelinný, škarda bahenní, upolín evropský. Porosty najdeme na trvale podmáčených půdách v údolí potoků nebo na prameništích, optimálně jsou 1(2)-krát ročně sečeny lehkou mechanizací. T1.6 tužebníková lada Vysokobylinné porosty podél potoků a na prameništích, v kterých převládají širokolisté byliny jako: tužebník jilmový, kakost bahenní, vrbina obecná, vrbovka chlupatá, krabilice chlupatá. Tato společenstva vznikla z vlhkých pcháčových luk ponechaných ladem, často s nimi tvoří mozaiku, vyskytují se roztroušeně po celém území ČR. R1.1 a R1.2 luční (pěnovcová) prameniště Charakter pramenišť určují většinou společenstva mechů a nízkých ostřic jako jsou: ostřice chabá, o. rusá, o. prosová (u pěnovcových typů) nebo ostřice černá, o. šedavá. V řadě porostů (pěnovcových) se uplatňují vstavače (v. májový, v. pleťový, kruštík bahenní), u kyselých typů pak zase jiné ohrožené drobné rostliny rodu zdrojovka. Prameniště jsou závislá na udržování bezlesí – tj. občasném sečení lehkou mechanizací, ale pastevní využití spojené se sešlapem a obohacování exkrementy je ničí.

3. Přírodní podmínky pro využití pastvy v ČR Území České republiky leží v oblasti přechodného středoevropského klimatu, kde se roční produkce sušiny píce z travinných porostů pohybuje zhruba od 1 do 15 t.ha-1 v závislosti na ekologických podmínkách, obhospodařování a hnojení. • • •

průměrné výnosy nehnojených pastvin se pohybují od 2 do 4 t sušiny .ha-1. v západní části se více projevuje vliv oceánského podnebí. ve východní části je patrný vliv podnebí kontinentálního

Jestliže převládnou v některém roce přímořské vlivy, pak je chladnější a deštivé léto a mírná zima. Při kontinentálním vlivu je léto horké a zima se silnějšími mrazy. Z tohoto důvodu musíme být opatrní při odhadu výnosu travního porostu a stanovení ploch pastevního areálu. Jeden rok můžeme mít vysoké výnosy pastevního porostu a tím nadbytek ploch pro spásání (při větším vlivu oceánického klimatu) a druhý rok můžeme mít nedostatek píce pro pasená zvířata (při větším vlivu kontinentálního klimatu). Zvláště výrazný je vliv západních pohraničních pohoří (Šumava, Český les, Krušné hory), které zapříčiňují tzv. „dešťový stín“, ve kterém jsou oblasti s nedostatkem dešťových srážek a nízkou produkcí travních porostů. Proto bychom neměli kopírovat a aplikovat zahraniční pastvinářské techniky a zkušenosti z přímořských oblastí (např. Velká Británie, Holandsko, Spolková republika Německo), kde jsou jiné klimatické i půdní podmínky. Musíme brát také v úvahu výkyvy počasí v jednotlivých letech, nebo i několikaleté cykly.

Výškové poměry a členitost terénu Pro pastvu byly a jsou většinou určeny svažité pozemky, extrémní svahy by měly být ale vyloučeny, protože vzniká nebezpečí eroze půdy na vyšlapaných chodnících. Pravidla • pastva skotu by měla být prováděna na méně svažitých pozemcích • ovce můžeme pást i na svažitějších plochách • svahové porosty v sušších oblastech bývají velmi vysychavé a málo výnosné a je možno je využít jen pro příležitostnou pastvu ovcí • expozice svahu ke světovým stranám ovlivňuje zejména v horských oblastech délku vegetační sezóny (rozdíly mohou být i několik týdnů) Oblast

Nadmořská výška Roční m. n. m. teplota

Fytogeografická oblast

Počet dní pastvy

Horská Podhorská Nížiny a pahorkatiny

700 a více 400-700 < 400

Oreophyticum Mesophyticum Thermophyticum

80-100 150-180 180-200

> 4°C 5-6°C 8-9°C

Geologický podklad a hloubka půdního profilu Na vápencových nebo jiných bazických horninách (čedič, znělec, melafyr, aj.) dosahují porosty podstatně vyšších výnosů píce s lepší kvalitou než na kyselých horninách (žuly, ruly, svory). Na kyselém podloží jsou většinou vytvořeny mělčí půdy, což také ovlivňuje výnosy píce. Půdní reakce (pH) ovlivňuje přístupnost živin pro rostliny a potřebu hnojení. O půdních a vodních poměrech na travních porostech pojednávají podrobněji kapitoly 6.7 a 6.8.

4. Charakteristika pastevního porostu 4.1 Horizontální a vertikální struktura porostu Heterogenita (různorodost) porostu je ovlivněna: • obsahem živin v půdě • přístupným světlem • vodním režimem (atmosférické srážky, hladina podzemní vody) • topografické podmínky (orientace ke světovým stranám, svah, nadmořská výška) • typem obhospodařování (pastva, sečení, intenzita) Vliv pastvy: • přímý vliv: selektivní (výběrové) spásání rostlin, odstranění starých a odumřelých částí rostlin,poškození drnu, redistribuce živin (mění místo a koncentrace) • nepřímý vliv: zvyšování netto produkce odstraněním detritu, zvyšování půdní vlhkosti Horizontální struktura • intenzivní obhospodařování (pastva, sečení) zvyšuje stejnorodost (uniformitu) porostu • zvyšování dávek hnojiv (hlavně dusíku) a vyšší pastevní tlak vede k homogenizaci (stejnorodosti) porostu • na pastvině je významně ovlivněna rozložením nedopasků, které závisí na množství moči a tuhých výkalů - dochází k redistribuci živin v půdě (mění se místo a koncentrace) • zpětně ovlivňuje dynamiku rostlinného společenstva (konkurenční vztahy rostlin) a selektivitu spásání

Obr.Vlevo neobhospodařovaný porost, vpravo extenzivní pastva, vpředu intenzivní pastva Vertikální struktura • u pastevního porostu je největší podíl biomasy ve spodních vrstvách a s intenzitou pastvy se zvyšuje • u pastevního porostu se odumřelá biomasa akumuluje ve vrstvě 0-3 cm • u lučního porostu se na rozdíl od pastevního porostu podíl v jednotlivých vrstvách snižuje postupně • u lučního porostu se odumřelá biomasa akumuluje ve vrstvě 0-10 cm Vrstva 0-3 cm

Vrstva > 3 cm

10%

45% 55%

90% živá hmota

stařina

živá hmota

stařina

Obr. XX Podíl odumřelé hmoty v pastevním porostu na celkové nadzemní hmotě v různých vrstvách

výška v cm

Kosený porost 40-50 20-30 0-10 0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

60

70

80

90

100

60

70

80

90

100

70

80

90

100

% podíl

Neobhospodařovaný porost

výška v cm

40-50 20-30 0-10 0

10

20

30

40

50 % podíl

Intenzivně pasený porost

výška v cm

40-50 20-30 0-10 0

10

20

30

40

50 % podíl

Extenzivně pasený porost

výška v cm

40-50 20-30 0-10 0

10

20

30

40

50

60

% podíl

Obr. XX Vertikální struktura nadzemní biomasy různě obhospodařovaných travních porostů

4.2 Zdroje semen a způsoby jejich šíření Přežívání rostlin v krajině • vegetativní růst • semenné rozmnožování (kvetení, opylení, dozrání, šíření a klíčení semen) Pouze prostřednictvím rozmnožování semeny může být zachována genetická diverzita. To znamená, že populace rostlin má dostatek jedinců s různými vlastnostmi, což umožní danému druhu na stanovišti dlouhodobě přežívat. Jako semena se na stanoviště také šíří nové druhy rostlin a dochází tak ke zvýšení druhové rozmanitosti. Šíření semen rostlin na pastvině v prostoru • přímý spad semen • větrem • prostřednictvím zvířat: endozoochorie (v trusu) vs. epizoochorie (v srsti, na paznehtech a kopytech) Šíření semen v čase Semena nevyklíčí hned po dopadu na povrch půdy, ale dostanou se do hlubších vrstev. Tam tvoří zásobu semen, která si zachovávají klíčivost i několik desítek let (půdní semenná banka). Význam jednotlivých způsobů šíření zdroj semen

nutné vlastnosti

příklad rostlinných rodů

půdní semenná banka malá semena

třezalka, zvonek

šíření větrem

přívěsky semen umožňující let ("padáčky")

pampeliška, smetánka

šíření trusem

malá semena nebo semena s tvrdým osemením

rožec, jetel

šíření v srsti

přívěsky umožňující přichycení (háčky) nebo lepkavý povrch semen řepík, rozrazil

šíření větrem

šíření zvířaty

produkce semen

klíčení semenáčků

vegetativní růst půdní semenná banka semenné rozmnožování

4.3 Kvalita pastevní píce Rostliny, zastoupené v travním porostu by měly zajistit paseným zvířatům živiny pro zachování a reprodukci organismu a jejich produkci (maso, mléko, vlnu, kůži). Požadavky různých druhů zvířat na živiny jsou proměnlivé, a proto různé typy travních porostů mohou nebo nemusí být vhodné pro všechny současně. Kvalita píce je souhrn vlastností, které charakterizují schopnost uspokojit potřeby zvířat. Nejčastěji je vyjadřována chemickým složením (dusíkaté látky, vláknina, energetická hodnota, minerální látky), příjmem a stravitelností. Příjem a spotřeba je dána druhem píce a je v úzkém vztahu ke stravitelnosti, protože při nižší stravitelnosti klesá příjem píce. Příjem pasených zvířat se lineárně zvyšuje spolu se stravitelností, a to až do hodnoty 80 %, která je limitní pro travinné porosty mírného pásma. Stravitelnost píce • závisí na vegetačním stádiu rostliny v době spásání nebo sklizně • jak části rostlin stárnou, stávají se obvykle méně stravitelné • se v mírném pásu obyčejně do kvetení snižuje pomalu, pak nastává rychlý pokles • se stářím porostu postupně snižuje, zatímco výnos stoupá, proto ekonomická růstová perioda je kompromisem mezi stravitelností a výnosem Pro skot doporučuje rozmezí stravitelnosti sušiny od 50 % u krav stojících na sucho až nad 70 % u mladých telat. Minerální látky v pastevním porostu • deficitní bývá sodík a hořčík a v některých případech i vápník • důležité je i zastoupení tzv. mikroelementů (železo, měď, kobalt, mangan, zinek, molybden atd.). • důležité nejsou jen obsahy jednotlivých minerálních látek, ale také jejich vzájemné poměry, které bývají z výživářského hlediska často důležitější Obsah minerálních látek v pastevním porostu obvykle neodpovídá potřebám pasených zvířat a z tohoto důvodu je nutné chybějící minerálie doplnit v minerálním lizu. Většinou se na pastvinách používají minerální lizy (NaCl) se zvýšeným obsahem hořčíku, který bývá v pastevních porostech nejvíce deficitní. Zvolení vhodného minerálního lizu závisí na obsahu minerálních látek ve spásaném porostu a případně v dalším přijatém krmivu. Intenzivní pastva má za následek změnu struktury travního porostu, porost má minimum podílu odumřelé hmoty, vysoký podíl listů, které jsou bohaté na dusíkaté látky a dobře stravitelné. Píce je z tohoto důvodu vyhledávána zvířaty. Extenzivní pastva má za následek nízký obsah bílkovin, vysoký obsah buněčných stěn v rostlinných pletivech a vysokou akumulaci opadu, z tohoto důvodu je tato píce zvířaty méně ochotně přijímána. Nejvhodnější doba pro spásání pastevního porostu je bezprostředně po rychlém růstu (Obr. X), ale před kvetením. V této době mají rostliny dostatečné zásoby cukrů pro rychlé obrůstání a výnos i kvalita píce jsou vysoké. Pastva v době po kvetení znamená spásání porostu nižší kvality a stravitelnosti. Při časné pastvě nemají rostliny vybudovány zásoby cukrů, výnos je nízký a obrůstání pomalé.

Obr. X Vývoj některých kvalitativních ukazatelů (vláknina, NEL-netto energie laktace, stravitelnost organické hmoty) v průběhu nárůstu biomasy Kvalita píce

Výnos píce

Nejlepší období pro pasení

Bujný vegetativní růst -vysoká fotosyntéza -obnovování eneg. zásob -rychlý růst

Kvetení a tvorba semen -fotosyntéza snížená vlivem zastínění -odvádění enegie pro kvetení a produkci semen -pomalý růst

350

7

300

6

250

5

200

4

150

3

100

2

50

1

0

0 80

75

70

65

60

NEL (MJ.kg-1)

Vláknina a NL (g.kg-1)

Raná pastva -nízká fotosyntéza -čerpání eneg. zásob -pomalý růst

55

Stravitelnost (%) Vláknina

N-látky

NEL

Stárnutím píce kulturních druhů trav a jetelovin dochází do fáze kvetení ke zvyšování výnosů, ale klesá stravitelnost (0,5 – 0,7% denně), obsah dusíkatých a minerálních látek, snižuje se koncentrace energie píce a narůstá obsah vlákniny a její stravitelnost se snižuje (lignifikace). U druhově bohatých travních porostů tyto zákonitosti vždy neplatí, neboť zde existují druhy, které vykazují vysoký obsah N látek a nízký obsah vlákniny a přesto mají nízkou stravitelnost (šťovíky) a na druhé straně můžeme v takovýchto porostech zjistit vzrůstající stravitelnost a obsah minerálních látek v průběhu času (vyšší podíl dvouděložných rostlin). V píci květnatých luk a druhově pestrých travinných společenstev hraje velkou roli také přítomnost různých látek, které se v kulturních rostlinách vyskytují v daleko nižších koncentracích. Je to zejména obrovská škála fenolických sloučenin, dále alkaloidy, terpeny, saponiny a anorganické látky (kyselina šťavelová, křemičitany aj.). Fenolické komponenty tvoří v rámci široké skupiny organických látek v rostlině (je známo více než 10000 org. sloučenin v píci) jednu z nejdůležitějších skupin z důvodu jejich všudypřítomnosti, rozmanitosti, koncentrace a především díky jejich vysokému inhibičnímu vlivu na celulolytické bakterie a enzymy v bachoru. Z praktického hlediska dělíme fenolické sloučeniny na 3 velké skupiny: 1. Třísloviny denaturují bílkoviny a mají svíravou chuť, což omezuje příjem píce. V menších dávkách mohou mít u přežvýkavců příznivý účinek na ochranu proteinu v bachoru před mikrobiálním rozkladem. Mohou snižovat riziko nadmutí (tympanie) u jetelovin. Kulturní druhy trav a jetelovin jich obsahují zanedbatelné množství, naproti tomu dvojděložné rostliny v polopřirozených travních porostech mohou obsahovat i 10% tříslovin v sušině. 2. Lignin je složitý, nestravitelný polymer buněčných stěn. Působí jako mechanická bariéra trávících enzymů, čímž snižuje využitelnost živin. Jeho obsah se zvyšuje zejména po odkvětu pícnin. 3. Fenolické kyseliny se spolu s ligninem podílí na snižování stravitelnosti. Kyselina ferulová, p-kumarová, siringová aj. jsou toxické pro bachorovou mikrofloru a inhibují enzymatický rozklad celulózy. Tyto kyseliny se uvolňují při fermentaci buněčných stěn v bachoru. Další významnou skupinu škodlivých látek představují alkaloidy. V kulturních druzíh trav a jetelovin se vyskytují jen omezeně, např. v jílcích a kostřavách po napadení endofytní houbou rodu Neotyphodium. Jsou známy otravy skotu a ovcí v jižních státech USA a v Austrálii. Přeslička bahenní obsahuje jedovatý equisetin. Toxická je jednorázová dávka 200 g suché přesličky. Starčeky (Senecio) obsahují alkaloidy poškozující játra zvířat, velmi jedovaté alkaloidy obsahuje ocún jesenní a bolehlav plamatý.

4.4 Nárůst biomasy Největší nárůst biomasy píce připadá obvykle na druhou polovinu května až června, pak v červenci a srpnu klesá více než o jednu třetinu. V tomto období volíme vyšší zatížení pastviny nebo bychom měli asi 1/2 - 2/3 celkové plochy pastviny pokosit. Sklizenou hmotu je možno využít na produkci sena nebo travní siláže. Správný odhad podílu plochy, kterou pokosíme je důležitý z hlediska následné potřeby ploch k pasení. Podle intenzity nárůstu píce je možné sečně využít ještě část pastvin koncem června. • • • • •

•

pro dostatečný nárůst biomasy píce v průběhu pastevní sezóny je nutné počítat s o minimálním úhrnem srážek za vegetaci 500 mm a teplotou 7 C maximální přírůstky travní hmoty ve vegetační sezóně jsou při denních teplotách 12o o 22 C a 10-15 C v noci denní potřeba je zhruba 3-4 mm atmosférických srážek při lučním využívání bývá intenzita růstu porostu dvouvrcholová, s výrazným jarním růstovým vrcholem kontinuální pastvou se intenzita růstu porostu výrazně omezí a růstová křivka je plošší. V případě letních přísušků a v oblastech s nerovnoměrným rozložení srážek je tento pokles mnohem výraznější. Při příznivém počasí v září a říjnu se může růst porostu udržet na zhruba červencové úrovni limitujícím faktorem pro růst jsou v nížinách většinou srážky a ve vyšších polohách spíše teploty

Relativní přírůstek

Obr. XX Růst travní hmoty během pastevní sezóny 100 90 80 70 60 50 40 30 20 10 0 duben

Při příznivém podzimním počasí

Při letním přísušku

květen

červen

červenec

srpen

září

říjen

4.5 Koloběh živin na pastvině U luk odebíráme živiny z půdy, ale nevracíme je zpět jako při pastvě. Například výnosem 3-7 sušiny (t.ha-1) odebereme z 1 t sušiny: 7-18 N kg.ha-1, 0,9-2,5 P kg.ha-1, 7-20 K kg .ha-1. Hnojení je nutné pouze u porostů, u kterých by dlouhodobým sečným využíváním s následným odvozem biomasy docházelo k postupnému úbytku živin (oligotrofizaci) v půdě. Proto při dlouhodobém sečném využívání porostu je nutné sledovat i obsahu živin v půdě. Při permanentní pastvě trvalých travních porostů se většina živin (80-90 %) vrací ve formě tekutých a tuhých výkalů zpět do půdy (obr. x), proto u pasených porostů většinou nedochází k úbytku živin v půdě. Obr. X Zjednodušené schéma vstupů a výstupů živin na pastvině Atmosféra

Rostliny

Únik ve formě plynných látek

Spad v dešťových srážkách

Zvířata Živočišná produkce

Spásání

Příjem kořeny

Odumřelá nespasená nadzemní biomasa a odumřelá podzemní biomasa

Exkrementy

Půda

Hnojiva

Voda Mikrobiální činnost rozklad, mineralizace, dýchání

Vyplavování do podzemních vod, povrchový odtok, eroze

5. Typy pastevních systémů a intenzita pastvy Používané pastevní systémy můžeme zařadit do dvou základních skupin, a to na rotační a kontinuální, které představují dva protipóly v pastevním obhospodařování. Všechny další techniky pastvy jsou pouze jejich variací. Rotační pastva (anglické názvy: rotational grazing, intermited grazing) je definována jako pasení dvou a více pastvin (oplůtků), kde se střídá doba pasení s dobou obrůstání oplůtku. Nejjednodušší formou rotační pastvy je „týdrování“, kde po vypasení kruhu v dosahu řetězu (provazu), na kterém je uvázáno zvíře, se pastva přesune o kousek dál. Extenzivní formou rotační pastvy je „honová pastva“. Pastvina je rozdělena na několik (4-6) částí –„honů“, které se spásají 10-20 dnů.

Při oplůtkové pastvě je pastvina rozdělena na větší počet oplůtků (6-24). Doba spásání pastviny je závislá na obrůstání porostu, podmínkách prostředí a na počtu zvířat na pastvině.

• •

zhruba 2–5 pastevních cyklů (tj. počet vypasení oplůtku) za rok v závislosti na nárůstu a cílovém stavu spasený porost je schopen znovu obrůst za 2–6 týdnů. Spodní hranice rozpětí platí pro jaro s dostatkem vláhy a intenzivním růstem porostu, horní hranice pro letní a podzimní období, kdy je limitujícím faktorem především vláha.

Budeme-li chtít jednu pastvinu s několika oplůtky využívat k pastvě celou vegetační sezónu, musíme počítat s tím, že množství zvířat, schopných efektivně spásat plochu v létě a na podzim, nebude schopno zdolat jarní nárůst biomasy. Tento problém lze vyřešit následujícími

způsoby: regulací počtu zvířat v oplůtku nebo zvětšením plochy určené k pastvě v letním a podzimním období. Třetí možností je třetinu až polovinu pastviny sklidit na jaře na seno. Počet potřebných oplůtků se dá přibližně odhadnout pomoci vztahu: Po = (doba odpočinku pastviny / doba pastvy v oplůtku ) + 1. Čas se vyjadřuje v týdnech. Kontinuální pastva (anglické názvy: set stocking, continuous stocking) je definována jako nepřetržité pasení dobytka v jednom oplůtku během roku nebo pastevní sezóny. Většinou je používána na rozsáhlých celcích (polo)přirozených travních porostů při nízkém zatížení pastviny nebo na menších intenzivně obhospodařovaných pastvinách s vysokým zatížením. • •

výhoda spočívá především v nižší finanční náročnosti (menší požadavky na oplocení, méně napájecích míst a nižší potřeba práce na manipulaci se zvířaty). nevýhodou je obtížná regulace kvality vypasení (pokud nebudeme manipulovat s počtem zvířat) v rámci jedné sezóny i mezi jednotlivými lety. Nesmíme zapomenout, že produkce biomasy kolísá v závislosti na počasí. V obou případech (při kontinuální i rotační pastvě) může být zatížení pastviny stálé nebo variabilní.

Tab X. Porovnání rotační a kontinuální pastvy Pastevní systém Produkce - výnos pastevní píce - přírůstky Náklady - pevné obvodové oplocení - mobilní dělící oplůtky - napájení Potřeba práce - přehánění - sekání přebytků píce a nedopasků

Rotační stejný nebo mírně vyšší stejné nebo mírně vyšší stejné výrazně vyšší výrazně vyšší výrazně vyšší stejné

Kontinuální stejný nebo mírně nižší stejné nebo mírně nižší stejné výrazně nižší výrazně nižší výrazně nižší stejné

Rozdělení techniky pastvy ve vztahu ke zvířatům Nátlaková pastva - zvířata nutíme spásat určitý typ porostu bez možnosti výběru. Při využití nátlakové pastvy se podíl nedopasků pohybuje mezi 5–20 % v závislosti na kvalitě porostu. Volná pastva - zvířata mají neomezeně k dispozici různé typy porostů lišících se kvalitou (např. starší porosty extenzivně spásané, mladé porosty intenzivně spásané, porosty nechané ladem atd.) a sama si řídí množství příjmu píce podle momentální potřeby. Zimní pastva Zvířata jsou prakticky celý rok na pastvině a v období nedostupnosti pastevního porostu jsou přikrmována. Tento systém je možné doporučit do oblastí s převahou písčitých půd a kde nedochází k dlouhodobému pokryvu porostu sněhem. Do tohoto systému je zařazován většinou masný skot (nebo jeho kříženci) bez tržní produkce mléka. Pro zajištění dostatečného množství píce je nutné počítat s větší rozlohou pastvin spásaných v podzimním a zimním období, protože zhruba od konce září pomalu ustává růst travinného porostu. Jednou z cest je zařadit do pastvin porosty pokosené zhruba v srpnu, které do konce vegetační sezóny dostatečně obrostou. Problémem však mohou být plísně na porostu, které následně způsobují dietetické poruchy.

Zatížení pastviny Zatížení pastviny je vyjadřováno počtem nebo hmotností zvířat na jednotku plochy. Obvykle se v České republice udává v počtech dobytčích jednotek (DJ) na 1 ha pastviny (1 DJ je 500 kg živé hmotnosti zvířete), v zahraničí se udává i vyjádření v kg nebo i v počtech kusů druhů zvířat stejné kategorie na 1 ha. Intenzita obhospodařování vs. intenzita pastvy Měli bychom rozlišovat mezi intenzitou obhospodařování pastviny a intenzitou pastvy. Intenzita obhospodařování pastviny je soubor agrotechnických opatření (hnojení, obnova travních porostů, chemické ošetření, atd.), jejichž cílem je dosažení maximálního využití a výnosu pastevního porostu a následně i pasených zvířat.

Intenzita pastvy je zatížení pastviny ve vztahu k produkci rostlinné biomasy. Je možné mít intenzivní pastvu na extenzivně obhospodařované pastvině.

6. Srovnání různých typů obhospodařování travních porostů (pastva, sečení, neobhospodařování) a jejich vliv na dané skupiny organismů a abiotické charakteristiky lokalit 6.1 Struktura a druhová skladba vegetace Při rostoucí frekvenci obhospodařování se na loukách zvyšuje pokryvnost druhů s plazivým růstem, popř. druhů vytvářejících přízemní růžice listů (jetel plazivý, pampeliška lékařská, jitrocel kopinatý, rozrazil douškolistý, aj.). Naopak při ponechání travního porostu ladem nebo při malé frekvenci obhospodařování (mulčování nebo kosení jednou za rok) se více rozvíjí vysoké druhy dvouděložných rostlin (bršlice kozí noha, kerblík lesní, pcháče, šťovíky, aj.) Vysoké byliny

Druhy s přízemní růžicí nebo s plazivým růstem

Pokryvnost v %

40

2x kosení Úhor

30

1x mulčování

20

2x mulčování

10

3x mulčování

0 1.rok 2.rok 3.rok 4.rok 5.rok 6.rok

1.rok 2.rok 3.rok 4.rok 5.rok 6.rok Roky

Extenzivní pastva Intenzivní pastva Úhor

Potenciální výška porostu (cm)

Potencionální výška porostu

75 65 55 45 35 1998

1999

2000

2001 Year

2002

2003

2004

Extenzivní pastva Intenzivní pastva Úhor

Pokryvnost vysokých bylin

Pokryvnost v %

50 40 30 20 10 0 1998

1999

2000

2001

2002

2003

2004

Year Extenzivní pastva Intenzivní pastva Úhor

Druhy s přízemní růžicí nebo s plazivým růstem

Pokryvnost v %

60 50 40 30 20 10 0 1998

1999

2000

2001

2002

2003

2004

Year

• • •

potencionální výška porostu se snižuje s intenzitou pastvy podíl druhů s přízemní růžicí (např. pampeliška, smetánka, prasetník) nebo s plazivým růstem (např. jetel plazivý, rozrazil douškolistý) se zvyšuje s intenzitou pastvy podíl vysokých bylin (např. bršlice kozí noha, svízel bílý, bolševník obecný, řebříček jemnolistý ) se snižuje s intenzitou pastvy

Poznámka: Výsledky obou pokusů pocházejí z lokalit, na kterých došlo k obnovení obhospodařování v opuštěných trvalých travních porostech.

6.2 Nadzemní fauna bezobratlých Na obhospodařované travní porosty je ve střední Evropě vázáno velké množství druhů bezobratlých živočichů, především hmyzu a pavouků. Najdeme mezi nimi druhy býložravé (fytofágní), dravé, cizopasníky i rozkladače zpracovávající odumřelá těla rostlin a živočichů či jejich produkty. Mnoho druhů fytofágů je specializováno pouze na jeden až několik málo druhů hostitelské rostliny, jiné naopak mohou napadat i několik desítek různých rostlinných čeledí. Podobně mohou být vybíravé i co do části jediné rostliny, na které ožírají např. jen kořeny, stonky, listy, květy nebo semena, žijí uvnitř orgánů rostlin v takzvaných minách nebo hálkách nebo se živí nektarem a pylem. Různé druhy bezobratlých se liší rovněž výběrem míst pro kladení vajíček, prostředí pro rozmnožování, pro úkryt nebo lov potravy (u dravých skupin). O druhové rozmanitosti bezobratlých živočichů na určitém místě rozhodují především: • soubor podmínek prostředí, jako jsou podnebí, horninové podloží, druh půdy, vodní režim nebo reliéf krajiny • druhová rozmanitost rostlinného společenstva • struktura (architektura) porostu, daná výškou rostlin, jejich růstovou formou (trsy nebo jednotlivé lodyhy apod.), vytrvalostí jejich částí a pokryvností (hustotou) vegetace.

Způsoby hospodaření na lokalitě (management), ať už pastva nebo kosení, ovlivňují diverzitu bezobratlých v krátkodobém a dlouhodobém časovém měřítku. Krátkodobé účinky jsou spojeny: 1) se zjednodušením struktury porostu, jehož důsledkem je: • dramatická změna mikroklimatu • ztráta potravních zdrojů na těch částech rostlin, které byly pokoseny nebo sežrány dobytkem • ztráta úkrytů

Management se tak na stanovišti okamžitě projeví poklesem počtu druhů a u jejich většiny rovněž výrazným poklesem počtu jedinců. Zasáhne tak např. brouky nosatčíky nebo zrnokaze, vyvíjející se v luscích a semenech bobovitých rostlin, z ploštic některé klopušky, jež během léta kladou přezimující vajíčka do stonků různých trav těsně pod květenství, nebo minující hmyz, který je okusem listů či pokosením z biotopu zcela odstraněn - jeho larvy vytvářejí požerky zcela uvnitř listů nebo stonků (např. někteří drobní motýli, dvoukřídlí, blanokřídlí a brouci). Zejména velké druhy jako kobylky a saranče se stávají na pokoseném či spaseném porostu ve zvýšené míře kořistí obratlovců, nejčastěji ptáků. 2) s omlazením rostlinných tkání znovu obrůstajících rostlin, které pro některý býložravý hmyz představují zdroj kvalitní potravy. Mladé části rostlin obsahují: • více výživných látek • méně druhotných jedovatých produktů látkové přeměny rostlin • jsou měkčí, což usnadňuje jejich okusování nebo nabodnutí. Dlouhodobé účinky obhospodařování jsou spojeny: • se změnami druhového složení rostlinných společenstev • dlouhodobými změnami prostorového uspořádání rostlinného porostu Z dlouhodobého hlediska se tak již projevují zvláštnosti pastvy oproti kosení dané mimo jiné tím, že: • dobytek přednostně spásá některé druhy rostlin, zatímco jiným se vyhýbá, čímž ovlivňuje dostupnost hostitelských rostlin pro specializované fytofágy.

Klopuška jehlicová (Macrotylus paykulli)

Síťnatka bodláková (Tingis cardui)

Mezi typické druhy hmyzu na pastvinách tak patří právě ty druhy ploštic (viz obr.), křísů, brouků, dvoukřídlých, atd., vázané na rostliny, jimž se dobytek vyhýbá: kopřivy, bodláky,

jehlici trnitou, miříkovité rostliny (mrkev, pastinák, atd.), vratič, řebříček, šťovíky nebo třezalky. •

pastva za nízkých stavů dobytka má schopnost vytvořit mozaiku silně a slabě spasených plošek s různou výškou porostu, na rozdíl od kosení, které vytvoří stejnoměrně nízkou výšku porostu na celé ploše

Saranče (Chorthippus parallelus)

Mozaikovitost je důležitá pro některé druhy bezobratlých, například mnohé saranče (viz obr.), jejichž dospělci se zdržují především ve vyšších porostech, zatímco vajíčka kladou do obnažené půdy. Přítomnost holých míst způsobených sešlapem a suché mikroklima v nízko spasených částech, a to zejména na výslunných svazích, vyhovuje mnoha druhům teplomilných a suchomilných druhů pavouků, střevlíků, motýlů, kobylek, plžů a dalších bezobratlých (včetně mnoha ohrožených druhů) více než souvislý travnatý pokryv. Nedopasky naopak představují šanci pro přežití druhů vázaných např. na semena a květy. •

Pasoucí se dobytek sám o sobě vytváří v travních porostech prostředí pro výskyt některých skupin bezobratlých, které se na kosených či jinak obhospodařovaných plochách nevyskytují. Kromě parazitů a krevsajících členovců se jedná zejména o druhy vázané na trus.

Trus je již od prvních okamžiků kolonizován bezobratlými, kteří zásadním způsobem přispívají k jeho rozkladu a návratu živin do půdy. Nejpočetnější jsou v trusu larvy dvoukřídlých a brouci. Podle způsobu obživy dělíme živočichy vázané na prostředí výkalů na: • pravé koprofágy („lejnožrouty“), často s krátkým vývojovým cyklem, omezeným většinou na čerstvý trus (mouchy kmitalky, mrvnatky, květilky a výkalnice, z brouků především vrubounovití), • méně specializované saprofágy („hniložrouty“), kteří zpracovávají především starý trus. Mezi ně patří především skupiny, které se vyskytují běžně i v půdě, zejména rozměrem malé larvy dvoukřídlých (pakomárů, bejlomorek, smutnic a koutulí), roztoči, chvostoskoci, roupice nebo některé žížaly. • dravce (predátory), k nimž náleží zejména brouci drabčíci, mršníci a larvy vodomilů, kteří v trusu loví larvy dvoukřídlých a jiné bezobratlé.

Kmitalka (Sepsidae)

Drabčík huňatý (Emus hirtus)

Výskyt jednotlivých druhů ze všech tří skupin je ovlivněn podnebím, roční dobou, stářím trusu, jeho velikostí a v neposlední řadě i druhem původce. Nejprozkoumanější jsou přitom z tohoto hlediska vrubounovití brouci, z nichž se v České republice výkaly živí přibližně sto druhů. Většina upřednostňuje jeden druh trusu (kravský, ovčí, koňský), popřípadě určitý typ přírodního prostředí (otevřená krajina či les, nížiny či hory). Důležitou roli hraje i složení půdy - vrubounovití brouci trus zahrabávají nebo pod ním hloubí chodby, ve kterých se pak vyvíjejí jejich larvy. Některé druhy tak osidlují jen půdu kamenitou, jiné těžkou, další naopak písčitou. Dlouhodobě intenzivní management (kontinuální pastva při vysokých stavech dobytka, kosení více než jedenkrát do roka) •

upřednostňuje druhy s pionýrskou životní strategií, tj. ty, které mohou využívat mnoho různých živných rostlin či typů kořisti, rychle se vyvíjejí, rychle se rozmnožují a dobře se šíří na větší vzdálenosti, což jim umožňuje rychle kolonizovat často narušovaná stanoviště a nové plochy jako jsou např. pole nebo staveniště. Na intenzivních pastvinách tak často převažují podobné druhy jako například v polních kulturách. Typickými příklady mohou být křísek žlutošedý (Macrosteles laevis), střevlíček obecný (Pterostichus melanarius) nebo někteří pavouci z čeledi plachetnatkovití (Bathyphantes gracilis, druhy rodů Oedothorax a Erigone). Tyto druhy většinou není zapotřebí nijak zvláště chránit. Křísek žlutošedý (Macrosteles laevis)

• téměř vždy se negativně projevuje celkovým poklesem diverzity bezobratlých nejrůznějších skupin. Lokálně vzácnější druhy v prostředí opakovaně narušovaném okusem a sešlapem v delším čase nepřežijí a jejich návrat může být ovlivněn jejich migrační schopností, která je často omezená, např. u druhů s převahou krátkokřídlých nebo bezkřídlých jedinců. Obzvláště citliví na pastvu i při relativně nízkých stavech dobytka jsou velcí střevlíci rodu Carabus. Oproti neobhospodařovaným plochám i koseným loukám bývá početnost jejich populací na pastvinách výrazně nižší. Střevlík Ullrichův (Carabus ullrichi)

Zanechání pastvy nebo kosení je na obhospodařovaných pozemcích zpravidla okamžitě následováno růstem celkové druhové bohatosti a početnosti hmyzu, ať už se jedná o kobylky, saranče, brouky, křísy, ploštice, denní motýly, samotářské včely a vosy nebo cizopasné blanokřídlé. To podtrhuje důležitost ponechání alespoň malých, dočasně

neobhospodařovaných ploch v rámci pastvin a luk, jakožto útočišť hmyzu, které jsou posléze zdrojem jeho šíření na další lokality. Tak například právě využívané pastviny jsou poměrně chudé na včely, což je dáno malým množstvím kvetoucích rostlin a sešlapem, který neblaze ovlivňuje druhy včel hnízdící v zemi. Po opuštění pastviny však dochází ke zvýšení počtu druhů i jedinců včel poté, co nektarodárné a pylodárné rostliny na pastvině mohou nerušeně vykvést. Toto zvýšení diverzity včel je však přímo podmíněno předchozí pastvou, která udržuje vysokou rozmanitost kvetoucích rostlin. Z dlouhodobého hlediska je tak managementový zásah k udržení rostlinného společenstva nutný. Podobné reakce bychom nalezli i u mnoha dalších skupin bezobratlých. Závěr Velká rozmanitost fauny travních porostů v mnoha dnešních chráněných území je povětšinou důsledkem archaických zemědělských metod, které různorodost podmínek udržovaly jak na úrovni krajiny, tak maloplošně i díky takovým zásahům jako bylo postupné ruční vyžínání nebo kůlové pastva. K ohrožení velkého množství druhů bezobratlých travních porostů v současné době došlo po dalekosáhlém scelení krajiny, které znemožnilo jednotlivým populacím, nyní izolovaným v často od sebe vzdálených zbytcích původních biotopů, mezi sebou vzájemně komunikovat (viz heslo metapopulační dynamika). To je bohužel z hlediska jejich dlouhodobého přežití zásadní. Na druhé straně řada bezobratlých dnes trpí tím, že doslova celé plochy těchto pozůstalých fragmentů původních stanovišť nejsou obhospodařovány anebo naopak, jsou obhospodařovány jednotvárným a jednorázovým způsobem, který je dnes (na rozdíl od dřívějších dob) nejúspornějším, např. velkoplošnou sečí za použití těžké mechanizace.

V současné době je tedy třeba hledat kompromis, který by mozaikovitost na úrovních krajiny i biotopu alespoň do jisté míry podpořil. Management by měl pro potřeby bezobratlých udržovat na jedné straně dlouhodobé zachování biotopu, tedy rostlinného společenstva, na

straně druhé však v jeho rámci také rozmanitou nabídku mikrostanovišť. Vzhledem k obrovskému počtu druhů bezobratlých (jen hmyzu žije v České republice přes 30 tisíc druhů) a různorodosti jejich nároků totiž bohužel nelze navrhnout jednotný ideální management travních porostů, který by prospíval všem skupinám. To ovšem nemění nic na nutnosti provádění managementových opatření. Rozdíly mezi třemi hlavními způsoby údržby travních porostů z pohledu bezobratlých zjednodušeně shrnuje tabulka: obhospodařování Ponechání ladem Sečení Pastva Strukturně složitý Tradiční způsob Postupnost. porost bez narušování údržby některých typů Různorodost díky bezprostředně společenstev. selektivnímu a Výhody vyhovuje řadě druhů Poměrně jednoduché nerovnoměrnému nejrůznějších skupin. plánování. spásání (nedopasky), sešlapu a tvorbě trusu. Časem lokalita Náhlý katastrofický Při vysoké intenzitě a postupně zarůstá až zásah do společenstva dlouhodobém dojde ke zhoršení (změna mikroklimatu, působení podmínek pro daný likvidace potravních (hranice v praxi druh (některé zdrojů a úkrytů). obtížně uhlídatelná) vyžadují každoroční Vyloučení řady druhů negativní vliv Nevýhody management, jiným nacházejících se právě přímého stresu, bude zcela vyhovovat v citlivé fázi vývoje. redukované struktury několikaleté i delší Zvláště destruktivní a nakonec i degradace ponechání ladem) velkoplošná seč floristické skladby. těžkou mechanizací. Managementový Sečení lokality po Rozdělení lokality, zásah opakovaný částech, nikoliv naráz, rotační pastva po v různých, i nebo každoroční částech (rozlehlé víceletých periodách ponechání části lokality). Řešení plochy nepokosené. Intenzivní krátkodobé Použití lehkých přepasení (malé způsobů, alespoň na lokality). nejcennější partie. Zvláštním managementovým opatřením týkajícím se zavedení pastvy do chráněných území může být např. použití dřevěného oplocení, případně ponechání starých, trouchnivějících kusů oplocení v úhledné hranici za ohradou pastviny na takovém místě, kam se opírá slunce po většinu dne. Tyto dřevěné kůly slouží jako hnízdiště mnoha druhů včel, které jinde než ve dřevě hnízdit nemohou. Jejich výskyt na pastvině podmiňuje právě dostatek hnízdních příležitostí. Pozornost by měla být věnována výskytu mokřadních společenstev na pastvině. Luční prameniště představují stanoviště velmi citlivá na rozrušování kopyty skotu či

ovcí a hnojení trusem, přitom se v nich mohou vyskytovat četné kriticky ohrožené druhy rostlin a živočichů, například chráněný drobný plž vrkoč útlý (Vertigo angustior). Prameniště je nutné oplotit a občasně je pokosit.

6.3 Motýli luk a pastvin Proč právě motýli v samostatné kapitole? Tak jako k pastvinám a loukám tradičně patří pasoucí se dobytek a kvetoucí rostliny, patří k nim i množství druhů hmyzu, zejména pak motýlů (Lepidoptera). Význam motýlů je především v jejich biologické hodnotě. Řád motýlů je dlouhodobě a intenzívně studován a máme tedy solidní informace o ekologických nárocích jednotlivých druhů. Je známo, že motýli zahrnují množství druhů s vyhraněnou vazbou na daný typ prostředí (tzv. indikační druhy) a ve většině travinných porostů mají reprezentativní zastoupení. To platí zejména pro skupinu Rhopalocera (motýli aktivní ve dne). Denním motýlům je věnován následující text. Problematika travinných biotopů Značné množství druhů motýlů je vázáno na travinné biotopy. Dnes se má za to, že středoevropská bezlesí mají v krajině dlouhodobou kontinuitu, přičemž příchod člověka v průběhu Atlantiku a jeho činnost (kácení, žďáření, chov dobytka, ap.) měla zásadní vliv na další přežití většiny stepních, lesostepních a lučních druhů. Mezi ně se řadí právě motýli. Od tohoto období se datuje začátek “problémů” hospodaření člověka v krajině a koexistence množství druhů na antropogenně podmíněných stanovištích. Člověk vytvořil bezlesá stanoviště a jejich velmi pestrou mozaiku. Každý druh tak měl možnost najít si své místo (úhory, opuštěná pole v různých stádiích sukcese, pole s různými kulturami plodin, pasené louky, sečené louky, vypalované meze, nivní louky, mezofilní louky, xerotermy atd.). Je pravděpodobné, že druhy vázané na antropogenně podmíněná stanoviště byly v lokálním měřítku jistým způsobem vždy ohroženy různými kulturně-politickými obraty ve společnosti (války, vysídlování oblastí, nové technologie hospodaření ap.), které vedly ke změnám v osídlení krajiny, potažmo v hospodaření. To pak platí především pro 20. století. Nejprve probíhala intenzifikace zemědělství, použití nových vysokoprodukčních technologií, scelování pozemků, užití umělých hnojiv, biocidů atd. a naopak ukončení ekonomicky neefektivního extenzivního hospodaření a zánik původně kulturních luk a pastvin.

Ukázka mozaikovité krajiny Valašska Zhruba od konce druhé světové války lokálně vymizelo v hospodářsky intenzívně využívané krajině ČR 40 - 50 % denních druhů motýlů. Nejvíce byly postiženy lokálně se vyskytující druhy, tj. druhy se specializací na konkrétní stanoviště, mající vysokou bioindikační hodnotu. Pokud se pokusíme o analýzu, které skupiny byly postiženy nejvíce, zcela jednoznačně dospějeme k závěru, že se jedná o druhy s vazbou na stepní a luční biotopy, tedy svou podstatou vesměs kulturní ekosystémy, jejichž existence je podmíněná hospodařením. Pokud

není o tyto biotopy nějakým způsobem pečováno, dochází k jejich sukcesi (zarůstání náletovými dřevinami, např. akát, hloh nebo růže šípková, hromadění stařiny, mizení kvetoucích bylin vhodných pro motýly) a hrozí jejich zánik. Dva příklady Mezi travní společenstva je možno zařadit množství typů luk, pastvin i stepí. Každé takové společenstvo disponuje jinými podmínkami a jinými druhy motýlů a proto se jen těžko hledá univerzální způsob hospodaření. Dále tedy uvádíme dva příklady výrazně odlišných travních stanovišť, jejich způsob obhospodařování i charakter společenstev motýlů. Příklad z Poodří: aluviální louky CHKO Poodří patří mezi regiony s proporčně nejvyšším zastoupením nivních luk v České republice. Tyto louky jsou poměrně uniformní a vysoce produkční. Sečou se strojovou mechanizací 2-3x do roka (senoseč v červnu, otava v první polovině srpna a příležitostně i podzimní seč v říjnu). Hlavní senoseč a otava probíhá plošně. V průběhu několika dní je tak v Poodří posekáno více než 3/4 luk. Fauna motýlů na jednotlivých loukách je, až na výjimky, víceméně totožná. Společenstvo motýlů je málo rozmanité, převládají eurytopní luční druhy (bělásek řepkový Pieris napi, bělásek řepový P. rapae, bělásek řeřichový Anthocharis cardamines, okáč luční Maniola jurtina, okáč poháňkový Coenonympha pamphilus, okáč prosíčkový Apanthopus hyperantus, modrásek jehlicový Polyommatus icarus, soumračník čárečkovaný Thymelicus lineola apod.). Významnější je pouze výskyt modráska bahenního (Maculinea nausithous). Malá druhová diverzita je zapříčiněna zejména uniformitou luční vegetace. Je ale velmi pravděpodobné, že ochuzování lučních společenstev motýlů dále prohlubuje plošný a jednotný způsob hospodaření. Dvakrát (třikrát) ročně je plošnou sečí zničena většina vývojových stádií motýlů (imobilních housenek a kukel), dochází k otevření rostlinného krytu predátorům (zejména ptákům) a fakticky zmizí potravní základna pro imaga.

Příklad z Beskyd: pastviny Valašské pastviny patří k nejlépe zachovalým v rámci České republiky. Kopcovitá podhorská krajina je charakteristická pestrou a jemnou mozaikou lesních i bezlesých stanovišť. Navíc se na Valašsku dochoval tradiční způsob hospodaření (pasení, sečení, lada i drobná zemědělská políčka). Tradiční způsob hospodaření nelze jednoduše definovat, většinou se ale

jedná/jednalo o různé obměny seče v první polovině léta doplněné o pozdně letní a podzimní dopásání. Víceleté sledování denních motýlů na valašských pastvinách ukazuje, že druhová rozmanitost motýlů je důsledkem vlivu více faktorů prostředí. V prvé řadě se jedná o kontinuitu pastvin a květnatých podhorských luk v regionálním měřítku. Je známo, že řada ohrožených druhů přežívá ve volné krajině v metapopulacích. Mozaikovitý charakter valašské krajiny druhy s metapopulační strukturou podporuje. Vysoká heterogenita stanovišť tedy přímo odpovídá značné druhové rozmanitosti motýlů. Ne všechny louky jsou ale kolonizovány stejnými druhy motýlů. Ukazuje se, že nejcennější pastvinné druhy motýlů (např. modrásek černoskvrnný Maculinea arion, modrásek jetelový Polyommatus bellargus, hnědásek kostkovaný Melitaea cinxia, vřetenuška ligrusová Zygaena carniolica, perleťovec maceškový Argynnis niobe, soumračník skořicový Spialia sertorius apod.) jsou lokalizovány zejména na pastvinách s jižní až západní expozicí, zatímco na severně až východně orientovaných svazích mají tendenci se vyskytovat spíše druhy v regionu široce rozšířené. Dalším faktorem působícím na společenstva motýlů je plošná výměra pastviny. Malé pastviny (tj. menší než cca 0,5 ha) nejsou stepními druhy vyhledávány, což patrně vyplývá ze značného zastínění pastviny okolním lesním porostem. Dále se ukazuje, že pastevní systém hospodaření nelze dlouhodobě suplovat pouze sečí. Ohrožené a vzácné druhy motýlů byly vázány na pasené, ne na sečené plochy.

Jak tedy hospodařit? Hospodářská činnost, která by vyhovovala populacím/společenstvům lučních druhů motýlů, je zcela nezbytná. Nežádoucí je jak upuštění od hospodaření, tak příliš intenzívní obdělávání luk a pastvin. Z hlediska zemědělců a ochránců přírody je tedy potřeba hledat kompromisní řešení extenzívního zemědělství (s vyloučením hnojení luk, případné aplikace biocidů a melioračních úprav). Kompromis je ale potřeba často hledat také mezi různými, ochranáři navrženými plány péče. Ty jsou často jednostranně zaměřeny na jednu cílovou skupinu organismů. Pravidelně se jedná o rostliny (viz orchideje). Dále je zřejmé, že rehabilitovat původní populace motýlů, odpovídající stavu zhruba před 5060ti léty, tj. období ze kterého máme první poměrně ucelená faunistická data, je ekonomicky i jinak nereálné. Ochranářské aktivity by měly být z tohoto pohledu soustředěny primárně do rozsáhlejších oblastí s tradičním způsobem obhospodařováním (Bílé Karpaty, Moravský kras, Beskydy, České Středohoří, Pošumaví aj.), kde se dochovaly populace lučních a pastvinných druhů motýlů. Z toho vyplývá, že managementová ochrana jedné louky většinou nemá takový efekt na přežívání lokálních populací motýlů jako ochrana celého lučního komplexu daného regionu. Cílem hospodaření na loukách a pastvinách je takové hospodaření, které povede k heterogenitě ve fenofázích vývoje luční vegetace a dlouhodobě také k heterogenitě vlastní

vegetace. Nelze přesně specifikovat, který typ managementu na kterou louku uplatnit. Měly by se ale kombinovat různé typy seče a pastvy domácích zvířat, případně další disturbanční zásahy. Motýli potřebují pro svůj vývoj vzrostlou vegetaci (jak vývojová stádia, tak dospělci). Existují dvě možnosti jak tohoto stavu dosáhnout. Buď realizovat seč/pastvu mimo hlavní vegetační sezónu (tj. mimo červen-září) nebo mozaikovitý systém hospodaření. To znamená, že v průběhu vegetační sezóny se na dané louce musí vždy nacházet vzrostlá vegetace ve fázi kvetení. Poměr posekané/vypasené části louky ku neposekané/nepasené by měl být zhruba 43:1 (na suších biotopech ponechat spíše větší díl neobhospodařované plochy, tj. až 1/3, na mezofilních až mokřadních loukách stačí ponechat menší díl, tj. 1/4 až 1/5). Vždy by ale měly být ponechány nesečené plochy větší než 0,5 ha. Louky s menší výměrou by bylo vhodné obhospodařovat způsobem seče/pastvy mimo hlavní vegetační sezónu. Jako nevhodný se jeví plošný způsob obhospodařování luk, kdy je během krátkého období v regiónu posekána strojovou mechanizací většina lučních porostů (viz systém hospodaření z Agroenvironmentálních dotačních titulů). Poměrně specifický způsob hospodaření vyžadují pastviny. Prioritou je hospodaření na prosluněných pastvinách s jižní až západní expozicí. Systém hospodaření musí být takový, aby si pastviny zachovávaly ráz krátkostébelného (středně vzrostlého) trávníku. Toho je možno dosáhnout více způsoby. Častá je kombinace seče a pastvy, kdy seč probíhá začátkem léta a poté je dorůstající vegetace přepásána. Tento způsob hospodaření je opět potřeba provést mozaikovitě, tak aby se v hlavní vegetační období na lokalitě vždy nacházel vzrostlý porost (cca 1/4-1/3 původní plochy). Vhodné je též vzrostlou vegetaci jednorázově pokosit na podzim (druhá polovina října) a biomasu odvézt nebo spálit. Významná je také samotná intenzita pastvy. Louky by neměly být intenzivně přepásány jednak z důvodu snížení druhové rozmanitosti rostlin (zvířata vypasou rostliny, které jim nejvíc chutnají) a jednak díky nadměrnému přísunu živin do půdy ve formě exkrementů pasených zvířat a následnému konkurenčnímu zvýhodnění nitrofilních druhů rostlin (vyžadují půdy bohaté na dusík). Různí autoři doporučují různou intenzitu pastvy. Lze doporučit pastvu odpovídající maximálně dvěma dobytčím jednotkám/ha (dobytčí jednotkou se rozumí 1 kráva nebo ekvivalent 3 ovce) a to nejlépe v kombinaci s předchozí sečí. Nelze opomenout ani druh pasoucích se zvířat. Různé druhy motýlů preferují louky pasené hovězím dobytkem, ovcemi, koňmi nebo kozami. Důležité je také mechanické narušení drnu dobytkem a odhalení půdního substrátu. Motýli pak mají místa na slunění.

Pastvina přehrazená přenosným ohradníkem

Plošná seč aluviální louky

Pastvu a seč je možno kombinovat se třetím tradičním nástrojem na údržbu pastvin, a tím je vypalování. Přestože chybí ucelené informace o dopadu vypalování na faunu bezobratlých, ukazuje se, že vypalování společenstvům bezobratlých z dlouhodobého hlediska prospívá (viz tradiční způsob hospodaření na valašských pastvinách). Vypalovaná plocha by v daném roce

neměla přesáhnout zhruba 1/5 celkové rozlohy lokality a měla by být prováděna nepravidelně (v různých létech). Velmi důležitý je též termín vypalování. Nejvhodnějším obdobím je předjaří, kdy je již proschlá loňská tráva, ale půda je po zimě ještě značně zvlhlá, resp. zmrzlá. Riziko nekontrolovaného požáru je tak nižší a většina bezobratlých je v tuto dobu lokalizována hluboko v půdě. Alternativně je možno vypalovat i na přelomu podzimu a zimy (listopad - prosinec). Protože dopad managementu lučních ploch na herbivorní hmyz je v současné době teprve v počátcích studia a každá louka má svá další specifika, považujeme za nezbytné jakékoli managementové zásahy realizovat jako experimentální. To znamená, že musí být zavedeno sledování, které umožní vyhodnocení zásahu a současně navrhne jeho případnou úpravu.

6.4 Půdní bezobratlí Důležitou součástí všech travních porostů je rovněž půdní prostředí. Půda je složitý systém, tvořený mrtvým minerálním substrátem a živými složkami, které jsou zastoupeny kořeny rostlin a především nejrozmanitějšími půdními organismy, které souborně označujeme jako edafon. Půdní organismy zahrnují mikroorganismy (mikroedafon: bakterie, řasy, houby) a půdní živočichy (zooedafon). Půdní organismy se významně podílejí na rozkladu odumřelé organické hmoty a tvorbě humusu. Během těchto procesů jsou uvolňovány do půdy látky a živiny, které pak přijímají rostliny svými kořeny a využívají je k růstu. Půda a její vlastnosti jsou významné pro existenci, rozvoj, strukturní parametry i produkční schopnosti nadzemní vegetace. Tělesné rozměry půdních bezobratlých se sice pohybují od několika milimetrů do několika centimetrů, jejich počty v lučních půdách však mohou dosahovat řádově desítky až stovky tisíc jedinců na metr čtvereční. Příklady tělesných rozměrů a počtů jedinců u vybraných skupin půdních bezobratlých Skupina

průměrná velikost těla v milimetrech půdní prvoci (Protozoa) 0,01 – 0,2 háďátka (Nematoda) 0,2 – 2 půdní roztoči (Acari) 0,2 – 3 chvostoskoci (Collembola) 0,3 – 9 roupice (Enchytraeidae) 2 – 20 suchozemští stejnonožci (Oniscidea) 2 – 20 hmyz (zejména larvy) 5 – 30 mnohonožky (Diplopoda) 2 – 35 stonožky (Chilopoda) 5 – 50 žížaly (Lumbricidae) 10 – 500 Již samotné vysoké počty vypovídají o důležitosti těchto živočichů v půdě. Vedle úlohy při rozkladu organické hmoty a jejím transportu do půdy, napomáhají promíchávání půdních vrstev, tvorbou chodeb ovlivňují vodní režim, provzdušňují a prokypřují půdu atd. V lučních ekosystémech s rozdílným způsobem obhospodařování proto mohou půdní bezobratlí citlivě indikovat změny v půdním prostředí. Z hlediska významu pro půdotvorné procesy a uvolňování živin do půdy jsou z půdních bezobratlých živočichů nejvýznamnější tzv. saprofágní živočichové, tj. takoví, kteří se živí převážně odumřelou rostlinnou hmotou (stařina, listový opad, odumřelé kořínky rostlin), čímž aktivně přispívají k jejímu rozkladu a začleňování do půdy.

průměrné abundance tj. počty jedinců na m2 1 až 500 miliónů 1 až 20 miliónů 30 tisíc až 200 tisíc až 50 tisíc až 10 tisíc až 500 až 500 až 300 až 500 100 až 2 tisíce

„Obří“ exkrementy produkované žížalou Fitzingeria platyura na povrchu půdy na pastvinách v PP Záhumenicích (k.ú. Strání, CHKO Bílé Karpaty).

Mezi půdní saprofágy řadíme především půdní roztoče – pancířníky (Acari, Oribatida), chvostoskoky (Collembola), kroužkovité máloštětinaté červy z čeledí roupicovití (Enchytraeidae) a žížalovití (Lumbricidae), mnohonožky (Diplopoda) a suchozemské stejnonožce (Oniscidea). Pro chod procesů v půdě jsou významné i další skupiny půdních bezobratlých jako jsou herbivoři, živící se živými tkáněmi rostlin, zejména kořeny (některé larvy a dospělci hmyzu) a rovněž draví živočichové, kteří se v půdě živí jinými skupinami bezobratlých a regulují nebo stimulují jejich populace. K významným skupinám predátorů patří vedle některých zástupců hmyzu (např. střevlíkovití brouci – Carabidae, aj.) především stonožky (Chilopoda), pavouci (Aranea) apod. Převážná většina půdních bezobratlých žije skrytým způsobem života v povrchových a svrchních vrstvách půdy. Většina půdních živočichů (až 90 %) obývá svrchních 5 až 10 cm půdního profilu, někteří živočichové však pronikají aktivně daleko hlouběji (do 50 i více cm). Ke studiu půdních živočichů jsou používány speciální metody, pomocí kterých je možné vyčíslit zastoupení jednotlivých skupin a získávat další údaje o jejich společenstvech.

Pomocí mechanických sond se odebírají půdní vorky o definovaném povrchu (jejich velikost závisí na studované skupině živočichů), zpravidla do hloubky 10 cm. Z odebraných vzorků půdy se pak živočichové vypuzují v laboratořích teplem a světlem ve speciálních extrakčních zařízeních.

Metoda padacích zemních pastí umožňuje sledovat půdní živočichy, kteří jsou aktivní především na povrchu půdy.

Pro skladbu a početní zastoupení jednotlivých skupin půdních bezobratlých jsou důležité: • fyzikální a chemické vlastnosti půdy (zejména půdní struktura, textura, geologické podloží, pH, vlhkostní a teplotní poměry, aj.) • strukturní poměry na povrchu půdy podmíněné strukturou a složením vegetace a s nimi související mikroklimatické, vlhkostní a teplotní poměry v přízemní vrstvě a ve svrchních opadových a půdních vrstvách • přísun rostlinného opadu a přítomnost dalších rostlinných zbytků, které slouží jako potravní zdroje, ale také životní prostředí půdním bezobratlým Strukturní půdy s množstvím rozmanitých půdních prostůrků a chodeb, s dostatečnou vlhkostí, s dobře vyvinutým a rozmanitým vegetačním krytem jsou bohatě osídlovány různými skupinami půdních bezobratlých. Půdy kosených přirozených luk v tomto směru poskytují zpravidla příznivější podmínky pro rozvoj většiny zástupců půdních bezobratlých živočichů než půdy kulturních trávníků a intenzivních pastvin. Odstraňování biomasy kosením není natolik negativním faktorem pro tyto organismy jako příliš intenzivní pastva spojená často s narušováním strukturních poměrů povrchových vrstev půdy, jejich sešlapáváním a zhutňováním a tím zhoršováním dalších půdních parametrů. Ukazuje se, že utužování půdy, redukce prostorově strukturované vrstvy rostlinného opadu a následný úbytek organické hmoty v půdě představují hlavní negativní dopady pastevního hospodářství na přítomnou půdní faunu. Výzkumy prováděné v CHKO Bílé Karpaty řadu těchto projevů potvrdily. Vzhledem k provázanosti a složitosti procesů a dějů probíhajících v půdě nelze pozorované dílčí negativní ale i pozitivní dopady pastvy a kosení na půdní bezobratlé jednoznačně generalizovat. Příklady vlivu kosení a pastvy na vybrané skupiny půdních saprofágních bezobratlých jsou uvedeny v následující tabulce: Skupina půdních bezobratlých

Kosené louky

Pastviny

Půdní roztoči - pancířníci

vyšší abundance na kosených loukách

pastva může snižovat hustoty některých druhů pancířníků (heliofilní, eurytopní a xerofilní např. Achipteria coleoptrata, Ceratozetella sellnicki, Eniochthonius minutissimus, Medioppia subpectinata a Protoribates monodactylus) u druhů tolerantních k nestabilním podmínkám (např. Tectocepheus sarekensis ) a druhů preferujících hlubší půdní vrstvy (např. Microppia minus a Ceratozetes mediocris) naopak mohou populační hustoty narůstat

pancířník Oppiella nova

Roupicovití

Žížalovití

zpravidla vyšší počty druhů větší zastoupení vlhkomilných druhů

očekávaný negativní dopad zhutnění půdy sešlapáváním na roupice nebyl patrný vyšší zastoupení druhů rodu Enchytraeus s vyšší tolerancí vůči stresu včetně sucha na plochách pasených

• zpravidla druhově rozmanitější společenstva

• negativní dopad pastvy na druhovou rozmanitost žížal • eliminace povrchových (epigeických) druhů žížal na pastvinách • pastva může vyvolávat pokles abundance i celkové biomasy populací žížal žijících na pastvinách • možný nárůst hlubinných žížal (např. Lumbricus terrestris) využívajících exkrementy skotu jako zdroj potravy • celkově nižší hodnoty abundance a rovněž nižší povrchová aktivita • mírný nárůst početnosti na sušších pastvinách • pokles počtu druhů i jedinců zejména ve vlhčích lučních porostech • na intenzivně obhospodařovaných plochách se zpravidla více uplatňují druhy méně náročné na stanovištní podmínky (např. Unciger transsilvanicus, Unciger foetidus, Polydesmus denticulatus) • vyšší povrchová aktivita na pastvinách s méně intenzivní pastvou • intenzivně spásané plochy výrazně chudší • více se uplatňují nenáročné (eurytopní) druhy (např. Trachelipus rathkii) • druhy s vyššími nároky na stanovištní podmínky (stenotopní druhy) postupně ustupují

žížala Aporrectodea rosea Mnohonožky

• zpravidla druhově bohatší společenstva • na vlhčích loukách méně patrný rozdíl mezi vlivem kosení a pasením

mnohonožka Unciger transsilvanicus Suchozemští stejnonožci

stejnonožec Trachelipus rathkii

• vyšší druhová rozmanitost • přítomny i druhy závislé na větší rozmanitosti stanovištních podmínek

Závěr Z hlediska půdní fauny nepředstavuje pastevní hospodaření jednoznačně negativní faktor vedoucí k ochuzování a degradaci jejich společenstev. Zejména intenzivní pastva může snižovat četnost některých půdních živočichů, eliminovat některé druhy specificky vázané na povrchové struktury nepasených lučních porostů, podporovat šíření nespecifických druhů a naopak potlačovat rozvoj populací druhů vázaných na některé specifické stanovištní podmínky, případně obohacovat půdní faunu o druhy preferující exkrementy pasených zvířat. Na druhé straně diverzifikace stanovištních podmínek při méně intenzivní pastvě bez dalších negativních dopadů s ní souvisejících (devastace pramenišť a lokálních mokřadů, lokální sešlapování a utužování svrchních půdních vrstev apod.), může významně přispívat k diverzifikaci společenstev půdních bezobratlých živočichů. Obě extrémní polohy obhospodařování, tj. intenzivní pastva stejně jako intenzivní kosení ploch mohou mít daleko větší negativní dopad než extenzivní pastva a vhodně volené kosení pozemků nebo kombinace obou způsobů managementu.

6.5 Chráněné druhy rostlin a živočichů Mezi zvláště chráněné druhy rostlin vyskytující se na stanovištích obhospodařovaných pastvou patří např. zástupci čeledi vstavačovitých (Orchideaceae) a rodu hořeček (Gentianella). Jejich nároky na vhodný způsob hospodaření se mohou často lišit od našich představ o nejlepším managementu pro daný porost. Proto pokud jsou populace těchto zvláště chráněných druhů předmětem ochrany, měl by jim být management přizpůsoben. V podkladových materiálech pro záchranný program rodu hořeček (Gentianella)v ČR je uvedena jako doporučený management pastva (zejména ovcí a koz, příp. skotu nebo koní) na přelomu května a června a poté po vysemenění rostlin na přelomu října a listopadu. První pastva by měla spočívat v intenzivním vypasení během krátké doby (14 dní až měsíc). Druhou pastvu je nutné pravidelně provádět v živinami bohatších a vlhčích porostech (ovsíkové louky) a v úživnějších typech širokolistých suchých trávníků a horských a podhorských smilkových pastvin. Jako nejvhodnější management stanovišť s výskytem vstavačovitých se jeví pastva spočívající v jednorázovém vypasení plochy jednou během vegetační sezóny. Tento management by měl být prováděn mimo vegetační sezónu vstavačovitých. Nejvhodnějším druhem zvířat jsou ovce a kozy, které svými paznehty rozrušují drn, čímž vytvářejí podmínky pro uchycení semenáčků vstavačovitých. Lokality s výskytem vstavačovitých nemohou sloužit jako dominantní pastviště a těžiště pastvy musí být proto vždy jinde. Pastva by měla probíhat mimo dobu kvetení vstavačovitých, v případě výskytu pozdně kvetoucích druhů (hlavinka horská Traunsteineria globosa, letní poddruh vstavače osmahlého Orchis ustulata subsp. aestivalis) až koncem srpna. Obecně není pastevní management vhodný pro vlhká stanoviště, kde dochází k poškození rozdupáním, nicméně krátkodobá řízená pastva skotu na vlhkých pcháčových loukách nebo na prameništích může být prospěšná např. pro prstnatec májový (Dactylorhiza majalis). Pastvu těchto porostů je však nutné předem konzultovat s ochranáři. Vypracování návrhu managementu lokalit s výskytem zvláště chráněných rostlin by mělo předcházet odborné vyhodnocení životaschopnosti populací a nalezení kritických fází jejich životního cyklu metodami populační biologie.

vstavač vojenský (Orchis militaris)

Příklady doporučení pro jednotlivé druhy český název prstnatec májový vstavač kukačka vstavač bledý švihlík krutiklas

latinský název charakteristika pastevního managementu Dactylorhiza majalis řízená pastva pod dohledem pastevce Orchis morio krátkodobá intenzivní pastva (července/srpen) jednou za několik let Orchis pallens pastva ovcí a koz Spiranthes spiralis pastva ovcí ve 2 cyklech (konec května-červenec a konec října-listopad)

Pastviny při dnešním stavu krajiny představují existenčně důležitý biotop pro většinu koprofágních vrubounovitých brouků, živících se trusem dobytka. Více než 30 druhů z této skupiny je v současné době v České republice v různé míře ohroženo, varující počet patnácti druhů již na našem území vymřel. Jako příklad kriticky a silně ohrožených druhů chráněných vyhláškou můžeme uvést kulovníka vrubounovitého (Sisyphus schaefferi) a výkalníka pečlivého (Copris lunaris), kteří se dosud vzácně vyskytují na suchých trávnících v nejteplejších oblastech našeho státu, kde často využívají trus ovcí a koz. Příčinou jejich úbytku je především dramatické snížení pastvy následkem postupující intenzifikace zemědělství v celoevropském měřítku. Ovšem i zrušení pastvy po vyhlášení řady chráněných území mělo vedle zarůstání těchto lokalit nepříznivý dopad na tyto druhy i jejich příbuzné. Z hlediska koprofágního hmyzu je podpora vhodně nastavené pastvy v chráněných územích zahrnujících bezlesí rozhodně prospěšná.

Výkalník pečlivý (Copris lunaris)

Kudlanka nábožná (Mantis religiosa) Kulovník vrubounovitý (Sisyphus schaefferi)

Naopak negativně se pastva v travních společenstvech dotýká velkých druhů bezobratlých, kteří jsou závislí na úkrytu ve strukturně bohaté vegetaci. Ta je chrání i před zraky ptáků či jiných obratlovců. Příklady z chráněných druhů budiž kudlanka nábožná (Mantis religiosa), obývající suché a výslunné travní biotopy na jižní Moravě, nebo kobylka zavalitá (Polysarcus denticauda), kriticky ohrožený druh podhorských luk, přežívající v Bílých Karpatech. Na zemi žijící velké druhy střevlíků rodu Carabus kromě ztráty úkrytu ohrožuje též sešlap. Pastva by neměla probíhat na lučních mokřadech. Z řady vzácných a ohrožených druhů bezobratlých vyskytujících se na těchto většinou maloplošných stanovištích byl jako deštníkový druh vybrán plž vrkoč útlý (Vertigo angustior). Je úzce vázán na specifické podmínky prameniště, ať už se jedná o vodní režim, obsah živin a minerálů a složení rostlinstva. Dlouhodobé rozšlapávání a přísun trusu většinou zničí celé prameništní společenstvo, jeho obnova je pak dlouhodobou záležitostí. Sám vrkoč útlý má jako všichni plži jen velmi omezené možnosti šíření.

6.6 Nežádoucí druhy rostlin v travních porostech Ne rozdíl od orné půdy nelze v travních porostech jednoduše označit některé druhy rostlin za plevelné a nežádoucí. Závisí to na jejich vegetační fázi v době sklizně, druhu zvířat jimž je píce určena a na jejich podílu v porostu. Mezi nežádoucí druhy v travních porostech z pohledu zemědělce řadíme vždy následující 3 skupiny rostlin: 1. Jedovaté druhy 2. Trnité druhy zraňující zvířata 3. Ruderální druhy s podřadnou krmnou hodnotou a schopností rychlého šíření 1. Jedovaté druhy, které mohou poškodit zdraví zvířat nebo dokonce způsobit jejich úhyn, můžeme rozdělit z praktického hlediska na dvě skupiny: a) jedovaté pouze v čerstvém stavu (sušením a silážováním jedovatost ztrácí) - pryskyřníky, sasanky, blatouch, řeřišnice luční. b) jedovaté i v seně a silážích - ocún jesenní, starček přímětník, kýchavice bílá, krabilice mámivá, přeslička bahenní, hasivka orličí, konvalinka obecná, kosatce, narcisy, tis obecný, oměj šalamounek a další. 2. Mezi trnité druhy v travních porostech patří pcháče, bodláky, pupava bezlodyžná, jehlice trnitá, kručinka německá, z dřevin růže šípková, trnka obecná a hloh. 3. Ruderální druhy se vyskytují zejména na plochách s vysokou zásobou živin, které vznikly nesprávnou pastvou (košáry dlouhodobě na stejném místě) nebo aplikací stájových hnojiv stále na stejná místa (nedostatečná kapacita jímek). Mezi ruderální druhy na loukách a pastvinách patří kopřiva dvoudomá, lopuch pavučinatý, bršlice kozí noha, kerblík lesní a zejména širokolisté šťovíky (š. tupolistý, kadeřavý a alpský). Největší problém představují pro zemědělce širokolisté šťovíky, které mají nízkou krmnou hodnotu, zvířata je na pastvě nepřijímají, zhoršují i estetickou hodnotu travních porostů a semena vydrží v půdě klíčivá po desítky let. Semena vzchází pouze na prázdných místech a mladé rostliny vyžadují ke svému vývoji dostatek živin. Rostliny jsou schopny vytvářet semena v každé seči a zejména za přísušků v otavách dokáží dozrát do plné zralosti. Ochrana spočívá v zamezení poškození drnu, rovnoměrné aplikaci hnojiv, použití přísevů v prořídlých porostech, zamezení vysemenění a v individuálním kosení rostlin v době prorůstání květního stonku (vyčerpání zásobních látek z kořene). Nejčastější způsob regulace (hubení) šťovíků je však za použití herbicidů. Totální herbicidy (glyphosate, sulphosate) jsou vhodné pouze před radikální obnovou luk a pastvin, nebo pro natírání jednotlivých rostlin 33% roztokem. Mnohem vhodnější je použití selektivních herbicidů, které nepoškozují trávy. Většina poškozuje jeteloviny a další dvouděložné rostliny (fluroxypyr, dicamba, thiasulfuron, MCPA aj.). Proto mnohem vhodnější než celoplošná aplikace je pouze lokální ošetření zádovými postřikovači. Problematické je hubení pro ekologicky hospodařící zemědělce, kteří nemohou herbicidy používat. Při nízkém počtu rostlin mohou šťovíky vykopávat či vypichovat, ale je nutno odstranit kořen alespoň do hloubky 10 cm pod listovou růžicí, aby nedošlo k obrůstání. V některých letech šťovíky silně poškozuje brouk mandelinka ředkvičková, zejména larvální stadium.

Semenáčky šťovíku tupolistého vzcházející v mezerách v travním porostu

Zralé rostliny šťovíků jsou zdrojem půdní zásoby semen

6.7 Půdní poměry Travní porosty mají v krajině velký význam z hlediska eliminace vodní i větrné eroze půdy a také z hlediska výrazné ochrany kvality povrchových i podzemních vod (v porovnání s ornou půdou). Jejich další hydrologický význam spočívá v omezení povrchového odtoku a zvýšené dotaci podzemních vod v porovnání s ornou půdou, zejména na svazích. Zvyšují infiltrační schopnosti půdy, snižují rychlost a unášecí schopnosti povrchově stékající vody a mechanicky zpevňují půdu kořenovou soustavou. Díky velmi hustému prokořenění povrchové vrstvy půdy (95% kořenů se nachází v hloubce půdy do 200 mm) dokonale filtrují prosakující vodu (na 1 m2 pastviny byla zjištěna celková délka kořenů téměř 170 km a plocha povrchu kořenů pod lučními porosty dosahuje více než 200 m2 na 1 m2 půdy). Na pastvinách dochází k mělčímu zakořenění a menší produkci kořenů než na loukách. Při každoročním odumírání části kořenů zůstává v půdě velké množství organické hmoty, která vede ke zvýšení obsahu humusu a přispívá k ukládání uhlíku z CO2 do půdy. To je dnes ceněno z hlediska omezení nárůstu koncentrace skleníkových plynů. Na 1 ha půdy pod travními porosty do hloubky 20 cm bylo podle analýz v CHKO Bílé Karpaty uloženo v průměru více než 1107 tun spalitelného uhlíku (Cox), což je 3 – 10 krát více, než na orné půdě. Protierozní účinek travních porostů • u zapojených porostů je odnos půdních částic (erozní působení vody, popř. větru) minimální v průběhu celého roku (na rozdíl od orné půdy, která je po část roku bez vegetačního krytu) • k eliminaci vodní eroze by měla dostačit hmotnost suché nadzemní biomasy pouze 200 kg.ha-1 • při zakládání nových travních porostů může docházet k erozi v počátečním období, kdy ještě porost není dostatečně zapojen (vhodný je výsev do krycí plodiny s rychlým vývojem) • větší riziko je na svažitých pastvinách (ničení drnu paznehty skotu, či jiných zvířat). To lze omezit tvorbou menších stád (do 50 ks skotu), resp. pastvou ovcí (menší tlak na půdu), umístěním napajedel v horní části svahu atd. Fyzikální vlastnosti půdy Při přejíždění mechanizace či sešlapávání drnu paznehty a kopyty velkých býložravců může docházet zejména ve svrchní části půdního profilu ke snížení pórovitosti půdy (Tab.???) S tím souvisí i změny retenční schopnosti pro vodu a obsahu půdního vzduchu, které mohou následně ovlivnit mikrobiologickou aktivitu a tím průběh biochemických reakcí. Tab. Porovnání fyzikálních vlastností půdy po čtyřech letech mechanizace (rozbory neporušených půdních vzorků) Objemová hmotnost Pórovitost -3 g.cm % obj. Neobhospodařovaný porost 1,27 54,67 Porost 1x ročně mulčovaný 1,24 54,35 Porost 2x ročně sklízený 1,39 49,02

různé intenzity přejezdů Obsah vzduchu v pórech % obj. 36,34 38,09 31,03

Vliv způsobu hospodaření na obsah přijatelných živin v půdě Pokud nejsou porosty hnojeny, dochází při odstraňování píce k postupnému ochuzování půdy o živiny (P, K, Ca, Mg, mikroprvky). S poklesem zásoby živin v půdě souvisí pokles výnosů biomasy, který může být spojen s poklesem koncentrace živin v píci.

Působení pastvy • většina živin ze spasené píce se vrací zpět na povrch půdy v pevných i tekutých exkrementech zvířat • živiny z výkalů a moči se zapojují po mikrobiálních přeměnách do živinového koloběhu v půdě a jsou opět dostupné pro rostliny v porostu • na pastvinách vznikají místa, kde při větší koncentraci zvířat dochází k nerovnoměrnému uvolňování živin z exrementů do půdy (např. v blízkosti napajedel) U neobhospodařovaných porostů k významnému ochuzování půdy o živiny nedochází, ale při dlouhotrvajícím opuštění se projevují změny ve vlhkostních poměrech půdního profilu spojenými se změnami fyzikálních a chemických vlastností. Tab. Porovnání chemických vlastností půdy po čtyřech letech různého obhospodařování P K Mg Ca humus -1 -1 -1 -1 mg.kg mg.kg mg.kg mg.kg % Neobhospodařovaný porost 31,3 151,0 276 2315 4,8 Porost 1x ročně mulčovaný 28,5 281,0 304 2808 4,9 Porost 2x ročně sklízený 17,2 55,0 243 2425 4,4 Obr. Různé obhospodařování porostu ovlivňuje půdní vlastnosti

6.8 Vodní režim Ve srovnání s jinými zemědělskými plodinami mají dobře zapojené travní porosty schopnost zamezit promývání škodlivých látek (např. dusičnanů) do hlubších vrstev půdního profilu, popř. vyplavování těchto látek do podzemních vod. Svojí vysokou retenční schopností omezují také smyv škodlivin do povrchových vodních zdrojů a snižují tak jejich eutrofizaci. Travní porost zachycuje velké množství srážkové vody a prodlužuje interval možného zasáknutí vody do půdy. Tab. Povrchový odtok měřený na modelových povodích ve Vatíně (srovnání TTP a orné půdy po přívalovém dešti ze dne 12.5.2004 déšť s úhrnem 22,5 mm, doba trvání deště 35 minut) plodina odtok (m3/ha) smyv suché zeminy (t/ha) travní porost 3,4 0 kukuřice 132,0 3,24 brambory 102,0 4,05 oz. pšenice 23,5 0,30 Na vodní režim stanoviště mají největší vliv následující faktory - půdní druh a půdní typ, sklon a expozice svahu, způsob obhospodařování dané lokality Půdní druh a půdní typ • na zasakovací schopnost a na udržení vody v půdě má velký vliv obsah jílovitých částic • čím větší je podíl jílovitých částic, tzn. čím těžší jsou půdy, tím větší je schopnost poutat vodu • na skeletovitých či písčitých půdách je dostupnost vody pro rostliny malá, protože je omezeno kapilární vzlínání vody v půdě Sklon a expozice svahu • na prudkých svazích je možnost zasakování srážkové vody malá, čím menší sklon tím větší možnost infiltrace vody do půdy • svahy exponované na jih jsou vystaveny většímu působení slunečního záření a půdy zde proto vysychají více než na svazích severních Způsob obhospodařování • při běžných způsobech obhospodařování, (pastva nebo sečení), nedochází k extrémnímu vysušování ani zamokřování pozemků, může však docházet k omezení vsakovací schopnosti půdy vlivem pojezdů mechanizace (řezačky píce, těžké odvozní prostředky aj.) • na neobhospodařovaných porostech dochází zejména na rovinatých pozemcích k postupnému zamokřování, vlivem omezení výparu a akumulace stařiny na povrchu půdy S vodním režimem stanoviště souvisí i kvalita a množství vody, které obohacují hladinu podzemní vody. Při porovnání koncentrací živin v průsakových vodách pod kosenými, pasenými a neobhospodařovanými porosty nebyly zjištěny podstatné rozdíly. Při zatížení 1 DJ na 1 ha byly např. koncentrace nitrátů nebo fosforečnanů srovnatelné s koncentracemi zjištěnými na koseném či neobhospodařovaném porostu a v naprosté většině případů nedosahovaly kritické hodnoty pro pitnou vodu, tj. 50 mg NO3-.l-1. Naproti tomu na černém

úhoru, kde byla půda udržována bez rostlinného krytu, byly často naměřeny hodnoty několikanásobně převyšující tento limit, zejména v předjarním a jarním období. Tab. Průměrné roční koncentrace vybraných iontů Varianta Ca2+ K+ Mg2+ Neobhospodařovaný porost 9,86 0,43 0,92 Extenzivní pastva 15,03 0,81 0,83 Intenzivní pastva 18,64 1,82 1,17 2x kosený 6,76 0,81 1,46 Černý úhor 15,08 1,42 2,85

v podpovrchových vodách (mg.l-1) NH4+ NO3- PO430,16 3,81 0,12 0,13 4,75 0,29 0,23 7,30 0,71 0,50 3,80 0,71 0,44 28,91 0,76

Obr. Půdní profil s lyzimetrickou sondou pro zjišťování koncentrace živin v podpovrchových vodách

7. Hospodářská zvířata 7.1 Pastevní charakteristika nejdůležitějších druhů zvířat Skot • • • • • •

pastevní generalista (není selektivní spásač) spásá na výšku >3-5 cm porost zachytává jazykem a uškubne vyhýbá se pokáleným místům většinou respektuje elektrické oplocení dobrá manipulace i v neznámém terénu manipulace i v neznámém terénu

Ovce • • • • • • • • • • •

selektivní spásač spásá na výšku >2-3 cm porost ukusuje mělký spásač-zaměřuje se na spodní část porostu při pastvě vzrostlejší vegetace se výrazně vyhýbá (na rozdíl od koz) kvetoucím travám spásají dřeviny nevyhýbá se pokáleným místům ani po skotu nerespektuje elektrické oplocení (vlna je výborný izolant) špatná manipulace v neznámém terénu je nutné použít ovčácké psy menší riziko půdní eroze, protože působí na půdu nižším tlakem než skot nebo kůň

Koně • • • • • • • • •

selektivní spásač spásá na výšku >3cm porost zachytává pysky a odhryzne mělký spásač a vegetaci spásá na nižší výšku podobně jako ovce vyhýbá se pokáleným místům dobrá manipulace i v neznámém terénu respektuje elektrické oplocení výrazný pohyb na pastvině vylučování exkrementů na určitých místech, která nejsou spásána a silně se zaplevelují

Koza • • • • • •

selektivní spásač, charakterizuje staré české přísloví „mlsný jako koza“ spásá na výšku >5 cm porost ukusuje vyhýbá se pokáleným a pomočeným místům při spásání vzrostlejšího porostu zaměřuje svoji pozornost na střední část porostu ve srovnání s ovcemi pase raději výše nad zemí a nevyhýbá se ani metajícím travám

• • • •

spásá dřeviny respektuje elektrické oplocení problematická manipulace na větší vzdálenosti (nutnost dojení 2 x denně) a nutná zvýšená pozornost v době porodů ve srovnání s ostatními zvířaty menší riziko půdní eroze, protože působí na půdu nižším tlakem než skot nebo kůň

7.2 Nedopasky nespasený porost (nedopasky) výkaly

spasený porost

Obr. X Struktura nedopasků na pastvině • • •

selektivní spásání, narušování povrchu paznehty nebo kopyty a výkaly (tuhé a tekuté) vytváří na pastvinách mozaiku nízce spasených a nespásaných ploch nedopasky představují specifická stanoviště na pastvinách s vyššími obsahy přístupných živin vegetace se mezi intenzivně spásanými a nespásanými plochami neliší pouze vzrůstem, ale může se lišit také druhovým složením

Na pastvinách máme 2 druhy nedopasků: 1) pokálená místa (tzv. mastná místa) • dochází zde k obohacení o živiny (tuhé výkaly a moč) a k hromadění odumřelé biomasy • pasoucí se zvířata (zejména skot a kozy) se jim obvykle vyhýbají - příčinou není přehnojení, ale zápach (porost přehnojený průmyslovým hnojivem zvířata spásají) • jejich podíl vzrůstá s rostoucí intenzitou pastvy - na intenzivně spásaných pastvinách mohou tvořit až 20% • vytrvávají v porostu jednu až několik vegetačních sezón 2) nespásané plochy (nepokálená místa) • přestárlý porost • trnité byliny (např. jehlice trnitá, druhy rodu pcháč, bodlák, pupava) nebo keře (např. růže, trnka, hloh) • nechutné druhy (např. druhy rodu šťovík, starček, ocún jesenní) • jejich podíl vzrůstá s klesající intenzitou pastvy nebo s oddálením termínu začátku pastvy

Význam nedopasků • pokálená místa (např. kravinci), mohou sloužit jako volná mikrostanoviště pro klíčení semen • nedopasky mohou v nízce spásaném porostu představovat šanci pro přežívání druhů se vzpřímeným vzrůstem (vyšší druhy trav- např. psárka luční, kostřava luční, srha říznačka a ostatních bylin, např. bršlice kozí noha, kmín) • dochází zde ke kvetení přítomných rostlin a řidší porost umožní klíčení semenáčků • vyšší rostliny mohou poskytovat úkryt a potravu drobným bezobratlým (viz. Kapitola 6.2) a nedopasky tak mohou mít podobný význam jako ponechání nesečených pásů v louce Kosení nedopasků • jestliže pastviny nejsou zaplevelené nežádoucími plevelnými druhy (rody pcháč, šťovík), není kosení nedopasků nutné • v případě jejich významnějšího výskytu se doporučuje každoroční kosení nedopasků a/nebo kombinace pastvy více druhů zvířat (např. skot a ovce, skot a koně) Podíl nedopasků můžeme omezovat i roztíráním výkalů lehkými pastevními smyky.

Podíl intenzivně spásaných ploch a nedopasků při různé intenzitě pastvy

100 90 80 70 %

60 50 40 30 20 10 0 0-2

3-5

6-7

8-10

11-15

16-20

21-25

26-30

31-40

Výška porostu Intenzivní pastva

Extenzivní pastva

41-50

7.3 Zemědělská produkce Primární záměrem zemědělce je produkce potravin, resp. jiných zemědělských produktů, v případě pastvin se pak jedná o maso, vlnu či mléko (obecně užitkovost), které jsou vytvořeny ze spásaného travního porostu. Existuje velký rozdíl mezi produkcí z nově založených pastevních porostů složených z kulturních vysoce kvalitních a produkčních odrůd a druhů trav a jetelovin a produkcí zvířat pasených na dlouhodobých pastvinách s vyšším podílem méně kvalitních a produkčních druhů bylin. Knotek a kol. (1999) uvádí, že z nově založených pastevních porostů bylo získáno za pastevní období více než 12.700 l mléka z 1 ha (21,8 l/ks a den) bez přikrmování, což představuje tržby z 1 ha na úrovni nejintenzivnějších polních plodin v úrodných oblastech. Tyto plochy však vyžadují pravidelnou obnovu a hnojení a jsou vysévány na ornou půdu. Běžné trvalé pastviny však poskytují podstatně nižší produkci. Tab. Hodnocení pastvin dle potenciální produkce masa a mléka (Halva et al., 1983) Živočišná produkce mléko (litry) přírůstek živé hmotnosti (kg) nad 7.500 nad 500 Velmi dobrá pastvina 5.500 až 7.500 400 – 500 Dobrá pastvina 4.000 až 5.500 300 – 400 Průměrná pastvina pod 4.000 pod 300 Špatná pastvina Uvedené množství se vztahuje i na konzervovanou píci sklizenou z 1. nárůstu na jaře. Denní přírůstek mladých zvířat se pohybuje na pastvě bez příkrmu v rozmezí 1,0 – 1,6 kg u skotu a 0,2 – 0,3 kg u jehňat (při společné pastvě s kojícími matkami). Výrazně vyšší efektivita pastvy se uvádí u hus, kde je možno získat přírůstek až 1000 kg/ha. Produkce živočišných produktů je realizována při podstatně nižších nákladech než při stájovém chovu (redukce o 30 – 50% na krmný den). Nejlevnější mléko na světě vyrábí státy (Nový Zéland, Austrálie), kde je téměř výhradně využívána výživa dojnic na pastvinách. Mimo nižší náklady na pastevní chov je výhodou lepší zdravotní stav pasených zvířat ve srovnání se zvířaty chovanými ve stáji. Jedná se zejména o nižší výskyt onemocnění končetin, lehčí porody, nižší výskyt gynekologických poruch (vyhřezlá děloha, potřeba císařského řezu, poranění porodních cest aj.), mladým zvířatům se lépe vyvíjí svalstvo, kostra a šlachy, což má vliv na lepší hodnocení exteriéru. Užitkovost zvířat při pastvě v CHKO se odvíjí podle typu pastvin – zda se jedná o pastvu na již vytvořených travních společenstvech pastvin nebo o pastvu zanedbaných lokalit.V prvém případě nedojde k výraznému poklesu parametrů užitkovosti. Snížení užitkovosti zvířat je reálné pouze při cílené pastvě, s pozdním stanoveným termínem, ke kterému je možno pastvu zahájit. Obecně lze říct, že čím je použito náročnější plemeno zvířat a pozdější zahájení pastvy, tím větší je snížení užitkovosti. Při časném zahájení pastvy, jsou schopna pasená zvířata velmi dobře využít i značně nekvalitní porost. V této době přijímají pasoucí se zvířata i rostlinné druhy, které v pozdějších stádiích vývoje nepřijímají vůbec (třtina křovištní). Velký vliv na užitkovost zvířat má termín zahájení pastvy. Zvířata jsou schopna samozřejmě spásat i nekvalitní, přestárlý porost (po období kvetení trav). Vypásání takových porostů je však méně efektivní (vysoký podíl nedopasků, často přes 50%). V tomto případě jsou kladeny zvýšené požadavky na funkčnost oplocení (zvířata se snaží vypásanou plochu opustit). Při pastvě na takovýchto porostech je však nutno počítat s tím, že u mladých zvířat poklesnou

denní přírůstky, u dospělých zvířat dochází i ke ztrátě hmotnosti. Závažný dopad na užitkové vlastnosti zvířat má i nevhodná nebo chybějící zootechnická opatření v chovu (zejména odčervení zvířat). Pro téměř každé u nás chované plemeno zvířat (ovce, kozy, skot) jsou každoročně zveřejňované průměrné hodnoty jejich užitkových vlastností – tzv. kontrola užitkovosti. Tyto údaje jsou uvedeny v ročenkách Českomoravské společnosti chovatelů. Pomocí kontroly užitkovosti lze zjistit vliv kvality travního porostu dané lokality na užitkovost zvířat. V případě, že to provozní podmínky dovolí je možné provést zvážení mladých zvířat před a po pastvě na dané lokalitě. Jednoduchým propočtem pak lze zjistit, zda došlo k ekonomické ztrátě chovatele pastvou na nekvalitním porostu a následně pak zemědělskému subjektu tuto ztrátu uhradit.

8. Ekonomika pastevního chovu Údržba trvalých travních porostů (TTP) pastvou a s ní spojený výsledek zvýšená biodiverzita či kulturní krajina mohou být z ekonomického hlediska posuzovány jako sdružené výrobky chovu přežvýkavců společně s masem, mlékem, vlnou a dalšími tržními výstupy. Tyto výstupy jsou propojeny přítomností dvou podstatných výrobních faktorů: základní stádo a zemědělská půda. Zemědělská půda může být považována za relativně fixní výrobní faktor, takže změna velikosti stáda povede přímo ke změně intenzity chovu vyjádřené např. počtem velkých dobytčích jednotek (VDJ) na hektar. Pro uspokojivou údržbu TTP je nutno udržovat intenzitu chovu v určitém vymezeném pásmu, které se bude lišit biotop od biotopu. Příliš nízká stejně jako příliš vysoká intenzita jsou nežádoucími. Z toho vyplývá, že vazba mezi tržní produkcí a produkcí environmentálních statků může být jak pozitivní, jestliže se skutečná intenzita chovu pohybuje pod požadovanou hodnotou, tak negativní, jestliže tuto hodnotu převyšuje. Z ekonomického hlediska předpokládáme, že cílem farmy je maximalizace zisku. Schématicky můžeme celkový zisk vyjádřit následujícím vztahem Zisk = p.q + s.q + L – c1.q – c2.q² Tato rovnice definuje zisk jako součet vyrobeného množství tržního produktu q, prodaného za cenu p, dále potom státní podpory vázané na množství produkce (coupled) a státní podpory L nevázané na množství produkce (decoupled). Tyto příjmy jsou sníženy o náklady, které zde mají dvě složky, jednu proporcionální – c1, a jednu, která roste rychleji než množství produkce například kvůli rozdílnosti v kvalitě pozemků v rámci farmy – c2. Jedním ze závěrů ekonomické teorie je, že pokud farmář maximalizuje zisk, chová se v souladu s následující rovnicí p + s = c1 + c2.q Z tohoto vztahu vyplývá, že farmář zvýší produkci tržních komodit a tak intenzitu hospodaření, pokud dojde ke snížení proporcionálních nákladů, ke zvýšení cen, popřípadě ke zvýšení dotací vázaných na tržní produkci. Naopak změna výše na produkci nevázaných podpor intenzitu chovu neovlivní. V následujícím heslovitě pojednáme o těchto ekonomických faktorech na úrovni farmy, trhu a státu. Farma Na úrovni farmy může zemědělec ovlivnit výši hospodářského výsledku především výší výrobních nákladů. Různí autoři, mezi nimiž například Kvapilík (1995), se shodují na tom, že náklady na krmiva zaujímají první místo mezi nákladovými položkami v chovu krav bez tržní produkce mléka (BTPM), a na celkových nákladech se podílejí téměř 35%. Hlavní pozornost při kontrole nákladovosti je tedy třeba věnovat efektivnímu využití krmiv, a to zejména krmiv vlastních, která mohou dosahovat i 95% hodnoty všech spotřebovaných krmiv (Bjelka et al., 2002). Za nejlevnější vlastní krmivo lze považovat pastevní porost. Základním předpokladem jeho efektivního využití je sezónnost telení, které by mělo být koncentrováno do 2 až 3 měsíců na konci zimy a začátku jara. Tento způsob telení umožňuje plné využití pastevního období, trvajícího v našich podmínkách přibližně 6 měsíců, stejně jako mléčných možností matek. Zkušenosti z praxe ukazují, že ani toto základní pravidlo není některými farmáři respektováno. Pokud uvažujeme, že se farmáři snaží chovat racionálně a tedy minimalizovat náklady, můžeme usuzovat, že takto jednají z neznalosti nebo neschopnosti. Tento příklad ukazuje, že jedním z opatření, která by mohla přispět k zajištění údržby trvalých travních porostů chovem přežvýkavců, je poradenství vedoucí k jejich hospodárnějšímu využívání. Trh Cena, kterou farmáři za své produkty mohou získat, je výsledkem střetu nabídky s poptávkou. Stavy skotu byly v roce 2004 o 59% nižší než v roce 1989, a stavy ovcí a beranů dosahovaly asi 27% tehdejší úrovně. Úměrně tomuto poklesu se snížila také výroba masa, která v případě

hovězího poklesla o 63%. Spotřeba na obyvatele však rovněž klesla, a to o 65%, takže domácí produkce převyšuje domácí nabídku, a velký prostor k nárůstu cen neexistuje. Ceny zemědělských výrobců v České republice se již rovněž přiblížily cenám na evropských trzích, takže ani zde se výraznější nárůst nedá očekávat. Za těchto podmínek bude možné získat dobrou cenu jen za odpovídající kvalitu. Jedním z hlavních produktů chovu krav BTPM je zástavový dobytek. V tomto odvětví lze kvalitu definovat jako homogennost zástavové skupiny, která je kromě výše uvedené sezónosti telení závislá na stejnorodosti co do rasy. Různorodost zástavové skupiny snižuje rentabilitu výkrmu ve výkrmně a následně i rentabilitu zpracování na jatkách. Tento aspekt může být jedním z důvodů neochoty řezníků zohlednit v ceně kvalitu masných zvířat vůči zvířatům pocházejícím z chovů zaměřených na produkci mléka. Biodiverzita v tomto směru je pro biodiverzitu TTP škodlivá, protože znemožňuje dobré zpeněžení a tak odrazuje od obhospodařování půdy. Lze doufat, že u nás po počátečním „testování“ různých ras dojde v této oblasti ke zlepšení. Mezi cíle chovu dobytka na TTP patří péče o životní prostředí. Jednou z možností jak zvýšit realizační cenu je zakomponovat tuto informaci do nabízeného výrobku pomocí buď regionálních značek, které v zákazníkovi evokují oblast, z níž daný výrobek pochází, toto by mohlo být zajímavé pro některá zvláště chráněná území, nebo pomocí označení, která dosvědčují, že byl výrobek připraven v souladu s určitými pravidly, např. ekologického zemědělství. Tato cesta by mohla být vhodná k rozvoji chovu ovcí, neboť jatečná zvířata jsou finalizována přímo na mateřské farmě, na rozdíl od skotu, který často farmu opouští jako zástav. Stát Dotace provozního charakteru ovlivňují v posledních letech výrazně hospodářský výsledek zemědělských podniků v ČR, jak je vidět na příkladu z roku 2003 uvedeném v Tab. 1. Z tabulky, je patrné, že pro podniky hospodařící v horských a podhorských oblastech byly nejvýznamnějšími tituly: Podpora méně příznivých oblastí, Údržba travních porostů pastvou v rámci podpory mimoprodukčních funkcí zemědělství, a dotační titul Chov krav BTPM, chov ovcí a koz. Po vstupu České republiky do EU v roce 2004 došlo v těchto titulech k určitým změnám, jejichž krátkou analýzu s ohledem na potenciální vliv na údržbu TTP nabízíme v následujících odstavcích. Tab. 1. Vybrané finanční ukazatele za rok 2003 (Kč/ha zemědělské půdy) Právnické osoby Fyzické osoby Horské a Horské a Produkční Produkční podhorské podhorské oblasti oblasti oblasti oblasti Hospodářský -417 48 2 164 1 491 výsledek* Provozní dotace 3 393 2 405 4 067 1 748 z toho Podpora méně příznivým 1 278 73 1 164 22 oblastem Údržba travních 408 27 1 073 73 porostů pastvou Chov krav 334 13 792 33 BTPM Zdroj: Výběrové šetření FADN, podle Zpráva o stavu zemědělství ČR za rok 2003 * Rozdíl příjmů a výdajů v případě fyzických osob

Dotační titul Chov krav bez tržní produkce mléka, chov ovcí a koz, který byl vyplácen na tele od krávy BTPM a na ovce a kozy, byl diferencován co do výše podpory podle typu méně příznivých oblastí. Díky těmto charakteristikám podporoval přímo rozvoj chovu přežvýkavců v oblastech ohrožených nedostatečným využitím TTP. Po vstupu do EU byl tento titul částečně nahrazen jednotnou platbou na plochu (SAPS), která je vyplácena na hektar zemědělské pudy bez zvláštních podmínek, a dále některými tituly z národních doplňkových plateb (TOP-UP). Z doplňkových plateb se v roce 2004 jednalo o platbu na krávy bez tržní produkce mléka, o platbu na bahnice a kozy, a o platbu na velkou dobytčí jednotku skotu. V roce 2005 byly tyto platby sloučeny do jednotné platby na chov přežvýkavců, vyplácené na velkou dobytčí jednotku skotu, ovcí a koz. Tento vývoj zeslabuje pobídku pro farmáře, aby chovali dobytek v méně příznivých oblastech, a to z několika důvodů: i) SAPS představuje „odpojení“ (decoupling) části plateb od výroby a jak jsme ukázali na jednoduchém ekonomickém modelu výše, tyto platby teoreticky nemají žádný vliv na množství chovaného dobytka a i ve skutečnosti mají pouze slabý vliv, ii) ze systému plateb zmizelo finanční zvýhodnění pro méně příznivé oblasti, iii) přechod k výplatě těchto plateb na veškerý skot zmenšuje množství peněz zbývající pro podporu extenzivních systémů (krav BTPM a ovcí). Podpora méně příznivým oblastem byla před vstupem do EU vyplácena na hektar travního porostu nacházejícího se v těchto oblastech a jedním z hlavních omezení, které bylo pro její obdržení nutné respektovat, byla průměrná intenzita chovu hospodářských zvířat na hektar zemědělského pozemku (ve velkoplošných zvláště chráněných územích 0,15 – 1,00 VDJ/ha). Po vstupu do EU došlo k určitým změnám ve vymezení méně příznivých oblastí a k výraznému navýšení plateb, které jsou nadále vypláceny na hektar travního porostu. Intenzita chovu hospodářských zvířat se musí pohybovat mezi 0,15 a 1,50 VDJ/ha veškerých zemědělských pozemků, přičemž lze pozitivně hodnotit, že se nyní do výpočtu zatížení započítávají pouze přežvýkavci. Další změnou k lepšímu je povinnost dodržovat „Zásady správné zemědělské praxe“, mezi nimiž hlavně povinnost sklízet travní porosty nejméně dvakrát ročně a odklidit biomasu z pozemku přispívá k údržbě TTP. Přesto je otázkou, zda by stát za peníze vynaložené v rámci tohoto programu (2,6 miliardy v roce 2004) nemohl požadovat více. Mezi agroenvironmentálními opatřeními byl v roce 2003 nejvýznamnější titul Údržba travních porostů pastvou. Tento titul kontroloval zejména aktuální denní intenzitu na travních porostech přihlášených do programu. Opatření bylo nabízeno ve dvou variantách lišících se právě požadovanou intenzitou, přičemž varianta s vyšší intenzitou chovu byla finančně zvýhodněna. Další povinností bylo skutečně spásat minimálně 30% přihlášených pozemků a na tyto skutečně spásané pozemky byl vyplácen příplatek. Po vstupu do EU je hlavním agroenvironmentálním opatřením k podpoře údržby TTP titul Ošetřování travních porostů. Tento titul rozlišuje mezi loukami (pozemky výhradně sečené) a pastvinami (pozemky pasené a eventuálně sečené). Pro každý z těchto typů TTP je nabízena jedna dohoda „základní“ a několik dohod speciálních, do kterých mohou být přihlášeny pouze pozemky nacházející se ve zvláště chráněných územích. Dohody obsahují různé stupně omezení intenzity hnojení, v případě luk pak dále podmínky upravující termín první seči, eventuálně vynechávání pásů při první seči. V případě pastvin se jedná o různé stupně aktuální denní intenzity pasených zvířat. Pozitivně lze hodnotit skutečnost, že tento nový titul je nabízen jako celofaremní a vyžaduje tedy přihlášení všech travních porostů. Tato opatření se zdají být pro farmáře ekonomicky zajímavá, v roce 2004 pod ně bylo přihlášeno 73% všech TTP. Závěr Výše analyzované ekonomické mechanismy jsou schopny zvýšit nebo snížit intenzitu využívání trvalých travních porostů chovem dobytka, ale pouze na úrovni farmy, přinejlepším určitého typu TTP (pastvina, louka). Problémem zůstává intenzita obhospodařování

jednotlivých parcel. Lze si jednoduše představit, že dosažení průměrné intenzity chovu 0,15 VDJ/ha u farmy hospodařící na 1000 ha, ve skutečnosti znamená zatížení 1,5 VDJ/ha na 100 ha a 0 VDJ/ha na zbývajících 900 ha obdělávaných pouze v minimálním rozsahu právě postačujícím pro získání určité podpory. Tento problém může být výraznější v České republice s jejími velkými zemědělskými podniky, než ve starých zemích EU, v nichž zvláště v méně příznivých oblastech převládají menší farmy rodinného typu. V chráněných územích není možné spoléhat na tržní mechanismy či výše uvedené politické nástroje. Bylo by vhodnější využít určitého systému individuálních dohod s farmáři, ve kterých by byl stanoven režim obhospodařování jednotlivých pozemků s ohledem na farmu jako celek. Takový systém je v současné době využíván vedle plošných agroenvironmentálních opatření například v sousedním Rakousku. V případě ochrany cenných lokalit je pravděpodobné, že získaná hodnota v podobě biodiverzity travních porostů výrazně přesáhne zvýšené administrativní náklady spojené s tímto typem ochrany.

9. Plánování pastvy 9.1 Definování cílového stavu Před zavedením pastvy na lokalitě si musíme stanovit, čeho chceme pastvou dosáhnout. Lze stanovit zhruba tyto základní cíle: 1. Pastvina jako cílový stav Vlivem častého a nízkého spásání se složení porostu mění ve prospěch druhů s přízemním rozložením asimilačních (listy, stonky) orgánů. Pastevní porost se strukturně liší od porostu lučního, i když může obsahovat stejné druhy rostlin. • •

pastevní porost je odolný proti okusu i sešlapu a skládá se z proplétajících se přízemních částí rostlin tak, že prakticky pokrývají celý povrch půdy u luk po pokosení zůstává strniště, které nezakrývá celý půdní povrch

Proces přeměny louky v pastvinu je velmi dlouhodobý, teprve po 5 až 10 letech od zahájení pastvy se vytvoří hustý drn a zhruba po 40 letech můžeme říci, že máme typický pastevní porost v plné výkonnosti. Proto byly pastviny v některých zemích, na rozdíl od luk, ceněny podobně jako vzrostlý les. Většina obecních pastvin s těmito porosty zanikla u nás po druhé světové válce. Dnes se z pohledu struktury porostu pase většinou na loukách, nesprávně označovaných jako pastviny. Pro obnovu pastvin je nutná celosezónní dlouhodobá pastva.

2. Zamezení zarůstání dřevinami Pro tento účel je výhodné využití intensivní pastvy ovcí a koz.

3. Zpřístupnění živin pro oligotrofní porosty Dlouhodobým kosením a sklizní sena z oligotrofních (s nízkým obsahem přístupných živin) společenstev dochází k postupnému ochuzování stanoviště, které se může negativně projevit snižováním druhové diversity (bohatosti). Často se dnes zapomíná, že louky byly kromě kosení také občasně či pravidelně přihnojovány statkovými hnojivy.

Na rozdíl od lučního využívání u pastvin většina živin zůstává na stanovišti a dochází k jejich zpřístupnění pro rostliny (výkaly zvířat). 4. Odstranění živin a biomasy z živinově bohatých (eutrofních)stanovišť Pro tento účel je možné využití „půldenní“ pastvy. Pasené území se rozdělí na více oplůtků, z nichž alespoň jeden by měl být umístěn mimo „ochranářsky cennou vegetaci“. Princip spočívá v tom, že - lačná zvířata vyženeme do oplůtku, v němž chceme snížit úroveň trofie. Po několika hodinách, kdy zvířata s plným bachorem začínají ulehat, přeženeme stádo zpět do vypasené ohrady s „ochranářsky méně cennou vegetací“, kde dochází k odpočinku, přežvykování a defekaci zvířat. Jedná se v podstatě o opačný efekt dobře známého košárování. Uvedená technika pastvy by mohla najít uplatnění v péči o stepní a jiné lokality, které není možné strojně kosit, a to jak s využitím ovcí, tak především masných plemen skotu. Tento způsob pastvy je velice náročný na organizaci a při pozdním vyhnání zvířat z oplůtku může naopak dojít k obohacování porostu o živiny (eutrofizaci porostu).

9.2 Hospodářské limity ze strany zemědělce Extenzivní využití travních porostů a jeho limity • ve druhovém složení větší variabilita než výnosová - přizpůsobení druhů srážkovým podmínkám • růst a výnos píce je minimálně o 50% nižší než u intenzivně obhospodařovaných porostů • u sečného využití je pro produkci sena nebo travní siláže z ekonomického hlediska limitující výnos 3 tuny sušiny z 1 ha • při časné seči nejsou rozdíly oproti intenzivnímu využití v kvalitě píce veliké - pozdní seč výrazně zhoršuje kvalitu a stravitelnost organické hmoty obvykle nepřekračuje 60 % • píce s nižší stravitelnosti není vhodná pro vysoko-produkční chovy (dojnice, býci), ale může být využita v odchovu ovcí, jalovic a v pastevním odchovu krav bez tržní produkce mléka • i při vyšším obsahu živin (časná seč nebo pastva ) polo-přirozené porosty obsahují antinutriční látky, které snižují jejich využitelnost • při pastevním využití je produkce z 1 ha nízká, zhruba o 40-70% nižší než při intenzivní pastvě • průměrné denní přírůstky zvířat jsou ale obdobné jako u intenzivní pastvy. Příčinou je selektivní pastva, kdy zvířata přednostně spásají nízké ostrůvky s kvalitnější pící. • extenzivní pastvou můžeme obhospodařovat větší rozlohy travních porostů než při intenzivní pastvě • extenzivní pastva je při využití dotačních titulů ekonomicky zajímavým způsobem obhospodařování travních porostů

Druhy a kategorie hospodářských zvířat pro extenzivní pastvu a) vhodné: mastná plemena skotu, ovce, koně, jalovice b) nevhodné: vysoko-produkční dojnice, intenzivní výkrm býků

9.3 Technická zařízení na pastvinách Oplocení pastvin Při pastevním odchovu zvířat se můžou zvířata pást volně pomocí pastevce a pasteveckých psů nebo v ohrazených pastvinách. V následujícím přehledu uvádíme stručný přehled nejčastějších způsobů ohrazení travního porostu. Oplocení pastvin můžeme rozdělit na pevné nebo mobilní. Pevné oplocení • dřevěné – na svislé kůly se přibíjí dřevěná bidla. I přes namoření dřeva není životnost dlouhá a vybudování oplocení je poměrně pracné. • kovové – je poměrně nákladné, ale pro svoji trvanlivost a pevnost je kovové oplocení používáno většinou v naháněcích uličkách a manipulačních ohradách. • kombinované (kov a dřevo) – na kovových sloupcích jsou přivařená oka do kterých se vkládají dřevěná bidla. Kovové sloupky mají poměrně dlouhou životnost, ale bidla se musí měnit podle kvality dřeva 1x za 3-5 let. • elektrické – na svislých sloupcích z různých materiálů (dřevo, kov, plastické hmoty) jsou izolátory ve kterých jsou horizontálně vedeny vodiče (železný drát, lanka). Vzdálenosti drátů volíme podle druhu a kategorie pasených zvířat. Elektrický proud může být také veden pouze v některých řadách vodičů. Správnou funkci zdroje impulsů je nutné pravidelně kontrolovat po celém obvodu, protože při přerušení elektrického proudu zvířata oplocení ignorují. Důležité je také kosení trávy pod vodiči proudu, protože při jejich dotyku se výrazně snižuje napětí. Kontrolu můžeme provádět speciální zkoušečkou nebo odvážní i stéblem trávy. Mobilní oplocení Používáme při dělení větší pastviny, například v jarním období, kdy chceme část pastviny pokosit, nebo při příležitostném vypásání ploch mimo oplocenou pastvinu. K oplocení se používají pastevní kolíky z různých materiálů (plast, laminát, kov) na kterých jsou úchyty pro lanko, pásku nebo síť s vodičem elektrického proudu. Lze použít i dřevěné laťky s našroubovanými izolátory (nebo vruty izolované rozříznutou hadičkou z pryže nebo plastické hmoty), limitující je doba životnosti latěk. V blízkosti komunikací a veřejných cest je nutné označit elektrické oplocení viditelnými výstražnými nápisy. Oplocení pastviny ostnatými dráty, běžné v mnoha zemích (např. Dánsko, Francie, Holandsko Německo, Spojené království, Kanada), není z důvodu poranění volně žijících zvířat v České republice doporučováno. U ekologického zemědělství je jejich použití zakázáno. Zdroj elektrických impulsů Zdroje impulsů vysílají přerušované elektrické impulsy o napětí 2 000 – 12 000 V v závislosti na typu a délky oplocení, která může být u síťových zdrojů až 350 km. Zdroje impulsů pro elektrické ohradníky dělíme podle napojení na zdroje energie: • síťové – zapojujeme do elektrické sítě. Jsou vhodné pro pastevní areály v blízkosti ustájení zvířat • bateriové – energii získávají z baterií. Výhodou je mobilnost zdroje a nevýhodou je nutnost dobíjení nebo výměny baterií. Jejich použití je vhodné na odlehlých pastvinách. • solární – energii získávají ze slunečního záření, která se předává do baterií. Výhodou je mobilnost zdroje a nevýhodou jsou vysoké pořizovací náklady a možnost krádeže. Jejich použití je na odlehlých pastvinách.

Značku a typ volíme podle počtu a délky elektrických vodičů v oplocení a finančních možností. Obr. Doporučené výšky elektrických ohradníků pro různá hospodářská zvířata 140 cm

Koně

90 - 100 cm

50 cm

Skot a ovce 80 - 90 cm

50 cm

20 cm

100 - 110 cm

Skot

75 - 90 cm

45 - 60 cm

5-10m

Ovce 80 - 90 cm

50 - 60 cm

20 - 40 cm

Ostatní technická zařízení Vážení zvířat K vážení zvířat můžeme použít klasické mechanické dobytčí nebo moderní tenzometrické váhy. Drbadla Na pastvinách by mělo být zvířatům umožněno drbání. Jestliže jsou zvířata pasena v elektrických ohradnících na plochách, kde chybí vzrostlé stromy nebo nejsou přirozené terénní překážky (skalky, zbytky ohrazení) o která se zvířata mohou podrbat, je vhodné na pastvinách vybudovat jednoduchá drbadla. K tomuto účelu poslouží hluboko zatlučené kůly do země. Stín Při dlouhotrvajících vysokých teplotách v letních měsících by měl být zvířatům umožněn přístup do přirozeného stínu (stromy) nebo pod jednoduché přístřešky. Při déletrvajícím pobytu zvířat na slunci může dojít k přehřátí zvířete a někdy i k následnému úhynu. Napájení zvířat na pastvině Po kvalitním pastevním porostu a vhodném oplocení je zajištění dostatečného množství a kvality vody další nezbytnou podmínkou pro pastvu zvířat. Ačkoliv pastevní píce může obsahovat 70-90 % vody, je napájení zvířat nezbytným předpokladem pro pastevní odchov zvířat. Pro napájení můžeme využít stávajících vodotečí, vybudovat pastevní vodovod nebo vodu dopravovat na pastviny v cisternách. Potřeba vody kolísá podle průběhu počasí, kvality pastevní píce, velikosti zvířete a produkce mléka u dojených zvířat. Tab. X Orientační průměrná denní potřeba vody pasených zvířat Zvíře množství l vody na 1 den Zvíře dojnice 80-120 koza masný skot 30-50 kůň jalovice 20-30 hříbě ovce 6-8 prase jehně 3-5

množství l vody na 1 den 6-8 20-30 10-20 10-15

Vyšší potřeba bude při vyšších teplotách v létě nebo při spásání suchého porostu. Potřeba bude nižší za chladných a deštivých dnů anebo při spásání šťavnaté píce. Na pastvině by mělo být tolik napájecích míst, aby nedocházelo k nadměrnému narušování drnu a půdní erozi kolem napájecího místa, které by mělo dostačovat zhruba na 50 ks skotu, tak aby mohlo pít současně asi 5 – 8 zvířat. V případě, že na pastvině není rozvod vody, musíme zvířatům zajistit dostatečný zdroj vody: Napájení z potoků Při volném přístupu zvířat k potoku dochází k narušování a rozbahňování břehů a následnému znečištění. Při trvalém využití je proto nutné zřídit napajedla se zpevněným povrchem a vyplotit zvířatům v těchto místech přístup k vodě. Samozřejmě se musí jednat o kvalitní nezávadnou vodu. Napajedla V místech, kde je možnost využít podchycení vhodného vodního zdroje (prameniště, potůček), je možno vybudovat žlabová nebo kontejnerová napajedla (kameninová, dřevěná,

kamenná, plechová nebo z plastických hmot). Opět by se mělo jednat o zpevněná místa (štěrk, pražce, dláždění), aby nedocházelo k nadměrnému narušování povrchu půdy v okolí napajedla. Napájecí cisterny Na pastvinách bez přirozeného zdroje vody, na pastvinách bez vybudovaných napajedel anebo při příležitostné pastvě se používají mobilní napájecí cisterny s několika napáječkami. Voda se vozí za stádem a doplňuje se podle spotřeby zvířaty. Jelikož je tento způsob napájení nákladný, je z ekonomického hlediska nutno zvážit, zda se nevyplatí (zvláště na trvalých pastvinách) zbudování stálého napájecího zdroje.

9.4 Plánování zatížení pastviny Zatížení pastviny je vyjadřováno počtem nebo hmotností zvířat na jednotku plochy. Obvykle se v České republice udává v počtech dobytčích jednotek (DJ) na 1 ha pastviny (1 DJ je 500 kg živé hmotnosti zvířete), v zahraničí se udává i vyjádření v kg nebo i v počtech kusů druhů zvířat stejné kategorie na 1 ha. Kolik zvířat je možné na pastvině pást, závisí na našich možnostech a cílech. V praxi mohou nastat dva případy: 1) Máme určitou plochu pastviny a potřebujeme vědět kolik kusů zvířat na ni uživíme. Následující výpočet nám dá hrubou představu maximálního počtu zvířat, která je možno pást. • • • • •

celková plocha travních porostů na celou pastevní sezónu (PP) - např. 5 ha odhadovaný průměrný výnos sušiny pastviny z 1 ha (PV) - např. 3 000 kg.ha-1 odhadnutá délka pastevní sezóny ve dnech (DP) - např. 153 dní (1.5.-30.9.) odhad průměrné živé hmotnosti paseného zvířete (ŽH) - (počáteční hmotnost + konečná hmotnost / 2) - např.: dojnice 550 kg, jalovice 350 kg, kůň 500 kg, ovce 60 kg) odhad maximálního počtu zvířat (MP), která mohou být na pastvině pasena celou pastevní sezónu (PP) x (PV) ───────────── = (MP) (0,04) x (ŽH) x (DP) 5 x 3000 kg/ha ──────────── = 4,46 krávy (MP) (0,04) x 550 x 153

Maximálně můžeme na dané pastvině pást 4 krávy. Číslo 0,04 znamená, že zvířata mají denní potřebu píce v průměru 4 % jejich živé hmotnosti. Výpočet zatížení pastviny: 4 krávy x 550 kg = 2 200 kg celková živá hmotnost krav 2 200 kg / 500 kg = 4,4 DJ na pasené ploše 5 ha 4,4 DJ / 5 ha = 0,88 DJ na 1 ha Zatížení pastviny je 0,88 DJ * ha-1

2) Máme daný počet zvířat (10 ks jalovic s průměrnou živou hmotností 350 kg) a potřebujeme vědět minimální plochu pastviny. Následující výpočet nám dá hrubou představu. (MP) x (ŽH) x (0,4) x (DP) ────────────────── = (PP) (PV) 10 jalovic x 350 kg x (0,04) x 153 dní ──────────────────────── = 7,1 ha (PP) 3 000 kg.ha-1 Potřebná plocha pastviny je tedy 7,1 ha. Výpočet zatížení pastviny: 10 jalovic x 350 = 3 500 kg celková živá hmotnost jalovic 3500 kg / 500 kg = 7 DJ na pasené ploše 7,1 ha 7 DJ / 7,1 ha = 1 DJ na 1 ha. Celkové zatížení pastviny je 1 DJ * ha-1.

9.5 Dotace na údržbu trvalých travních porostů (převzato se svolením autorů z časopisu Krkonoše 2005/4: 12-13, článek: O čem se hovoří: Pan Horák hospodaří v národním parku, autor: Zdeňka Flousková a její rozhovor s Mgr. Andreou Moravcovou) Příklad první: Pan Horák obhospodařuje 50 ha zemědělské půdy. Většina pozemků, na kterých hospodaří, není přímo v jeho vlastnictví, ale má je pouze pronajaté. 30 ha jeho půdy je přímo na území Krkonošského národního parku a 20 ha v ochranném pásmu národního parku. Neobhospodařuje žádná pole, ale pouze louky a pastviny (trvalé travní porosty). V jeho zájmu není co nejvyšší produkce trávy nebo sena, ale především údržba krajiny. A k tomu mu pomáhají chovaná zvířata. Pan Horák vlastní 30 kusů krav. A protože chov dobytka pro něj není hlavním zdrojem příjmů, využívá dotací. O který typ dotací se pan Horák může ucházet a co pro to, aby je získal v maximální míře, musí udělat? Na úplném začátku se pan Horák musí zaregistrovat na okresní Zemědělské agentuře ministerstva zemědělství, kde je jeho povinností vymezit si půdní bloky v registru evidenci půdy (LPIS). Zde také dostane veškeré formuláře a vysvětlení. Zároveň má povinnost nahlásit chovaná zvířata do evidence na ministerstvu zemědělství. Od tohoto okamžiku má nárok na základní přímé platby na plochu, tzv. SAPS. Přímou platbu, která v roce 2004 byla 1 800 Kč/ha, dostává automaticky každý hospodář. K těmto přímým platbám dostávají hospodáři ještě doplňkové platby, například platbu na krávu nebo na ovci. Je známé, že dotace EU zvýhodňují zemědělce, kteří hospodaří za méně příznivých podmínek nebo v oblastech se zvláštním režimem, jako jsou třeba chráněná území. Co to v případě pana Horáka konkrétně znamená? Vzhledem k tomu, že pan Horák hospodaří v horských a podhorských polohách, může zároveň využít ještě dotací na podporu nepříznivých oblastí, tzv. LFA. Pokud však pan Horák vstupuje do tohoto programu, zavazuje se, že v tomto území bude hospodařit minimálně 5 let. Nemusí hospodařit na stejných pozemcích, ale ve vymezené oblasti, kde je možno požádat o dotaci na podporu nepříznivých oblastí. Aby mohl získat tyto dotace, musí hospodařit minimálně na 5 ha půdy v ochranném pásmu, na území národního parku minimálně na 2 ha půdy. Při péči o travní porosty musí dále dodržovat tzv. dobytčí jednotku od 0,2 do 1,5 DJ/ha (tzv. dobytčí jednotky na hektar). V praxi to znamená že jeden hektar louky může spásat minimálně jedna jalovice a maximálně jedna kráva a jedna jalovice. (1 kráva = 1 DJ, 1 jalovice = 0,5 DJ.) Obě tyto podmínky pan Horák bezesporu splňuje. Celé území národního parku a jeho ochranného pásma je v rámci vymezených oblastí LFA zařazeno do oblasti horské, tedy oblast s nejvyšší dotací, která činní 4 460 Kč/ha. Když to shrneme, pan Horák si může podat žádost o zjednodušené přímé platby SAPS na údržbu zemědělské půdy a zároveň žádost o dotaci LFA na podporu hospodaření v nepříznivých oblastech. Obě žádosti, jak víme, je třeba podat do 15. května na zemědělské agentuře. Ano, a pokud tedy pan Horák využije těchto dotací, automaticky dostane finance ve výši 6 260 Kč/ha. On však ví, že existují ještě další dotace. Jsou to tzv. agro-environmentální programy, jejichž úkolem je nejen podpora zemědělství, ale také ochrana životního prostředí a údržba krajiny. Avšak vstup do těchto programů je již poněkud složitější.

Co je třeba udělat pro to, aby náš zemědělec dosáhl i na tyto finance? Pan Horák si již při registraci na zemědělské agentuře v rámci žádosti o dotace LFA a SAPS vytvořil půdní bloky. Ty může zároveň také využít pro vstup do agro-environmetálních programů. Vzhledem ke svému zaměření by pan Horák rád využil podprogramu Ošetřování travních porostů. V tomto opatření jsou zvlášť rozděleny louky a pastviny. Proto se pan Horák musí rozhodnout, které půdní bloky přihlásí do luk a které do pastvin. Vzhledem k tomu, že pan Horák nemá takový počet zvířat, aby si mohl veškeré pozemky, na kterých hospodaří, přihlásit do pastvin, rozhodl se tedy, že část přihlásí do luk. Základní rozdíl mezi loukami a pastvinami je v tom, že na loukách se nesmí pást a také rozdíl ve výšce dotací. Jaké jsou základní podmínky pro vstup do podprogramu Ošetřování travních porostů? Hospodář musí pečovat minimálně o 5 hektarů zemědělské půdy v ochranném pásmu, nebo o 2 ha v národním parku a musí vlastnit 0,2 DJ/ha (tj. například jednu ovci). Na loukách i pastvinách se může hnojit do 40 kg/ha. Louky musejí být posekány do 15. 7. každého roku, pouze ve zvláštním případě (např. při nepřízni počasí) lze požádat o posun seče. Na pastvinách se musí dodržovat množství pasených zvířat mezi 0,2 – 1,25 DJ/ha. K pozemkům, které si pan Horák přihlásil do pastvin, si musí vést záznamy o probíhající pastvě během roku, tzv. pastevní deník. Ten musí po každém pastevním období odevzdat na zemědělské agentuře. Pastviny může klidně využít i na seno, tzn. že nejdříve sklidí seno, a pak na otavu vyžene zvířata. Každý půdní blok, který je přihlášen do pastvin, se musí alespoň jednou ročně přepást zvířaty. Už není dáno, jak dlouho zvířata na půdním bloku musejí být, ale měla by tam být tak dlouho, aby zbylo co nejméně nedopasků. Protože do 30 dnů po skončení každé pastvy je pan Horák povinen nedopasky posekat. Při vstupu do těchto programů se zavazuje k tomu, že bude na vymezených půdních blocích hospodařit 5 let. V jeho dobrém zájmu je si samozřejmě zajistit nájemní smlouvy na celé pětileté období, aby nedošlo k nepříjemnostem. Žádost o vstupu do agro-environmetálních programů musí pan Horák podat nejdéle do 30. října 2005, aby mohl dotace začít pobírat od roku 2006. Každý rok si pak musí do konce dubna podat žádost o vyplacení dotace. Projeví se i u tohoto typu dotací to, že má pan Horák obtížnější podmínky pro své hospodaření? Vzhledem k tomu, že pan Horák hospodaří na území národního parku, může být maličko zvýhodněn. Může využít tzv. extenzivní tituly. V případě luk má možnost se přihlásit do titulů Posun termínu seče nebo „Posun seče ve formě pásů“. Druhý ze jmenovaných titulů je nabídnut z důvodů ochrany druhové rozmanitosti hmyzu. Pro pana Horáka je například výhodný titul „Posun termínu seče“. Louky přihlášené do tohoto titulu se nesmějí hnojit a mohou se sekat až po 15. červenci. Na pastvinách může využít titul Extenzivní pastviny. Na těchto půdních blocích se také nesmí hnojit a pan Horák zde musí dodržovat nižší pastevní intenzitu (0,4 – 1 DJ/ha – maximálně jedna kráva na 1ha pastviny). Počítejme tedy znovu společně. Kolik tedy pan Horák obdrží financí? Jak již bylo řečeno výše, jako základ jsou přímé plošné dotace SAPS 1 800 Kč/ha + podpora nepříznivým oblastem LFA 4 460 = 6 260 Kč/ha. Na půdních blocích, které má přihlášené do agro-environmentální programů, se k tomuto základu ještě připočítávají další platby. Na loukách v ochranném pásmu to je 1 920 + 6 260 = 8 180 Kč/ha. Na loukách, které jsou na území národního parku – titul „Posun termínu seče“ – je dotace 5 130 Kč/ha + 6 260 = 11 390 Kč/ha. U pastvin se načítá platba 2 890 + 6 260 = 9 150 Kč/ha. 4 330 Kč/ha je základní platba pro „Extenzivní pastviny“ + 6 260 = 10 590 Kč/ha.

Co když má pan Horák na svých pozemcích malou, ale přírodovědně hodnotnou lokalitu – například mokřad? Ano, vzhledem k tomu, že agro-environmetální dotace mají také podporovat ochranu přírody a údržbu krajiny, je možno využít ještě program Péče o krajinu. Pro hospodáře v Krkonoších je prospěšné zajímat se především o dotační tituly „Trvale podmáčené louky a rašelinné louky“ a „Ptačí lokality na travních porostech – chřástal polní“. Na zemědělské agentuře v evidenci půdy jsou již tyto lokality přesně vyznačené. Pokud pan Horák má na některých svých pozemcích tyto evidované lokality, má právo na dotaci, ale musí dodržovat daný typ hospodaření. V případě přítomnosti chřástala se louka může posekat až po 15. srpnu a musí se sekat s ohledem na přítomnost chřástala polního od středu pozemku. Platba na plochu u tohoto titulu je 5 180 Kč/ha, u podmáčených luk je platba 12 000 Kč/ha. Podmáčenou plochu musí pan Horák posekat ručně nebo lehkou mechanizací (kosa, křovinořez) v předem daném termínu a posečenou trávu musí odklidit. Samozřejmě že i k těmto titulům se připočítává přímá platba SAPS a LFA. Kdo kontroluje, zda pan Horák dodržuje všechny podmínky hospodaření, závazné pro dotace? U všech jmenovaných dotací je základní podmínkou, že pan Horák bude hospodařit podle zásad správné zemědělské praxe a ochrany přírody, bude dodržovat specifické směrnice a podmínky. Vzhledem k tomu, že jde o nemalé finanční částky, je dodržování veškerých podmínek všech programů přísně kontrolováno ze strany Státního zemědělského intervenčního fondu. Veškeré pozemky by měly být vysekány až ke krajům. Na loukách a pastvinách může být jen určitý počet solitérních stromů, a je-li v půdním bloku remízek, měl by být vyjmut. Pokud hospodář umístí během pětiletého období na půdní bloky nebo díly například hnojiště nebo kompost, budou mu tyto objekty při kontrole na místě odečítány z výměry. Kontrolní úřady tolerují odchylku od zadané výměry 3 %. Pokud je zjištěno porušení daných podmínek hospodaření, kontrolní orgán uloží sankce. Příklad druhý: Pan Budař pravidelně udržuje plochu 5 ha kolem své a sousedovy chalupy v národním parku. Louku kosí a usušené seno přenechává jinému hospodáři. Má nárok na dotace od Evropské unie? V případě, že hospodář pouze udržuje louku, ale nechová hospodářská zvířata, jeho možnosti jsou mnohem omezenější. Z peněz od Evropské unie může využít pouze základní zjednodušené přímé platby SAPS, kde je podmínkou pro vstup minimální výměra 1 ha. Pokud má o tuto platbu zájem, jeho povinností je vytvořit si půdní bloky na zemědělské agentuře, jak již bylo popsáno na předchozím příkladu. Ale vzhledem k tomu, že pan Budař pečuje o louky na území národního parku, může využít Programu péče o krajinu. Peníze z rozpočtu ministerstva životního prostředí rozděluje Správa KRNAP, která také přijímá žádosti. O tomto programu jsme více informovali v minulém čísle časopisu Krkonoše. A jak tomu bude za stejných podmínek v ochranném pásmu? Zde jsou možnosti bohužel ještě omezenější. Pan Budař si může zažádat pouze o zjednodušené přímé platby SAPS. Programu péče o krajinu již v ochranném pásmu nelze využít. Jsou všechna výše uvedená čísla definitivní? V letošním roce dojde ještě k upřesnění výše zjednodušené přímé platby SAPS a budou mírně upřesněny také podmínky některých programů.

Kde je možné získat informace o těchto dotačních programech? Pro ty, kteří mají zájem dozvědět se o všech programech a možnostech financování něco blíže, jsou připraveny brožury: Přímé finanční podpory na ochranu přírody v hospodářské krajině pro zemědělce – Ministerstvo životního prostředí, Praha 2004. Agroenvironmentální programy České republiky – Ministerstvo životního prostředí ve spolupráci s Ministerstvem zemědělství, Praha 2004. Agroenvironmentální programy na květnatých podhorských loukách – Vzdělávací a informační středisko Bílé Karpaty, o. p. s., Veselí nad Moravou 2004. Agroenvironmentální programy na mokrých a podmáčených loukách – Základní organizace Českého svazu ochránců přírody Vlašim, Vlašim 2004. Agroenvironmentální programy na orné půdě – ZO ČSOP Bílé Karpaty ve spolupráci s Agenturou SAPARD, Správou ochrany přírody, Daphne ČR a Daphne SK, 2004. Vysvětlení zkratek: LPIS – Land Parcel Identification System – systém pro vedení a aktualizaci evidenci půdy SAPS – Single area payment scheme – jednotná platba na plochu LFA – Less-favoured areas – méně příznivé oblasti

Příloha 2

Příloha 2: Diet selection of sheep in relation to spatial heterogeneity of grasslands Miroslav Dvorský1, Jan Mládek1 & Zuzana Münzbergová2 1 2

Katedra botaniky PřF UP, Olomouc Katedra botaniky PřF UK, Praha

Abstract This article summarizes results after the second season of three-year research in defoliation pattern of sheep. The research takes place on four extensively grazed pastures within the Bílé Karpaty landscape protected area. The objective of the research is to explore the diet selection of sheep and to reveal the causes and consequences of this selection for the structure and species composition of the vegetation. The qualitative and quantitative characteristics of single species have been assessed to find out the common traits of preferred plants. The methodics principle is monitoring of cover and degree of defoliation of species in a grid of permanent plots placed on transects. The most preferred species are Poa pratensis, Festuca rubra, Brachypodium pinnatum, Trisetum flavescens, Bromus erectus and Elytrigia repens. As for the common trait the species are either graminoids or perennial herbs, both with high abundance and nutrition potential. The species abundance itself seems to be the best explanatory factor in sheep preferences (linear regression analysis, r2=0,9). Although insignificantly, the preferences are also influenced by the nutrition potential of species and by species composition of surrounding vegetation. Keywords: diet selection, selective grazing, defoliation pattern, spatial heterogeneity Nomenclature: Kubát et al. (2002) Introduction Grazing activity, herbage removal and diet selection Nowadays, grazing is more often used for management of many types of grassland communities which were regularly maintained by mowing in the past. However, livestock fundamentally change the structure and plant species composition of vegetation due to three major mechanisms: diet selection, disturbation of soil surface and dung deposition (BAKKER, 1989). Most studies are dedicated to the complex influence of grazing activity on plant communities (e.g. GIBSON ET BROWN, 1992; PAVLU ET AL., 2003; SCHLÄPFER ET AL. 1997); fewer studies concentrate particularly on trampling (COLE, 1995), influence of excrements (MALO ET SUAREZ 1995) and diet selection (DUMONT ET AL., 1995, LEPŠ ET AL., 1995). Results from an observational cattle-grazing study from Switzerland (see BUTLER ET AL., 2004) show that these three factors characterizing the grazing activity of herbivores have significantly different spatial and temporal pattern in relation to nature conditions at a locality (slope, nutrition potential of vegetation) and management induced structures (distance to enclosure or water source). The relative contribution of these factors to vegetation forming was studied also experimentally (KOHLER ET AL., 2004). The seasonal development of vegetation on pasture was compared with that on experimental area where separate effects of grazing activity were simulated (trampling, fertilizing with excrements and herbage removal 1

Příloha 2

carried out by repeated cutting). Repeated biomass removal was revealed as the most important factor to keep the spatial heterogeneity of pasture vegetation (at small scale, here 4m2). Unlike cutting, grazing is a highly selective process. The selectivity of animal grazing may operate at several levels – habitat selection, preference for particular species within a habitat and preference for a particular part of the plant (CRAWLEY, 1983). Grazing preferences of goats in one type of vegetation was studied by LEPŠ ET AL. (1995) on a pasture in Krušné hory mountains. Comparing of the biomass proportion of single species on study site (pairs of plots, cut and sorted out before vs. after grazing) showed a significant preference of goats for soft broad-leaved species like Polygonum bistorta or Holcus mollis. However, the method is rather time-consuming and also depends on premise that the biomass proportion of species is the same in both pairs of plots when starting the experiment. That means the method is suitable for relatively homogenous and species-poor communities. Furthermore it would be quite useful to explore the consequences of selective grazing on vegetation structure and species diversity in next years. Diet digestibility strategy - grazing on quality At grazing, when herbage on offer exceeds animals needs, the development of sward heterogeneity results from the differentation of well-grazed areas that remain short and vegetative (good quality and low quantity) and under-grazed areas that evolve to the reproductive stage (low quality and high quantity) (Adler et al., 2001). This process is called patch grazing (COUGHENOR, 1991). Uneven grazing as a result of excessive initial biomass is documented in many studies. For example, GARCIA ET AL. (2004) mapped the sheep activity on extensively grazed cultural sward of Dactylis glomerata. Using GIS spatial modelling they tested hypotesis (i) whether sheep prefer to graze repeatedly on patches with low sward (with low amount of good forage) and thus increasing the heterogeneity in pasture vegetation and (ii) how this preference evolves during the season. Sheep evidently grazed more often on lower swards, mainly at the end of spring and in summer when the sward becomes uneven in quality and quantity. CID ET BRIZUELA (1998) on the basis of an experiment with four levels of grazing intensity in a sward of Festuca arundinacea showes that the lowest grazing intensity leads to the most stable mosaic of patches of low or high sward and that this mosaic is conserved due to the nutrition-advantageous selective grazing on young vegetation. Many behavioral studies in sheep grazing (DUMONT ET AL., 1995; GARCIA ET AL. 2003, 2003a) tried to explain the preferences of animals by experiments at various types of cultural swards (vegetative vs. reproductive plots, different sward heights, various frequentions and intensities of defoliation); results show that the common denominator in grazing selectivity is the effort of animals to maximize the quality of forage (diet digestibility strategy), not just the quantity. This is in accordance with a model by HUTCHINGS ET GORDON (2001) which predicts the diet digestibility strategy to be more efficient under the conditions of low grazing intensity. The question is how the diet digestibility strategy works in species-rich communities? According to the first results from pastures in Krkonoše mountains (HEJCMAN ET AL., 2004) the preference for single species differs seasonally and this is due to different phenological development of dominant species and due to advancing experience of sheep with mountain plant species. Why to study diet selection of sheep? Sheep, in comparison with horned cattle, is much more selective. When grazing on a reproductive sward sheep avoid flowering grasses and are able to consume leguminoses even

2

Příloha 2

from the lower parts of vegetation cover (GRANT, 1985; GONG, 1993; LAIDLAW, 1983; CLARK ET AL. 1985). Thus, mostly in species-rich swards, the diet composition does not correspond with the proportion of species in a community (VALLENTINE, 2001). Patches with intact vegetation appear, heterogeneity increases and, in long-term perspective, this may cause an extensive infestation with just a few unpalatable species. Extensive grazing as an alternative way of management in nature protected areas? In OLFF ET RITCHIE (1998) review concerning the influence of herbivors´ activity on vegetation diversity the authors mention the positive effect of grazing on diversity at a small scale (thanks to competition reduction), but, on the contrary, the negative confluence for diversity at a larger area scale (species pool is limited to grazing-tolerant species). The definite reaction of vegetation on grazing also highly depends on correlation between palatability of single species (i.e. sheep diet selection) and their competition ability (PACALA ET CRAWLEY, 1992). That means the diversity of a pasture with unpalatable dominants will probably decrease (compare KRAHULEC ET AL., 1994 vs. MILTON, 1940). Can these presumptions lead to a thought that the diversity of permanent meadows or pastures lying within nature protected areas (often with dominative unpalatable species Brachypodium pinnatum, Bromus erectus, Hypericum maculatum, Agrostis capillaris, Nardus stricta) will decrease because of extensive grazing as a recommended way of management (HÁKOVÁ ET AL., 2004)? Undoubtedly, characteristics like the initial species composition, ecological conditions on the site and the farming system (i.e. time and intensity of grazing) are of important influence on these changes. These characteristics differ more or less among most of the localities and thus preventing us from extrapolating results from other places because the same species may respond to grazing in different way under different conditions. Due to all these reasons we find it necessary to study causes and consequences of selective grazing on higher number of pastures. Revelation of a certain regularities (found in more types of vegetation) would help us predict the future changes in vegetation structure after the re-introduction of grazing without the necessity of carrying out a study at every locality of our interest. Thus the immediate effect of grazing on vegetation at newly-grazed locality is always a result of interactions between (i) spatial arrangement of grazing itself (i.e. distribution of grazing activity of herbivores) and (ii) already existing spatial pattern of vegetation (ADLER ET AL., 2001). The objective of the research is to find out under what circumstances grazing increases/decreases spatial heterogeneity of vegetation (closely connected with diversity at this scale).

Methods The major questions of this study are: 1. Do sheep prefer to feed on some certain group of species (e.g. leguminoses)? 2. If so, how is this preference connected with the quantitative occurence of the species and with their qualitative characteristics? 3. What is the contribution of neighbouring vegetation and geomorphological characteristics of the pasture to this selectivity? 4. Does the sheep preference for single species differ between seasons and years? And if so, how?

3

Příloha 2

5. What will be the effect of sheep diet selection on changes in species composition after tree years of research? Study site Four localities were chosen within the Bílé Karpaty landscape protected area. Each locality is a pasture extensively grazed by sheep with the method of rotational grazing. There is low stocking rate at each locality which enables selective grazing. I. locality Brumov, N 49°05´57´´, E 18°01´55´´ II. locality Nad Tunelem, N 49°05´28´´, E 18°01´40 III. locality Petrůvka, N 49°06´00´´, E 17°49´00´´ IV. locality Balada, N 48°53´19´´, E 17°33´50´´ Experimental design For the research of selective defoliation transects were marked out with help of tape at each locality. Transects are parallel and following slope, lying two metres from one another and their number (usually 4) and length (usually 50m) depend on the possibilities of every single pasture (shape and relief). Each transect consists of a set of permanent plots (25x25 cm in size, which is an estimation of area sheep could be able to select species at), lying one by one in distance of 2 m along the transects. The aim was to deploy a regular grid of approximately 100 permanent plots at each locality. This grid will serve for analyses whether there is a preference for some species and how this preference is related to the neighbouring vegetation (species composition recorded in 1m2 square around each plot) or to the position of a plot within the pasture (distance to enclosure or water source). For exact location, every plot was marked and fixed with an iron nail in the soil in the left bottom corner. For monitoring of vegetation in small plots an iron frame was used (sized 25x25 cm); the 1m2 square around every plot was defined with a 1x1m frame. Following data were recorded in small plots: inclination and slope orientation (measured with inclinometer and compass), height of sward (extent of grazing activity, measured with risingplate meter (CORREL ET AL., 2003)), species composition including seedlings, degree of coverage for each species (in %) and the extent of defoliation caused by sheep (3 categories – intact, touched and eaten). In the surrounding squares (1x1m) species with cover higher than 10 % were recorded. Statistical analysis Collected data from all 4 localities were subjected to a basic exploration analysis and partially anylysed by a statistical programme NCSS 97 ver. 2001 (HINTZE, 2001). Geographical coordinates were gained from application Geobáze 2.5. Data about nutrition potential of single species come from JURKO (1990).

4

Příloha 2

Results

Defoliatio n (%)

2004 (first season)

40.0

28.8

17.5

6.3

-5.0 0.0

20.0

40.0

60.0

80.0

Presence (%)

Fig.1 Linear regression of defoliation frequention and occurence of species from permanent plots (r2=0.9009)

Defoliatio n (%)

40.0

27.5

15.0

2.5

-10.0 -4.0

-1.5

1.0

3.5

6.0

Species nutrition potential

Fig.2 Linear regression of defoliation frequention and species nutrition potential (according to JURKO, 1990) (r2=0.1140)

5

Příloha 2

70 60

%

50 40


30 20 10

Po aP Fe ra sR ub Br aP in Fr aV i Br r oE r M e ed F Fe al sR u C p en D or Jac yc sp e Ve c rC ha

0

species present in more than 15 % of plots

Fig. 3 Frequention table of occurence and defoliation of species present in more than 15 % of plots

70

presence (%)

60

defoliation (%)

%

50 40 30 20 10

n La

Pl a

Po l

la

R an

Ar rE

M ed

Tr if

R up

Fa l

Fe s

M ed

Er e

Br o

Pi n

Br a

Po a

Pr a

0

occurence and defoliation of species present in more than 4% of plots and touched or eaten in more than 75% of cases of their occurence

Fig. 4 Frequention table of occurence and defoliation of species present in more than 4% of plots and touched or eaten in more than 75% of cases of their occurence

6

Příloha 2

30 25

%

20


15 10 5

Br oE El re yR M ep ed D Fal ac Fe Glo sR Fe up sP Tr ra ifM e Ar d rE C la ar R Fla an P Tr ol ifR Pl ep aL a C n irA rv

0

occurence and defoliation after joining two defoliation categories (intact and touched) for species present in more than 15% of plots

Fig.5 Frequention table of occurence and defoliation after joining two defoliation categories (intact and touched) for species present in more than 15% of plots 2005 (second season) 2005: defoliation 90 80 70

%

60 50

presence (%)

40

defoliation (%)

30 20 10

Po aP Fe ra sR ub Tr iF l El a yR e Ta p rR u M d ed Fa Fe l sP Fe ra sR up Ar rE D la au C Ag a r rC ap Vi oH C ir on Ar C v er H ol

0

species present in more than 15% of plots

Fig. 6 Frequention table of occurence and defoliation of species present in more than 15 % of plots

7

Příloha 2

Discussion 2004 Actual results show that the main factor influencing defoliation at the level of single species is their quantitative representation on the pasture (Fig.1). In this case the regression model explains high proportion of variability (r2=0.9009). Some relations also arise out of the second model (Fig.2) that shows that the higher level of defoliation can be partly explained by a higher nutrition potential of a species (r2=0.1140). However, the interpretation of gained data is usually ambiguous. Some problems could arise from the fact that the defoliation classification during the field work is, to a certain extent, quite subjective. This could lead to relatively biased results. The question is whether to change the actual system of 3 categories of defoliation classification (I. intact, II. touched, III. eaten) because the transition between categories I. and II. is often dubious. By joining up categories I. and II. we would admit that the touched plants were touched by mistake, or that they are unpalatable and therefore left alone after being tasted by an animal, respectively. On the other hand, species from category III. are palatable and selectively eaten.. Another question is whether sheep grazing on species-rich pastures tend to select certain tasty species or generally prefer to graze on patches of higher nutrition potential. A regression model was tested if the degree of defoliation on plots (variable „extent of defoliation“ measured with rising-plate meter) depends on a nutrition potential of a plot (counted as a sum of nutrition potential of present species (sensu Jurko 1990) weighted with species coverage); but the model did not prove significant (not shown). There are also two possible interpretations of data gained by measuring with rising-plate meter (a calibrated stick with a sliding plate of a specific weight). This standardized experimental instrument is commonly used in agricultural researches for measuring of sward height (STEWART ET AL, 2001; CORREL ET AL., 2003). Since only one measurement was carried out this year (during the grazing) we do not know the initial height of vegetation before the grazing started. So, if the height of vegetation in a plot was measured low, this could indicate two things: i) either the plot contains tasty and palatable species which were selectively eaten ii) or the height of vegetation was low even before the start of grazing because of unsuitable ecological conditions at the place of a concrete plot This imperfection will be avoided next year by measuring both the initial and final vegetation height (i.e. vegetation productivity itself) so that we will be able to compare. 2005 After the second year of field work we have two sets of data now which enables us to compare the results and confirm some of the preliminary presumptions. Unfortunately, one of the localities had been cut down before we could accomplish the survey so the data are missing. We determined the group of the most-eaten/preferred plant species; this group contains e.g. Poa pratensis, Festuca rubra, F. rupicola, F. pratensis, Brachypodium pinnatum, Trisetum favescens, Bromus erectus, Elytrigia repens, Medicago falcata, Taraxacum sect. Ruderalia, Arrhenatherum elatius (Fig.3, resp. Fig.6).Since these species are the most common and with highest coverage at the study sites we can conclude that the most important factor in sheep diet selection is the presence of a species itself. This conclusion is supported by the results from the linear regression analysis test which explains around 90% of data variability (r22004=0,9009 see Fig.1, r22005=0,8907 not shown). As for the common trait of the most-eaten species it is still unclear which on is the most important. The preferred group of species consists of graminoids in particular which generally

8

Příloha 2

have high fodder potential. This fact is in accordancy with hypothesis that sheep graze on quality but these species also belong among the most abundant ones at study sites. Hypothesis that sheep selecting their diet are influenced by the species composition in the neighbourhood of a certain patch (that means they are attracted by some known and preferred species) was not verified. Some dependancy was revealed in the first year of research but remained insignificant. As it is evident from the exploratory analysis the preferred group of species remained almost the same in composition in the second year of research. So sheep seem to select their diet in the same way they did all the time. Regarding the effect of grazing on vegetation structure we noticed a substantial change in abundance of some species. Some of them receded of more than 30% of their original occurence (Ranunculus polyanthemos, Geranium columbinum, Securigera varia, Salvia pratensis, Medicago falcata, Pastinaca sativa, Galium verum, Elytrigia repens, Taraxacum sect. Ruderalia, Cerastium holosteoides ), some promoted of more than 30% (Daucus carota, Trisetum flavescens, Festuca rupicola, Veronica chamaedrys, Festuca pratensis, Trifolium repens). From species which receded only 3 belong among the most-eaten species (Medicago falcata, Elytrigia repens, Taraxacum sect. Ruderalia). On the contrary, some species seem to profit from the grazing activities (Daucus carota, Trisetum flavescens, F. rupicola, F. pratensis, Trifolium repens) although we cannot specify the exact cause of their expansion. Some new species appeared but it is still impossible to say whether their appearance was supported by grazing (they will expand) or appeared by accident. Consequences for the vegetation structure and species composition resulting from sheep diet selection will be clearer after next season´s monitoring. At this point we can only assess the changes in abundance but we cannot determine the true reason.

Conclusions 2004 The first year of research in diet selection of sheep brought just running results. New experience will enable us to complete and improve the methodology for next years which will certainly make interpretations easier. It would also be advisable to adjust the terms of research on single localities with the start of grazing so that the degree of defoliation would be approximately the same on all the localities and thus the collected data better for comparison. Different grazing pressure at localities also contributes to undesirable raising of variability in measurements. However, it is impossible to achieve ideal conditions choosing experimental pastures for the sake of objective reasons. 2005 The group of the most preferred plant species was determined so that we can focus on their common traits. Since these species does not differ between the two seasons some of the vegetation changes (e.g. substantial shift in abundance of certain species) can be considered as a consequence of selective grazing. As for the questions asked at the beginning we succeeded in answering a part of them (e.g. species preferred, first changes in vegetation structure), nevertheless the rest (e.g. between-season preference changes) is still to be answered. This will help us understand the sheep – plant interaction better and extrapolate the results more precisely.

9

Příloha 2

Acknowledgement Research was supported by the grant VaV 620/11/03 of the Ministry of Environment of the Czech Republic. References ADLER, P.B., RAFF, D.A. ET LAUENROTH, W.K., 2001: The effect of grazing on spatial heterogeneity of vegetation. Oecologia 128: 465-479 BAKKER, J.P., 1989: Nature management by grazing and cutting. Kluwer, Dortrecht. BUTLER, A., KOHLER, F., WAGNER, H., ET GILLET F., 2004: Observed spatial and seasonal patterns of cattle activity versus simulated effects in exclosure experiment. In: Lüscher, A., Jeangros, B., Kessler, W., Huguenin, O., Lobsiger, M., Millar, N., Suter, D. (eds): Land use systems in Grassland dominated regions. Grassland Science in Europe, 9: 578580 CID, M.S. ET BRIZUELA, M.A., 1998: Heterogeneity in tall fescue pastures created and sustained by cattle grazing. Journal of Range Management 51:644-649 CLARK D. A. ET HARRIS P. S., 1985: Composition of the diet of sheep grazing swards of differing white clover content and spatial distribution. New Zealand Journal of Agricultural. Research, 28: 233-240. COLE, D.N., 1995: Experimental trampling of vegetation. II. Predictors of resistance and resilience. Journal of Applied Ecology 32: 215-224. COUGHENOR, M.B., 1991: Spatial components of of plant-herbivore interactions in pastoral, ranching and native CRAWLEY, M.J., 1983: Herbivory. The dynamics of animal-plant interactions. Blackwell, Oxford. DUMONT, B., PETIT, M. ET D´HOUR, P., 1995: Choice of sheep and cattle between vegetative and reproductive cocksfoot patches. Applied Animal Behaviour Science 43: 1-15 GARCIA, F., CARRERE, P., SOUSSANA, J.F. ET BAUMONT R., 2003: How do severity and frequency of grazing affect sward characteristics and the choices of sheep during the grazing season? Grass and Forage Science 58: 138-150 GARCIA, F., CARRERE, P., SOUSSANA, J.F. ET BAUMONT R., 2003a: The ability of sheep at different stocking rates to maintain the quality and quantity of their diet during the grazing season. Journal of Agricultural Science 140: 113-124 GARCIA, F., CARRERE, P., DECUQ, F. ET BAUMONT R., 2004: Mapping grazing activity and sward variability improves our understanding of plant-animal interaction in heterogeneous grasslands. In: Lüscher, A., Jeangros, B., Kessler, W., Huguenin, O., Lobsiger, M., Millar, N., Suter, D. (eds): Land use systems in Grassland dominated regions. Grassland Science in Europe, 9: 763-765 GIBSON, C. W. D ET BROWN, V. K., 1992: Grazing and vegetation change: deflected or modified succession? Journal of Applied Ecology 29: 120-131 ungulate ecosystems. Journal of Range Management 44:530-542 GONG Y., HODGSON J.,LAMBERT M. G., CHU A. C. P. ET GORDON I., 1993: Comparison of response patterns of bite weight and bite dimensions between sheep and goats grazing a range contrasting herbage. Proceedigs. XVII International Grasland Congress New Zealand and Queensland: 726-728. GRANT S. A., SUCKLING D. F., SMITH H. K., TORVELL L., FORBES, T. D. A. ET HODGSON J., 1985: Comparative studies of diet selection by sheep and cattle: The hill grasslands. Journal of Ecology,73: 987-1004. HÁKOVÁ, A., KLAUDISOVÁ, A. ET SÁDLO, J., 2004: Zásady péče o nelesní biotopy v rámci soustavy Natura 2000. PLANETA XII, 3-2004 – druhá část. MŽP, Praha.

10

Příloha 2 HEJCMAN,

M., ŽÁKOVÁ, I., STRÁNSKÁ, M. ET BÍLEK, M., 2004: Reestablishment of Grassland Management in the Klínové Boudy Locality – Sheep Grazing Preferences and Sward Structure under Defoliation. In: Štursa, J., Mazurski, K. et Palucki, A. (eds), Geoekologické problémy Krkonoš. Sborník Mezinárodní Vědecké Konference, Listopad 2003, Sklarzska Poreba. Opera Corcontica, Vrchlabí 41 (in press). KOHLER, F., GILLET, F., GOBAT, J.-M., ET BUTTLER, A., 2004: Seasonal vegetation changes in mountain pastures due to simulated effects of cattle grazing. Journal of Vegetation Science 15: 143-150 KRAHULEC, F., HADINCOVÁ, V., HERBEN, T. ET KETTNEROVÁ, S., 1994: Monitorování vlivu pastvy ovcí na rostlinná společenstva: Zadní Rennerovky v Krkonošském národním parku. Příroda 1: 191-196 LEPŠ, J., MICHÁLEK, J., KULÍŠEK, P. ET UHLÍK, P., 1995: Use of paired plots and multivariate analysis for the determination of goat grazing preference. Journal of Vegetation Science 6: 37-42 MALO, J.E. ET SUAREZ, F., 1995: Establishment of pasture species on cattle dung: the role of endozoochorous seeds. Journal of Vegetation Science 6: 169-175. MILTON, W.E.J., 1940: The effect of manuring, grazing and liming on the yield, botanical and chemical compsition on the hill pastures. Journal of ecology 28: 326-356 OLFF, H. ET RITCHIE, M.E., 1998: Effects of herbivores on grassland plant diversity. Trends in Ecology a Evolution 136: 261-265 PAVLU, V., HEJCMAN, M., PAVLU, L. ET GAISLER, J., 2003: Effect of rotational and continuous grazing on vegetation of an upland grassland in the Jizerske Hory Mts., Czech Republic. Folia Geobotanica 38: (1) 21-34 2003 SCHLÄPFER, M., ZOLLER, H. ET KÖRNER, CH,.1997: Influences of mowing and grazing on plant species composition in calcareous grassland. Botanica Helvetica 108: 57-67 VALLENTINE, J.F., 2001: Grazing management. Academic Press, NewYork, pp. 659.

11

Příloha 3

Příloha 3: Spontaneous seedling management regimes

recruitment

and

survival

under

different

Kateřina Čiháková1, Zuzana Münzbergová1 & Jana Richterová2 1 2

Katedra botaniky, Přírodovědecká fakulta, UK Praha Katedra botaniky, Přírodovědecká fakulta, UP Olomouc

Abstract Spontaneous seedling recruitment of dicots was studied at 2 grasslands in Walachia region, Czech republic. Both localities were recently subjected to reintroduction of sheep grazing. The impact of grazing, mowing and abandonment on the seedling establishment and survival to the next season was evaluated. The observed seedling mortality was very high in all treatments. The survival varied between treatments and was the most successful at the mown plots. Species composition of the emerging seedlings wasn’t affected by the treatment in the first year of the experiment. The creation of suitable safe sites wasn’t probably sufficient during the short management period. The species composition of emerging seedlings varied significantly among years and cohorts and the effect of treatment was different in particular years and cohorts, which indicates the need for long-term monitoring covering more vegetation periods. The species composition of surviving seedlings was modified by the treatment, e.g. each management regime resulted in different seedling community. Our study clearly shows the importance of long-term monitoring of species establishment, which is crucial for assess of suitability of particular management regime for restoring the species rich grasslands. Key words: seedling recruitment, survival, grazing, safe site, species diversity Nomenclature: Rothmaler (2000) Introduction The cessation of low-intensity land use in semi-natural grasslands has recently been identified as one of major factor adversely affecting flora and fauna in Europe (Stanners & Bordeaux 1995). The abandonment (Willems 1983, Dierschke 1985, Schreiber 1985) and fragmentation of habitats (Poschlod & Bonn 1998, Eriksson et al.2002) leads to a loss of species richness and therefore restoration management is being introduced to many grasslands of nature conservation value (Stampfli & Zeiter 1999, Vinther & Hald 2000, Moog et al.2002, Krahulec et al.2001). Traditional management regimes such as grazing and mowing are believed to enhance the seed availability by linking the isolated habitats, to promote seedling establishment of grassland species and to maintain the species diversity. However when applied to previously abandoned habitat, these management regimes often fail to restore a community with desired species composition (Matějková et al. 2003). The establishment of a species requires both the seed availability (1) and the successful seedling establishment (2), which are affected by particular management.

1

Příloha 3

Grazing is regarded to affect the generative reproduction more intensively in comparison to mowing. The grazing animals can serve as vectors of new propagules to the area (Fischer et al. 1995) and their hoofs can create gaps in the sward, which act as safe sites for the germination from the seed bank. Numerous studies cope with the restoration potential of the soil seed bank (Bekker et al. 1997, Dutoit & Didier 1995, Poschlod et al. 1991, Willems 1995, Willems & Bik 1998, Wagner et al.2003) and the seed dispersal (Verkaar et al. 1983, Jefferson & Usher 1985, Fischer et al. 1995), but they generally don’t follow the seedling establishment derived from these sources. The seedling recruitment, later survival and establishment are crucial for the assessment of successful restoration management and it can’t be evaluated without long-term monitoring. However in most studies dealing with the natural regeneration of grassland species the emerged seedlings are removed after the census, although it is generally accepted that the seedling stage is the most sensitive (Silvertown 1981, Špačková & Lepš 2004). These studies imitate real management by creating artificial gaps (Kiviniemi & Eriksson 1999, Kalamees & Zobel 2002) or by litter and moss removal (Keizer et al.1985, Špačková et al. 1998), in order to increase the microsite availability. The seedling survival at least to the next vegetation season is followed thoroughly only in the seed sowing experiments of chosen species, where the spontaneous recruitment of that particular species serves only as a control (eg. Hofmann & Isselstein 2004, Kupferschmied et al. 2000, see Turnbull et al.2000 for review). The success of long-term survival of spontaneously established seedlings under real management is not known so far. The often cited work of Oosterheld & Sala (1990) actually compares only 2 rosette species in response to seed and microsite availability changed by grazing management. The effect on species composition and number of species of established seedlings wasn’t studied so far. The aim of this paper is: (i) to estimate the intensity of natural seed germination and the success of seedling survival under different management regimes, (ii) to compare the species composition of seedling recruitment and survival between different management regimes, (iii) to assess the effect of microsite conditions (litter, biomass) on the recruitment success, (iv) to describe the relationship between the species composition of the established vegetation, soil seed bank and recruited seedlings. Results from two experiments are presented in this paper to answer these questions. These 2 experiments were conducted in the same region (Walachia) in eastern Moravia, Czech Republic and followed the same methods. This region was chosen because sheep grazing has been traditional management regime here for centuries and it was recently reintroduced to the abandoned grasslands. We established permanent plots with different treatments: grazed, mown and abandoned, we examined the soil seed bank and observed the spontaneous seedling recruitment and survival of dicots over 2 vegetation seasons. Methods Study sites and management The first experiment was performed in a species rich pasture Losovy near Vsetin (49°19′02″N, 18°05′48″E, 570 m.a.s.l.), Czech Republic. The traditional management of this site involves sheep and cattle grazing. The site used to be managed in the past (10 years ago) and then it was abandoned. The vegetation can be described as pasture belonging to Cynosurion with the features of Bromion erecti (mean number of species per sq m 34). The community is dominated by grasses (Brachypodium pinnatum, Festuca rubra, Cynosurus

2

Příloha 3

cristatus) and herbs (Leontodon hispidus, Trifolium repens, Potentilla reptans). The site is proposed as a nature reserve because of the presence of many termophilous species rare in this region, above all the orchids (Anacamptis pyramidalis, Orchis mascula subsp. signifera, Orchis militaris, Orchis ustulata subsp. aestivalis). In 2002 the shrubs were cut and removed from the site and the rotation sheep grazing management regime was introduced. Grazing was very intensive (150 sheep in small enclosures shifting every two days) in order to prevent scrub encroachment and natural succession to woodland. The second experiment was established in semi-natural grassland situated within traditional orchard in Brumov (49° 5' 4" N, 18° 1' 28 E, 520 m.a.s.l.), 35 km distant from the first locality. The traditional management of this site involves summer mowing and aftermath sheep grazing. The vegetation can be described as grassland belonging to Bromion erecti (number of species 113, mean per sq m 30). The community is dominated by graminoids (Brachypodium pinnatum, Festuca rubra, Poa pratensis, Carex flacca) and herbs (Galium verum, Trifolium medium, Fragaria viridis). The site is significant because of the presence of many termophilous species rare in this region (Teucrium chamaedrys, Trifolium ochroleucon). In 2003 the shrubs were cut and removed from the site and the rotation sheep grazing management regime was introduced. Grazing was not very intensive for the whole grazing season (100 sheep in 2 ha enclosures). Experimental design The first experiment was set up in May 2002, before the grazing begun. 8 blocks of treatment: grazing, cutting and abandoned were arranged as 1m x 1m permanent plots for estimating the species composition. The plots were divided into 3 x 3 subplots and the cover of vascular plants was estimated using Braun-Blanquet scale (+, r, 1, 2, 3, 4, 5) in May 2002, 2003, 2004. Nomenclature followed Rothmaler (2000). The abandoned and mown plots were enclosed by 1.2 m high wire fence, leaving a 0.5 m corridor between the plots and the fence. The grazed plots were marked out in the vicinity (2-5m) from the fence within homogenous vegetation. The second experiment was set up in May 2004 following the same methods. The experimental design was slightly altered. 10 blocks of permanent plots were established. The abandoned and mown plots (5*5m each with permanent plot in the centre) were fenced in larger enclosures. Losovy pasture was grazed by the herd of 150 sheep in June and September 2002, only in June 2003 (because of extreme drought) and in June and September 2004. Permanent plots with mowing regime were cut by scissors at 5 cm above the ground in the same periods. Brumov pasture was grazed rotationally by 100 sheep from May to October 2004 and 2005 leaving enough time for biomass growth. The mown plots were scythed in July 2004 and 2005. Other 1m x 1m plots for the biomass removal were marked out in the neighbourhood of grazed and abandoned plots (the biomass from the cut plots was taken when cutting) in Losovy pasture only. The biomass was cut by scissors about 5 cm above ground. (May 19 2003, May 13 2004). Both the living biomass and the litter were sampled. It was sorted to 4 categories: dicots, monocotyledonous species (mainly grasses and sedges), litter and woody species. The biomass was dried 60 hours in the laboratory oven at 55 0C and weighted.

3

Příloha 3

Seedling recruitment The same permanent plots, used for estimating the species composition, were used for monitoring the seedling recruitment in both pastures. One of the corner subplots was randomly selected. It was fixed with 10 cm long nails and metal tubes which were inserted into the ground to improve the precision of placing the wooden frame in each census. This 33cm x 33cm square was divided into a grid of 25 small subplots 6,6cm x 6,6cm each and the seedlings were recorded in a micromap. Only the seedlings of dicots (with cotyledons present) were marked when they first appeared, because the seedlings of grasses could not be distinguished from clonal recruits. All seedlings were marked with ring of coloured wire and/or coloured pin in order to be found easily in the next census. The seedlings censuses were conducted: May 9, June 18, August 11, September 19 (2003), May 13 and September 2 (2004) in Losovy and on June 24, August 11, November 14 (2004) and in June 24, August 25 (2005) in Brumov. The last seedling census in Losovy could be conducted at 5 blocks of permanent plots only, because 3 blocks remained incomplete after the damage caused by the sheep. Nevertheless the survival of the first cohort germinated in May 2003 could be assessed anyway because the mortality at those 3 destroyed permanent plots was 100% already in the previous census. Seed bank composition We decided to use germination method for the rough estimate of the number and species composition of the seeds that are likely to germinate in our experimental site after the disturbance by grazing animals. Two sets of soil cores (100 cm3) were taken outside at the corners of each 1m x 1m plot in October 2002 in Losovy. The first set of the soil samples was stratified in the fridge for 2 months at the temperature of 5 0C to break the seed dormancy by chilling (Gross 1990) and then treated as latter. All roots, rhizomes, stone were removed from the samples and the soil was spread over the dishes, which were half-filled with sterile substrate. The samples from the first set were placed in unheated greenhouse in September (temperature varied between15-25 0C) and for the winter moved to the heated greenhouse. The germination was finished in January for the most of the samples and the second set was placed in the heated greenhouse. The temperature in the greenhouse may occasionally rise up to 35 0C in sunny days, and the soil dried out. Due to this some of the seedlings died of drought before identification. Seedlings were identified using Csapody 1968, counted and removed weekly. Seedlings, which could not be identified, were removed and planted to maturity in separate pots. After a period of 2 weeks when no seedling appeared in the dish, the soil was stirred thoroughly to promote germination of remaining seeds. The experiment was finished in June 2003 and the seedlings, which we weren’t able to identify to species, were joined to groups on the genus taxonomic level. The soil seed bank from Brumov pasture was treated similarly. But as the experiment started in April 2004 only, we sampled the soil, which has been naturally stratified by chilling during the previous winter. The germination experiment was finished in September 2004. Data analysis The effect of treatment on the total number of emerged seedlings was analysed by GLM with Poisson distribution. The effect of treatment on the number of emerging seedling species was analysed by GLM with binomial distribution using number of seedling species/number of seedling individuals ratio as a dependent variable weighted by the number of seedling individuals.

4

Příloha 3

The effect on the seedling survival was tested using GLM with binomial distribution and logit function. The variable tested was the proportion of number of seedlings in the second census /number of seedlings in previous census. For comparison between 3 treatments Chi square test with the Bonferonni corrected P-value was evaluated. The effect of treatment on the number of surviving species was analysed only for the May cohort in Losovy. Matrix of samples and species emerged in May 2003were compared to the matrices of samples and species surviving to June 2003 and to May 2004 respectively. Randomisation test in Matlab () with 1000 permutations was used. The known probability of the death of the seedling individual with known species identity was compared to the probability of death chosen at random in each permutation. This resulted in expected number of species of surviving individuals (with the probability of death lower than random), which is then compared to the observed number of species at the end of the census (June 2003, May 2004 respectively). The effect of microsite conditions on the total number of emerged seedlings was analysed by GLM with Poisson. Also the effect of microsite conditions on the number of surviving seedlings was tested analogously as the effect of treatment. The values were compared within the block of treatments in each analysis. The data on the species composition of the emerged seedlings were analysed for the first cohort (seedlings emerged in May) in 2003 and 2004 and for the first cohorts (emerged in June) in 2004 and 2005 in Brumov. Data on seedling counts were square root transformed. The effect of treatment on the species composition of emerged seedlings was analysed by RDA, with and without the standardisation by species. The effect of treatment on the species composition of surviving species was tested for 5 censuses only (from May 2003 to May 2004 in Losovy). The interaction between treatment and time of the census was tested. The similarity between the species composition of the soil seed bank, emerged seedlings and established vegetation was assessed by Jaccard similarity index. For the comparison with emerged seedlings only the data on dicotyledonous species (which were recognisable as seedlings in the field) were used. The effect of treatment on the similarity index was tested by ANOVA. Results Seedling establishment and survival At Losovy experiment 1434 individuals of 34 species or seedling types emerged in May 2003 (first cohort), 348 individuals of 28 species in June 2003 (second cohort) and 1513 individuals of 40 species in May 2004. The mean number of emerged seedlings in the first cohort 2003 was 57.8 seedlings per plot (520 seedlings per m2), the mean number of surviving seedlings at the end of the survey was 2.25 seedlings per plot (20.25 seedlings per m2) and the mean mortality rate (93.4%) was very high. The effect of treatment on the seedling emergence was significant for both the first cohort (germinated in May) and the second cohort (germinated in June). The effect on survival was significant for the first cohort and in the first year only (Tab.1). In May 2003 both the management regimes promoted seedling germination of the first cohort and the effect of mowing remained significant till September 2003. The highest number of seedlings was found in the mown plots at the end of the survey, but this result was insignificant (Fig.1). The seedling emergence of the second cohort was highest at the abandoned plots, but the survival was better at the mown plots, although this result is not significant (Fig.2).

5

Příloha 3

At Brumov experiment 734 individuals of 31 species or seedling types emerged in June 2004 and 290 individuals of 16 species. The mean number of emerged seedlings in 2004 was 28.3 seedlings per plot (255 seedlings per m2). The mean number of surviving seedlings at the end of the survey was 4 seedlings per plot (36 seedlings per m2). The mean mortality rate (88.7%) was very high. At the beginning of the season the recruitment was equal at all treatments. There was a significant effect of treatment in the next censuses (Tab.1). In August severe mortality both at grazed and abandoned plots appeared. so the survival was significantly higher at mown plots. At the end of the survey the number of surviving seedlings was insignificantly higher at mown plots (Fig.3). The results of randomisation test show that there was no selection effect on the particular seedling species. It means that the mortality of species simply reflects the mortality of seedling individuals. Therefore the effect of treatment wasn’t analysed. Microsite conditions (amount of biomass, presence of moss layer) The amount of biomass affected positively both the seedling recruitment (Fig.4) and survival in the early stage (Fig.5). The effect in the other censuses was insignificant, only the results for first and second census are shown (Tab.3). There was a positive effect of the presence of moss layer too (Figure not shown.) Species composition of seedlings Treatment had no significant effect on the species composition of emerged seedlings in both years and both localities (Tab.4). When analysing the effect of treatments separately, the significant result was only found for year 2005 in Brumov Tab.5). There was a significant effect of the time*treatment interaction on the species composition of species germinated in both cohorts. (Tab.6). The resulting pattern of the species composition of surviving seedlings is shown in Fig.6. The different management regimes formed different communities of surviving seedlings. The most sensitive seedlings such as Stellaria graminea and Campanula patula survived only in the abandoned plots due to severe summer draught. Only the big seeded species (Agrimonia eupatoria, Pimpinella seedling type) survived in the managed plots. The species composition of emerged seedlings varied between years both in Losovy and in Brumov (Tab.7). The seedling community was dominated by Veronica chamaedrys in 2003, while Ranunculus sp., Viola hirta and Lotus corniculatus were more frequent in 2004 in Losovy (Figure not shown). The seedling community was much more diverse in 2004, while in 2005 it was dominated only by Achillea milllefolium. The significant effect of treatment*year interaction (Tab.7) means, that each year the treatment affected the species composition in the different way. There was a significant effect of the cohort (Tab.8). Seedling community of individuals germinated in June was much less diverse. Similarity The Jaccard similarity index was lowest for the comparison of species composition of seed bank and emerging seedlings in both experiments (Tab.9). Species composition of seedlings resembled more the composition of vegetation in Losovy. There wasn’t any significant effect of treatment on the observed similarity indices (Tab.10).

6

Příloha 3

Discussion Seedling recruitment We found a significant effect of the different management regimes on the seedling recruitment in one experiment (Losovy), while there was no such an effect in the other one (Brumov). This could be caused by the fact, that we censused the seedling community already in the first year after the management was introduced to the localities. Also the sheep grazing was more intensive in Losovy experiment and resulted in more open sward and biomass removal. We even found a negative effect of both management regimes for the June seedling cohort in Losovy, which germinated immediately after the treatment. This contradicted our expectations, that the opening of the sward induced by management enhances the seedling recruitment (eg. Losvik & Austad 2002). Because we haven’t found such effect for the May seedling cohort, it is unlikely, that there was a seed limitation in the managed plots as reported elsewhere (Falinska 1999). When comparing the effect of treatments, grazing enhanced the recruitment in May cohort 2003 and 2004 in Losovy, in June cohort 2004 in Losovy the difference was insignificant. The seedlings in the grazed plots in Losovy then suffered from higher mortality during August probably due to more profound effect of the severe draught at the plots with open vegetation. Mowing was the most favourable management regimes for the seedling recruitment in both localities, but its difference from other treatments in the second season was insignificant. There has been the evidence for the positive effect of both grazing (Silvertown et al. 1992, Bullock et al.1994) and mowing (Bakker et al. 1980, Špačková et al. 1998), but these were only compared with abandoned control and not with each other so far. What more the above-mentioned studies haven’t followed the seedling survival, which is crucial for the result of any restoration project. For the assessment of particular management its effect on the number of established species should be evaluated, but this is quite difficult when the species or surviving individuals and the number of species are too low. The species mortality merely reflected the mortality of seedling individuals and there was no selection effect in favour of any species. We haven’t found any significant effect of treatment on the number of emerging and surviving species, but the grazing and mowing management seems to affect positively at least the number of emerging seedlings. The high mortality caused by severe drought during the summer months explains the positive effect of the amount of biomass. The negative effects of biomass are often reported from the manipulative experiments (see Xioung & Nilsson 1999 for metaanalysis) above all from the wet meadows (Špačková & Lepš 2004), however the opposite effect is found in dry grasslands (Ryser 1990). Species composition The species composition of the seedling community was quite difficult to evaluate due to the high mortality as well. But still there is evidence that different management regimes form different seedling communities. Treatment didn’t affect the species composition of emerged seedlings, with the exception of the results from second year in Brumov, where both grazing and mowing formed species composition of germinated seedlings different from species composition in abandoned plots. This result doesn’t correspond with that of Špačková et al.1998, who found significant effect of treatment on the species composition of seedlings already in the first year of their study. Their treatment consisting in mowing and moss removal had probably more profound impact on the change of microsite conditions than the management applied in our study.

7

Příloha 3

Our result implies that the promoting of seedling germination lags behind the introduction of management and the effect is probably detectable in later seasons only. However the different treatment led to differences during the seedling survival. Only the large seeded species (Pimpinella seedling type, Agrimonia eupatoria, Centaurea jacea) resistant to draught and the hemiparasites (Euphrasia rostkoviana, Linum catharcticum) finishing their life cycle already in summer were able to survive under the management regimes. Abandoned plots provided safe sites for survival of even less species, especially those sensitive to draught (Campanula patula, Stellaria graminea). These seedlings nevertheless remained in the seedling stage till the end of our study, surviving only in the bank of seedlings and not really establishing (personal observation). The seedling communities differ between years and cohorts as well as a result of different seed source availability and microsite availability during the season. This indicates the importance of long-term field experiments, which are needed in order to assess the suitability of management regimes for restoration projects. Grazing didn’t lead to similar species composition with the soil seed bank, as we would expect. No substantial soil disturbances probably appeared which would force the seeds from seed bank to germinate. The results from Losovy show grazing create safe sites for germination of species present in the actual established vegetation. The introduction of a new species, which would be before absent from the site, wasn’t recorded in the experiments. Our study demonstrates the differences in the impact of particular management regime during the seedling survival and clearly shows the usefulness of distinguishing 2 types of safe sites: the safe site for seed germination and for the seedling survival (Isselstein et al. 2002). These safe site characteristics are doubtless species-specific according to our results on the species composition. The paper clearly shows the limitations of short-term restoration projects in the respect of enriching the local community. Acknowledgement: Research was supported by the grant VaV 620/11/03 of the Ministry of Environment of the Czech Republic. Literature BAKKER J. P., DEKKER, DEVRIES W.(1980): The effect of different management practices on a a grassland community and resulting fate of seedlings. Acta Bot. Neerl.29 (5-6): 469482 BEKKER R. M., VERWEIJ G. L., SMITH R. E. N., REINE R. , BAKKER J. P., SCHNEIDER S.(1997): Soil seed banks in European grasslands: does land use affect regeneration perspectives? Journal of Applied Ecology 34 (5): 1293-1310. BULLOCK J.M., CLEAR HILL B., DÁLE M. P. & SILVERTOWN J.(1994): An experimental study of the effects of sheep grazing on vegetation change in a species-poor grassland and the role of seedling recruitment into gaps. Journal of Applied Ecology 31: 493-507. DIERSCHKE H. (1985): Experimentale Untersuchung zur Bestandesdynamik von Kalkmagerrasen (Mesobromion) in Südniedersachsen. - In: Schreiber K.-F.: Sukzession auf Gründlandbrachen. Münsterische Geogr. Arbeiten 20, Schöninghen, Paderborn, pp. 9-24. DUTOIT T. & ALARD D.(1995): Permanent seed banks in chalk grassland under various management regimes - their role in the restoration of species rich plant communities. Biodiversity and Conservation 4: 939-950.

8

Příloha 3

FALINSKA K.(1999): Seed bank dynamics Seed bank dynamics in abandoned meadows during a 20-year period in the Bialowieza National Park. Journal of Ecology 87: 461-475. FISCHER S. F., POSCHLOD P. & BEINLICH B. (1996): Experimental studies on the dispersal of plants and animals on sheep in calcareous grasslands. Journal of Applied Ecology 33(5): 1206-1222. GROSS K. L.(1990): A comparison of methods for estimating seed numbers in the soil. Journal of Ecology 8: 1079-1093. HOFMANN M., ISSELSTEIN J.(2004): Seedling recruitment on agriculturally improved mesic grassland: the influence of disturbance and management schemes. Applied Vegetation Science 7(2): 193-200. ISSELSTEIN, J. TALLOWIN, J.B. SMITH, R.N.(2002): Factors affecting seed germination and seedling establishment of fen-meadow species. Restoration Ecology 10 (2): 173-184. JEFFERSON R.G.& USHER M.B.(1989): Seed rain dynamics in disused chalk quarries in the Yorkshire Woods, England, with special reference to nature conservation. Biological Conservation 47:123-136. KALAMEES R. & ZOBEL M.(2002): The role of the seed bank in gap regeneration in a calcareous grassland community. Ecology 83 (4): 1017-1025. KIVINIEMI K, ERIKSSON O (1999): Dispersal, recruitment and site occupancy of grassland plants in fragmented habitats. Oikos 86(2): 241-253. KRAHULEC F., SKÁLOVÁ H., HERBEN T., HADINCOVÁ V., WILDOVÁ R. & PECHÁČKOVÁ S.(2001): Vegetation changes following sheep grazing on abandoned mountain meadows. Applied Vegetation Science 4:97-102. KUPFERSCHMID A.D., STAMPFLI A., NEWBERY D.M. (2000): Dispersal and microsite limitation in an abandoned calcareous grassland of the southern Prealps. Folia Geobotanica 35 (2): 125-141. LOSVIK M.H. & AUSTAD I. (2002): Species introduction through seeds from an old, specierich hay meadow: Effects of management. Applied Vegetation Science. 5:185-194. MATĚJKOVÁ I., VAN DIGGELEN R., PRACH K.(2003): An attempt to restore a central European species-rich mountain grassland through grazing. Applied Vegetation Science 6: 161168 MATHSOFT, INC (1999): S-Plus 2000 Professional Release 2. Data Analysis Product Division. MathSoft. Seattle. MOOG D., POSCHLOD P., KAHMEN S., SCHREIBER K. F.(2002): Comparison of species composition between different grassland management treatments after 25 years. Applied Vegetation Science 5 (1): 99-106. OOSTERHALD M. & SALA O.E.(1990): Effects of grazing on seedling establishment: the role of seed and safe-site availability. Journal of Vegetation Science 1:353-358. POSCHLOD P.,DEFFNER B., BEIER B. & GRUNICKE U.(1991): Untersuchungen zur Diasporenbank von Samenpflanzen auf beweideten, gemahten, brachgefellenen und aufgeforsteten Kalkmagerrasen.Verhandlungen Ges. Fur Oekologie 20:893-904. RYSER P.(1990) Influence of gaps and neighbouring plants on seedling establishment in a limestone grassland: Experimental field studies in nothern Switzerland. Verroffentlichungen des Geobotanischen Institutes der Eidg. Tech. Hochschule, Stiftung Rubel, Zurich 104: 71pp. RYSER P.(1993): Influences of neighbouring plants on seedling establishment in limestone grassland. Journal of Vegetation Science 4: 195-202. SCHREIBER, K. F.(1985): Sukzession auf Gründlandbrachen. Münsterische Geogr. Arbeiten 20, Schöningh, Paderborn.

9

Příloha 3

SILVERTOWN J.& SMITH B.(1989): Mapping the microenvironment for seed germination in the field. Annals of Botany 63: 163-167. STAMPFLI A. & ZEITER M.(1999): Plants species decline due to abandonment of meadows cannot easily be revesed by mowing. A case study from the Southern Alps. Journal of Vegetation Science 10:151-164. STANNERS D. & BORDEAUX P. (1995): Europe's Environment. The Dobris Assessment. European Environmental Agency. Copenhagen. ŠPAČKOVÁ I.,KOTOROVÁ I. & LEPŠ J.(1998): Sensitivity of seedling recruitment to moss, litter and dominant removal in an oligotrophic wet meadow. Folia Geobotanica 33:17-30. ŠPAČKOVÁ I. & LEPŠ J. (2004): Variability of seedling recruitment under dominant, moss, and litter removal over four years. Folia Geobotanica 39: 41-55. TER BRAAK C. J F. & ŠMILAUER P. (1998): Canoco Windows version 4.1, CanoDraw for Windows version 4.0. Microcomputer Power. Ithaca.New Zork. USA. TURNBULL L.A., CRAWLEY M.J. & REES M.( 2000): Are plant populations seed-limited? A review of seed sowing experiments. Oikos 88: 225-238. VERKAAR H. J., SCHENKEVELD A. J.& VAN DE KLASHORST (1983): The Ecology of ShortLived forbs in chalk grasslands: Dispersal of Seeds 95(2): 335-344. VINTHER E. & HALD A. B.(2000): Restoration of an abandoned species-rich fen-meadow in Denmark: changes in species richness and dynamics of plant groups during 12 years. Nordic Journal of Botany. 20(5):573-584. WAGNER M., POSCHLOD P., SETCHFIELD R. P. (2003): Soil seed bank in managed and abandoned semi-natural meadows in Soomaa National Park, Estonia. Annales Botanici Fennici 40 (2): 87-100. WILLEMS J.H.(1983): Species composition and above ground phytomass in chalk grassland with different management. Vegetatio 52:171-180. WILLEMS J.H.(1995): Soil seed bank, seedling recruitment and actual species composition in an old and isolated chalk grassland. Folia Geobotanica 30:141-156. WILLEMS J.H. & BIK L.P.M.(1998): Restoration of high species density in calcareous grassland: the role of seed rain and soil seed bank.Applied Veg. Science 1:91-100.

10

Příloha 3

Figures Recruitment and survival

ab b a a a b

abc

a ab b

aaa

aaa

Fig.1: Seedling emergence and survival under different treatments for the first cohort (emerged in May 2003) in Losovy. Equal letters mean no significantly difference (Chi quadrat test: Bonferonni corrected Pvalue<0.05). 70

a a a

a b b a a a a a a

a a a

60

Number of seedlings per plot

50

40

30

treatment

20

Mown 10

Grazed Abandoned

0 N=

10 10 10

10 10 10

10 10 10

10 10 10

10 10 10

June04

Aug04

Nov04

June05

Aug05

Fig.3: Seedling emergence and survival under different treatments for the first cohort (emerged in June 2004) in Brumov. Equal letters mean no significantly difference (Chi quadrat test: Bonferonni corrected Pvalue<0.05)

11

Příloha 3 Tab.1: GLM effect of treatment on the recruitment and survival of the first cohorts locality

year

census May03

Df Deviance P(Chi) block

7

500.100 0.000

treatment

2

8.000 0.019

Residual

12

block Jun03/May03 treatment Residual

2003

block Aug03/Jun03 treatment Residual

Losovy

block Sep03/Aug03 treatment Residual block May04/Sep03 treatment Residual

2004

block Sep04/May04 treatment

Jun04

32.800 0.000

14

99.500

7

101.400 0.000

2

17.900 0.000

14

78.200

7

36.300 0.000

2

9.000 0.011

14

30.500

7

16.800 0.019

2

3.600 0.167

11

18.600

7

11.200 0.130

2

3.800 0.150

8 9

172.300 0.000

treatment

2

0.857 0.651

Residual

18

Aug04/Jun04 treatment Residual Nov04/Aug04 treatment Residual block Jun05/Nov04 treatment

2005

2

block

block Brumov

37.700 0.000

Residual

block 2004

239.300

7

Residual block Aug05/Jun05 treatment Residual

18.000

170.360

9

98.100 0.000

2

13.700 0.001

18

84.790

9

15.600 0.074

2

6.570 0.037

17

29.900

9

9.180 0.032

2

6.380 0.041

14

19.900

9

19.300 0.023

2

6.200 0.044

12

19.600

12

Příloha 3

60

abb

aba

aaa

aaa

50

Number of seedlings per plot

40

30

20

treatment Abandoned

10

Grazed Mown

0 June 03

August 03

September 03

May 04

Fig.2: Seedling emergence and survival under different treatments for the second cohort (emerged in June 2003) in Losovy. Equal letters mean no significantly difference (Chi quadrat test: Bonferonni corrected Pvalue<0.05). Tab.2: GLM effect of treatment on the recruitment and survival of the second cohort in Losovy locality year census

Df Deviance P(Chi)

June 03

block

7

87.900 0.000

treatment

2

19.300 0.000

Residual 14 205.700 block 2003 Aug03/Jun03 treatment

7

67.700 0.000

2

8.200 0.158

Residual 13

Losovy

block Sep03/Aug0 treatment 3 Residual block May04/Sep0 2004 treatment 3 Residual

37.000

7

8.500 0.283

2

0.320 0.849

9

15.200

7

7.100 0.417

2

4.500 0.105

9

11.600

Microsite conditions Tab.3 May 2003 (GLM Poisson) Df block biomass moss treatment Resid

7 1 1 2 12

June 2003 /May 2003 (GLM binomial distribution, logit function)

Deviance P(Chi) 500.1 0 25 0 35.6 0 6.9 0.031 179.7

Df block biomass moss treatment Resid

13

7 1 1 2 12

Deviance P(Chi) 37.7 0 6.9 0.008 22.9 0 15.8 0 86.6

Příloha 3

200

Number of emerged seedlings per plot

180 160 140 120 100 80 60 40 20 0 1

2

3

4

5

6

7

8

9

Biomass (g per sq m)

Fig.4: The effect of biomass on the seedling emergence in May 20003

Number of surviving seedlings per plot

100

80

60

40

20

0 1

2

3

4

5

6

7

8

9

Biomass (g per sq m)

Fig.5: The effect of biomass on the seedling survival in the early stage (June 2003/May 2003)

Species composition Tab.4: Effect of treatment on the species composition of emerged seedlings (RDAanalysis) standardisatio P locality year n F value no 0.982 0.512 2003 by species 0.928 0.720 Losovy no 0.689 0.962 2004 by species 0.774 0.906 no 0.579 0.948 2004 by species 0.885 0.884 Brumov no 0.469 0.814 2005 by species 1.058 0.388

14

Příloha 3

Tab.5 locality year 2003

Losovy

2004

2004

Brumov

2005

P comparison F value AG 1.02 0.47 AM 1.15 0.30 GM 0.62 0.94 AG 0.87 0.66 AM 1.07 0.38 GM 0.71 0.83 AG 1.08 0.37 AM 0.48 0.94 GM 0.51 0.91 AG 2.12 0.03 AM 3.14 0.03 GM 2.11 0.09

0.5

Tab.6: Effect of treatment on the species composition of surviving seedlings in Losovy (RDAanalysis: interaction treatment*time of census) standardisatio P variability explained by both value axis year cohort n F no 1.795 0.130 1 by species 1.784 0.010 3.70% 2003 no 2.283 0.002 6.20% 2 by species 1.434 0.010 4.00%

time*mown

Med lup Hyp per

Cer juv Agr eup Leo sp. Dau car

Cen jac Pru vul San min

Thy pul Ran Lin cat

Rum ace hemiparasite Chae aro

Cam pat Ste gra

PasPim

Gal sp.

Pot sp. Cir sp. Pri ver Achi mil

-0.3

time*abandoned

Trif

time*grazed

-0.4

0.4

Fig.6: RDA analysis: interaction treatment*time of census, both cannonical axis explained 3,7% of total variability. Only results for 24 species, which were the most important for the analysis, are shown.

15

Příloha 3 Tab.7: Effect of year and year *treatment on the species composition of emerging seedlings F P Losovy year 5.772 0.002 treatment*ye ar 1.749 0.002 Brumov year 13.07 0.002 treatment*ye ar 5.369 0.002

Tab.8: Effect of cohort and cohort *treatment on the species composition of emerging seedlings in Losovy 2003 F P Cohort 6.559 0.002 treatment*coho rt 2.491 0.002

Similarity Tab.9: Values of Jaccard similarity index for both experiments Losov Brumo y v only dicots seedlings and SB 0.271 0.227 seedlings and vegetation 0.377 0.250 all species SB and vegetation 0.302 0.348

Tab.10: Effect of treatment on Jaccard similarity index type of comparison Df F P Losovy SB and seedlings 2/14 0.11 0.895 vegetation and seedlings 2/14 0.24 0.789 Brumov SB and seedlings 2/18 0.37 0.697 vegetation and seedlings 2/18 0.68 0.516

16

Příloha 4

Příloha 4: Vegetation dynamics of the dung patches and the efficiency of seed dispersal by endozoochory (on cattle pastures, case study from White Carpathians, Czech republic) Kateřina Čiháková1, Zuzana Münzbergová1 & Jana Richterová2 1 2

Katedra botaniky, Přírodovědecká fakulta, UK Praha Katedra botaniky, Přírodovědecká fakulta, UP Olomouc

Abstract: Endozoochory is recently discussed as an important tool for restoration management of pasture communities. Large proportion of common meadow and pasture species is known to be dispersed by dung of grazing animals, but virtually nothing is known about the efficiency of this dispersal mode. We performed field experiment assessing recruitment possibilities at different microsites. We recorded seedling germination and survival of dicots during one vegetation period at mountain cattle pasture in Czech Republic, White Carpathians. Germinable content of dung and soil samples was determined at the same time. We found significant difference in the number of the surviving seedlings between the microsites (cowpat, decomposed cowpat and control). The number of seedlings was highest at the decomposed cowpat patches, but the seedlings were probably predominantly derived from actual seed rain and just partially from the dung. The most suitable microsite for seedling survival appeared to be the heavily grazed control plot without any dung deposited. Thus the efficiency of endozoochorous dispersal should not be overemphasized. Nomenclature: Rothmaler (2000) Key words: endozoochory, heterogeneity, grazing, seedling recruitment Introduction Grazing of cattle has been recently involved in restoration and deliberate management of species rich grasslands communities (Pykala 2003). These grasslands, once connected by grazing herds of animals, which served as mobile links (Couvreur et al.2004), tend to suffer from isolation nowadays. Endozoochory is often discussed as an important process for restoration management of pasture communities. Recent studies dealing with endozoochory have proven that much larger proportion of species can be dispersed by dung than was previously thought (Stender et al.1997, Pakeman et al.2002, Bonn 2004), but virtually nothing is known about the efficiency of this dispersal mode (but see Matějková et al.2003). This dispersal mode results in very uneven seed input, which varies among different communities at one grazing site (Cosyns et al. 2005). It differs naturally also among the microsites depending on the defecation pattern. The mosaic of dung patches and the heavily grazed surroundings creates whole set of different microsites. This heterogeneous environment is highly dynamic as the behaviour of grazing animals varies in successive years (Kohler et al. 2004). The dung patches are enriched by both the seeds and the nutrients. What’s more they constitute an empty space, which can serve as a safe site for germination of seeds derived from neighbouring vegetation and empty niche for vegetative spread of the buried and neighbouring plants individuals.

1

Příloha 4

The positive role of disturbances caused by grazing animals is taken for granted in many studies, which suggest the importance of grazing for the seedling establishment (Oesterheld & Sala 1990, Eriksson & Eriksson 1997). The manipulative experiments have shown the positive effect of the vegetation, litter and moss removal on the seedling establishment (Špačková et al. 1998, Kiviniemi & Eriksson 1999, Kalamees & Zobel 2002). But the naturally occurring small-scale disturbances can differ in their size and intensity from the disturbances created within the experimental design and few studies so far have focused on assessing the actual success of recolonisation of these microsites such as hoof-prints (but see Bullock et al.1994, Stammel & Kiehl 2004) or dung patches (Malo & Suarez 1995, Dai 2000). Furthermore the dung patches represent both the vegetation removal (or burial) and nutrient enrichment incomparable to bare soil exposure. The negative effect of manuring on species richness is well documented (Kohler et al. 2004). Whether a species or genotype not actually appearing in the vegetation establishes from endozoochorously-dispersed seeds is very uncertain. Answering this question requires the results from long-term studies and/or following the spontaneous seedling establishment in the field. The endozoochorously-dispersed species were recorded to overgrow the decomposed dung and form the patch of their own in Mediterranean grassland (Malo et Suarez 1995) and in alvar limestone grassland (Dai 2000), but there are no such studies for Central European mesic grasslands so far. In the mesic grassland the input of nutrients can lead to vigorous growth and litter accumulation, which can prevent the establishment of emerged seedlings. Thus the positive effect of increased seed input can be outweighed by the unsuitable microsite conditions. The seeds dispersed in the dung can enrich the soil seed bank (Malo et al.1995, Malo et Suarez 1995), but this applies only for the species that are able to survive both the passage through cattle guts and the decomposition process (Dai 2000). The results of the abovementioned studies suggest that the role of naturally occurring disturbances in establishment of new or rare species has been overemphasized. The overgrown dung patches are frequently neglected by the animals and thus remain ungrazed. They can represent the only chance for the flowering and seed set of the erect plant species. The role of ungrazed dung patches can be however both negative (as a seedbed of weeds) and positive, when they encompass rare species or species providing fodder and shelter for invertebrates (Mortimer 1998). The persistence of such dung patches is of great importance in management. The decomposition period of the dung of 8 years has been documented for alvar limestone grassland (Dai 2000), but it is not known for the mesic grassland. We recorded seedling germination and survival of dicots and the change of species composition of the established vegetation at 2 mountain cattle pastures in Czech Republic, White Carpathians. Germinable content of dung and soil samples was determined at the same time. We have focused at the following questions: 1) what is the course of the development of the established vegetation after the dung deposition? 2) what is the main recolonisation process in the dung patches in mesic grassland? 3) does a dung patch serve as safe site for seedling establishment, do the endozochorouslydispersed species establish? Study site The study site is located at cattle pasture near Lopeník, White Carpathians, Czech Republic (48° 56' 29" N, 17° 45' 47 E). It is continuously grazed by cattle from May to October. The community can be assigned to Cynosurion with some features of Violion caninae. It is

2

Příloha 4

dominated by grasses (Festuca rubra, Festuca pratensis, Cynosurus cristatus) and herbs (Ranunculus acris, Leontodon hispidus, Centaurea jacea). The community is relatively species rich (22 species per sq m) and contains rare species such as Crepis praemorsa and Hypochaeris maculata. Methods Ten blocks of permanent plots (0.5 x 0.5 m), consisting of 3 different microsites: new dung patch, decomposed dung patch and heavily grazed surroundings were established in 2004. The plots were marked in the corners with metal nails enabling the precise positioning of the wooden frame at the following censuses. The plots were chosen arbitrarily at places, where all three microsites co-occurred in the vicinity (no more than 5m distant from each other). The plots were divided into 9 subplots in that way, that the middle subplot contained the dung. Species composition of the established vegetation was recorded using percentage scale at all subplots in August 2004 and in June 2005. The middle subplot was used for census of seedling germination and survival. All emerged seedlings of dicotyledonous species were marked with coloured pins and drawn into micromap, so that fate of individual seedlings could be followed. The censuses were conducted in May, August and October 2005. The data on the soil seed bank based on the seedling emergence method were available (Richterová 2005). Forty soil seed samples consisting of 4 subsamples (100 cm3 each) taken from 4 corners of 1m2 plot used for another survey were collected in April 2004 after the snowmelt, so they were naturally stratified by chilling. The samples were spread on the pots over a layer of sterile vermiculite and germinated in greenhouse. Pots without the soil samples were placed for control of contamination through current seed rain. Seedlings were removed immediately after identification in order to avoid competition for light. Seedlings that could not be identified were transplanted to separate pots and identified as mature plants. Some species that were difficult to determine in the seedling stage were merged into groups (Ranunculus sp., Potentilla sp., Trifolium sp., Agrostis sp.) After 3 weeks when no new seedling emerged the soil was stirred to enhance the germination. The seed bank survey was finished in September after 3 weeks when no new seedling appeared. The data on the germinable seed content of the dung (dung seed bank) were gained in similar way. 60 dung samples were taken randomly in the field in November 2004. Only fresh cowpats were sampled, but still the contamination from the seed rain could not be avoided. The samples were divided into 2 sets of subsamples (100 cm3 each) and one set was stored in the fridge at 4oC for 4 weeks in order to break the dormancy through chilling. The samples were treated as the soil seed bank samples during the germination in the greenhouse. Statistical analysis The data on the species composition were square root transformed. All multivariate analyses were conducted using CANOCO 4.1 (ter Braak & Šmilauer 1998). The effect of the microsite type was tested by RDA with block taken as a covariable for each year separately. The effect of year*microsite interaction was tested by RDA, the time and the identity of plot were taken as covariables. The effect of microsite type on the species composition was tested by RDA for the seedlings germinated in May 2005 only. The effect of microsite type on the number of emerged seedlings was analysed by GLM with Poisson distribution. The effect on the seedling survival was tested using GLM with binomial distribution and logit function. The variable tested was the proportion of number of seedlings in the second census /number of seedlings in previous census. For comparison between 3 treatments Chi square test with the Bonferonni corrected P-value was evaluated.

3

Příloha 4

Results The data on species frequencies in the seedling community, established vegetation, dung seed abnk and soil seed bank are presented in Appendix 1. Totally 8462 seedlings of 58 species germinated from soil seed bank (mean density 206 germinable seeds per soil sample). The soil seed bank was dominated by Hypericum perforatum and Agrostis capillaris, other frequent species were Campanula patula, Cerastium holosteoides and Stellaria graminea. Totally 1553 seedlings of 36 species germinated from the dung samples (mean density 26 germinable seeds per dung sample). The seed content of the dung was dominated by Agrostis capillaris (61%) and Urtica dioica (11,5%). Other frequent species were graminoids (Poa pratensis, Luzula campestris) and herbs (Veronica chamaedrys, Veronica officinalis, Plantago lanceolata). Neither weedy species (apart from Urtica dioica) nor legumes were abundant in the dung. We found 448 seedling individuals of 21 species or seedling types in May 2005. Leontodon hispidus, Ranunculus sp, Alchemilla sp. and Trifolium sp seedling types were most abundant. The mean seedling density was 16.8 seedlings per plot (e.g. 605 seedlings per m2). The mean seedling mortality per plot was 59% in October 2005. Species composition of different microsites The effect of different microsites (new dung, decomposed dung, control) on the species composition on the subplot level was only marginally significant (tab.1). In the first year the effect was detectable with no standardisation only, e.g. only the dominant species were affected. On the contrary in the second year only the subordinate species were affected. In the first year the difference (Fig.1) was profound between the plots with decomposed dung, where the legumes prevail (Trifolium repens, T. pratense, T. medium), and the control plots with dominance of oligotrophic graminoids (Festuca rubra, Luzula campestris) and prostrate herbs (Alchemilla sp.). The plots with new dung were overgrown by clonal species such as Stellaria graminea in both years. There wasn’t significant effect of time*microsite interaction on the whole plot level, whereas the effect on the subplot level can be considered as marginally significant (Tab.2). It means that at least on the subplot level there was a change of species composition in different direction on each type of microsite. This is illustrated by the PCA graph (Fig.2) with microsites displayed as supplementary variable, which shows a shift in the species composition between the two records. The vegetation of decomposed dung patches became more similar to the heavy grazed control plots. Analogously the patches with fresh dung became more similar to the patches with decomposed dung in the following year. Recolonisation process The species composition of recruited seedlings was significantly affected by the type of microsite. The species recruited at the dung patches (Trifolium sp., Stellaria graminea) are species present also in our dung samples. These are also the species which distinguished the species composition of established vegetation on dung patches from control plots (Fig.1). Suitability of different microsites for seedling establishment Type of microsite affected significantly the seedling recruitment (Tab.3). The significant effect on the survival was detected in the July census only. The seedling recruitment is promoted at the decomposed dung patch, but this microsite is unsuitable for the seedling survival. Seedlings survived more successfully on the control plots (Fig.4). Figures

4

Příloha 4

Tab.1: RDA: effect of microsite, square root transformed data, results of Monte Carlo permutation test and % of variability explained by both canonical axes.

2004 2005 4.29 4.5 0.07 0.22 3.2 2.43 2.95 0.31 0.07 2.2

1.0

standardisation no F P % by species F P %

new dung

Ste gra Tri fla Fes rub Tri pra Tri med Luz cam Bri med Ran rep Dan dec Tri rep Kna kit Pla lan Hyp mac Rum acet Tra ori Alche Fil vul control Her sph Dac glo

-1.0

decomposed dung

-1.0

1.0

Fig.1: RDA: effect of different microsites on the species compostion in 2004. Cannonical axes explain 3.2% of total variability. Only results for 19 species shown, which contributed most to the analysis. Tab.2: RDA: effect of interaction microsite*year, square root transformed data, no standardization, results of Monte Carlo permutation test.

F P subplot level 3.704 0.12 whole plot level 1.116 0.265

5

0.6

Příloha 4

dung05 decomposed04 Poa prat Cal epi Agr cap dung04 Lat pra Ely rep Fes pra Tri rep Ver cham Cyn cri Ste gra decomposed05 Ran rep Alch sp. Hyp mac Ran acri Arrh ela Tri med control05 Luz cam

Leo his

-1.0

Fes rub

control04

-0.8

1.0

1.0

Fig.2: PCA species composition of permanent plots in two years (2004,2005). First axis explained 21.3% and second axis 13.4% of total variability.

decomposed dung Tri sp Cer hol Ran sp

Leo his

Ste gra

Rum ace Tar Rud Cen jac Cam pat

Pim sax

new dung

Alche

-1.0

control -1.0

1.0

Fig.3: RDA effect of microsite on the species composition of recruited seedlings (May 2005). All canonical axes explained 18.8 % of total variability. Only data for 11 species shown. Monte Carlo permutation test: F = 1.848, P = 0.036.

6

Příloha 4

a a a

b a a

b b a

Fig.4: Seedling recruitment and survival in the different microsites. Different letters mean significant difference (Bonferonni corrected P value<0).

Tab.3: The effect of microsite on seedling recruitment and survival (GLM with Poisson distribution for recruitment and GLM with binomial distribution for survival)

census microsit e May Residual microsit e July/May Residual microsit October/Ju e ly Residual

Devianc e P

Df

2 125.45 16 284.37

0

2 23

27.13 0.0004 85.89

2 22

27.36 0.7523 45.47

Discussion Most studies on the restoration of mesic pastures focus on the different seed sources such as seed bank and animal dispersal (Fischer et al. 1995, Pakeman et al. 2002 ). But there is a lack of studies of the efficiency of these dispersal sources and modes. The recruitment success of dispersed species clearly depends on the microsite conditions on the site. The heterogeneous vegetation mosaic created by grazing, trampling and manuring provides such a set of different microsites and affects the resulting community of recruited seedlings. The mosaic of grazed and ungrazed patches can be maintained in that way and can lead to spread of pasture weeds (Adler et al.2001, Novák & Slamka).

7

Příloha 4

In the present study differs the vegetation of cattle pasture between dung patches and heavily grazed microsites mainly by sward structure and the proportions of species than by the absolute species cover. In the mesic pastures there seem to be no such a species specialised only for growing on the dung patches (Čiháková in prep.) as reported from Mediterannean pastures (Malo & Suarez 1995). At the cattle pastures where no agressive weeds (e.g. Rumex obtusifolius) are present, the dung patches don’t represent any threat to the community. They are overgrown by common grassland herbs and graminoids already in the next season. The dung patches are overgrown mainly vegetatively by grasses (Poa pratensis, Festuca pratensis) and clonal prostrate herbs (Potentilla reptans, Stellaria graminea, Trifolium repens). The recruitment from seeds plays only a minor role and the seeds are derived predominantly from the neighbouring vegetation and they belong to species with good wind dispersal ability (Leontodon hispidus, Centaurea jacea). For other species (Trifolium repens, Trifolium pratense, Stellaria graminea, Ranunculus acris) that germinate frequently at the dung patches we can’t exclude their endozoochorous origin, because their frequent dispersal in the dung is well documented at least for Trifolium repens (Pavlů et al. 2005). Their relative scarceness in our dung samples can be explained by the unsuitable season (October) of the dung sample collecting. In the samples taken in summer in 2005 (data not presented here), we found the seeds of these species very often. On the other hand the seedlings of Alchemilla sp. and Campanula patula are confined to the heavily grazed control plots. These species differentiate the heavily grazed plots and their seeds are also abundant in the soil seed bank. We determined the decomposed dung patch to be the most suitable microsite for seedling emergence. This could be explained by both the enrichment of the substrate from the dung (Dai 2000) and the actual seed rain from neighbouring vegetation. The seeds fallen onto the ground in humid season (autumn, spring) can find suitable conditions in the wet substrate mixed from soil and decomposing dung, where the vegetation is partly absent. However the strong nutrient stimulus leads to vigorous growth during summer and together with drying out of the substrate the decomposed dung patch provides very harsh environment for the seedling survival. The heavily grazed control plots with no dung deposition showed to be more favourable. According to our results the efficiency of endozoochorous dispersal is very limited and thus its role should not be overemphasized. Acknowledgement Research was supported by the grant VaV 620/11/03 of the Ministry of Environment. Literature ADLER P.B., RAFF D.A. & LAUENROTH W.K. (2001): The effect of grazing on the spatial heterogeneity of vegetation. OECOLOGIA 128 (4): 465-479. BONN S. (2004): Dispersal of plants in the Central European Landscape – dispersal processes and assessment of dispersal potential exemplified for endozoochory. Dis. Thesis. Universitaet Regensburg. 156 pp. BULLOCK J.M., CLEAR HILL B., DÁLE M. P. & SILVERTOWN J.(1994): An experimental study of the effects of sheep grazing on vegetation change in a species-poor grassland and the role of seedling recruitment into gaps. Journal of Applied Ecology 31: 493-507. COSYNS E, DELPORTE A, LENS L, ET AL.(2005): Germination success of temperate grassland species after passage through ungulate and rabbit guts. JOURNAL OF ECOLOGY 93 (2): 353-361.

8

Příloha 4

COUVREUR M., BART CH., VERHEYEN K. & HERMY M. (2004): Large herbivores as mobile links between isolated nature reserves through adhesive seed dispersal. Applied vegetation science 7(2): 229-236. CSAPODY V. (1968): Keimlingsbestimmungbuch der Dikotyledonen. Akademiai Kaido. Budapest DAI X. (2000): Impact of cattle dung deposition on the distribution pattern of plant species in an alvar limestone grassland. Journal of Vegetation Science 11: 715-724. ERIKSSON A. & ERIKSSON O.(1997): Seedling recruitment in semi-natural pastures: the effects of disturnace, seed size. Phenology and seed bank.Nordic Journal of Botany. FISCHER S.F., POSCHLOD P. & BEINLICH B. (1996): Experimental studies on the dispersal of plants and animals on sheep in calcareous grasslands. Journal of Applied Ecology 33: 1206-1222. MALO J. E. & SUAREZ F.(1995): Herbivorous mammals as seed dipersers in a Mediterranean dehesa. Oecologia 104: 246-255. MORTIMER S. R., HOLLIER J.A. & BROWN V. K.(1998): Interactions between plant and insect diversity in the restoration of lowland calcareous grasslands in southern Britain. Applied Vegetation Science, 1:101-114. KALAMEES R. & ZOBEL M.(2002): The role of the seed bank in gap regeneration in a calcareous grassland community. Ecology 83 (4): 1017-1025. KIVINIEMI K, ERIKSSON O. (1999): Dispersal, recruitment and site occupancy of grassland plants in fragmented habitats. Oikos 86(2): 241-253. . KOEHLER F.,GILLET F, GOBAT J.M. ET AL. (2004): Seasonal vegetation changes in mountain pastures due to simulated effects of cattle grazing. Journal of Vegetation Science. 15(2): 143-150. MATĚJKOVÁ I. , VAN DIGGELEN R. & PRACH K.(2003): An attempt to restore a central European species-rich mountain grassland through grazing. Applied Vegetation Science 6: 161-168. NOVÁK J. & SLAMKA P.(2003):Degradation of seminatural pastures by local overmanuring with cattle or sheep excreta. EKOLOGIA-BRATISLAVA 22 (2): 143-151. OOSTERHALD M. & SALA O.E.(1990): Effects of grazing on seedling establishment: the role of seed and safe-site availability. Journal of Vegetation Science 1:353-358. PAKEMAN R.J., DIGNEFFE G & SMALL J.L.(2002): Ecological correlates of endozoochory by herbivores. FUNCTIONAL ECOLOGY 16 (3): 296-304. PAKEMAN R.J. HULME P.D., TORVELL L. ET AL.(2003): Rehabilitation of degraded dry heather (Calluna vulgaris) moorland by controlled sheep grazing BIOLOGICAL CONSERVATION 114 (3): 389-400. PAVLU V., HEJCMAN M., PAVLU L. GAISLER P. (2005): Effect of strip seeding of Trifolium repens on sward under continuous grazing. In Hejcman: Grassland management in mountain and uppland areas of the Czech republic. Dis.práce. Depon In Knihovna ČZÚ Praha Suchdol. PYKALA J. (2003): Effects of restoration with cattle grazing on plant species composition and richness of semi-natural grasslands. Biodiversity and conservation. 12:2211-2226. STENDER (1996): Die Ausbreitung von Pflanzen durch Galloway-Rinder. Diploma tesis. Universitaet Marburg, 104 pp. ŠPAČKOVÁ I.,KOTOROVÁ I. & LEPŠ J.(1998): Sensitivity of seedling recruitment to moss, litter and dominant removal in an oligotrophic wet meadow. Folia Geobotanica 33: STAMMEL B. & KIEHL K.(2004): Do hoof prints actually serve as a regeneration niche for plant species in fens? Phytocoenologia 34(2): 271-286.

9

Příloha 4 Appendix 1: Data on species frequencies in the established vegetation, dung seed bank, soil seed bank and seedling community. Data for 33 most common species are shown (with the frequency in established vegetation higher than 20%.

established recruited vegetation soil seed bank dung seed bank seedlings frequenc mean seedling frequenc seedling frequency seedling frequenc y (%) cover (%) counts y (%) counts (%) counts y (%) Ranunculus sp. 100 2.72 11 22.5 1 1.7 37 60.0 Festuca rubra 98 36.37 15 30 1 1.7 Taraxacum sec. Rud. 95 4.60 0 0 0 0.0 5 6 Agrostis capillaris 93 7.76 1199 100 954 88.3 Achillea millefolium 88 1.30 3 7.5 0 0.0 0 0 Veronica chamaedrys 87 1.12 31 27.5 32 35.0 0 0 Alchemilla sp. 80 4.25 0 0 0 0.0 26 33.3 Leontodon hispidus 80 13.07 34 57.5 29 31.7 276 70.0 Rumex acetosa 80 1.06 5 10 0 0.0 5 6 Stellaria graminea 80 0.52 124 67.5 7 11.7 6 13 Festuca pratensis 78 3.00 0 0 0 0.0 Cruciata glabra 75 0.56 0 0 0 0.0 0 0 Trifolium repens 73 3.07 16 35 12 13.3 10 20 Centaurea jacea 60 5.33 18 20 0 0.0 28 20.0 Hypericum maculatum 60 1.46 6265 90 1 1.7 9 20.0 Viccia cracca 60 1.05 1 2.5 0 0.0 0 0 Cerastium holosteoides 57 0.50 84 70 17 18.3 3 10 Lathyrus pratensis 55 1.24 3 7.5 0 0.0 0 0 Dactylis glomerata 52 1.95 2 2.5 9 13.3 Cynosurus cristatus 48 2.61 0 0 0 0.0 Trisetum flavescens 48 0.33 0 0 0 0.0 Poa pratensis 45 1.06 21 25 69 48.3 Trifolium pratense 42 2.03 9 15 0 0.0 17 23.3 Luzula campestris 38 0.66 73 57.5 66 48.3 5 3 Plantago lanceolata 35 0.92 6 10 38 21.7 Knautia kitaibelii 33 2.76 5 7.5 1 1.7 1 3 Avenulla pubescens 27 1.17 0 0 0 0.0 Campanula patula 27 0.48 144 82.5 0 0.0 10 16 Anthoxanthum odoratum 25 0.40 0 0 0 0.0 Heracleum sphondylium 23 1.85 0 0 0 0.0 1 3 Arrhenatherum elatior 22 0.42 0 0 0 0.0 Phyteuma spicatum 22 0.54 0 0 0 0.0 0 0 Carum carvi 20 0.29 0 0 0 0.0 0 0

10

Příloha 5: Effects of different management regimes and fertilization on species composition and biomass production of plant functional groups in a chalk grassland Vojtěch Lanta, Jiří Doležal and Ondřej Mudrák Faculty of Biological Sciences, University of South Bohemia, Branišovská 31, CZ - 370 05 České Budějovice, Czech Republic

ABSTRACT Monitoring of different management regimes on plant coexistence was studied many times because of great interest of conservation administrations for planning of suitable conservation treatments. We established a factorial experiment, where we combined three different treatments (mowing, grazing and control) with fertilization. After three years from onset of the experiment, significant differences in species compositions were found. Creeping forbs and rosettes persisted mainly in grazed plots, but the grasses performed in all treatments very well. We found that the biomass of legumes was highest in grazed plots, but other functional groups (annuals, forbs, rosettes and grasses) had similar biomass in all treatments. This experiment showed that biomass sampling and sorting into plant functional groups can help to found more complex insight into plant interaction relationships on conditions of chalk grasslands. INTRODUCTION To evaluate different management approaches on pastures, a suitable manipulative experiment has been mostly established (Scheiner and Gurevitch1993). There is possibility to combine environmental factors by using hierarchical design. However, the effect of different management practices on grassland vegetation depends on a wide range of predictable and random extrinsic factors. Experiments manipulated on pastures need longer time to detect some trends in vegetation succession (Bakker 1989). However, our study enables to compare more traditional management at the studied site. The site was under extensive grazing regime for last 50 years which lead to decrease of species diversity. This work can not say, if changes in management can affect species diversity, but can elucidate changes in species composition. However, the survey of changes in plant traits (McIntyre et al. 1995, Díaz et al. 1999) or in biomass of defined plant functional groups (Dodd et al. 2004) has been possible to monitore already after two years of management aplication because of quick responses and high plasticity of plants. Grazing or cutting frequently leads to increase of plant species diversity (Bakker 1989, Gaisler et al. 2004). After abandonment of a meadow, an increase of nitrophilous herbs and tall grasses – strong

1

competitors has been observed in many times (Grime 2001). Hence, meadows gradually changed in species poor communities. Therefore, such sites are under research focus of conservationist in recent years. We established comperative study by using permanent plots in three blocks in the grazed meadow. The main question was, how changed proportion of plant functional groups in differently managed plots of two nutrient levels. Data about aboveground and belowground biomass ere considered as a response on applied treatments. The second aim was to study changes in plant composition by sampling coverage data of each species in permanent plots.

METHODS Study site The study was conducted in pastures at the locality Lesná, Bílé Karpaty Mts., Czech Republic (700 m a. s. l.). Locality is situated 2 km east of Horní Němčí village. Landscape of the locality was used as an extensive pasture from 50th until now, eventually hay production with overgrazing was applied there. The pasture is considered according to phytosociological nomenclature as Bromion with some elements of Arrhenatherion and Cynosurion. Dominant species is the grass Bromus erectus, further the most frequent are forb Achillea millefolium, legumes Trifolium pratense and Trifolium repens, grasses Agrostis tenuis and Trisetum flavescens and the creeping form Veronica chamaedrys. Design of the experiment In June 2003, the experiment was established in a completely randomised block design by using of three blocks. Blocks were situated inside of the fenced pasture approximately 100 m apart of each other. In each block two following treatments were applied: (i) fertilization and (ii) management. The treatment fertilization had two levels: plots were or not fertilized by a commercial formula, NPK (Nitrogen-Phoshorus-Kalcium in concentration 40 g per m2 per year). Different management regimes were UP – unmanaged plots, MP – mown plots and GP – plots grazed by cattle. Combinations of both treatments (fertilization and management) were performed in plots of 5 x 5 m, randomly within each block with this arrangement: always four plots (two mown plots and two unmanaged) were fenced to protect them against grazing of cattle, and two plots were situated nearby the fence. These two plots were under grazing pressure during whole vegetation seasons 2003, 2004 and 2005. Mowing of the plots was provided at the beginning of July 2003 and 2004 after data collecting. Fertilizer was applied in July 2003 after the base line data sampling, in March 2004 and in April 2005.

2

Community composition The sampling of data about plant species composition was made repeatedly in 2003, 2004 and 2005. The data collected before the applications of treatments in June 2003 were considered as base line; in 2004 and 2005 were monitored first changes in plant composition. In central part of each 5 x 5 m plot was established a permanent 1 x 1 m plot that was further divided into nine subplots (33 x 33 cm) because of obtaining more exact data. In each subplot, data about presence of vascular plant species and their coverages in % were collected. For evaluation of different management regimes on changes in number of vascular plants, the number of species per 1 m2 square. Nomenclature of vascular plants follows Rothmahler (1976). Biomass sampling Aboveground biomass of plant functional groups was provided in 2005 by clipping of five squares (25 x 25 cm in diameter) at ground level, randomly sampled in each plot. Biomass was sorted into these functional groups: grasses, rosette plants, annuals, legumes, other forbs; and litter. Plant were dried and weighted. Total belowground biomass was estimated from five random 10 cm deep soil cores. Cores were rinsed thoroughly by water. Washed roots were than dried and weighted. Data analysis Redundancy analysis (RDA) was used to evaluate multivariate vegetation data which are estimations of species covers in percent. RDA is a direct gradient method which suppose linear response of species to applied treatments (ter Braak & Šmilauer 2002). The method was used because the data set is relatively homogenous. Various combinations of environmental variables, covariables and their interactions were used, with an appropriate permutation test, to confirm or reject tested hypotheses. Experimental data are in the form of repeated measures and using a permutation scheme adjusted to the repeated measures design provided opportunity to test particular effects. The split-plot design was used. Whole plots were records of one 1 m2 monitoring plot repeated in time and were permuted completely at random. The mean of nine subplots was used for statistical evaluation. The significant effect of time and treatment interaction indicates divergent temporal development of plots under different management or different nutrients. The biplot ordination diagram was used to visualise the results of analyses. Only species of higher fit values are displayed in figures. Univariate data of shoot and root biomass were evaluated by using ANOVA tests, where the blocks were random factors. ANOVA for repeated measures was used to analyse number of species in plots of different treatments. To evaluate biodiversity-productivity relationships, simple regressions between number of species and root and shoot biomass were processed.

3

RESULTS Total shoot biomass was not influenced by different management and fertilization (Table 1). Biomass production was lowest in grazed and highest in unmanaged plots (Fig. 1). Total root biomass was significantly affected by management (Table 1) with highest production in grazed plots (Fig. 1). No significant effect of fertilization for biomass production of individual functional groups and litter was detected (Table 2). Only significant effect of management for legumes production showed that the highest production was in grazed plots, but in other plots production was very low (Fig. 1). Management had effect on litter production indicating that the highest production was in unmanaged plots (Fig. 1). No applied treatment had an effect on the number of plant species (Table 3). Only difference between investigated years was detected because of low values in 2005 (averages were shown in Fig. 2). The relationship between shoot biomass and the number of species in plots was significantly negative (adj. R2 = 0.18, r = -0.48, P = 0.043), although the relationship between root biomass and the number of species was significantly positive (adj. R2 = 0.44, r = 0.69, P = 0.002). The trends for both relationships are shown in Fig. 3. Significant effect of different management on plant species composition was detected by using RDA statistics (predictor: management x time; covariates: time, fertilization x time, plot identifiers; the first canonical axis explained 4.6 %, F = 21.53, P = 0.022). Ordination diagram (Fig. 4) shows that with grazing mostly correlated grasses Lolium perenne, Cynosurus cristatus and forbs Carum carvi Plantago major and Trifolium repens. While in mown plots had high cover grasses Alopecurus pratensis , Bromus mollis and Dactylis glomerata, in unmanaged plots forbs such as Fragaria moschata, Centaurea scabiosa and Veronica chamaedrys had very high coverage. Effect of fertilization on plant composition was not detected (predictor: fertilization x time; covariates: time, management x time, plot identifiers; the first canonical axis explained only 0.7 % variance, F = 3.33, P = 0.518). Fertlization had positive effect on Cirsium arvense, Fragaria moschata, Centaurea jacea and Agropyron repens having higher cover in fertilized plots (Fig. 4). Negatively were affected Alopecurus pratensis, Lathyrus pratensis, Taraxacum officinalis and Ranunculus acris.

DISCUSSION We found that composition of plant communities changed under different managements but not in different nutrient levels during the study period 2003 - 2005. Proportion of individual functional

4

groups did not markedly differed between management treatments despite of legumes and litter production. Fertilization had no effect on production. Plant species composition was relatively similar in grazed plots. It was probably because temperate plants were extremely adapted to grazing which can lead to fast regeneration after disturbance – these plants reach higher (Lepš et al. 1982). Some species are able immediately turnover after grazing impact. It was documented for annuals (Grime 2001). In our case, Veronica arvensis and Poa annua, persist better in grazed plots. For regeneration needs gaps in vegetation, therefore in control and mown plots quickly go out. However, amplitude of responses of species is lower in disturbed communities when disturbance take effect for a long time (McIntyre et al. 1996, Bakker 1989). Though the responses could be fast on certain treatment, mainly in the case when disturbance can lead to changes in an ecosystem (Díaz et al. 1999). It is the reason, why we detected some difference between management already after two years of investigation. Grazing abandonment lead to fast response by some species because the treatments were applied in environment, where was high adaptability of species to frequent defoliation. Generally, higher rate of defoliation lead to an increase of creeping forbs and rosettes in a community (e.g., McIntyre et al. 1995). But these species can be sensitive to grazing intensity (Pavlů et al. 2003). However, we did not occur some differences between management for these functional groups. We only detected higher coverage of Ajuga reptans, Veronica serpylifolia and Trifolium repens, that species is very sensitive to shading, in grazed plots in 2004. Further, we occurred higher coverage of rosettes of Plantago and Hieracium pilosella – plants that were present in grazed plots only in 2005. Festuca pratensis – grass of broad leaves, was dominant in grazed plots probably because of the preference of sites of higher nutrients from faeces. Dandelions were more frequent in control unmanaged plots probably because of higher content of minerals from resolved plant litter (Gaisler et al. 2004). The litter had the highest production especially in these plots. Furthermore, in these environments established mainly species which were common in margins of pastures. They were occurred on pastures only in vegetative stage and they sensitive to grazing. These species were broadleaved forbs Centaurea jacea and Centaurea phrygia. The effect of different management did not influence the number of species in plots. We found only a succession trend when the average numbers were higher in 2003 and 2004, while in 2005 the number count decreased. This indicate that inter-annual variation in extrinsic factors can expressively influence plant community, therefore there is need for long-term data sampling (Bakker 1989, Dodd et al. 2004). We detected significant difference between blocks. It was because two blocks were extensively grazed and hence had lower number of species on average (from 10 to 20 species), but the third block had 25 species on average. By selecting of three different blocks for the experiment, we attempted to share high variability in plant communities.

5

ACKNOWLEDGEMENTS We are very indebted to Petra Svobodová for her significant help in the field. The experiment was funded by the national grant VaV 620/11/03. REFERENCES Bakker, J.P. 1989. Nature managemnt by grazing and cutting. Kluwer, Dortrecht. Díaz, S., Cabido, M., Zak, M., Martinez-Carretero, E. & Araníbar, J. 1999. Plant functional traits, ecosystem structure and land-use history along a climatic gradient in central-western Argentina. Journal of Vegetation Ecology 10: 651-660. Dodd, M.B., Barker, D.J. & Wedderburn, M.E. 2004. Plant diversity effects on herbage production and compositional changes in New Zealand hill country pastures. Grass and Forage Sciences 59: 29-40. Gaisler, J., Hejcman, M. & Pavlů, V. 2004. Effect of different mulching and cutting regimes on the vegetation of upland meadow. Plant, Soil and Environment 50: 324-331. Grime, J.P. 2001. Plant strategies, vegetation processes and ecosystem properties. John Wiley & Sons. Lepš, J & Šmilauer, P. 2003. Multivariete analysis of ecological data using CANOCO. Cambridge Univ. Press. Lepš, J., Osbornová, J. & Rejmánek, M. 1982. Community stability, complexity and species lifehistory strategies. Vegetatio 50: 53-63. McIntyre, S., Barrett, G.W. & Ford, H.A. 1996. Communities and ecosystems. In: Spellenberg, I.F. (ed.) Conservation biology. Longman, Harlow. McIntyre, S., Lavorel, S. & Trémont, R. 1995. Plant life-history attributes: their relationship to disturbance response in herbaceous vegetation. Journal of Ecology 83: 31-44. Pavlů, V., Hejcman, M., Pavlů, L. & Gaisler, J. 2003. Efect of rotational and continuous grazing on vegetation of the upland grassland in the Jizerské hory Mts., Czech Republic. Folia Geobotanica 38: 21-34. Rothmaler, W. 1976: Exkursionsflora für die Gebiete DDR und der BDR. Kritischer band. - Volk und Wissen, Berlin. ter Braak, C.J.F. & Šmilauer, P. 2002. CANOCO reference manual. Centre of Biometry Wageningen and České Budějovice. Scheiner, S.M. & Gurevitch, J. 1993. Design and analysis of ecological experiments. Chapman & Hall.

6

Table 1. ANOVA results for total aboveground and belowground biomass. Shoot biomass

Root biomass

df

F

P

F

P

Block

2, 36

8.53

0.001

6.16

0.020

Management

2, 4

4.54

0.093

43.63

0.022

Fertilization

1, 2

7.05

0.117

1.08

0.487

Interaction (M x F)

2, 4

2.98

0.161

36.80

0.026

Table 2. ANOVA results for the aboveground biomass of a priori defined plant functional groups and litter. df

Grasses

Rosettes

Annuals

Legumes

Forbs

F

F

F

F

F

P

P

P

F

Management

2, 4

4.48

0.182 0.31

0.762 0.97

0.508 19.36 0.049 3.07

0.245 91.14 0.011

Fertilization

1, 2

0.12

0.790 0.73

0.549 0.97

0.505 0.53

0.600 0.02

0.921 0.22

0.719

Interaction (M x F)

2, 4

0.26

0.407 2.27

0.305 1.05

0.487 0.46

0.687 0.19

0.838 0.08

0.928

df

F

P

Management (M)

2, 12

0.05

0.952

Fertilization (F)

1, 12

0.00

0.959

Time (T)

2, 24

13.13

0.000

MxF

2, 12

0.10

0.910

MxT

4, 24

1.55

0.220

FxT

2, 24

2.36

0.116

MxFxT

4, 24

0.75

0.569

7

0.161 0.02

P

2, 36 12.78 0.002 23.95 0.000 2.51

Number of species 2003-2005

0.695 2.09

P

Block

Table 3. ANOVA results for the number species in plots.

0.126 0.16

P

Litter 0.882

FIGURE CAPTIONS Fig. 1. Total aboveground and belowground biomass for all investigated treatments; and results for biomass of legumes and litter, both significantly affected by management. Fig. 2. Changes in plant species diversity of differently managed plots. Fig. 3. Relationships between shoot and root biomass and the number of species. Fig. 4. Ordination diagrams for RDA analyses. Above graph for the analysis testing the effect of management, below graph for the effect of fertilization.

8

Fig. 1

40



4

Root biomass (g)

Shoot biomass (g)

30

20

10

0

GP

UP

3

2

1

0

MP

Management

Biomass of litter (g)

Biomass of legumes (g)

16

0.10

0.05

0.00 GP

UP

UP

MP

Management


0.15

GP

12

8

4

0

MP


GP

UP

Management

Management

9

MP

Fig. 2

30


Number of species

25

20

15

10

5

0

GP

UP

MP

GP

Year 2003

UP

MP

Year 2004

GP

UP

Year 2005

Fig. 3

40

roots shoots

Biomass (g)

30

20

10

0 4

8

12

16

20

Number of species

10

MP

0.4

Fig. 4

UP *year

cent sca

frag mos camp pat

agro rep

trif rep plan maj loli per

vero cha cirs arv lat pra agro ten tris fla

carum ca

cyno cri

trif rub fest rub

GP *year

fest pra brom mol alop pra dact glo

-0.4

MP *year

0.4

-0.4

0.3

leon aut

cent jac leon his control P*year

alop pra lat pra

brac pin

fertilized P*year

cent sca

tara off ranu acr briz med phle pra

frag mos cirs arv agro rep trif rep

-0.8

fest rub

-0.6

0.6

11

Příloha 6

Příloha 6: MATHEMATICAL PROGRAMMING FOR AGRI-ENVIRONMENTAL POLICY ANALYSIS: A CASE STUDY FROM WHITE CARPATHIANS Abstract BEGRAB_PRO.1 – a mathematical programming model for BEef and GRAssland Biodiversity PRoduction Optimisation – elaborated for analysis of organic suckler cow farms in the Protected Landscape Area White Carpathians, the Czech Republic, is presented and applied to the analysis of jointness between several environmental goods. In this way, the paper complements recent studies on jointness between commodities and non-commodities. If these goods are joint in production, agri-environmental payments must be carefully designed because they do not influence only production of the environmental good they are intended for but also the production of other environmental goods. If jointness is negative, any increase in the payment for an environmental good leads to a decrease in production of other environmental goods. Keywords: mathematical programming, jointness, agricultural policy, biodiversity, suckler cow

1. Introduction European model of multifunctional agriculture recognises the value of other agricultural outputs than food and fibre. The Czech Administration adopted this model and is translating it progressively into the national agricultural policy. In this paper, we present BEGRAB_PRO.1 – a mathematical programming model for BEef and GRAssland Biodiversity PRoduction Optimisation – elaborated for analysis of organic suckler cow farms in the White Carpathians PLA (Protected Landscape Area), the Czech Republic. This model describes the suckler cow farm production system and enables to account not only for beef but also for biodiversity production. Biodiversity production is in the model depicted by a system of technical constraints which represent restrictions and tasks to be respected in order to produce particular environmental goods. The number of hectares managed in compliance with these prescriptions is used as a benchmark for the quantity of biodiversity produced. Prescriptions from current agri-environmental measures aiming directly at biodiversity production are applied with the hypothesis that they were properly designed and thus their respect increases the quantity of biodiversity. The aptitude of BEGRAB_PRO.1 to help the policy design aiming at promotion of multifunctional agriculture is illustrated by focusing on jointness - one of the two basic characteristics of multifunctionality according to OECD (2001). Recently, empirical studies appeared on existence and type of jointness in production of agricultural commodities and non-commodities (Peerlings and Polman (2004) or Havlík et al. (2004)). These studies focused on jointness between commodities and non-commodities. The present paper complements research in this area by adding an analysis of jointness among several noncommodities themselves. For various reasons, Governments may desire that a farmer produces more than one environmental good on his farm, e.g. it is preferable that a French farmer involved in a fertilisation control programme does not abandon maintenance of his hedges. It will be demonstrated that in this case taking into account jointness among several

1

Příloha 6

environmental goods improves understanding of jointness between commodities and noncommodities and is essential for the design of cost efficient agri-environmental policies. The Czech agri-environmental programme adopted after the EU accession in 2004 provides an excellent opportunity to illustrate our statements. Its instrument designed directly for grassland biodiversity promotion, is the “Sound Grassland Management” programme. The measures involved in this programme distinguish between pastures and meadows, and it is forbidden to graze grassland put under the meadow measures. The agreements are signed for 5 years and the type of grassland may not be changed from pasture to meadow or vice versa during this period. This encourages development of different plant covers according to the type of subscribed agreement. Expected outcomes of the programme are thus two environmental goods which can be called “pasture biodiversity” and “meadow biodiversity”. The overall biodiversity on the farm level increases if both types are produced. Therefore it is desirable that both pasture and meadow agreements be subscribed. The paper is structured in the following way: in section 2, the model is presented and some of the basic results are given, section 3 provides jointness analysis and discusses its policy implications, and section 4 concludes the paper by some qualifications of the model results and gives perspectives for further research.

2. Model presentation PLA White Carpathians is a mountainous area on the border between the Czech and the Slovak Republic. Landscape and biodiversity in White Carpathians are recognised as high natural values at national and international level. White Carpathians meadows belong to the most speciesrich plant associations in Europe (about 70 species of vascular plants per m2) and their importance is given by the total acreage of these meadows too. Their vegetation is characterised by a huge mosaic of meadow, bordering and forest plant associations and by a rich occurrence of both xerophile and humid species. (Pražan et al, 2002) These meadows are mainly utilised for suckler cow and sheep rearing. Due to the importance of interaction between agricultural activities and grassland biodiversity in the PLA, it was selected as one of the 5 pilot areas for elaboration and implementation of agri-environmental agreements in the EU (European Union) pre-accession programme SAPARD (Special Accession Programme for Agriculture and Rural Development), and currently it is as a formally designated protected area concerned by special measures involved in the new agri-environmental programme. BEGRAB_PRO.1 is a linear annual deterministic farm level mathematical programming model. It was designed on the basis of interviews on organic farms in White Carpathians. The decision to analyse organic farms was motivated by the fact that they represent a well defined and organised sample - they are registered in a publicly accessible register containing some of their basic production characteristics - and IS Kopanice1, a local advisory centre, offered us its help in organising the interviews. Thus in 2003, 28 organic farms covering 8 943 ha were interviewed. According to personal communication from IS Kopanice, the total number of organic farms in White Carpathians amounted to 46 and they cultivated 14 668 ha. The analysed sample represented thus 61% of the total in terms of the number of farms as well as in the area covered. Concerning grassland2, which is of major interest for this study, there are

1

IS Kopanice (Informační středisko pro rozvoj Moravských Kopanic) advices organic farmers in the region. The authors are grateful to Milan Drgáč and Renata Vaculíková whose help in organising the field research was indispesable for its successfull accomplishement. 2 If not stated otherwise by “grassland” is meant exclusively the permanent grassland.

2

Příloha 6

in total 14 579 ha in the White Carpathians PLA, and the interviews covered 5 766 ha of this grassland, 40%.3 2.1 Model structure Linear programming farm level model constitutes a simplified representation of a particular farming system. The farming system represented in BEGRAB_PRO.1 is schematically depicted in Figure 1. There are two subsystems: crop production and animal production. These subsystems are linked to each other through the animal nutrition module, which searches to connect nutritional requirements of animals with produced feedstuffs, and through fertilisation, which relates fertiliser requirements of particular crops with manure production. The system is open and so there are both purchases of inputs and sales of outputs. A specificity of the suckler cow organic farm system is that internal linkages are fortified at the expense of linkages to exterior. The system performance is to an important extent determined by the agricultural policy. In what follows the particular system elements are presented as they are formulated in the model. Figure 1. Suckler cow farming system Sales CP

Other inputs CP

Purchased feedstuffs

AGRICULTURAL POLICY

Animal nutrition Crop production

Animal production

Sales AP

Fertilization

AGRICULTURAL POLICY

Purchased fertilisers

Other inputs AP

Animal production The modelled farm is specialized in suckler cow production. In order to ensure sufficient flexibility of the model, 33 animal activities were introduced differentiating the animals according to their sex, age, breeding intensity and other aspects. The basis of the herd is constituted by middle sized cows weighing 600 kg. (Young cows constitute a special category as it is necessary to take into account their specific nutritional needs.) Cows calve the 15 March. According to the results obtained by our research, the number of weaned calves per cow was set at 0.90. Calves are weaned at the age of 7 months, the 15 October. The restocking rate was set at 15%. Cows with a dead calf are culled the 30 April, before beginning of the pasture season; remaining culled cows are sold after weaning, the 15 October. Replacement heifers come exclusively from own breeding. It is supposed that one half of weaned calves are females and another half males. A single breeding strategy is considered for females before weaning, during this period the average daily gain is 0.86 kg/day. After weaning, the farmer can decide how many heifers to sell and 3

The research was partially funded from the grant VaV/620/11/03 of the Ministry of Environment of the Czech Republic.

3

Příloha 6

how to breed the remaining ones. Two breeding strategies are considered: 1) standard – this breeding strategy leads to young cows calving for the first time at 24 months, 2) extensive – resulting in young cows calving at 36 months. During the breeding, farmer can sell supplementary heifers at 9 or 12 months. This results in 5 sale categories of heifers. Fattening of heifers was nearly inexistent on interviewed farms therefore this option is not introduced. All animal sale categories are described in Table A1 in Annexe. Concerning males, the farmer decides about their breeding strategy for the first time already at the age of 3 months. The breeding before weaning is pasture based for both strategies but the daily gains and thus nutritional requirements differ. After weaning, males can be sold or held for further feeding. Further feeding can be pursued according to three different intensities and while the average daily gains are not dependent from the preceding pasture breeding intensity, the weights are, and thus the animals must be differentiated also with respect to the preceding pasture breeding intensity. After leaving the pasture, the 31 October, bulls are kept in the barn till not sold. In all, 15 sale categories are included for bulls. Crop production Crop production on analysed farms was grassland based. Only 10% of land involved in the research was constituted by arable land. Specialisation in forage crop production was nearly complete. The average farm size was 319 ha. The model represents a farm cultivating 300 ha constituted by 261 ha of grassland and 39 ha of arable land. (This proportion was the average for farms having at least some arable land. The total observed percentage of grassland was by 3 points lower because several farms had no arable land at all.) The model can choose to convert available arable land into grassland but the inverse is not allowed. Each hectare of grassland can be cultivated according to one of the 25 basic management strategies. First distinction is made between fertilised grasslands (100 kg of nitrogen /ha/year) and non-fertilised grasslands. Management is further differentiated according to harvesting strategies. Grassland is cut once or twice a year and it is or not grazed afterwards, or it is used exclusively as a pasture. The forage is conserved as hay or silage. Yields are characterized by three parameters: dry matter yield, energy and crude protein contents. The overall dry matter yield was differentiated according to grassland type (meadows x pastures), fertilisation and the date of the first cut. The energy and crude protein contents were similarly differentiated taking into account the evolution of these parameters during the year. The numerical parameters were estimated using data from Buchgraber et al. (1998), Hejduk (2000) and Straka (1999). 16 basic management strategies are described in Table A2 in Annexe (management strategies differing from those presented only by the fact that there is no grazing of hay meadows, are omitted in the table). The basic management strategies are further differentiated in order to distinguish grassland subscribed under particular agri-environmental agreements and to control the corresponding restrictions. Thus in total 54 grassland activities are depicted in the model. Arable land management is not directly linked with grassland biodiversity production and is in the model represented only schematically. Research results indicate that more than one half of the arable land was cultivated with cereals, their most important representatives were winter wheat and oats, another third of the arable land was cultivated with feeder greens, mainly clover grass mixtures. Only these three crops are considered in the model. Fertilisation corresponds to the average encountered level (67 kg nitrogen /ha/year). Each cereal represents a single production activity with yields determined on the basis of collected data. Clover grass mixtures are represented by 6 different activities differentiated with respect to harvesting strategies. Clover grass dry matter yields and energy and crude protein parameters are

4

Příloha 6

calculated as for the grassland production. Rotation constraints determine that clover grass mixtures must be preceded by oats, and that cereals should not remain on the same field for more than two successive years, which is one of the constraints imposed on organic farms by legislation. Animal nutrition The subsystem representing animal feeding is of special importance in the model because it creates the linkage between the (grass)land management and beef production. It controls that nutritional requirements of animals are satisfied. Available feedstuffs can be divided into four groups: produced grassland forage, produced arable land forage, purchased forage and milk. Concerning produced grassland forage, the three major types – pasture, hay and silage – are further differentiated according to the harvesting period and grassland fertilisation in order to express qualitative differences among the various options. In total 20 different types of produced grassland forage are represented. For the arable land forage two subgroups can be distinguished: clover grass mixtures and cereals. Clover grass forage is differentiated in a similar way as the grassland forage, 7 types are distinguished. Only 4 types of forage can be obtained from cereals: wheat and oats grain and straw. Surplus grain can be sold. Straw and grain can be also purchased but no other purchases are available. Purchases or sales of roughage, except straw, are not considered in the model. The last feedstuff accounted for is milk. Milk is available for each calf in the quantity corresponding to an average daily yield of 8 kg per cow respecting the lactation curve. In total 34 feedstuffs are represented. Animal feed requirements can be expressed in a programming model in two different ways. The first one, adopted by for example Veysset et al. (2005) consists in a calculation of the daily rations according to the nutritional needs of animals outside the model and in introducing them afterwards into the model. The second approach consists in calculating the daily rations directly in the model. We implement the second approach because given the relatively high number of available feedstuffs too many pre-defined daily rations would be necessary to provide sufficient model flexibility. Nutritional requirements are controlled by means of three parameters: dry matter, energy and crude protein. These parameters were retained also by Rawlins and Bernardo (1991) and with some adjustments by Meek and Kilpatrick (1991) and others. The year is divided into 6 periods: 2 winter periods, in order to take account of the difference in nutritional needs especially of cows during the first winter months just after the weaning and the next months of high gravidity and starting lactation, and 4 summer periods in order to not only distinguish different animal requirements during the pasture season but also the uneven distribution of available pasture. (The four summer periods correspond to the pasture season, which lasts from April 1 to October 31.) Nutritional requirements for each animal and each day were determined after the standards by Petrikovič and Sommer (2001). The daily needs were summed up for each period and satisfaction of feeding needs is controlled per periods. Nutritional requirements are controlled mainly by minima and maxima on the dry matter, energy and protein uptake, and by minima and maxima on energy concentration. The basic feeding module is complemented by legal restrictions imposed on organic farms. These restrictions determine the acceptable percentage of conventional feedstuffs in daily (25%) and yearly (10%) rations for each animal (we consider that the purchased forage comes from conventional farms), and the minimal percentage of the roughage in daily rations (60%). Fertilisation Only organic fertilisers are considered. No purchases are allowed and thus needs and production of fertilisers constitute a direct linkage between the animal and crop production,

5

Příloha 6

similarly like needs and production of feedstuffs, but in the opposite direction. Two types of fertilisers are produced by animals in the barn: manure and stale. Each field and grassland management strategy is parameterised by nitrogen requirements. The model controls that nitrogen requirements do not exceed nitrogen production. Agricultural policy Agricultural policies can be considered as a frame of the farming system because the numerous prescriptions conditioning attribution of one or another payment determine to a large extent farmer’s behaviour. Due to agricultural policy changes following the Czech Republic EU accession in May 2004, two distinct policy frameworks are to be depicted in the model: the policy framework of year 2002, the year for which the data was collected and which is to be used for calibration and validation of the model, and the 2004 agricultural policy, the one suitable for an up to date analysis. As the application presented in this paper concerns the 2004 policies, we will focus on this part of the model here. Let us treat separately policies not focusing on the environmental good production and the agrienvironmental programmes. Following non agri-environmental policies are considered: SAPS (Single Area Payment Scheme), LFA (Less Favoured Areas) payment and TOP UPs for the arable land, suckler cows and cattle. If eligibility for a payment is conditioned by respect of some restrictions, the pertinent restrictions are depicted in the model and it is decided during the optimisation whether to follow the restrictions and to receive the payment, or to ignore them and give up the payment. Such eligibility constraints are modelled using binary variables. Concerning SAPS, TOP UP “arable land” and TOP UP “cattle”, no special conditions are involved. The TOP UP “suckler cows” is limited solely by the number of individual payment rights. Thus only the LFA payment requires application of a binary variable system, which in this case controls the minimal and maximal stocking density. Two agri-environmental programmes are accounted for: “organic farming” and “sound grassland management”. Both agri-environmental programmes are signed for 5 years. As the model is supposed to represent an organic farm, organic farming prescriptions are exogenously imposed. These prescriptions concern basically fertilisation and animal feeding as mentioned above but also the stocking density. “Sound grassland management” (SGM) programme constitutes the basis for biodiversity production and thus represents an essential part of the model. It will be developed in detail here. SGM is a whole farm programme. There are two general prescriptions conditioning access to this programme: minimum stocking density of 0.2 LU/ha of grassland and maximum average arable land fertilisation of 170 kg of nitrogen /ha/year. More specific prescriptions are then formulated in 6 pre-defined agreements. As it is a whole farm programme, all the permanent grassland should be subscribed under one or another of these agreements. The agreements are divided into two groups, the first one concerning meadows (meadows are defined for SGM as exclusively mowed grassland with prohibition of pasture) and the second one concerning pastures (pastures can be mowed but must be also grazed at least once a year). Each group contains one general agreement, which can be subscribed by all farms willing to comply with the prescriptions, and supplementary agreements which can be subscribed only by farms in formally designated protected areas like the White Carpathians PLA. In total four “Meadow SGM” agreements are proposed. The general one limits the nitrogen fertilisation to an average of 40 kg /ha/year, demands that meadows are cut at least twice a year, and imposes the first cut before the 15 July. The first supplementary agreement

6

Příloha 6

demands, besides the basic conditions, that fertilisation is completely excluded. The second supplementary agreement retains the zero fertilisation prescription and adds postponing of the first cut after the 15 July. These three agreements are depicted in the model. The third supplementary agreement demands not mowing of strips of 6 to 12 meters large for the first cut and mowing them next in the second cut. We suppose that the main cost induced by adopting this management is linked to organisational difficulties of harvesting but we are not able to estimate it in an appropriate way therefore this agreement is not incorporated in the model. Concerning “Pasture SGM”, only two agreements are proposed. Prescriptions involved in these agreements contain both restrictions and additional tasks. Restrictions contain mainly nitrogen fertilisation and instantaneous stocking density limits, obligatory mowing of refusals after each pasture cycle represents an additional task. The general agreement limits the nitrogen fertilisation to an average maximum of 40 kg/ha/year, and the instantaneous stocking density is to be between 0.5 LU/ha and 1.0 LU/ha during the declared pasture season lasting for 120 days. The supplementary agreement excludes nitrogen application and limits the instantaneous stocking density to 0.4 – 0.8 LU/ha. Both agreements are precisely modelled. The control of instantaneous stocking density, which is always a delicate task, is carried out by indexing the pasture consumed in each period with respect to the management agreement applied on the grassland it comes from and with respect to the animal, which ration the pasture enters in. This makes it possible to literally track each animal and to find out on which piece of grassland it was which day. Objective function We adopt the common approach in farm level programming and define the objective function as the gross margin maximisation: max GM = TIN – TDC TIN = SA + SC + SAP + SAEP TDC = DCAP + DCCP The gross margin is defined as the difference between the total income (TIN) and total direct costs (TDC). Sales of animals (SA) represent the unique market income from animal production of a suckler cow farm. As there are no available statistics on farmer prices, especially for store animals, averages for different sex and age categories from the data obtained from farmers for the year 2002 were applied to parameterise the objective function. Sales of crops (SC) are constituted by sales of surplus forage. Prices for these products were introduced on the basis of the Czech Statistical Office data for the season 2002-2003. Parameters for subsidies from agricultural non agri-environmental policies (SAP) and agrienvironmental programmes (SAEP) were introduced directly from the corresponding legislation. Total direct costs can be roughly divided into DC of animal production (DCAP) and DC of crop production (DCCP). Animal production direct costs accounted for are: cost of produced feedstuffs and litter, cost of purchased feedstuffs and litter, cost of feeding on the pasture, breeding herd depreciation and “other” direct costs. The cost of produced feeding stuffs and litter is not accounted explicitly for; this cost enters the objective function through the cost of crop production. Purchase price of feedstuffs and litters is set equal to the corresponding sale

7

Příloha 6

price increased by 10%. The item of the cost of feeding on the pasture represented basically the cost of transport of conserved forage on the pasture and it was calculated per tonne of the forage. It was introduced in order to help the differentiation between systems relying on the pasture during the summer periods and those more intensive ones which complement or even substitute the pasture by conserved and concentrated forage. Depreciation of breeding animals concerns exclusively cows in the model. It is not explicitly calculated but it enters the objective function through the breeding cost of replacement heifers, which as mentioned are all reared from own calves. “Other” direct costs involve following items: pharmaceuticals and disinfectants, other direct material, other direct costs and services, labour costs and machinery costs. These items were evaluated on the basis of “Survey on the costs of agricultural products in FADN CZ 2002” (FADN – Farm Accountancy Data Framework), carried out under the responsibility of VÚZE (Agricultural Economics Research Institute) in Prague.4 Crop production direct costs are composed of: produced seeds, purchased seeds, produced fertilisers, fertiliser application and “other” direct costs. Produced seeds enter the objective function indirectly as a reduction of grains available for feeding and sales. Purchase of seeds concerns only clover grass mixtures production and is evaluated by its purchase price. (For technical reasons, this item is in the result presentation involved under the item “other” direct costs.) The cost of produced fertilisers is accounted for through the animal production direct costs and the cost of its application is differentiated according to the fertiliser type and determined after the Standards by Kavka et al. (2003a). FADN data are not suitable for evaluation of “other” direct costs of crop production because they are not sufficiently detailed concerning grassland; they distinguish only between meadows and pastures. As our model is primarily concerned by optimisation among various grassland management strategies, these strategies must be properly evaluated. We adopted the approach, which consists in specifying all operations carried out on a specific grassland type during the year and in attributing to this type of grassland the “other” direct costs equal to the sum of labour costs and other direct materials and machinery costs of these operations after the Standards by Kavka et al. (2003a). The list of activities was for currently used strategies determined on the grounds of the research among farmers and completed when necessary after the Standards by Kavka et al. (2003b). “Other” direct costs for crops on arable land are determined in the same way. No special cost item in the objective function concerns agri-environmental programmes; if additional activities like refusals cutting are demanded by the programmes, they are involved among the operations belonging to the particular grassland management strategy, and enter the objective function through the crop production direct costs. But the agreements involve mainly restrictions of farming activities generating opportunity costs. Opportunity costs are accounted for implicitly. 2.2 Model results Model calibration was carried out using data collected for the year 2002, under the 2002 scenario, where both agricultural and agri-environmental policies were those in force in that year. One calibration parameter was applied, a coefficient determining the permanent grassland yield level. The optimal solution of the calibrated model is reported in summary in the first column of Table 1 and in detail in Table A3 in Annexe. Concerning land use, the available arable land is utilised as such, no land is converted to grassland. All the grassland is grazed, pure pastures represent 109 ha, 130 ha are cut once for hay, and 22 ha are cut twice 4

Unfortunately, the cost is distinguished according to the production system, dairy or suckler, only for animal category “cows” in FADN CZ. The authors are indebted to Zdeněk Mládek (VÚZE) for his comments, which enabled them to adapt the cost to the suckler cow production system also for other animal categories.

8

Příloha 6

for silage. No meadows in the sense specified in the SGM programme are present. Average nitrogen fertilisation is 23 kg/ha/year; all the produced manure is applied. Animal production expressed in the number of livestock units (LU) amounts to 260 LU. 172 cows are present and young animals are sold at the age of 9 months. The bulls rearing strategy corresponds to an intensive one on the pasture and to a moderate one in the barn. The total income amounts to some CZK5 4 905 000 constituted by 46% of sales and by 54% of various supports. The total direct costs represented 53% of the total income, leaving the farmer with a gross margin of CZK 2 295 000. We realised two discrepancies when comparing model results with the information obtained during our interviews. Firstly, in average one third of the permanent grassland is exclusively cut in reality while all grassland is grazed in the model solution. Regarding individual data, we can state that the strategy of grazing all the grassland is adopted by 43% of interviewed farms and that farms belonging to this group are often rather small family farms, where the limited land availability plays an important role. Also in the model, the only fixed production factor is land. Considering other limiting factors like buildings would probably change the results. Another plausible explanation is the fact that all the calvings take place in March in the model while they are rather dispersed in reality, thus the need for conserved forage for the winter is higher. This explains probably also the second deviation consisting in the fact that all the young animals, except of replacement heifers, are sold in 9 months. In reality, this sale category was present but it was less important than the category of 6 - 7 months. Here again the fact that there are no calvings in the summer or autumn, reduces the need for conserved forage in the winter and thus the weaners can be held several weeks longer than usual. These observations should be kept in mind when considering the model results. Table 1. Model solutions summary for basic scenarios Structure Arable land Grassland Livestock Economics Total income

ha ha LU

2002a

2004b

2004Bc

39 261 260

22 278 226

8 292 211

CZK 1000 4 905 5 634 Sales CZK 1000 2 269 1 896 Supports CZK 1000 2 636 3 738 Total direct costs CZK 1000 2 610 2 263 Gross margin CZK 1000 2 295 3 371 Environment General “SGM meadow” agreement ha x 0 Supplementary “SGM meadow” agreement: No fertilisation ha x 0 Supplementary “SGM meadow” agreement: Late cutting ha x 0 General “SGM pasture” agreement ha x 71 Supplementary “SGM pasture” agreement: Extensive pasture ha x 207 a 2002 agricultural policy framework, b 2004 agricultural policy framework, c 2004 agricultural policy framework + “Meadow SGM” payments increased by 30%

5 564 1 746 3 818 2 178 3 386 0 0 39 88 165

For simulations under the 2004 policy framework, individual suckler cow premium limit was calculated from the solution obtained for year 2002, by multiplying the number of eligible cows by 0.95 (coefficient in force for the LFA zone considered). The limit was set at 139 cows. Under the 2004 policy framework, there is a tendency to reduce arable land in favour of grassland, 17 ha of the 39 ha available are converted to grassland. The nitrogen fertilisation falls in average by 36% so that even not all the produced manure is applied. Another major 5

1 € = CZK 30

9

Příloha 6

change is a 13% decrease in the number of LU. This decrease is partially due to a decrease in the number of cows – the individual suckler cow premium limit is not even entirely utilised – and partially due to an extensification of weaner rearing – one third of males is reared already on the pasture according to the standard intensity strategy. In comparison to the year 2002, the total income increases by 15% and the direct costs fall by 13% resulting in a 47% higher gross margin. Concerning the SGM programme newly introduced in 2004, it turned out not to be very restrictive for the modelled farm. Similarly as in the 2002 year solution, no grassland is utilised as pure meadows in the year 2004 either. Thus the farmer is concerned by the “Pasture SGM” agreements only. The model decides to subscribe 74% of the grassland under the more severe supplementary agreement and 26% under the general one. We can state that the 2004 policy framework promotes the multifunctional model of agriculture better than the 2002 policy framework as it leads to a clear diversification from agricultural commodities production to environmental good production, expressed not only by certain extensification but also by changes in the income structure. While the portion of income from animal sales decreased from 44% to 32%, the portion of income from environmental good production by means of sound grassland management increased from 11% to 20% (here the income from the new SGM programme is compared with the former programme “Sound grassland management through livestock grazing”.) But it could perform even better. The overall biodiversity expressed not in terms of the number of species per a square metre but in terms of the number of species per farm would be obviously higher if both “Pasture SGM” and “Meadow SGM” agreements were subscribed and not only the “Pasture SGM” agreements as it is the case under the 2004 scenario. One way to motivate the farmer to subscribe a part of grassland under a “Meadow SGM” agreement is to increase the payment level for these agreements holding the payment level for “Pasture SGM” agreements constant. If the “Meadow SGM” agreement payment level is increased by 30%, scenario 2004B, the model decides to decrease the area involved in the supplementary “Pasture SGM” agreement by 42 ha, from 207 to 165 ha, but at the same time 39 ha are newly subscribed under the “Meadow SGM” agreement aiming at late first cutting, see Table 1. 2004B scenario enhances the overall biodiversity production as the total area of grassland subscribed under the supplementary agreements remains nearly unchanged and production of biodiversity both on pastures and meadows is ensured, but it is probably economically inefficient. In the next section, we will demonstrate this point applying the concept of jointness.

3. Joint production of one agricultural commodity and two environmental goods Let us first briefly summarise the basic concept of jointness and of its types. We adopt the jointness definition proposed by Shumway et al. (1984) stating that if production of outputs i and j is joint, a change in the price of output j will result in a change in the supply of output i. Two major sources of jointness are commonly considered: non-allocable (public) inputs (Baumol et al. (1988)) and allocable fixed inputs. Moschini (1989) summarises properties of a multiproduct technology joint by a non-allocable input as they were derived by Sakai (1974) and adapts them to the case of jointness by an allocable fixed input: 1) Multiproduct technology joint by a non-allocable input is characterised by weak cost and output supply complementarities. Thus in this case, the marginal cost of production of an 10

Příloha 6

output i decreases when the supply of another output j increases, and the supply of an output i increases when the price of another output j increases. In the following text, this type of jointness will be referred to as positive. 2) If the production process is joint by an allocable fixed input, the marginal cost of production of an output i increases when the supply of another output j increases, and the supply of an output i decreases when the price of another output j increases. This type of jointness will be referred to as negative. 3.1 Jointness in beef and biodiversity production When speaking about jointness in the context of multifunctionality, the linkage between agricultural commodities and non-commodities is usually considered. In the case presented here, commodities are represented by beef and two non-commodities are involved: “meadow biodiversity”, increasing with the number of hectares subscribed under the supplementary “Meadow SGM” agreement aiming at late cutting, and “pasture biodiversity” increasing with the number of hectares subscribed under the supplementary “Pasture SGM” agreement. One more agreement was subscribed by the model for scenarios presented above, the general “Pasture SGM” agreement, but its outcome will be neglected in the following discussion as it can be considered as maintenance of the status quo rather than production of additional biodiversity. In order to simplify the presentation, the supplementary “Meadow SGM” agreement aiming at late cutting will be called “meadow agreement”, the supplementary “Pasture SGM” agreement will be called “pasture agreement”, and the general “Pasture SGM” agreement will be called “general pasture agreement”. Sensitivity analysis of the optimal model solution with respect to various beef price levels enables to find whether there is some jointness between the beef and biodiversity production and if so whether this jointness is positive or negative according to the definitions summarised above. First, we analyse the joint production of beef and “meadow biodiversity”, and beef and “pasture biodiversity” separately, by setting to zero the maximum number of hectares under the “pasture agreement” and the “meadow agreement” respectively. Simulations in this section are implemented under the “meadow agreement” payment increased by 30% in comparison to its initial value, as under the scenario 2004B. The results are summarised in Figure 2, the full line indicates the number of hectares subscribed under the “meadow agreement” and the dashed line the number of hectares subscribed under the “pasture agreement”. As jointness is analysed separately here, the two lines are outcomes of two separate simulations. Concerning “meadow biodiversity”, its quantity falls when beef prices rise: 234 ha are subscribed under the “meadow agreement” when prices are reduced by 20% in comparison to the 2002 level, but only 63 ha are subscribed when the 2002 price level is increased by 20%. This evolution indicates negative jointness in beef and “meadow biodiversity” production. This is not surprising because the postponing of the first cut reduces the beef production capacity of grassland. But increasing beef prices lead to an increase in beef production and thus supplementary grassland production is needed. As grassland is a relatively fixed factor (supplementary hectares can be obtained only by converting the arable land), its increased need for beef production is to be covered by diverting it from biodiversity production. Grassland is an allocable fixed factor. The same evolution is observable concerning “pasture biodiversity” production: 274 ha are under the “pasture agreement” when the 2002 price level is decreased by 20%, but only 166 ha are subscribed when the price level is increased by 20%. Thus jointness is negative also for beef and “pasture biodiversity” production. The explanation is similar to the

11

Příloha 6

“meadow biodiversity” case. One of the basic constraints in the “pasture agreement” is the restriction concerning instantaneous stocking density, which should be included between 0.4 and 0.8 LU/ha of pasture. From the solutions depicted in Table 1, it is obvious that the upper limit is binding. Thus subscription of the “pasture agreement” demands lowering of the stocking density, and consequently of beef production.6 Figure 2. Joint production of beef and two biodiversity types: a separate analysis Area 300 [ha] 250 200 150 100 50 0 0.80

0.85

0.90

0.95

1.00

"Meadow agreement"

1.05

1.10

"Pasture agreement"

1.15

1.20 Beef price coefficient

The difference between the negative jointness in beef and “meadow biodiversity” production, and the negative jointness in beef and “pasture biodiversity” production consists in their intensity. While the quantity of “meadow biodiversity” falls by 73% when beef prices increase from 80% to 120% of the 2002 price level, the “pasture biodiversity” production falls over the same range by 39% only, and the area subscribed under the “pasture agreement” is for the same price level systematically higher than the area subscribed under the “meadow agreement”. But this information alone is not sufficient to explain the phenomenon observed in Figure 3: if both supplementary agreements can be subscribed at the same time, the jointness between beef and “meadow biodiversity” remains negative but the sign of the jointness between beef and “pasture biodiversity” is indeterminate. In other words, while the number of hectares subscribed under the “meadow agreement” falls systematically when beef prices rise, the number of hectares subscribed under the “pasture agreement” sometimes falls and sometimes rises when beef prices rise. The answer is proposed by considering jointness in “meadow biodiversity” and “pasture biodiversity” production.

6

If the lower limit were binding, jointness would probably be positive.

12

Příloha 6

Figure 3. Joint production of beef and two biodiversity types: a simultaneous analysis Area 300 [Ha] 250 200 150 100 50 0 0.80

0.85

0.90

0.95

1.00

"Meadow agreement"

1.05

1.10

1.15

"Pasture agreement"

1.2

Beef price coefficient

3.2 Jointness in “meadow biodiversity” and “pasture biodiversity” production Let us analyse the presence of jointness among several environmental goods like we usually do it for agricultural commodities and environmental goods. Increasing the payment for the “pasture agreement”, in fact the price for “pasture biodiversity”, while holding the payment for the “meadow agreement” constant at its initial value, leads to: a fall in “meadow biodiversity” production (9 ha are subscribed for the initial “pasture agreement” payment decreased by 30%, 0 ha are subscribed for any higher level of this payment) and to an increase in “pasture biodiversity” production (0 ha are subscribed under the “pasture agreement” for the initial agreement payment reduced by 30% and 285 ha are subscribed for the initial payment increased by 30%). These results are summarised in Figure 4. According to the definitions given, we can state that there is a negative jointness between these two types of biodiversity due to the presence of an allocable fixed factor. Not surprisingly, this fixed factor is once again grassland which must be allocated between pastures and meadows as the two supplementary agreements cannot be subscribed for the same plot. Figure 4. Joint production of “meadow biodiversity” and “pasture biodiversity”: an analysis via quantities 300 Area [Ha] 250 200 150 100 50 0 -50 0.70

0.75

0.80

0.85

0.90

0.95

1.00

"Meadow agreement"

1.05

1.10

1.15

"Pasture agreement"

1.20

1.25 1.30 "Pasture agreement" payment coef.

Figure 4 gave us clear but rather caricatural information about the type of jointness between “meadow biodiversity” and “pasture biodiversity”. More persuasive demonstration of the negative type of jointness is provided in Figure 5. We stated that negative jointness implies 13

Příloha 6

increasing marginal cost of production of an output if the supply of another output increases. In Figure 5, we can observe changes in the number of hectares subscribed under the “pasture agreement” when the payment for this agreement increases and when the area subscribed under the “meadow agreement” is fixed at 39 ha, the value previously obtained under the scenario 2004B. The number of hectares subscribed under the “pasture agreement” increases when the “pasture agreement” payment rises and this increase influences the marginal cost of compliance (MCC) with the “meadow agreement”, which rises for the 39th ha from CZK 5 559 /ha, if 0 hectares are subscribed under the “pasture agreement”, to CZK 8 467 /ha if 256 hectares are subscribed under the “pasture agreement” (an increase by 52%).7 Thus the negative type of jointness is confirmed also in this way. The type of jointness in “meadow biodiversity” and “pasture biodiversity” production together with the previously obtained information on the intensity of jointness between beef and the environmental goods explain the irregular behaviour of “pasture biodiversity” production observed in Figure 3. An increase in beef prices influences “pasture biodiversity” production by a negative direct and a positive indirect effect going through the “meadow agreement” (the price increase leads to a decrease in the “meadow biodiversity” and thus to a decrease in the marginal cost of “pasture biodiversity” production). Depending on which effect is stronger, the “pasture biodiversity” production falls or increases when beef prices rise. Jointness with beef production is more intensive for “meadow biodiversity” therefore it is the joint beef and “pasture biodiversity” production whose sign is indeterminate. Figure 5. Joint production of “meadow biodiversity” and “pasture biodiversity”: an analysis via marginal costs 9000 MCC [CZK/ha] 8000

300

Area 250 [Ha]

7000 6000

200

5000

150

4000 3000

100

2000

50

1000 0 0.7

0.75

0.80

0.85

0.90

0.95

1.00

"Meadow agreement" (MCC)

0 1.25 1.30 "Pasture agreement" payment coef. "Pasture agreement" (Area) 1.05

1.10

1.15

1.20

The notion not only of the evolution but also of the magnitude of the marginal cost is of interest because if agri-environmental programmes are voluntary and the farmer can decide how much of his land he subscribes under which agreement, he subscribes such an area that the marginal cost of compliance of the last hectare subscribed is equal to the agreement payment. Figure 5 presents a clear demonstration that the subscription of 39 ha, which was obtained under the scenario 2004B by increasing the payment for “meadow agreement” by

7

There is a causal link between the number of hectares subscribed under the “pasture agreement” and the MCC of the “meadow agreement”. This would be more transparent if the area under “pasture agreement” were graphed on the x-axis, and if the “pasture agreement” payment coefficient were omitted. But we did not want to exclude information about the “pasture agreement” payment level from the graph.

14

Příloha 6

30%, can be obtained more cheaply if the increase in the “meadow agreement” payment is accompanied by a reduction of the “pasture agreement” payment. Table 2 provides a numerical example comparing the results from scenario 2004B with results from a new scenario 2004C. In the new scenario, the “pasture agreement” payment is reduced by 20% and the payment for “meadow agreement” is set equal to the marginal cost of compliance for the 39th ha. The overall public expenditure for the SGM programme falls by CZK 190 948, 29 ha move from the “pasture agreement” to the “general pasture agreement” and 1 ha is converted to arable land. The difference in value of biodiversity produced on the 30 ha withdrawn from the “pasture agreement” would have to be at least CZK 6 365 /ha/year in order for the scenario 2004B to be superior to the scenario 2004C. This is not very probable because regarding the initially proposed payments as an indicator of the biodiversity value, we see that the payment proposed for the “pasture agreement” is CZK 4 330 /ha and that the difference between the “pasture agreement” and the “general pasture agreement” is CZK 1 440 /ha only. Table 2. Separate versus Simultaneous agri-environmental payment design 2004B

“Meadow Agreement” “Pasture Agreement” “General Pasture Agreement” Total

Area

Payment

ha 39 165 88 292

CZK / ha 6 669 4 330 2 890 x

2004C Public expenditure CZK 260 869 714 667 254 688 1 230 224

Area

Payment

ha 39 135 117 291

CZK / ha 5 980 3 464 2 890 x

Public expenditure CZK 233 216 468 087 337 973 1 039 276

4. Conclusion Application of BEGRAB_PRO.1 illustrated that mathematical programming farm level models may provide valuable insight in farmer’s decision making process concerning production of environmental goods. It was demonstrated that if several environmental goods are at stake, not only jointness between agricultural commodities and individual environmental goods should be analysed but also jointness among the environmental goods themselves. If these goods are joint in production, agri-environmental payments must be carefully designed because they do not influence only the production of environmental good they are intended for, but also of other environmental goods. If jointness is negative, any increase in the payment for an environmental good leads to a decrease in production of other goods. Simulations carried out by means of mathematical programming models may be useful to determine payments leading to a desired structure of the environmental good supply. It should not be forgotten that unsatisfactory area involved under one agreement does not necessarily mean that the corresponding payment is too low but may be other payments are too high. Jointness in beef and biodiversity production identified in our application was rather negative but this result should be considered with caution. Meadows in White Carpathians are the result of agricultural activity existing there since the 16th century and their preservation is conditioned by some positive level of this activity. Thus when analysing the simulation results, we should bear in mind that two aspects are not accounted for in the model: grassland heterogeneity and fixed costs. The applied grassland quality is an average one for all the available grassland but the grassland is heterogeneous in reality. Then there is a danger that the high quality land will be over-utilised and the marginal land, often the most valuable one from the biodiversity point of view, will be abandoned. Concerning the long term, it would be 15

Příloha 6

important to take into account also fixed costs. If farming were not sufficiently profitable, the old equipment would not be replaced and grassland abandonment could become a problem. Further research should be done in order to incorporate these two aspects into the model.

16

Příloha 6

Bibliography BAUMOL J.W., PANZAR C.J., WILLIG D.R., 1988. Contestable Markets and the Theory of Industry Structure. Orlando, Harcourt Brace Jovanovich 540. BUCHGRABER K., RESCH R., GRUBER L., WIEDNER G., 1998. Futterwerttabellen für das Grundfutter im Alpenraum, Heft 2 (Roughage nutritional values for alpine regions, Book 2). Der fortschrittliche Landwirt: Landwirtsonderbeilage. HAVLÍK P., VEYSSET P., BOISSON J.M., LHERM M., JACQUET F., October 6, 2005. Joint production under uncertainty and multifunctionality of agriculture: policy considerations and applied analysis. Europ. Rev. Agr. Econ. 10.1093/erae/jbi027. HEJDUK S., 2000. Vliv extenzivního obhospodařování pastevních porostů ve vztahu k porostovým a hydropedologickým parametrům (Impact of extensive pasture management in relation to plant cover and hydropedologic characteristics). PhD thesis, Brno, MZLU: 167. KAVKA M., 2003a. Normativy pro zemědělskou a potravinářskou výrobu (Standards for agricultural and food production). Praha, ÚZPI: 344. KAVKA M., 2003b. Normativy zemědělských výrobních technologií (Standards for agricultural production technologies). Praha, ÚZPI: 355. MEEK R.M., KILPATRICK D.J., 1991. An economic nutrition model of beef production. Agr. Syst., 36: 105-116. MOSCHINI G., 1989. Normal inputs and joint production with allocatable fixed factors. Am. J. Agr. Econ., 71: 1021-1024. OCDE, 2001. Multifunctionality : Towards an Analytical Framework. OCDE, Paris. PEERLINGS J., POLMAN N., 2004. Wildlife and landscape services production in Dutch dairy farming; jointness and transaction costs. Eur. Rev. Agric. Econ., 31: 427-449. PETRIKOVIČ P., SOMMER A., 2002. Potreba živín pre hovädzí dobytok (Cattle nutritional requirements). Nitra, Slovenský chov: 62. PRAŽAN J., RATINGER T., KRUMALOVÁ V., 2002. Policy options for sustainable agriculture and biodiversity – the case of protected landscape area White Carpathians. CEESA, Humboldt University of Berlin. RAWLINS R.B., BERNARDO D.J., 1991. Incorporating uncertainty in the analysis of optimal beef-forage production systems. Southern J. Agr. Econ., 23: 213-225. SAKAI Y. (1974): Substitution and expansion effects in production theory: The case of joint production. J. Econ. Theory, 9: 255-74. SHUMWAY C.R., POPE R.D., NASH E.K., 1984. Allocatable fixed inputs and jointness in agricultural production: Implications for economic modeling. Am. J. Agr. Econ., 66: 7278. STRAKA J., 1999. Vývoj travních porostů ve vztahu k ekologickým charakteristikám (Grassland evolution in relation to ecological characteristics). PhD thesis, Brno, MZLU: 137. VEYSSET P., BEBIN D., LHERM M., 2005. Adaptation to Agenda 2000 (CAP reform) and optimisation of the farming system of French suckler cattle farms in the Charolais area: a model-based study. Agr. Syst., 83: 179-202.

17

Příloha 6

Annexe Table A1. Animal sale categories Live weight (beginning) kg

Live weight (end) kg

kg/day

standard standard intensive

35 40 40

219 235 293

0.86 0.91 1.18

standard standard extensive extensive

219 261 219 250

261 320 250 295

0.69 0.66 0.51 0.50

extensive extensive extensive standard standard standard intensive intensive

235 278 341 235 296 542 235 321

278 341 562 296 542 686 321 650

0.70 0.70 0.61 1.00 0.90 0.80 1.41 1.20

extensive extensive extensive standard standard intensive intensive

293 336 399 293 354 293 379

336 399 620 354 600 379 708

0.70 0.70 0.61 1.00 0.90 1.41 1.20

Breeding strategy Weaners 7 months Females Males Males Heifers Heifers 9 months Heifers 12 months Heifers 9 months Heifers 12 months Bulls a) after standard pasture Bulls 9 months Bulls 12 months Bulls 24 months Bulls 9 months Bulls 18 months Bulls 24 months Bulls 9 months Bulls 18 months b) after intensive pasture Bulls 9 months Bulls 12 months Bulls 24 months Bulls 9 months Bulls 18 months Bulls 9 months Bulls 18 months * Average Daily Gain

18

ADG*

Příloha 6

Table A2. Forage yields on permanent grassland in terms of disposable dry mater (DM) and energy and crude protein contents Fertilised grassland 1 Disposable dry matter (t/ha) Hay (1st cut) Hay (2nd cut) Silage (1st cut) Silage (2nd cut) Pasture (01/05 – 30/06) Pasture (01/07 – 14/08) Pasture (15/08 – 14/09) Pasture (15/09 – 31/10) Energy (GJ NEL/t DM) Hay (1st cut) Hay (2nd cut) Silage (1st cut) Silage (2nd cut) Pasture (01/05 – 30/06) Pasture (01/07 – 14/08) Pasture (15/08 – 14/09) Pasture (15/09 – 31/10) Crude protein (kg/t DM) Hay (1st cut) Hay (2nd cut) Silage (1st cut) Silage (2nd cut) Pasture (01/05 – 30/06) Pasture (01/07 – 14/08) Pasture (15/08 – 14/09) Pasture (15/09 – 31/10)

2

2.85 1.31

0.43 0.13

5.50 5.00

5.72 5.70

130 120

Non fertilised grassland 6

7

2.85

160 160

1

2.73

0.40

0.96 0.21 0.11

1.30 0.21 0.11

1.86 0.96 0.46 0.22

5.50

0.28 5.20 4.90

5.00 5.80

5.72 5.70

5.70

5.84 5.72 5.72

5.84 5.72 5.72

6.01 5.84 5.72 5.72

5.40

160

160 160 160

171 160 160 160

160 160 160

19

100

5

Late cutting 6

7

2.42 1.03 2.43

0.22

100

1

2

2.10

2.10

2.43

0.82

0.48

0.20

0.51 0.16 0.09

0.73 0.16 0.09

1.41 0.73 0.35 0.17

0.41 0.08 4.40

4.40

4.90 5.50 5.20

5.40

5.20

5.40

110 130 120

140 160 160

5.40

110 100

120 150

4

5.20 5.50 5.20

5.30

3 2.42

2.43 1.06

1.33 0.31 0.13

2

2.42 0.81

130 150 140

160

5

1.66 2.73

5.50 5.80 5.30

5.70

4

2.85 2.73 1.68

0.32

3

5.64 5.44 5.40

5.64 5.44 5.40

5.81 5.64 5.44 5.40

110 100 130

90

90

130

120

100

5.54 5.40

120

100

114 102 100

114 102 100

131 114 102 100

107 100

Příloha 6

Table A3. Detailed model solutions CROP PRODUCTION Arable land Wheat Oats Clover grass mixtures: 2 cuts silage + grazing Grassland Non fertilised: 2 cuts silage + grazing Non fertilised: 1 cut hay + grazing Non fertilised: grazing Fertilised: 1 cut hay + grazing Fertilised: 1 cut silage + grazing Fertilised: grazing Late cutting: 1 cut hay + 1 cut silage Late cutting: 1 cut hay + grazing Late cutting: 1 cut hay ANIMAL PRODUCTION Livestock Cows – total Cows – premium eligible Sales Culled cows Heifers 9 months: standard Bulls 9 months: standard pasture + standard barn Bulls 9 months: intensive pasture + standard barn ENVIRONMENT Sound grassland management programme Supplementary “Meadow SGM” agreement: Late cutting General “Pasture SGM” agreement Supplementary “Pasture SGM” agreement: Extensive pasture Nitrogen Requirements Production ECONOMICS Total income Animal sales Crop sales Commodity support LFA payment Organic farming support Sound grassland management support Total direct costs Purchased feedstuffs Purchased litter Feeding on pasture “Other” direct costs - Animals Fertiliser application “Other” direct costs - Grassland “Other” direct costs - Arable land Gross margin

2002

2004

2004B

2004C

ha ha ha ha ha ha ha ha ha ha ha ha ha ha

39.00 1.20 18.90 18.90 261.00 21.78 130.11 67.08 0.00 0.00 42.03 0.00 0.00 0.00

22.35 2.25 12.66 7.44 277.65 0.00 151.65 79.98 4.83 0.00 23.58 0.00 17.64 0.00

7.71 2.58 2.58 2.58 292.29 0.00 151.02 66.90 0.00 6.21 29.04 19.56 0.00 19.56

8.93 2.29 3.66 2.98 291.07 0.00 145.26 60.03 13.06 0.00 33.72 19.50 0.00 19.50

LU nb nb

260.19 172.17 146.34

225.57 149.73 127.26

210.57 139.50 118.56

215.49 142.59 121.20

nb nb nb nb

25.83 51.66 0.00 77.46

22.44 44.91 23.01 44.37

20.91 41.85 7.68 55.08

21.39 42.78 0.00 64.16

ha

x

0.00

39.12

39.00

ha

x

70.98

88.14

116.95

ha

x

206.67

165.06

135.13

kg kg

6802.83 6802.83

4328.49 5902.47

4038.69 5507.31

5272.70 5634.19

CZK 1000 CZK 1000 CZK 1000 CZK 1000 CZK 1000 CZK 1000 CZK 1000 CZK 1000 CZK 1000 CZK 1000 CZK 1000 CZK 1000 CZK 1000 CZK 1000 CZK 1000 CZK 1000

4905.27 2162.43 106.41 1162.08 587.25 339.00 548.10 2610.15 106.05 30.72 16.14 1462.02 61.77 723.63 209.82 2295.12

5633.88 1813.92 82.17 1254.09 999.57 384.06 1100.04 2262.54 88.29 26.67 11.85 1271.49 30.30 727.86 106.08 3371.34

5564.13 1729.80 16.68 1186.53 1052.25 348.66 1230.24 2178.18 87.87 24.87 11.55 1184.58 28.26 804.21 36.84 3385.98

5455.66 1790.94 23.76 1202.21 1047.87 351.60 1039.28 2228.96 93.62 25.45 12.38 1210.85 45.81 798.27 42.57 3226.71

20

Příloha 7:

Příloha 8: Přehled zjištěných druhů střevlíkovitých brouků (Carabidae, Coleoptera) na jednotlivých sledovaných lokalitách Brumov-Bylnice 2004 DRUH 3.4.7.5. 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. 26. 27.

Notiophilus palustris Duftschmid,1812 E Carabus c.coriaceus Linnaeus,1758 A Carabus g. granulatus Linnaeus, 1758 E Carabus n. nemoralis O.F.Mueller, 1764 A Carabus scheidleri Panzer,1799 A Carabus u.ullrichi Germar,1824 A Carabus v.violaceus Linnaeus,1758 A Aptinus bombarda Illiger, 1800 R Bembidion mannerheimi C.G.Sahlberg,1827 A Bembidion properans Stephens, 1828 E Trechus pilisensis pilisensis Csiki, 1918 A Stomis pumicatus pumicatus panzer, 1796 A Poecilus cupreus Linnaeus,1758 E Poecilus versicolor Sturm,1824 E Pterostichus melanarius Illiger,1798 E Pterostichus niger Schaller, 1783 A Pterostichus melas Creutzer,1799 A Pterostichus ovoideus Sturm,1824 A Pterostichus vernalis Panzer,1796 A Abax carinatus Duftschmid, 1812 A Abax ovalis Duftschmid,1812 A Abax parallelus Duftschmid,1812 A Abax parallelepipedus Piller et Mitterpacher,1783 A Molops p.piceus Panzer,1793 A Calathus fuscipes Goeze,1777 E Dolichus halensis Schaller, 1783 E Anchomenus dorsalis Pontoppidan,1763 E

7.5.7.6.

7.6.8.7.

6

1 1

16 126 2

1 17 128 3

PASENÉ 8.7.6.8.6.8. 7.9.

7.9.7.10. 8

7 14 5

4 6 4

14 19 1

3.4.7.5. 7

2 1

1 22 1 44 290 34 1

7.5.7.6.

7.6.8.7.

2

3 2

10 116

22 53 7

1 1

1 1 1 4

1 1 4 2

1

1

4

8

1 1

19 124 4

NEPASENÉ 8.7.6.8.6.8. 7.9. 2

7.9.7.10.

2 1

8

7

9 3

13 4 4

1

7 1

9 102 5

1 73 17 1 1

1 1

5 8 1

1 21 1 2

5

1

3 7

1 1 4 28

16 32

2 14 22

3 5

1

3 1

6 55 115

4

1 2

7

32 312 55 1 4 1 1 1 18 2

1 1

1

1 1

1

54 177 18 2

1 3 15 27

24 3

1

2

1 2

Příloha 8

28. 29. 30. 31. 32. 33. 34. 35. 36. 37. 38.

Badister bullatus Schrank, 1798 Amara aulica Panzer, 1797 Amara convexior Stephens,1828 Amara communis Panzer,1797 Amara equestris Duftschmid,1812 Amara lunicollis Schioedte,1837 Amara montivaga Sturm,1825 Harpalus latus Linnaeus,1758 Pseudoophonus rufipes DeGeer,1774 Ophonus rufibarbis Fabricius, 1792 Drypta dentata Rossi, 1790 CELKEM EX.

A E E A A A E A E E E

1 1 2

3

1 1

2

1

1 1 5 1 4

1

4 1

1 1

1

1 204

186

80

57

2

58

1

1 2

19

604

2 5

1 1 3 1

1

1 6

285

210

3 1

6

3

121

42

65

8 12 1 1 5 1 4 10

27

750

Příloha 8

Brumov-Bylnice X.2004 – X.2005 Poř. Č.

DRUH

1. 2. 3. 4. 5. 6. 7. 8. 9. 10. 11. 12. 13. 14. 15. 16. 17.

Notiophilus palustris Duftschmid,1812 Carabus c.coriaceus Linnaeus,1758 Carabus n. nemoralis O.F.Mueller, 1764 Carabus scheidleri Panzer,1799 Carabus u.ullrichi Germar,1824 Carabus v.violaceus Linnaeus,1758 Aptinus bombarda Illiger, 1800 Bembidion lampros Herbst,1784 Poecilus cupreus Linnaeus,1758 Poecilus versicolor Sturm,1824 Pterostichus melanarius Illiger,1798 Pterostichus melas Creutzer,1799 Pterostichus ovoideus Sturm,1824 Abax carinatus Duftschmid, 1812 Abax ovalis Duftschmid,1812 Abax parallelus Duftschmid,1812 Abax parallelepipedus Piller et Mitterpacher,1783 Molops p.piceus Panzer,1793 Amara convexior Stephens,1828 Amara communis Panzer,1797 Amara equestris Duftschmid,1812 Amara lunicollis Schioedte,1837 Amara montivaga Sturm,1825 Amara nitida Sturm,1825 Pseudoophonus rufipes DeGeer,1774 Ophonus nitidulus Stephens,1828 Ophonus schaubergerianus Puel,1937 Ophonus rufibarbis Fabricius, 1792

18. 19. 20. 21. 22. 23. 24. 25. 26. 27. 28.

7.10.7.11.04

CELKEM EX.

E A A A A A R E E E E A A A A A A A E A A A E A E A E E

7.11.04- 5.4.5.4.05 4.5.05 2 1

1

PASENÉ 3.6.4.7.4.7.05 6.8.05

4.5.3.6.05 2 3 50

1 1

3

8 36 3

12 18 6

6.8.7.9.05 2 8 7 1

7.9.6.10.05 2 2 7 11

1 2

2 13 1 1

1

1

1 4

1

1

2 1

1

1 17 1 1

8 8

13 6

15 7

3 4

10

1

2 3 1 6 1 3 1 1 2 1 1

3 1 1

5 1

2

1 1 1 2 1 1

5

2

94

72

3

64

45

39

1 10 2 25 122 29 1 2 13 1 4 4 4 2 1 66 26

14

335

Příloha 8

Poř. Č.

DRUH

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. 26. 27. 28. 29. 30. 31. 32.

Carabus c.coriaceus Linnaeus,1758 A Carabus g. granulatus Linnaeus, 1758 E Carabus scheidleri Panzer,1799 A Carabus u.ullrichi Germar,1824 A Carabus v.violaceus Linnaeus,1758 A Cicindela c.campestris Linnaeus, 1758 A Clivina fossor Linnaeus, 1758 E Bembidion mannerheimi C.G.Sahlberg,1827 A Trechus quadristriatus Schrank, 1781 E Stomis pumicatus pumicatus panzer, 1796 A Poecilus cupreus Linnaeus,1758 E Poecilus versicolor Sturm,1824 E Pterostichus melanarius Illiger,1798 E Pterostichus burmeisteri Heer,1841 A Pterostichus niger Schaller, 1783 A Pterostichus melas Creutzer,1799 A Pterostichus ovoideus Sturm,1824 A Abax parallelus Duftschmid,1812 A Abax parallelepipedus Piller et Mitt.,1783 A Calathus fuscipes Goeze,1777 E Anchomenus dorsalis Pontoppidan,1763 E Badister bullatus Schrank, 1798 A Amara aenea DeGeer, 1774 E Amara aulica Panzer, 1797 E Amara convexior Stephens,1828 E Amara curta Dejean, 1828 A Amara equestris Duftschmid,1812 A Amara similata Gyllenhal, 1810 E Harpalus latus Linnaeus,1758 A Pseudoophonus rufipes DeGeer,1774 E Ophonus rupicola Sturm, 1818 E Lebia chlorocephala Hoff. et al,1803 A

7.10.7.11.04

CELKEM EX.

7.11.04- 5.4.5.4.05 4.5.05

4.5.3.6.05 8 52

NEPASENÉ 3.6.4.7.6.8.7.9.4.7.05 6.8.05 7.9.05 6.10.05 1 1 9 7 1 1 15 17 1 7 1 1 1 9 14 1 1 1

1

7

4

1

1

21 55 3

3 37 2

6 5

1 7 13

1 1 6 10 6

3

1 1

1 1 3 1

1

1 2

8 1

2 1

3

1 1 1 1

1 1 1

2

1

1 2

4

2 1 1 1 2

2 1 1

2 5

1

23

66

59

1 12

6

150

73

4

18

18 2 41 61 24 1 2 1 1 1 31 129 29 2 1 2 2 19 3 1 1 6 1 8 2 1 1 1 6 7 1 1 407

Příloha 8

Lopeník DRUH 22.4.25.5. 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. 26. 27. 28. 29. 30. 31. 32.

Leistus ferrugineus Linnauss,1758 E Nebria brevicollis Fabricius,1792 A Notiophilus palustris Duftschmid,1812 E Carabus c.coriaceus Linnaeus,1758 A Carabus g. granulatus Linnaeus, 1758 E Carabus linnei Panzer, 1813 A Carabus h. hortensis Linnaeus, 1758 A Carabus scheidleri Panzer,1799 A Carabus v.violaceus Linnaeus,1758 A Cychrus c.caraboides Linnaeus, 1758 A Bembidion lampros Herbst, 1784 E Bembidion properans Stephens, 1828 E Poecilus cupreus Linnaeus,1758 E Poecilus versicolor Sturm,1824 E Pterostichus foveolatus Duftschmid, 1812 A Pterostichus melanarius Illiger,1798 E Pterostichus melas Creutzer,1799 A Pterostichus niger Schaller, 1783 A Pterostichus oblongopunctatus Fabricius,1787 A Pterostichus ovoideus Sturm,1824 A Abax carinatus Duftschmid, 1812 A Abax ovalis Duftschmid,1812 A Abax parallelus Duftschmid,1812 A Abax parallelepipedus Piller et Mitterpacher,1783 A Molops p.piceus Panzer,1793 A Anchomenus dorsalis Pontoppidan,1763 E Platynus assimilis Paykull, 1790 A Agonum sexpunctatum Linnaeus, 1758 A Amara aulica Panzer, 1797 E Amara convexior Stephens,1828 E Amara communis Panzer,1797 A Amara familiaris Duftschmid,1812 E

Lopenické sedlo 30.6.- 7.8.9.9.7.8. 9.9. 8.10.

25.5.30.6.

22.4.25.5.

25.5.30.6.

30.6.7.8.

U Zvonice 7.8.9.9.9.9. 8.10. 1

1 3

1

2

1 4

2 1

1 5

1

1 2 2 7 93 2 2

1 4

1 9

4

3 6 111

4 21

2 22

8 54

7

58

43

2

5 2 27 301 2 112

1 8 9 1

2

1 1

5 1

3

21

4 38

2 3 2

11 14 2

7

1

1 3

2 1

5

1

1

1 1 1

2

2

2 1 1

5

3

2 7 2 1 1

8

1

8 1 4 7

1 16 82 13 18 5 1 1 12 4 4 1

3 1 2 1

9 2 1

1

2 5

4 5 1

1

1

11

1 2

1 2 3 6 1 3 1

Příloha 8

33. 34. 35. 36. 37. 38. 39.

Amara lunicollis Schioedte,1837 Amara nitida Sturm, 1825 Trichotichnus laevicollis Duftschmid, 1812 Harpalus distinguendus Duftschmid, 1812 Harpalus latus Linnaeus,1758 Pseudoophonus rufipes DeGeer,1774 Drypta dentata Rossi, 1790

A A A E A E E

CELKEM EX. Poř. Č.

DRUH

1. 2. 3. 4. 5. 6. 7. 8. 9. 10. 11. 12. 13. 14. 15. 16. 17. 18. 19. 20. 21. 22. 23. 24.

Notiophilus palustris Duftschmid,1812 E Notiophilus pusillus G.R.Waterhouse, 1883 E Leistus ferrugineus Linnaeus,1758 E Carabus scheidleri Panzer,1799 A Carabus v.violaceus Linnaeus,1758 A Bembidion lampros Herbst,1784 E Bembidion properans Stephens, 1828 E Poecilus cupreus Linnaeus,1758 E Poecilus versicolor Sturm,1824 E Pterostichu foveolatus Duftschmid, 1812 A Pterostichus burmeisteri Heer,1841 A Pterostichus melanarius Illiger,1798 E Pterostichus niger Schaller, 1783 A Pterostichus nigrita Paykull, 1790 E Pterostichus oblongopunctatus Fabricius,1787 A Pterostichus ovoideus Sturm,1824 A Pterostichus vernalis Panzer,1796 A Agonum sexpunctatum Linnaeus, 1758 A Calathus melanocephalus Linnaeus, 1758 E Badister bullatus Schrank, 1798 A Amara aenea DeGeer, 1774 E Amara aulica Panzer, 1797 E Amara convexior Stephens,1828 E Amara communis Panzer,1797 A

2

1

1

3

1

2 1

5

8 1

1

1

2 1

120

133

1 23

17

117

90

2

1

1 44 1

73

533

34

LOPENICKÉ SEDLO 20.5.25.6.26.7.25.6.05 26.7.05 26.8.05 1

8.10.28.11.04 16.4.28.11.04 -16.4.05 20.5.05

1 2

40

1 1 3

4

4

2 1 3 14

3 33

1 1

1

17 124 1 1 1 1 1 1 1 1

8 87 2

5 73

11

5

65

36

2 2

2

2 28 21 1

1 1 1 2 2

1 1

6

3

105

41

1 9 9 13

233

26.8.28.9.05 1

2

5 6

1 1 1 3 11 2 1 38 370 3 1 128 1 2 3 7 1 1 1 1 1 2 3 1

Příloha 8

25. 26. 27. 28.

Amara equestris Duftschmid,1812 Amara lunicollis Schioedte,1837 Amara nitida Sturm, 1825 Pseudoophonus rufipes DeGeer,1774 CELKEM EX.

Poř. Č. 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. 26.

A A A E

1 1 21

39

155

1 1 3

8

12

122

163

68

1 5 2 23

4

57

U ZVONICE 8.10.28.11.04 16.4.20.5.25.6.26.7.26.8.28.11.04 -16.4.05 20.5.05 25.6.05 26.7.05 26.8.05 28.9.05 Nebria brevicollis Fabricius,1792 A 1 Carabus c.coriaceus Linnaeus,1758 A 4 3 Carabus g. granulatus Linnaeus, 1758 E 1 Carabus scheidleri Panzer,1799 A 2 4 3 Carabus v.violaceus Linnaeus,1758 A 1 2 7 1 Poecilus cupreus Linnaeus,1758 E 8 11 50 1 1 1 Poecilus versicolor Sturm,1824 E 12 27 71 16 1 3 8 Pterostichus burmeisteri Heer,1841 A 1 Pterostichus melanarius Illiger,1798 E 1 2 4 3 1 1 Pterostichus niger Schaller, 1783 A 1 1 Pterostichus nigrita Paykull, 1790 E 1 Pterostichus melas Creutzer,1799 A 3 3 5 Pterostichus ovoideus Sturm,1824 A 1 1 Abax carinatus Duftschmid, 1812 A 3 8 Abax ovalis Duftschmid,1812 A 2 1 6 2 2 4 Abax parallelus Duftschmid,1812 A 1 10 2 3 7 1 Abax parallelepipedus Piller et Mitterpacher, 5 3 3 1 1783 A Molops p.piceus Panzer,1793 A 4 2 3 Calathus fuscipes Goeze,1777 E 1 Synuchus vivalis Illiger, 1798 E 1 Anchomenus dorsalis Pontoppidan,1763 E 1 Amara aenea DeGeer, 1774 E 1 Amara aulica Panzer, 1797 E 1 1 1 Amara convexior Stephens,1828 E 2 1 Amara communis Panzer,1797 A 1 Amara eurynota Panzer, 1797 E 1

615

DRUH

7

1 7 1 9 11 72 138 1 12 2 1 11 2 11 17 24 12 9 1 1 1 1 3 3 1 1

Příloha 8

27. 28. 29.

Amara lunicollis Schioedte,1837 Harpalus latus Linnaeus,1758 Pseudoophonus rufipes DeGeer,1774

A A E

CELKEM EX.

31

45

149

3 4 1

1 3 3

1

3 3

5 10 7

50

48

35

17

375

Suchovské Mlýny – Balada DRUH 4.4.6.5. 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. 26.

Notiophilus pusillus G.R.Waterhouse, 1833 E Carabus scheidleri Panzer,1799 A Carabus u.ullrichi Germar,1824 A Carabus v.violaceus Linnaeus,1758 A Bembidion lampros Herbst, 1784 E Bembidion mannerheimi C.G.Sahlberg,1827 A Bembidion obtusum Audinet-Serville, 1821 E Epaphius secalis Paykull, 1790 E Poecilus cupreus Linnaeus,1758 E Poecilus versicolor Sturm,1824 E Pterostichus longicollis Duftschmid, 1812 A Pterostichus melanarius Illiger,1798 E Pterostichus ovoideus Sturm,1824 A Pterostichus vernalis Panzer, 1796 A Abax parallelus Duftschmid,1812 A Calathus fuscipes Goeze,1777 E Anchomenus dorsalis Pontoppidan,1763 E Amara aenea DeGeer, 1774 E Amara aulica Panzer, 1797 E Amara convexior Stephens,1828 E Amara communis Panzer,1797 A Amara equestris Duftschmid,1812 A Amara littorea C.G.Thomson, 1857 E Amara lunicollis Schioedte,1837 A Perigona nigriceps Dejean, 1831 E Licinus depressus Paykull, 1790 A

6.5.8.6. 2 9

8.6.6.7. 2 2

PASENÉ 6.7.8.8.8.8. 11.9. 3 2

1

11.9.17.10.

4.4.6.5. 3 12 12 1

5 1

1

6.5.8.6. 2 12

8.6.6.7.

NEPASENÉ 6.7.8.8.8.8. 11.9.

5 9

3 1 1 1

1

2 1 1 50

1 1 1

11.9.17.10.

12 5 7

2 5 1 1

1 1

1

7 2 1

17 21

1 2 19

2 9

1 1

1 1 1

1 1 1

1 1

1

1 52

1 10

1

4 64

1

1 1

2 1 9

5

19

1

1 1

1

35 1 1

3

1 2 1

4

1

1

2 2 4 5 1

3

8

2 1

2

1 1 1

23 28 9 1 3 3 3 20 99

6 1

3

Příloha 8

27. 28. 29. 30. 31. 32.

Badister bullatus Schrank, 1798 Anisodactylus signatus Panzer, 1797 Harpalus latus Linnaeus,1758 Harpalus subcylindricus Dejean, 1829 Pseudoophonus rufipes DeGeer,1774 Microlestes minutulus Goeze, 1777 CELKEM EX.

Poř. Č.

DRUH

1. 2. 3. 4. 5. 6. 7. 8.

Notiophilus pusillus G.R.Waterhouse, 1833 Carabus convexus Fabricius,1775 Carabus scheidleri Panzer,1799 Carabus u.ullrichi Germar,1824 Carabus v.violaceus Linnaeus,1758 Poecilus versicolor Sturm,1824 Abax parallelus Duftschmid,1812 Abax parallelepipedus Piller et Mitterpacher,1783 Calathus ambiguus Paykull, 1790 Calathus fuscipes Goeze,1777 Amara aenea DeGeer, 1774 Amara eurynota Panzer,1797 Amara convexior Stephens,1828 Amara equestris Duftschmid,1812 Amara familiaris Duftschmid,1812 Amara lunicollis Schioedte,1837 Amara tibialis Paykull, 1798 Badister bullatus Schrank, 1798 Harpalus latus Linnaeus,1758 Harpalus rubripes Duftschmid,1812 Pseudoophonus rufipes DeGeer,1774 Ophonus rufibarbis Fabricius, 1792 Syntomus truncatellus Linnaeus,1761 Microlestes maurus Sturm, 1827

9. 10. 11. 12. 13. 14. 15. 16. 17. 18. 19. 20. 21. 22. 23. 24.

A E A A E E

1 1 2 1

4 2

19

14

1 1

5

9

20

23

87

1 1 2 1 19 3 12

175

1

57

PASENÉ 17.10.- 21.11.- 3.4.6.5.4.6.4.7.6.8.21.11.04 3.4.2005 6.5.05 4.6.05 4.7.05 6.8.05 8.9.05 E 1 A 1 1 A 7 A 4 2 A 1 E 1 A 1 1 A A E 4 1 9 54 E 1 8 3 1 1 E E 1 A 2 1 5 E 1 A 3 1 A 1 A 1 1 A 2 2 1 E 1 1 E 1 8 8 E E 2 2 1 E 1 1

9

2

2

1

1

7

1

3

5

2

11

40

71

25

36

4

233

8.9.7.10.05 1

2 2 8 6 1 1 1 1

1 17

1 87 14 1 1 8 1 4 1 2 5 3 18 1 5 2

1

2

1

1 1 1

Příloha 8

25.

Microlestes minutulus Goeze, 1777 CELKEM EX.

Poř. Č. 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. 26. 27.

E

1 5

6

1

24

13

21

82

NEPASENÉ 17.10.- 21.11.- 3.4.6.5.4.6.4.7.6.8.21.11.04 3.4.2005 6.5.05 4.6.05 4.7.05 6.8.05 8.9.05 Notiophilus pusillus G.R.Waterhouse, 1833 E 1 Carabus scheidleri Panzer,1799 A 3 4 3 Carabus u.ullrichi Germar,1824 A 13 4 3 Carabus v.violaceus Linnaeus,1758 A 1 3 Bembidion lampros Herbst, 1784 E 1 Bembidion mannerheimi C.G.Sahlberg,1827 A 1 2 1 Bembidion obtusum Audinet-Serville, 1821 E 1 Epaphius secalis Paykull, 1790 E Trachus quadristriatus Schrank, 1781 E 1 Poecilus cupreus Linnaeus,1758 E 10 2 1 1 Poecilus versicolor Sturm,1824 E 24 33 44 11 Pterostichus melanarius Illiger,1798 E 1 Pterostichus niger Schaller, 1783 A Pterostichus ovoideus Sturm,1824 A 1 1 Pterostichus vernalis Panzer, 1796 A 1 Abax parallelepipedus Piller et Mitt.,1783 A 1 Calathus melanocephalus Linnaeus, 1758 E 1 Amara convexior Stephens,1828 E 2 1 1 Amara communis Panzer,1797 A 11 1 Amara lunicollis Schioedte,1837 A 5 4 4 Badister bullatus Schrank, 1798 A 1 Bradycellus csikii Laczó, 1912 E 1 Anisodactylus signatus Panzer, 1797 E 1 Harpalus latus Linnaeus,1758 A 1 Harpalus rubripes Duftschmid,1812 E 1 Pseudoophonus rufipes DeGeer,1774 E 3 4 Philorhizus c. crucifer Lucas,1846 A 1

5

21

177

DRUH

CELKEM EX.

2

4

70

45

10

61

34

8.9.7.10.05 2 9 8

1 1

1 1 4

1 1 1

1 2 28

5

1 12 29 13 2 5 1 1 1 14 117 1 1 2 2 1 1 4 12 13 1 1 1 2 1 9 1 249

Příloha 8

Příloha 9

Příloha 9: Tabelární přehled determinovaného materiálu ploštic (Heteroptera) za rok 2005: Elasmucha grisea

Bošačky

"u Kafků"

hovězí pastvina, 200 smyků

24.7.2005

1

Kleidocerys resedae

Bošačky

"u Kafků"


24.7.2005

1

Nithecus jacobaeae

Bošačky

"u Kafků"


24.7.2005

2

Nysius thymi

Bošačky

"u Kafků"


24.7.2005

1

Adelphocoris lineolatus

Bošačky

"u Kafků"


24.7.2005

1

Adelphocoris seticornis

Bošačky

"u Kafků"


24.7.2005

2

Deraeocoris ruber

Bošačky

"u Kafků"


24.7.2005

3

Globiceps flavomaculatus

Bošačky

"u Kafků"


24.7.2005

3

Himacerus apterus

Bošačky

"u Kafků"


24.7.2005

17

Chlamydatus pulicarius

Bošačky

"u Kafků"


24.7.2005

1

Lygus pratensis

Bošačky

"u Kafků"


24.7.2005

8

Macrotylus paykulii

Bošačky

"u Kafků"


24.7.2005

1

Megaloceroea recticornis

Bošačky

"u Kafků"


24.7.2005

3

Megalocoleus tanaceti

Bošačky

"u Kafků"


24.7.2005

3

Oncotylus punctipes

Bošačky

"u Kafků"


24.7.2005

1

Orthops kalmii

Bošačky

"u Kafků"


24.7.2005

1

Plagiognathus chrysanthemi

Bošačky

"u Kafků"


24.7.2005

60

Stenodema laevigata

Bošačky

"u Kafků"


24.7.2005

8

Stenotus binotatus

Bošačky

"u Kafků"


24.7.2005

1

Trigonotylus caelestialium

Bošačky

"u Kafků"


24.7.2005

5

Nabis pseudoferus

Bošačky

"u Kafků"


24.7.2005

2

Nabis punctatus

Bošačky

"u Kafků"


24.7.2005

1

Dolycoris baccarum

Bošačky

"u Kafků"


24.7.2005

1

Rhopalus parumpunctatus

Bošačky

"u Kafků"


24.7.2005

1

Stictopleurus abutilon

Bošačky

"u Kafků"


24.7.2005

1

Stictopleurus crassicornis

Bošačky

"u Kafků"


24.7.2005

5


Bošačky

"u Kafků"


3.9.2005

13


Bošačky

"u Kafků"


3.9.2005

8

Campylomma verbasci

Bošačky

"u Kafků"


3.9.2005

1

Halticus apterus

Bošačky

"u Kafků"


3.9.2005

1


Bošačky

"u Kafků"


3.9.2005

16

Lygus pratensis

Bošačky

"u Kafků"


3.9.2005

6

Lygus rugulipennis

Bošačky

"u Kafků"


3.9.2005

6

Macrotylus paykulii

Bošačky

"u Kafků"


3.9.2005

1

Megalocoleus tanaceti

Bošačky

"u Kafků"


3.9.2005

5

Notostira erratica

Bošačky

"u Kafků"


3.9.2005

28

Orthops basalis

Bošačky

"u Kafků"


3.9.2005

1

Orthops kalmii

Bošačky

"u Kafků"


3.9.2005

6


Bošačky

"u Kafků"


3.9.2005

6

Nabis brevis

Bošačky

"u Kafků"


3.9.2005

5

Nabis flavomarginatus

Bošačky

"u Kafků"


3.9.2005

1

Nabis rugosus

Bošačky

"u Kafků"


3.9.2005

2

Dolycoris baccarum

Bošačky

"u Kafků"


3.9.2005

1

Eysarcoris aeneus

Bošačky

"u Kafků"


3.9.2005

1

Corizus hyoscyami

Bošačky

"u Kafků"


3.9.2005

1


Bošačky

"u Kafků"


3.9.2005

1

Stictopleurus abutilon

Bošačky

"u Kafků"


3.9.2005

1

Peritrechus geniculatus

Bošačky

"u Kafků"


3.9.2005

1

1

Příloha 9 Stygnocoris rusticus

Bošačky

"u Kafků"


3.9.2005

1

Eurygaster maura

Bošačky

"u Kafků"


3.9.2005

3

Berytinus minor

Bošačky

"u Kafků"

sad, 200 smyků

24.7.2005

1

Coreus marginatus

Bošačky

"u Kafků"

sad, 200 smyků

24.7.2005

1

Globiceps flavomaculatus

Bošačky

"u Kafků"

sad, 200 smyků

24.7.2005

1

Lygus pratensis

Bošačky

"u Kafků"

sad, 200 smyků

24.7.2005

4

Notostira erratica

Bošačky

"u Kafků"

sad, 200 smyků

24.7.2005

1

Strongylocoris leucocephalus Bošačky

"u Kafků"

sad, 200 smyků

24.7.2005

2

Eysarcoris aeneus

Bošačky

"u Kafků"

sad, 200 smyků

24.7.2005

1

Coptosoma scutellatum

Bošačky

"u Kafků"

sad, 200 smyků

24.7.2005

9


Bošačky

"u Kafků"

sad, 200 smyků

24.7.2005

4


Bošačky

"u Kafků"

sad, 200 smyků

24.7.2005

2

Catoplatus fabricii

Bošačky

"u Kafků"

sad, 200 smyků

24.7.2005

1

Berytinus clavipes

Bošačky

"u Kafků"

sad, 200 smyků

3.9.2005

2

Berytinus minor

Bošačky

"u Kafků"

sad, 200 smyků

3.9.2005

3

Geocoris dispar

Bošačky

"u Kafků"

sad, 200 smyků

3.9.2005

1

Halticus apterus

Bošačky

"u Kafků"

sad, 200 smyků

3.9.2005

7

Charagochilus gyllenhalii

Bošačky

"u Kafků"

sad, 200 smyků

3.9.2005

1


Bošačky

"u Kafků"

sad, 200 smyků

3.9.2005

6

Lygus pratensis

Bošačky

"u Kafků"

sad, 200 smyků

3.9.2005

1

Lygus rugulipennis

Bošačky

"u Kafků"

sad, 200 smyků

3.9.2005

1

Notostira erratica

Bošačky

"u Kafků"

sad, 200 smyků

3.9.2005

7

Nabis rugosus

Bošačky

"u Kafků"

sad, 200 smyků

3.9.2005

1

Kalama tricornis

Bošačky

"u Kafků"

sad, 200 smyků

3.9.2005

1

Berytinus clavipes

Brumov

"Klobucká"

kosená louka u tunelu, 200 smyků

28.7.2005

6

Berytinus minor

Brumov

"Klobucká"


28.7.2005

3

Spilostethus saxatilis

Brumov

"Klobucká"


28.7.2005

1


Brumov

"Klobucká"


28.7.2005

4


Brumov

"Klobucká"


28.7.2005

1

Deraeocoris ruber

Brumov

"Klobucká"


28.7.2005

1

Halticus apterus

Brumov

"Klobucká"


28.7.2005

2


Brumov

"Klobucká"


28.7.2005

29

Lygus pratensis

Brumov

"Klobucká"


28.7.2005

34

Notostira erratica

Brumov

"Klobucká"


28.7.2005

2 1

Orthops campestris

Brumov

"Klobucká"


28.7.2005

Orthops kalmii

Brumov

"Klobucká"


28.7.2005

7


Brumov

"Klobucká"


28.7.2005

31

Stenodema calcarata

Brumov

"Klobucká"


28.7.2005

1


Brumov

"Klobucká"


28.7.2005

12

Nabis brevis

Brumov

"Klobucká"


28.7.2005

1

Nabis pseudoferus

Brumov

"Klobucká"


28.7.2005

2

Nabis rugosus

Brumov

"Klobucká"


28.7.2005

1

Carpocoris purpureipennis

Brumov

"Klobucká"


28.7.2005

1

Piesma maculatum

Brumov

"Klobucká"


28.7.2005

1

Coptosoma scutellatum Stictopleurus punctatonervosus

Brumov

"Klobucká"


28.7.2005

1

Brumov

"Klobucká"


28.7.2005

2

Eurygaster maura

Brumov

"Klobucká"


28.7.2005

1

Berytinus clavipes

Brumov

"Klobucká"


4.9.2005

3

Coreus marginatus

Brumov

"Klobucká"


4.9.2005

1


Brumov

"Klobucká"


4.9.2005

20


Brumov

"Klobucká"


4.9.2005

6


Brumov

"Klobucká"


4.9.2005

8

2

Příloha 9 Chlamydatus pulicarius

Brumov

"Klobucká"


4.9.2005

55

Lygus pratensis

Brumov

"Klobucká"


4.9.2005

7

Lygus rugulipennis

Brumov

"Klobucká"


4.9.2005

5

Megalocoleus molliculus

Brumov

"Klobucká"


4.9.2005

1

Notostira erratica

Brumov

"Klobucká"


4.9.2005

10

Orthops kalmii

Brumov

"Klobucká"


4.9.2005

7


Brumov

"Klobucká"


4.9.2005

1

Nabis brevis

Brumov

"Klobucká"


4.9.2005

1

Nabis flavomarginatus

Brumov

"Klobucká"


4.9.2005

16

Nabis pseudoferus

Brumov

"Klobucká"


4.9.2005

6

Nabis rugosus

Brumov

"Klobucká"


4.9.2005

2

Oxycarenus pallens

Brumov

"Klobucká"


4.9.2005

1


Brumov

"Klobucká"


4.9.2005

1

Dolycoris baccarum

Brumov

"Klobucká"


4.9.2005

1

Eysarcoris aeneus

Brumov

"Klobucká"


4.9.2005

3

Eurygaster maura

Brumov

"Klobucká"


4.9.2005

1

Kalama tricornis

Brumov

"Klobucká"


4.9.2005

1

Berytinus minor

Brumov

"Klobucká"

ovčí pastvina, 200 smyků

28.7.2005

1

Lygus pratensis

Brumov

"Klobucká"


28.7.2005

2

Megaloceroea recticornis

Brumov

"Klobucká"


28.7.2005

1

Nabis pseudoferus

Brumov

"Klobucká"


28.7.2005

3

Myrmus miriformis

Brumov

"Klobucká"


28.7.2005

3

Eurygaster testudinaria

Brumov

"Klobucká"


28.7.2005

1


Brumov

"Klobucká"


4.9.2005

1


Brumov

"Klobucká"


4.9.2005

1

Polymerus microphthalmus

Brumov

"Klobucká"


4.9.2005

1

Polymerus unifasciatus

Brumov

"Klobucká"


4.9.2005

4

Nabis brevis

Brumov

"Klobucká"


4.9.2005

6

Myrmus miriformis

Brumov

"Klobucká"


4.9.2005

4

Halticus apterus

Lopeník

PP U Zvonice

kosená louka, kvantita, 200 smyků: nekoseno

3.9.2005

1

Charagochilus gyllenhalii

Lopeník

PP U Zvonice


3.9.2005

1

Lygus rugulipennis

Lopeník

PP U Zvonice


3.9.2005

3

Notostira erratica

Lopeník

PP U Zvonice


3.9.2005

3


Lopeník

PP U Zvonice


3.9.2005

1

Stenodema holsata

Lopeník

PP U Zvonice


3.9.2005

1


Lopeník

PP U Zvonice


3.9.2005

1

Nabis brevis

Lopeník

PP U Zvonice


3.9.2005

8 9

Nabis pseudoferus

Lopeník

PP U Zvonice


3.9.2005

Carpocoris fuscispinus

Lopeník

PP U Zvonice


3.9.2005

1


Lopeník

PP U Zvonice


3.9.2005

13


Lopeník

PP U Zvonice


3.9.2005

1


3.9.2005

1

Eurygaster maura

Lopeník

PP U Zvonice


Vyškovec

PP Pod Hribovňou nepokosená část, 100 smyků

3.9.2005

2


Vyškovec


3.9.2005

3

Halticus apterus

Vyškovec


3.9.2005

23


Vyškovec


3.9.2005

2

Notostira erratica

Vyškovec


3.9.2005

4


Vyškovec


3.9.2005

2

Stenodema calcarata

Vyškovec


3.9.2005

3

Stenodema holsata

Vyškovec


3.9.2005

4

Stenodema laevigata

Vyškovec


3.9.2005

11

Nabis brevis

Vyškovec


3.9.2005

7

3

Příloha 9 Nabis flavomarginatus

Vyškovec


3.9.2005

1

Nabis pseudoferus

Vyškovec


3.9.2005

7

Nabis rugosus

Vyškovec


3.9.2005

2

Dolycoris baccarum

Vyškovec


3.9.2005

3

Peribalus vernalis

Vyškovec


3.9.2005

3

Picromerus bidens

Vyškovec


3.9.2005

1


Vyškovec


3.9.2005

5


Vyškovec


3.9.2005

8

Stygnocoris rusticus

Vyškovec


3.9.2005

4

Eurygaster testudinaria

Vyškovec


3.9.2005

7

Stenodema holsata

Vyškovec

PP Pod Hribovňou pokosená část, 100 smyků

3.9.2005

1


Vyškovec

PP Pod Hribovňou pokosená část, 100 smyků

3.9.2005

1

Celkem

786

4

Pastva jako prostředek údržby trvalých travních porostů v CHKO

Recommend Documents