Příroda 3 2 P R A H A

Příroda Č Í S L O

P R A H A

•

3 2

2 0 1 4

Poznámka úvodem Vážení čtenáři, po delším čase se Vám do ruky dostává další číslo přírodovědného sborníku Příroda, vydávaného AOPK ČR. V první části sborníku Vám se zpožděním přinášíme ohlédnutí za konferencí „Využití výzkumu a monitoringu pro ochranářský management“, která se uskutečnila ve dnech 14.–17. září 2010 v Olomouci. Některé příspěvky jsou tak již staršího data, ale přesto přináší zajímavé a stále aktuální výsledky (Dlouhodobé změny subalpínské vegetace svahu Petrových kamenů, Probíhající monitoring endemitního druhu Campanula bohemica Hruby v Krkonoších, Sledování sukcese vegetace na štěrkových lavicích v území EVL Řeka Ostravice, Příčiny ohrožení středoevropských druhů vážek, Strategie trvale udržitelného managementu lužních lesů v ČR). Jiní autoři využili velkou časovou prodlevu k tomu, že své příspěvky značně upravili a aktualizovali (Záchrana rdestu dlouholistého (Potamogeton praelongus) v České republice, Vodní režim národní přírodní památky Pastvisko u Lednice, Lesk a bieda programov záchrany chránených druhov živočíchov na Slovensku). Sborník uzavírá čtveřice příspěvků nesouvisejících s  olomouckou konferencí, došlých redakci v průběhu let 2010–2014 (Vyhodnocení výskytu cévnatých rostlin z agrárních valů a teras ve Verneřickém středohoří, Složení potravy čolka horského (Ichthyosaura alpestris) z vybraných lokalit České republiky, Změny rozšíření a  diverzity obojživelníků v CHKO Třeboňsko, Nové a další význačné druhy motýlů (Lepidoptera) zjištěné na území Národního parku Podyjí). Další číslo Přírody připravované k vydání bude monotematické a bude se věnovat výsledkům monitoringu ptáků.

3

Příroda, Praha, 32: 5 – 17, 2014

Dlouhodobé změny subalpínské vegetace svahu Petrových kamenů v Hrubém Jeseníku Long-term changes in subalpine vegetation on the hill-side of Mt. Petrovy kameny in the Hrubý Jeseník Mts. Miroslav Zeidler, Barbora Chmelinová, Marek Banaš & Martina Lešková Katedra ekologie a životního prostředí, Přírodovědecká fakulta Univerzity Palackého, Tř. Svobody 26, CZ-771 46 Olomouc, [email protected], [email protected], [email protected], [email protected] Abstract: The present composition of the central Europe alpine vegetation has undergone a series of changes during the past decade. One of the reasons is direct, as well as indirect, anthropogenic impact. The alteration process of plant composition in alpine tundra of the East Sudeten Mts. has only been mentioned in several studies. A  part of the subalpine area of Mt. Petrovy kameny (NE slope) in the Hrubý Jeseník Mts. (Czech Republic) became the model territory and the second half of the 20th century was chosen for a complex study of vegetation changes. A comparison was made for seven vegetation types, for which vegetation relevés were collected. The vegetation changes were evaluated based on the status during three time periods: the 1950s, the 1980s–90s and the beginning of the 21st century (2009). The specific plant species cover shifts in communities were indicated for each time period. The general changes detected are described as a gentle vegetation development after the termination of livestock grazing in the 1950s. Vegetation shifts induced by environmental chemism changes were followed as a consequence of industry emission impact in the 1980s–90s. Vegetation composition shifts are a  consequence of the reactions of each particular plant species as a functional entity. For the more accurate prediction of the subsequent development of plant communities and to establish the management principles, a direct assessment of the changes to abiotic factors in the environment and the specific responses of particular species are necessary. There is need for long-term monitoring of the territory because of great significance of the alpine communities and the importance of the protected area. Keywords: alpine vegetation, Hrubý Jeseník Mts., Petrovy kameny, vegetation changes Abstrakt: Současná alpínská vegetace ve  střední Evropě prošla v  posledních dekádách řadou změn. Příčinou jsou mimo jiné jak přímé, tak nepřímé ­antropogenní vlivy. Vegetační změny alpínské tundry ve Východních Sudetech zmiňuje jen několik studií. Právě proto se práce zaměřuje na rekonstrukci a analýzu změn vegetace na modelovém území – severo­ východním svahu pod Petrovými kameny v Hrubém Jeseníku. Sledovaným obdobím vývoje vegetace je perioda od  poloviny 20. století do  r. 2009. Na  zájmovém území bylo vylišeno sedm vegetačních jednotek, pro které byly shromážděny dostupné historické vegetační snímky a zároveň provedeno nové fytocenologické snímkování. Hodnocení změn celkového druhového složení vegetace v  čase bylo zpracováno pro tři časová období – polovina 20.  stol., 80.–  90. léta a  počátek 21. stol. (r.  2009). Vegetační změny lze na  základě pokryvnosti některých druhů cévnatých rostlin charakterizovat jako pozvolný vývoj po  odeznění pastvy následovaný vegetač­ními posuny indukovanými změnou chemismu prostředí v kombinaci s nepřímými antropogenními vlivy. Další zpřesnění predikce vývoje sledovaných vegetačních jednotek v  čase a  nastavení managementových zásad je možné na  základě přímého měření změn abiotických faktorů prostředí a konkrétních reakcí jednotlivých rostlinných druhů. S ohledem na význam alpínských společenstev i zájmového území je žádoucí dlouhodobý monitoring.

5

Zeidler et al.: Dlouhodobé změny subalpínské vegetace svahu Petrových kamenů Klíčová slova: alpínská vegetace, Hrubý Jeseník, Petrovy kameny, změny vegetace Nomenklatura: druhy Kubát et al. 2002, společenstva Chytrý 2010

Úvod Subalpínská a  alpínská vegetace střední Evropy je utvářena působením přírodních a  antropo­genních faktorů, jejichž intenzita a  charakter se v  průběhu času měnily. Mezi abiotické faktory patří hlavně topografie, vlastnosti půdy a substrátu, vliv vlhkosti a mikroklimatických charakteristik (Barrio et al. 1997, Başnou et al. 2009). Kromě přirozených biotických i abiotických faktorů prostředí je zásadní historický vývoj území spojený s ­různými typy přímo a nepřímo působících antropogenních vlivů (Körner 1999). Z lidského pohledu jsou změny přírodních faktorů relativně pomalé na rozdíl od výrazně rychleji působících antropogenních změn, jež mohou nabývat významu i  v  dlouhodobějším kontextu. Antropo­genní změny často vedou ke  změnám chemických, geochemických a  biologických procesů a cyklů (CO2, ­eutrofizace, ­kyselé ­deště), případně se týkají managementu rostlinných společenstev (Barry 1990, ­Messerli & Ives 1997, Körner 2000). K významným antropogenním vlivům, kterými byla dotčena alpínská a subalpínská vege­ tace střední Evropy včetně Vysokých Sudet, patří pastva a travaření (Klimeš & Klimeš­ ová 1991, Jeník & Hampel 1992). Výsledky sledování alpských luk ukazují, že pastva a zvyšování trofie prostředí (hnojení), včetně jejich časoprostorových kombinací, významným způsobem ovlivňuje diverzitu vyšších rostlin (Piessens et al. 2006, Spiegelberger et al. 2006). Dobytek ovlivňuje dynamiku alpínských trávníků třemi zásadními ­způsoby: odstraňováním biomasy, depozicí trusu a  sešlapem (Kohler et al. 2004). Při odpovídajícím řízení pastvy nedochází k negativním vlivům na ­vegetaci a dokonce může dojít ke zvýšení biologické boha­tosti (Körner 1995). V důsledku kombinace zmíněných faktorů dochází ke stimulaci ­ploškové dynamiky. Naopak po vyloučení pastvy jsou kvetoucí druhy rostlin sukcesně potlačovány a vzrůstá podíl vysokých nitrofilních i travinných druhů ve vegetaci (Klimeš & ­Klimešová 1991, Krahulec et al. 1994, Krahulec et al. 2001, Dullinger et al. 2003). K nepřímým antropogenním vlivům patří především takové, které ovlivňují složení atmosféry a  v  konečném důsledku i  klimatické parametry. Depozice dusíku v  alpínském prostředí a  její vliv na  zdejší společenstva nebyly do  relativně nedávné doby předmětem vědeckých studií (Bobbink et al. 1998, Fremstad et al. 2005). Jednotlivá společenstva alpínské tundry se od  sebe mohou lišit nároky na  koncentraci dusíku v  prostředí (Bjork  et  al.  2007), přičemž značná část zmíněných druhů je považována za  stres tolerantní (sensu Grime 1979). Jistou představu o  některých změnách druhového složení lučních porostů pod vlivem změněné trofie v alpínských polohách Sudet máme z Krkonoš (Skálová et al. 2000, Hejcman et al. 2007, Hejcman et al. 2009, Hejcman et al. 2010, Klau disová et al. 2009), avšak v oblasti Hrubého Jeseníku podobné studie chybí. Během posledních 100 let byl v evropských pohořích rovněž prokázán trend zvyšujících se teplot vzduchu (Glowicki 1997). Lze očekávat, že oteplování klimatu vyvolá změnu řady navzájem propojených složek alpínského prostředí. V souvislosti s oteplováním klimatu je vhodné zdůraznit změny některých fyzicko-geografických faktorů, jako jsou změny v rozložení srážkové činnosti, změny v hloubce a délce trvání sněhové pokrývky včetně změn některých půdních parametrů (Messerli & Ives 1997, Grellmann 2002). D ­ ůsledkem budou i změny v růstových parametrech a bohatosti rostlinných druhů v alpínských společenstvech (Körner 2000). Většina studií řeší dopady změn hospodaření či globálních změn prostředí na arkto-alpínské ekosystémy jen z  oblasti Skandinávie, Alp či severní Ameriky (Kullman 2001, Sturm et al. 2001, Nilsson et al. 2002, Dirnböck et al. 2003, Lesica & McCune 2004, ­Bowman et al. 2006). Dlouhodobé změny alpínského prostředí hercynských středohor ­střední ­Evropy

6

Příroda, Praha, 32: 5 – 17, 2014 (sensu ­Jeník & Štursa 2003) a Východních Sudet (Klimeš & Klimešová 1991, ­Fabiszewski & Brej 2000) byly doposud řešeny jen omezeně. Zároveň však tyto oblasti ­patří ­kvůli své poloze v silně urba­nizovaném centru střední Evropy, nevelkému výškovému rozdílu mezi polohou alpínské hranice lesa a vrcholovými partiemi (Treml & Banaš 2000) a malé rozloze alpínského bezlesí k jedněm z nejvíce ohrožených ekosystémů v Evropě. Modelovou lokalitou pro hodnocení dlouhodobých změn subalpínské a alpínské vegetace se stala lokalita Petrovy kameny v ­Hrubém Jeseníku, kde je možné dohledat záznamy historických vegetačních snímků až do 50. let 20. století. Cílem této práce je rekonstrukce a analýza změn vegetace v modelovém území od poloviny 20. století do r. 2009.

Metodika Studované území Zájmové území se nachází v  severovýchodní části České republiky, v  nejvyšších partiích ­Hrubého Jeseníku, který je druhým nejvyšším pohořím hercynských středohor střední Evropy (­Jeník & Štursa 2003). Konkrétním územím zájmu je severovýchodní svah Petrových kamenů (1448 m n. m.) ležící v subalpínském a částečně alpínském stupni (Jeník 1972) nad recentní alpínskou hranicí lesa (Treml & Banaš 2000). Rozsah nadmořských výšek území činí cca 1300–1430 m n. m., průměrný sklon svahu je 18° a plocha zájmového území činí 6,8 ha. Uvedené území je lidskou činností ovlivňováno již minimálně od 14. století (Hošek 1972), pravidelná pastva a travaření jsou doloženy nejpozději ze 17. sloletí (Klimeš & Klimešová 1991). Působení pastvy a  travaření zde bylo postupně ukončeno po  druhé světové válce (Hošek 1972, 1973, Jeník & Hampel 1992). Na  pastvu zde již v  uvedené době bylo nahlíženo jako na negativní faktor, který poškozuje cenné druhy hlavně kolem vrcholové skály (Deyl 1950). Od poloviny 20. století je okolí Petrových kamenů také rekreačně ­v yužíváno (Banaš & Hošek 2004). Navíc ve druhé polovině 20. století byly ­nejvyšší partie hercynských středohor, včetně Hrubého Jeseníku, postiženy silným industriálním znečištěním způsobeným spalováním hnědého uhlí ­(Fabiszewski & Brej 2000, Hruška & Cienciala 2001, Jussy et al. 2004, B ­ ohlmann et al. 2005). Rostlinná společenstva se tak ocitla během relativně ­krátké doby ve  zcela odlišných abiotických podmínkách, kdy došlo ke  kombinaci acidifikace a ­eutrofizace (Vacek & Matějka 1999, Fabiszewski & Brej 2000). V posledních desetiletích je nutné uvažovat také globální změny klimatu (Watson et al. 2001). Výběr rostlinných společenstev, sběr dat Pro účely vegetačního mapování bylo vylišeno sedm mapovacích jednotek. ­Všechna ­druhová jména rostlin byla sjednocena podle nomenklatury ­Kubáta (Kubát et al. 2002) a  systém vegetačních jednotek včetně jejich popisu vychází z  aktuálního ­zpracování vege­tace ČR (Chytrý 2010). Subalpínské vysokostébelné trávníky s  Calamagrostis ­villosa – ­asociace ­Crepido conyzifoliae-Calamagrostietum villosae (CRE–CAL) se vyskytují na  chráněných částech reliéfu. Půdy jsou zpravidla sušší, hluboké, ­bohaté na  živiny a ­obsah ­humusu. Subalpínské vysokostébelné trávníky s Deschampsia ­cespitosa – asociace ­Violo ­sudeticae-Deschampsietum cespitosae ­(Jeník et al. 1980, Kočí 2001) (VIO–DES) se ­vyskytují zejména v  terénních depresích ­(včetně některých bývalých pěšin), na  chráněných místech a  v  okolí pramenišť. Půdy na  těchto stanovištích jsou zpravidla hluboké a vlhké. ­Subalpínské kapradinové nivy s Athyrium distentifolium – asociace Adenostylo alliariae-Athyrietum distentifolii (ADE–ATH) se vyskytují na chráněných, zastíněných, ­vlhkých

7

Zeidler et al.: Dlouhodobé změny subalpínské vegetace svahu Petrových kamenů ­místech s déle vytrvávající sněhovou pokrývkou v okolí alpínské hranice lesa. Směrem níže ­ lynule přechází do horského ­smrkového lesa. Subalpínská brusnicová vegetace s Vaccip nium myrtillus – asociace ­Festuco ­supinae-Vaccinietum myrtilli (Šmarda 1950) (FES–VAC) se vyskytuje ­mozaikovitě v blízkosti alpínské hranice lesa a na konvexních částech reliéfu v subalpínském až alpínském stupni. Porosty jsou v zimě kryty dostatečně silnou vrstvou sněhové pokrývky. Půdy jsou různě hluboké. Subalpínské havezové nivy s Adenostyles alliariae – asociace Ranunculo platanifolii-Adenostyletum alliariae (Krajina 1933 – Dúbravcová & Hadač ex Kočí 2001) (RAN–ADE) se vyskytují na svazích mírnějších sklonů s převažující SV orientací. Zpravidla osidlují konkávní tvary reliéfu, kde je vysoká vlhkost a v zimě se zde akumuluje velká vrstva sněhu. Půdy jsou bohaté na živiny, ale nejsou příliš hluboké. Vyfoukávané alpínské trávníky s Avenella flexuosa – asociace Cetrario-Festucetum supinae (­Jeník 1961) (CET–FES) se vyskytují v exponovaných deflačních partiích s nízkou sněhovou pokrývkou v průběhu zimy na přechodu subalpínského a alpínského stupně a zejména v  alpínském stupni. Půdy v  těchto porostech jsou zpravidla mělké, kamenité, vysychavé, s nízkým obsahem živin. Subalpínské krátkostébelné trávníky s Nardus stricta – asociace Thesio alpini-Nardetum (THE–NAR) se vyskytují zejména v okolí pramenišť a na místech s prosakující povrchovou vodou. V území jsou častější druhotné, druhově chudé porosty, vyskytující se zpravidla na sušších částech zarůstajících pěšin. Dostupná data o vegetaci z různých období byla v podobě vegetačních snímků zaznamenána a  tříděna s  programovým vybavením Turboveg for Windows 2.07 (Hennekens & Schaminée 2001). Přestože první vegetační záznamy ze zájmového území pochází z  19. století (Schauer 1840, Wimmer 1840, Grabowski 1843), pro studii jsou využívána data pozdější, především kvůli většímu počtu snímků v periodě. Nejstarší použité snímky pocházejí od Lause (Laus 1927), Šmardy a Deyla (Šmarda 1950, Deyl nepubl.). Střední pozorovaný časový úsek zastupují data Bureše a Burešové (Bureš & Bureš­ ová 1989, 1990), popřípadě Klimeše a Klimešové (Klimeš & Klimešová 1991). Nejnovější data byla snímkována v roce 2009. Data byla doplněna o snímky z České národní fytocenologické databáze (Chytrý 1997). Pokryvnost vegetačních snímků ze všech vymezených vegetačních jednotek byla sjednocena převedením do  stupnice van der Maarela (van der Maarel 2005). Velikost snímků a počet snímků v rámci sledovaných období byl v závislosti na autorovi rozdílný. Nejmenší snímky měly velikost 4 m2, největší byly velikosti 60 m2. Hodnocení změn celkového druhového složení studovaného území v čase bylo testováno (α = 0,05) pomocí redundanční analýzy (RDA) v programu CANOCO 4.5 (ter Braak & Šmilauer 2002). Vysvětlovanou proměnnou byly všechny druhy vyskytující se na lokalitě a vysvětlující proměnnou byl čas kódovaný do tří dummy proměnných (50. léta, 80.– 90. léta a rok 2009) a jako kovariáty byly použity vegetační typy. Lineární technika byla zvolena za nejvhodnější na základě předběžné DCA analýzy (délka gradientu 2,998 pro první osu). Statistická významnost byla testována Monte Carlo permutačním testem s 499 permutacemi (α = 0,001). Pro grafické znázornění vybraných Ellenbergových hodnot bylo použito programu Microsoft Excel 2010. Přepočet na stejný počet vegetačních snímků byl proveden na základě lineární regrese. Protože pouze u některých snímků je známa přesná lokalizace, nemohlo dojít k porovnání vývoje společenstev na lokalitě jako navzájem ­interagujících jednotek. Pro srovnání změn rostlinných druhů ve společenstvu byla společenstva použita jako kovariáty prostředí.

Výsledky Na  základě výstupů mnohorozměrné analýzy (RDA) lze konstatovat průkazné rozdíly v  pokryvnosti rostlinných druhů během času a  přeneseně pak změny managementu a  působících faktorů prostředí v  čase (obr. 1). Z  grafického výstupu analýzy je zřejmé,

8

Příroda, Praha, 32: 5 – 17, 2014

Obr. 1.  Grafický výstup RDA testující rozdíl druhového složení v čase. (Monte Carlo permutační test první kanonické osy: F = 7,300; p = 0,001 a test všech kanonických os: F = 5,547; p = 0,001) Tučně – druhy s vyšší sílou testu. Kódy druhů: Achi mil – Achillea millefolium, Ade all – Adenostyles alliariae, Alo pra – Alopecurus pratensis, Ant odo – Anthoxanthum odoratum, Ath dis – Athyrium distentifolium, Ave fle – Avenella flexuosa, Avu pla – Avenula planiculmis, Cal aru – Calamagrostis arundinacea, Cal vil – C. villosa, Cal vul – Calluna vulgaris, Car pra – Cardamie pratensis, Cax atr – Carex atrata, Cax big – C. bigelowii, Cax can – C. canescens, Cet isl – Cetraria islandica, Dac glo – Dactylis glomerata, Dac fuch – Dactylorhiza fuchsii, Del ela – Delphinium elatum, Des ces – Deschampsia cespitosa, Dor aus – Doronicum austriacum, Epi alp – Epilobium alpestre, Equ pra – Equisetum pratense, Fes ovi  – Festuca ovina, Fes rub – F. rubra, Fes sup – F. supina, Ger pra  – Geranium pratense, Gym dry – Gymnocarpium dryopteris, Hie alp – Hieracium alpinum, Hie chlo  – H. chlorocephalum, Hie lach – H. lachenalii, Hie pre – H. prenanthoides, Hup sel – Huperzia selago, Hyp mac – Hypericum maculatum, Luz sylv – L. sylvatica, Mai bif – Maianthemum bifolium, Mel pra – Melampyrum pratense, Mel syl – M. sylvaticum, Myo pal – Myosotis palustris, Nar str – Nardus stricta, Pic abi – Picea abies, Poa chai – Poa chaixii, Ran acr – Ranunculus acris, Ran pla – R. platanifolius, Ran rep – R. repens, Rub id – Rubus idaeus, Rum ace  – Rumex acetosa, Sal has – Salix hastata, Sen her – Senecio hercynicus, Sen ov – S. ovatus, Sorb auc – Sorbus aucuparia, Tro alt – Trollius altissimus, Vac myr – Vaccinium myrtillus, Vac vit – V. vitis-idaea, Ver lob – Veratrum album subsp. lobelianum, Vio bif – Viola biflora, Vio lut – V. lutea subsp. sudetica. Fig. 1.  RDA diagrams showing species shifts during time periods (Monte Carlo test of significance of first canonical axis: F-ratio = 7.300; P-value = 0.001 and significance of all canonical axes: F = 5.547; P = 0.001). Bold – species with higher power of the test. For species abbreviations see above.

9

Zeidler et al.: Dlouhodobé změny subalpínské vegetace svahu Petrových kamenů že do posledního časového období je situován rozvoj pouze několika málo druhů jako je Geranium pratense, Rumex acetosella, Dryopteris dilatata, Veratrum lobelianum, Rubus idaeus. Naopak je patrné, že většina zaznamenaných druhů vykazuje vazbu na starší časová období, tj. 80.–90. a 50. léta a rozvoj většiny druhů je vázán právě do rozmezí těchto dvou časových období. S obdobím 80.–90. let je svázán rozvoj řady druhů, včetně edifikátorů některých sledovaných vegetačních jednotek. Jedná se např. o druhy Adenostyles alliariae, Calluna vulgaris, Athyrium distentifolium. K nejstaršímu období 50. let vykazují vazbu druhy jako Vaccinium vitis-idaea, Bistorta major, Calamagrostis villosa, Cetraria islandica. Rozvoj řady druhů není jednoznačně spjatý s určitým obdobím, jedná se např. o dřeviny (Picea abies, Sorbus aucuparia) nebo druh Vaccinium myrtillus, jejichž rozvoj je vázán na pomezí období 80.– 90. let a počátku 21. století (r. 2009). Celkový počet druhů nalezených na plochách v roce 2009 významně poklesl oproti předchozím letům. Rozdíl po  přepočtu na  stejný počet snímků (obr.  2) pomocí lineární regrese je průkazný (p ˂˂ 0,001). Z  porovnání Ellenbergových indikačních hodnot (Ellenberg et al. 1992) jednotlivých druhů ­v yplývá, že dochází k  určitým posunům v  zastoupení druhů z  hlediska jejich nároků na  podmínky prostředí (obr. 3). Zdánlivý procentuální nárůst druhů s nižšími nároky na dusík v půdě je dán nižším počtem druhů rostlin ve snímcích a nemusí odrážet skutečné změny koncentrace prvku v prostředí.

Obr. 2.  Počet druhů pro jednotlivá časová období, přepočet na stejný počet snímků byl proveden pomocí lineární regrese. Fig. 2.  Number of species for each time period, the conversion of the same number of relevés was performed using linear regression.

Diskuse Výsledky provedené studie změn vegetace z oblasti Petrových kamenů v Hrubém Jese­ níku, které byly založené na analýze pokryvnosti druhů ve vegetačních snímcích z různých časových období, dokládají řadu změn ve  vegetačních jednotkách. K  uvedeným

10

Příroda, Praha, 32: 5 – 17, 2014 změnám došlo během cca šedesátiletého období od poloviny 20. do počátku 21. století. Z výsledků je patrná vazba některých druhů vyšších rostlin na určité časové období a je tak zdůrazněna trajektorie změn v čase. Na základě komplexního zhodnocení změn tak lze vytvořit ucelený obraz dlouhodobého vývoje vegetace v zájmovém území. Naše zjištění dokládají, že všechna tři sledovaná časová období jsou specifická svou vegetační kompozicí a zároveň dochází k posunům druhové pokryvnosti mezi sledovanými periodami. Příčiny uvedených změn je ­nutné spatřovat v jedinečné kombinaci ekologických faktorů působících v konkrétním časovém období. Složení druhů ve snímcích z 50. let 20. století je ovlivněno dřívější pastvou, která na zájmovém území ustala krátce po druhé světové ­válce (Hošek 1972, 1973). Pozitivně s tímto časovým obdobím korelují druhy Cetraria islandica, Vaccinium vitis-idaea, Luzula sylvatica nebo Doronicum austria­ cum. Vliv pastvy lze chápat jako snížení zápoje rostlin, rozvolnění porostu a usměrnění koloběhu některých prvků.

Obr. 3.  Rozdělení vybraných Ellenbergových hodnot pro vlastnosti prostředí u druhů. Hodnota L pro závislost druhů na světelných podmínkách prostředí (1 – stinné rostliny, 9 – rostliny rostoucí v  plném oslunění). Hodnota N pro závislost druhů na  obsahu dusíku v  půdě (1 – půdy chudé na dusík, 9 – půdy bohaté na dusík). Fig. 3.  Distribution of selected Ellenberg values for the properties of the environment for the species. The value of L for species dependence on light conditions (1 – shade tolerant plants, 9 – direct light plants). The value of N for the dependence of the species on the nitrogen in the soil (1 – nitrogen poorest soil, 9 – nitrogen rich soil).

Na  rozvolnění zápoje často pozitivně reagují především druhy konkurenčně slabé, v horských oblastech za ně mohou být považovány mechy a lišejníky (Pearce et al. 2003, van der Wal et al. 2003, Fremstad et al. 2005). Podle Körnera (Körner 2000) na extenzivní pastvu pozitivně reagují alpínská společenstva svou druhovou diverzitou. Druhová diverzita je v takovém případě stimulována ploškovou ­dynamikou, kdy se v ­místě ­přítomnosti dobytka místně zvyšují trofické podmínky společně s  mechanickým narušováním, ­odstraňováním

11

Zeidler et al.: Dlouhodobé změny subalpínské vegetace svahu Petrových kamenů nadzemní biomasy a chuťovou selekcí ­(Kohler et al. 2004). Na rozdíl od nepasených a nekosených společenstev nejsou živiny poutány v biomase, ale dostupné rostlinným druhům (Berendse 1985, Pátková & Krahulec 1997). Za takových podmínek jsou zvýhodňovány hemikryptofyty s obnovovacími meristémy nízko nad půdním povrchem a v neposlední řadě i některé lišejníky (v tomto případě Cetraria islandica), jež jsou schopné rychlé regenerace (Tømmervik et al. 2012). Společně s  přibýváním trav se v  období pastevectví v  Krkonoších zvyšoval i  podíl některých širokolistých druhů, a to navzdory tomu, že některé z nich jsou selektivně spásány (Adenostyles alliariae, Veratrum lobelianum). V našem případě havez česnáčková (Adenostyles alliariae) vykazuje jednoznačnou vazbu až na období po odeznění pastvy, tj. 80.–90. léta. Kýchavice lobelova (Veratrum lobelianum) dokonce zvyšuje svou pokryvnost až s počátkem 21. století. Rozdíl mezi těmito dvěma jevy může být mimo jiné připisován populaci kamzíka horského, který je v Hrubém Jeseníku nepůvodním druhem (Bu reš et al. 1987, Bureš 2013). Kýchavice lobelova (Veratrum lobelianum) reaguje na okus zvýšenou regenerací stávajících rostlin a zvýšením podílu vegetativního rozmnožování, a proto počet jedinců na lokalitě může narůstat (Kleijn & Steinger 2002). Období 80.–90. let v sobě agreguje stopy vyznívající pastvy a nástup převažujícího vlivu nepřímých antropogenních zásahů. Toto období je svázáno s vyšší druhovou diverzitou rostlin v území, která je tvořena druhy širokolistými (např. Adenostyles alliariae, Senecio hercynicus, Hieracium alpinum, H. lachenalii, H. prenanthoides, Ranunculus repens, Viola lutea aj.) i  druhy graminoidními (např. Deschampsia cespitosa, Festuca rubra, F. supina, Avenella flexuosa, Dactylis glomerata, Alopecurus pratensis). V ­období 80.– 90. let vrcholily vlivy industriální činnosti. Především hodnoty depozice ve  vodě rozpustných forem dusíku, jež jsou dosud ­mnohonásobně vyšší než v pre-industriálním období (Bowman et al. 2006, Körner 2000), společně se sloučeninami síry významným způsobem zasáhly do chemismu většiny ekosystémů (Rodhe et al. 1995). Zvýšená depozice dusíku je udávána také z nejvyšších partií Sudet. Konkrétně je udáván celkový roční spad dusíku v  alpínských polohách ­Krkonoš a  Králického Sněžníku ve  výši cca 50 kg/ha (Soukupová et al. 1995, Fabis­ zewski & Brej 2000). Stav ovzduší se ve většině případů zřetelně odráží ve zvýšeném obsahu trofie, snížení pH a dalších navazujících změnách půdního prostředí (Shevtsova & Neuvonen 1997, Hruška & Cienciala 2001, Grellmann 2002). V posledních dekádách a především na konci 20. století začínají ve střední Evropě nabývat na významu nepřímé antropogenní vlivy. Časové období počátku 21. století je z ­hlediska diverzity jednotlivých vegetačních jednotek i diverzity celkové jednoznačně druhově nejchudší. Toto období je typické minimální intenzitou disturbančních vlivů. Během dalšího vývoje lze očekávat nárůst pokryvnosti některých druhů rostlin. Mezi takové zřejmě budou patřit jak byliny (Avenella flexuosa, Vaccinium myrtillus, Festuca supina), tak dřeviny (Picea abies, Sorbus aucuparia). Naopak lze očekávat ústup konkurenčně slabších druhů, mechorostů a lišejníků (Pearce et al. 2003, van der Wal et al. 2003, Frem stad et al. 2005). V  posledním sledovaném období dochází i  k  nárůstu ruderalizace ­prostředí, kterou indikují druhy Rubus ideaus, Rumex acetosella, Senecio ovatus nebo Equisetum pratense. Tento jev lze vysvětlit zejména vysokým spadem dusíku ve srážkách. Odezva rostlin na zvýšené depozice některých prvků může být opožděná (Grabherr et al. 1995) a reakce se často odvíjí od funkčního typu jednotlivých druhů (Shaver & Kummerow 1992). Poslední sledované časové období je navíc spojeno s nárůstem některých ochranářsky významnějších druhů jako je Gentiana punctata nebo Dactylorhiza fuchsii. Gentiana punctata je druhem, který byl dříve hojně sbírán jako ­léčivá droga a nikdy nebyl pěstován v nižších

12

Příroda, Praha, 32: 5 – 17, 2014 polohách, proto jeho výskyt nebyl hojný (Bureš 2013). Zvýšení početnosti druhu Dactylorhiza fuchsii je naopak způsobeno zvýšeným výskytem tohoto druhu na ruderalizovaných ­místech, kam se samovolně šíří (Bureš 2013). Šíření druhů ohrožených, zvláště pak orchidejí, do ruderalizovaných ploch je pozorováno v posledních několika letech i jinde ve střední Evropě, tento fenomén byl například popsán u druhu Epipactis helleborine (Wittig & Wittig 2007). Nejvýraznější změnou na sledovaných plochách je celkový úbytek druhů. Trendem ve vývoji je unifikace rostlinných společenstev spojená s  nárůstem pokryvnosti druhů dominantních oproti druhům vzácným. Na  sledovaných plochách například vymizely druhy Avenula planiculmis, Anemone narcissiflora, Dactylorhiza malucata nebo Coeloglossum viride. Zjištěné výsledky za tři časová období lze s přihlédnutím k uvedeným vlivům, které v území působily, interpretovat jako pozvolný sukcesní vývoj po odeznění pastvy střídaný vegetačními posuny indukovanými změnou chemismu. V posledních dekádách nelze pominout globální změny, které se dotýkají i středoevropského prostoru (Glowicki 1997, IPCC 2014) a ovlivňují toky látek. Podobně jako u jiných studií (např. Guisan et al. 1995, Bobbink et al. 1998, Molau & Alatalo 1998, Dubicka & G łowicki 2000, Krahulec et al. 2001) naznačují naše výsledky vazbu určitých druhů k dané časové periodě způsobenou vlivem jedinečné kombinace abiotických faktorů prostředí v jednotlivých obdobích a dále trend k postupnému snižování diverzity. Posuny ve vegetaci zjištěné během několika dekád zároveň potvrzují relativně rychlou dynamiku změn alpínské vegetace (Pauli et al. 2012), ke které v tomto případě navíc dochází v prostoru nejpřísnější ochrany (národní přírodní rezervace, I. zóna CHKO). Jak je z našich výstupů patrné, v alpínských společenstvech působí jevy, které se mohou během času lišit svou intenzitou nebo mít kumulativní efekt. Vzniká tak komplex faktorů, na nějž reagují konkrétní rostlinné druhy a v důsledku toho dochází ke změnám na úrovni celé vegetační jednotky. Některé aspekty vhodného managementu v mnoha ohledech přesahují možnosti územních orgánů ochrany přírody, protože zmiňované jevy přesahují regionální úroveň a mají spíše celorepublikový či evropský kontext. I přesto lze formulovat několik hlavních zásad managementu alpínské tundry, jež doporučujeme vzít do  úvahy při přípravě budoucích plánů péče chráněných území: Nedoporučujeme masivnější managementovou intervenci do biocenóz alpínské tundry ve smyslu návratu ke „starým časům“, např. znovuobnovení pastvy či sečení na  rozsáhlejších plochách. Původní způsoby hospodaření – pastvu a travaření – lze experimentálně realizovat na malých plochách. Dopady těchto způsobů hospodaření je nezbytné sledovat a vyhodnocovat za použití standardních metodik ekologického výzkumu. V případě, že se na vymezených cenných biotopech alpínské tundry projeví ve zvýšené míře tendence unifikace prostředí a  zvýšeného zastoupení konkurenčně zdatných druhů zásadně měnících charakter prostředí, je třeba provést cílené intervence (např. mechanické odstranění konkurenčně zdatných edifikátorů). V  opodstatněných případech bude žádoucí přistoupit k vytvoření konzervačních programů pro ochranářsky významné alpínské druhy, jejichž zastoupení bude omezené a jejichž populační početnost bude mít ve společenstvech dlouhodobě klesající tendenci. Další zpřesnění našich závěrů a  predikce vývoje v  následujících dekádách jsou ­m ožné na základě přímého měření změn abiotických faktorů prostředí a konkrétních reakcí jednotlivých rostlinných druhů, a to i na základě manipulativních ­experimentů. S  přihlédnutím k  ochranářskému významu alpínských druhů a  celého zájmového území (kategorie NPR) je žádoucí dlouhodobý moni­toring sledovaných společenstev a jejich druhové kompozice.

13

Zeidler et al.: Dlouhodobé změny subalpínské vegetace svahu Petrových kamenů

Summary Vegetation relevés from three time periods were collected as a  base for an analysis of alpine vegetation changes during the last several decades. A part of the subalpine area of Mt. ­Petrovy kameny (NE slope) in the Hrubý Jeseník Mts. (Czech Republic) was chosen as the model territory. The results of RDA analysis documented the plant species shifts and their connection with time periods of the 1950s, the 1980s–90s and the beginning of the 21st century (2009). The differences between the species shifts in each period are the result of a specific combination of abiotic factors and changes due to specific management during the period. The area of the model location had been managed as pasturelands since the 15th century. The vegetation and its species composition were influenced by livestock grazing until the middle of the 20th century. There was a  distinctively higher presence of weak plant competitors, which was connected with the open vegetation cover and the higher presence of plants with specific ecophysiology. Only traces of the former pasturelands and the influence of indirect anthropogenic impacts increase were evident in the 1980s–90s. Both the 1950s and the 1980s–90s time periods are connected with higher plant species diversity. Nevertheless, the industrial impacts culminated at the end of 20th century. The higher deposition of nitrogen and sulphur compounds was documented from the Sudeten Mountains. The time period of the beginning of the 21st century was characterised by low level of disturbance in the territory and low plant species diversity. The rising cover of nitrophytes and the decrease of slight competitors were identified. Vegetation composition shifts were explained as a  consequence of each particular plant species reaction as an ecological functional trait. Hence, direct assessment of the abiotic factors of environment and the responses of particular species are considered a  prerequisite for the more accurate prediction of the subsequent development of communities. There is a  need for long-term monitoring of the territory because of the valuable alpine communities and the importance of the protected area.

Poděkování Tento text byl podpořen projektem MŽP SPII2D1/49/07 – Změny alpínských ekosystémů na území ­KRNAP, NPR Králický Sněžník a CHKO Jeseníky v kontextu globálních změn.

Literatura Banaš M. & Hošek J. (2004): Management turismu v  nejvyšších polohách Východních Sudet – příkladová studie zpracování plánu péče národní přírodní rezervace Praděd (CHKO Jeseníky). – Opera Corcontica 41/2: 515–526. Barrio G., Alvera B., Puigdefabregas J. & Diez C. (1997): Response of hight mountain landscape to topographic variables: Cetral Pyrenees. – Landscape Ecology 12: 95–115. Barry R. G. (1990): Changes in mountain climate and glacio-hydrological responses. – Mountain Research and Development 10: 161–170. Başnou C., Pino J. & Šmilauer P. (2009): Effect of grazing on grasslands in the Western Romanian Carpathians depends on the bedrock type. – Preslia 81: 91–104. Berendse F. (1985): The effect of grazing on the outcome of competition between plant species with different nutrient requirements. – Oikos 44: 35–39. Bjork R. G., Klemedtsson L., Molau U., Harndorf J., Odman A. & Giesler R. (2007): Linkages between N turnover and plant community structure in a tundra landscape. – Plant and Soil 294: 247–261. Bobbink R., Hornung M. & Roelofs J. G. M. (1998): The effects of air-borne nitrogen pollutants on species diversity in natural and semi-natural European vegetation. – Journal of Ecology 86: 717–738.

14

Příroda, Praha, 32: 5 – 17, 2014 Bohlmann N., Meissner R., Bernsdorf S., Bohme F., Russow R. & Wegener U. (2005): Studies of atmospheric nitrogen deposition in a  mire of the German National Park Hochharz Mountains using two different methods. – Water, Air, and Soil Pollution 168: 17–32. Bowman W. D., Gartner J. R., Holland K. & Wiedermann M. (2006): Nitrogen critical loads for alpine vegetation and terrestrial ecosystem response: Are we there yet? – Ecological Applications 16: 1183–1193. Bureš L. (2013): Chráněné a ohrožené rostliny CHKO Jeseník. – Agentura Rubico, s.r.o., Olomouc. Bureš L. & Burešová Z. (1989): Geobotanický průzkum SPR Petrovy kameny. – Ms. [Depon. in: Správa CHKO Jeseníky.] Bureš L. & Burešová Z. (1990): SPR Petrovy kameny: mapa aktuální vegetace. – Ms. [Depon. in: Správa CHKO Jeseníky.] Bureš L., Burešová Z. & Jeník J. (1987): Kamzíci v  Jeseníkách z  hlediska ochrany přírody. – Ms. [Depon. in: Správa CHKO Jeseníky.] Deyl M. (1950): Petrovy kameny. Botanický rozbor. – Ms. [Depon. in: Národní muzeum, Praha.] Dirnböck T., Dullinger S. & Grabherr G. (2003): A regional impact assessment of climate and landuse change on alpine vegetation. – Journal of Biogeography 30: 401–417. Dubicka M. & G łowicki B. (2000): A long-term view on the ecoclimate of the Karkonosze Mountains in the light of complex indices. – Opera Corcontica 37: 55–61. Dullinger S., Dirnbock T., Greimler J. & Grabherr G. (2003): A resampling approach for evaluating effects of pasture abandonment on subalpine plant species diversity. – Journal of Vegetation Science 14: 243–252. Ellenberg H., Weber H. E., Düll R., Wirth V., Werner W. & Paulissen D. (1992): Zeigerwerte von Pflanzen in Mitteleuropa. – Scripta Geobotanica 18: 1–258. Fabiszewski J. & Brej T. (2000): Contemporary habitat and floristic changes in the Sudeten Mts. – Acta Societatis Botanicorum Poloniae 69: 215–222. Fremstad E., Paal J. & Möls T. (2005): Impacts of increased nitrogen supply on Norwegian lichenrich alpine communities: a 10-year experiment. – Journal of Ecology 93: 471–481. Glowicki B. (1997): Wieloletnia seria pomiaróv temperatury powietrzia na Śniezce. – In: Sarosiek J. & Štursa J. [eds], Geoekologiczne problemy Karkonszy. Tom 1, pp. 121–125, Acarus, Poznań. Grabherr G., Gottfried M., Gruber A. & Pauli H. (1995): Patterns and current changes in alpine plant diversity. – In: Chapin F. S. & Körner C. [eds], Arctic and alpine biodiversity: patterns, causes and ecosystem cosequences, pp. 167–181, Ecological Studies 113, Springer, Berlin. Grabowski H. (1843): Flora von Ober-Schlesien und dem Gesenke. – Breslau, ed. Strecker et Schröder. Grellmann D. (2002): Plant responses to fertilization and exclusion of grazers on an arctic tundra heath. – Oikos 98: 190–204. Grime J. P. (1979): Plant strategies and vegetation processes. – Wiley, Chichester. Guisan A., Holten J. I., Spichiger R. & Tessier L. [eds] (1995): Potential ecological impacts of climate change in the Alps and Fennoscandian mountains. – Conservatoire et Jardin Botaniques de Genève. Hejcman M., Klaudisová M., Štursa J., Pavlů V., Schellberg J., Hejcmanová P., Hakl J., R auch O. & Vacek S. (2007): Revising a 37 years abandoned fertilizer experiment on Nardus grassland in the Czech Republic. – Agriculture, Ecosystems & Environment 118: 231–236. Hejcman M., Klaudisová M., Hejcmanová P., Pavlů V. & Jones M. (2009): Expansion of Calamagrostis villosa in sub-alpine Nardus stricta grassland: Cessaction of cutting management or high nitrogen deposition? – Agriculture, Ecosystems & Environment 129: 91–96. Hejcman M., Češková M. & Pavlů V. (2010): Control of Molinia caerulea by cutting management on sub-alpine grassland. – Flora 205: 577–582. Hennekens S. M. & Scheminée J. H. J. (2001): Turboveg, a comprehensive data base management system for vegetation data. – Journal of Vegetation Science 12: 589–591. Hošek E. (1972): Vlivy minulosti na  přírodu a  historické zajímavosti v  chráněné krajinné oblasti Jeseníky. – Campanula 3: 103–118. Hošek E. (1973): Vývoj dosavadního hospodaření v nejvyšších polohách Jeseníků a jeho vliv na horní hranici lesa. – Campanula 4: 69–81. Hruška J. & Cienciala E. [eds] (2001): Dlouhodobá acidifikace a nutriční degradace lesních půd – limitující faktor současného lesnictví. – Ministerstvo životního prostředí, Praha.

15

Zeidler et al.: Dlouhodobé změny subalpínské vegetace svahu Petrových kamenů Chytrý M. (1997): Česká národní fytocenologická databáze: počáteční stav a  perspektivy. – Zpr. Čes. Bot. Společ. 15: 27– 40. Chytrý M. [ed.] (2010): Vegetace České republiky. Travinná a keříčková vegetace. – Academia, Praha. IPCC (2014): Intergovernmental panel on climate change. Working group II. – http://www.ipcc-wg2.org/ Jeník J. (1972): Výšková stupňovitost Hrubého Jeseníku: otázka alpínského stupně. – Campanula 3: 45–52. Jeník J. & Hampel R. (1992): Die Waldfreien Kammlagen des Altvatergebirges: Geschichte und Ökologie. – Mährisch-Schlesischer Sudetengebirgsverein, Kirchheim/Teck. Jeník J. & Štursa J. (2003): Vegetation of the Giant Mountains, Central Europe. – In: Nagy L. et al. [eds], Alpine biodiversity in Europe, pp. 47–52, Ecological studies, Springer. Jussy J. H., Colin -Belgrand M., Dambrine E., R anger J., Zeller B. & Bienaime S. (2004): N deposition, N transformation and N leaching in acid forest soils. – Biogeochemistry 69: 241–262. Klaudisová M., Hejcman M. & Pavlů V. (2009): Long-term residual effect of short-term fertilizer application on Ca, N and P concentrations in grasses Nardus stricta L. and Avenella flexuosa L. – Nutr. Cycl. Agoecosyst. 85: 187–193. Kleijn D. & Steinger T. (2002): Contrasting effects of grazing and hay cutting on the spatial and genetic population structure of Veratrum album, an unpalatable, long-lived, clonal plant species. – Journal of Ecology 90: 360–370. Klimeš L. & Klimešová J. (1991): Alpine tundra in the Hrubý Jeseník Mts., the Sudeten, and its tentative development in the 20th century. – Preslia 63: 245–268. Kohler F., Gillet F., Gobat J. M. & Buttler A. (2004): Seasonal vegetation changes in mountain pastures due to simulated effects of cattle grazing. – Journal of Vegetation Science 15: 143–150. Körner C. (1995): Alpine plant diversity: a global survey and functional interpretations. – In: Chapin F. S. & Körner Ch. [eds], Arctic and alpine biodiversity: patterns, causes and ecosystem consequences, pp. 45–62, Springer. Körner C. (1999): The alpine plant life. – Gustaf Fischer Verlag, Heidelberg. Körner C. (2000): The alpine life zone under global change. – Gayana Bot. 57: 1–17. Krahulec F., Hadincová V., Herben T. & Kettnerová S. (1994): Monitorování vlivu pastvy ovcí na rostlinná společenstva: Zadní Renerovky v Krkonošském národním parku. – Příroda 1: 191– 196. Krahulec F., Skálová H., Herben T., Hadincová V., Wildová R. & Pecháčková S. (2001): Vegetation changes following sheep grazing in abandoned mountain meadows. – Applied Vegetation Science 4: 97–102. Kubát K., Hrouda L. Chrtek J. Jun., K aplan Z., Kirschner J. & Štěpánek J. [eds] (2002): Klíč ke květeně České republiky. – Academia. Praha. Kullman L. (2001): 20th century climate warming and tree-limit rise in the southern Scandes of Sweden. – Ambio 30: 72–80. L aus J. (1927): Květena Petrštýna ve Vysokých Jesenících se zvláštním zřetelem na rozšíření našich arkticko-alpínských druhů vrb. – Časopis vlasteneckého spolku musejního v Olomouci 39: 27– 52. Lesica P. & McCune B. (2004): Decline of arctic-alpine plants at the southern margin of their range following a decade of climatic warming. – Journal of Vegetation Science 15: 679–690. Messerli B. & Ives J. D. (1997): Mountains of the world – a global priority. – The Parthenon Publishing, New York. Molau U. & A latalo J. M. (1998): Responses of subarctic-alpine plant communities to simulated environmental change: biodiversity of bryophytes, lichens and vascular plants. – Ambio 27: 322–329. Nilsson M. C., Wardle D. A., Z ackrisson O. & Jaderlund A. (2002): Effects of alleviation of ecological stresses on an alpine tundra community over an eight-year period. – Oikos 97: 3–17. Pátková R. & Krahulec F. (1997): Sukcese luční vegetace v Krkonoších po skončení pastvy ovcí. – Opera Corcontica 34: 91–104. Pauli H., Gottfried M., Dullinger S., A bdaladze O., A khalkatsi M. et al. (2012): Recent plant diversity changes on Europe‘s mountain summits. – Science 336: 353–355. Pearce I. S. K., Woodin S. J. & van der Wal R. (2003): Physiological and growth responses of the montane bryophyte Racomitrium lanuginosum to atmospheric nitrogen deposition. – New Phytologist 160: 145–155.

16

Příroda, Praha, 32: 5 – 17, 2014 Piessens K., Aerts N. & Hermy M. (2006): Long-term (1978–2003) effects of an extensive grazing regime on plant species composition of a  heathland reserve. – Belgian Journal of Botany 139: 49–64. Rodhe H., Grennfelt P., Wisniewski J., Ågren C., Bengtsson G., Johansson K., K auppi P., Kucera V., R asmussen L., Rosseland B., Schotte L. & Selldén G. (1995): Acid Reign ’95 – Conference Summary Statement. – Water, Air, and Soil Pollution 85: 1–14. Shaver G. R. & Kummerow J. (1992): Phenology, resource allocation, and growth of arctic vascular platns. – In: Chapin F. S. et al. [eds], Arctic Ecosystems in a Changig Climate, pp. 193–211, An ecophysiological perspective, Academic Press, San Diego, CA. Shevtsova A. & Neuvonen S. (1997): Responses of ground vegetation to prolonged simulated acid rain in sub-arctic pine-birch forest. – New Phytologist 136: 613–625. Schauer C. J. (1840): Über die Flora des böhmisch-mährischen Gesenkes. – Flora 23: 17–31, 33–41. Skálová H., Krahulec F., Hadincová V., Freiová R., Herben T. & Pecháčková S. (2000): Meadows in the Krkonoše Mts.: what we know about their variability and management. – In: Ehrendorfer F. [ed.], EUROMAB-Symposium. Changing agriculture and landscape: Ecology, management and biodiversity decline in anthropogenous mountain grassland, pp. 43–48, Irdning. Soukupová L., Kociánová M., Jeník J. & Sekyra J. (1995): Arctic-Alpine tundra in the Krkonoše, The Sudetes. – Opera Corcontica 32: 5–88. Spiegelberger T., Matthies D., Muller-Scharer H. & Schaffner U. (2006): Scale-dependent effects of land use on plant species richness of mountain grassland in the European Alps. – Ecography 29: 541–548. Sturm M., R acine C. & Tape K. (2001): Climate change. Increasing shrub abundance in the Arctic. – Nature 411: 546–547. Šmarda J. (1950): Květena Hrubého Jeseníku (část sociologická). – Čas. Mor. Mus. 35: 78–156. ter Braak C. J. F. & Šmilauer P. (2002): CANOCO Reference Manual and CanoDraw for Windows User‘s Guide: Software for Canonical Community Ordination (version 4.5). – Microcomputer Power, Ithaca, NY, USA. Tømmervik H., Bjerke J. W., Gaare E., Johansen B. & Thannheiser D. (2012): Rapid recovery of recently overexploited winter grazing pastures for reindeer in northern Norway. – Fungal Ecology 5: 3–15. Treml V. & Banaš M. (2000): Alpine timberline in the High Sudeties. – Acta Universitatis Carolinae, Geographica 35: 83–99. Vacek S. & Matějka K. (1999): The state of forest stands on permanent research plots in the Krkonoše Mts. in years 1976–1997. – Journal of Forest Science 45: 291–315. van der Maarel E. (2005): Vegetation ecology – an overview. – In: van der Maarel E. [ed.]: Vegetation ecology, pp. 1–51, Blackwell, Oxford, UK. van der Wal R., Pearce I., Brooker R., Scott D., Welch D. & Woodin S. (2003): Interplay between nitrogen deposition and grazing causes habitat degradation. – Ecology Letters 6: 141–146. Watson R. T. & Core Writing Team (2001): Climate change 2001: Synthesis report. – Cambridge University Press. Wimmer F. (1840): Flora von Schlesien. – F. Hirt, Breslau. Wittig R. & Wittig M. (2007): Epipactis helleborine (L.) CRANTZ – the firn (semi)ruderal orchid species of Central Europe. – Feddes Repertorium 118: 46–50.

17

Příroda, Praha, 32: 19 – 40, 2014

Záchrana rdestu dlouholistého (Potamogeton praelongus) v České republice The conservation of the Long-stalked Pondweed (Potamogeton praelongus) in the Czech Republic Romana Prausová1, Lubomír Adamec2, Miloslav Kitner3, K amil Pásek4 & Vladimír Dvořák1 Univerzita Hradec Králové, Rokitanského 63, CZ-500 02 Hradec Králové Botanický ústav AV ČR, Úsek ekologie rostlin, Dukelská 135, CZ-379 82 Třeboň [email protected] 3  Přírodovědecká fakulta Univerzity Palackého Olomouc, Šlechtitelů 11 CZ-783 71 Olomouc-Holice 4  Sokolovská 1331, CZ-708 00 Ostrava-Poruba 1  2 

Abstract: In the years 2009–2010, activities of the conservation programme “The conservation of the Long-stalked Pondweed (Potamogeton praelongus) in the Czech Republic” were conducted as a  component part of the programme “Action Plans for Endangered Species” and were supported by the EEA/Norwegian Financial Mechanisms and the Ministry of the Environment of the Czech Republic. The following activities were implemented during the project: monitoring of micropopulations of P. praelongus and its sites, rescue cultivation in the Institute of Botany of the Academy of Sciences at Třeboň, analysis of genetic variation of its micropopulations at the Faculty of Science of the Palacký University at Olomouc, cultivation of a sterile culture in vitro in the BestCarnivorousPlants nursery in Ostrava and seed germination tests at the University of Hradec Králové. The last native population and its site in the Temporarily Protected Area Rameno u Stříbrného rybníka oxbow lake were monitored together with introduced, nearly-natural micropopulations in backwater pools in the Kokořínsko Protected Landscape Area, and with potential sites for (re)introduction in the Hradec Králové and Česká Lípa regions. Keywords: action plan, genetic analysis, Long-stalked Pondweed (Potamogeton praelongus), monitoring of sites, seed germination tests, sterile culture in vitro Abstrakt: Projekt „Záchrana rdestu dlouholistého (Potamogeton praelongus) v  České ­republice“ proběhl v období květen 2009 – říjen 2010. Byl finančně podpořen Finančními mechanismy EHP a  Norska. V  rámci tohoto projektu byly ­realizovány aktivity vyplývající ze záchranného programu pro Potamogeton praelongus. Jednalo se o monitoring mikro­ populací v  ČR a  jejich stanovišť, zajištění záchranné kultivace v  BÚ AV ČR v  Třeboni, zjištění genetické variability mikropopulací v ČR, vytvoření sterilní kultury in vitro a testování klíčivosti nažek. Průzkumy probíhaly na lokalitách v nivě Orlice na Královéhradecku, Ploužnického potoka a Ploučnice na Českolipsku. Ze získaných výsledků byla též zpracována populárně naučná publikace o  záchranném programu, jeho principech a ­realizaci. Na  projekt navázaly další aktivity, které směřují k  naplnění cílů záchranného programu schváleného Ministerstvem životního prostředí ČR v roce 2003 a ­zajišťovaného AOPK ČR. Klíčová slova: genetické analýzy, monitoring stanovišť, rdest dlouholistý, sterilní kultura in vitro, testy klíčivosti, záchranný program Nomenklatura: Kubát et al. 2002

19

Prausová et al.: Záchrana rdestu dlouholistého (Potamogeton praelongus)

Úvod Rdest dlouholistý (Potamogeton praelongus) je ponořený druh vodní rostliny, který je kriticky ohrožený na území ČR, v Červeném seznamu IUCN je zařazen do kategorie Least concern – méně ohrožený (Bilz et al. 2011). Na základě literárních údajů (Husák & Adamec 1998) se jedná o výrazně stenotopní druh, pro nějž je charakteristický růst v tvrdých čistých hlubších nížinných vodách na sedimentech bohatých vápníkem. Kombinace těchto stanovištních faktorů je však v hustě osídlených státech Evropy poměrně vzácná, a proto má druh ve střední Evropě recentně už jen minimum lokalit. Spolehlivé údaje o dřívějším výskytu druhu v ČR jsou známy z Českolipska (řeka Ploučnice a Ploužnický rybník), dále z Prahy, kde rostl při okraji řeky Vltavy v mírnějším proudu vody, z okolí Písku (řeka Otava a rybníky), Chlumce nad Cidlinou (rybníky) a z nivy Orlice mezi Týništěm nad Orlicí a Hradcem Králové. Lokality v okolí České Lípy, Písku a Chlumce nad Cidlinou zanikly pravděpodobně v první polovině 20. století. V Praze ve Vltavě byl tento druh pozorován naposledy Rydlem v roce 1984 (Rydlo 1995). V Dolním Poorličí byly v roce 1984 nalezeny čtyři lokality. Od roku 1995 je známa už jen jediná lokalita v ČR, a to rameno Orlice v Hradci Králové – Malšově Lhotě. Na této poslední lokalitě se druh přirozeně vyskytuje pouze v malé populaci čítající kolem jednoho tisíce lodyh rostoucích přibližně v  50 trsech (Prausová 2011). V  rámci záchranného programu se v  roce 2008 podařilo založit ještě jednu malou populaci na Kašparově jezeře v nivě Orlice, a to jeden kilometr od přežívající původní populace. V letech 2001–2005 byly rostliny rdestu vysazeny do několika velkých tůní v nivě Liběchovky a Pšovky v CHKO Kokořínsko. Tůně mají charakter mezotrofních rybníků, avšak jejich vodní režim je zcela závislý na klimatických poměrech a hladině podzemní vody v  nivách Pšovky a  Liběchovky. V  tůních v  časném sukcesním stadiu vznikly vhodné podmínky pro růst druhu. Druh se rozrostl do bohatých porostů a vznikla početná populace čítající stovky trsů. Vitální rostliny se staly důležitým potenciálem pro výsadby v rámci reintrodukcí a pro testy klíčivosti (Prausová et al. 2011, 2013, Kozelková 2011, Sikorová 2011). Zkušenosti s dosavadními výsadbami ukazují, že v ČR stále existují lokality s vhodnými podmínkami pro tento druh, zejména ve zvláště chráněných územích, kde lze zajistit ochranu proti nežádoucím zásahům do přírodních biotopů. Pozitivní výsledky introdukcí a reintrodukcí potvrzují správnost směřování záchranného programu k  zakládání nových mikropopulací na  různá potenciálně vhodná stanoviště, zejména v oblastech původního výskytu druhu v ČR (Královéhradecko, Mimoňsko). Stále je totiž reálná možnost vyhynutí původní populace rdestu na  poslední přirozené lokalitě, kde jsou stanovištní poměry v  důsledku nežádoucích lidských aktivit hodně vzdáleny od ekologického optima pro tento druh. Přestože rostliny v přírodě i v kultuře vytvářejí množství zralých semen, jejich klíčivost je velmi nízká (Prausová et al. 2013). Proto se předpokládá, že genetická struktura přírodních mikropopulací rdestu je téměř uniformní (Prausová et al. 2010, Prausová et al. 2011). V současnosti se však podařilo najít jednoduchý a účinný postup, jak stimulovat klíčení semen, a použitím tohoto postupu bylo možno i vytvořit sterilní tkáňovou kulturu in vitro (Prausová et al. 2011). Tento moderní přístup v  druhové ochraně bio­ diverzity umožňuje produkovat velké množství jedinců použitelných pro (re)introdukční účely (Prausová et al. 2011), ale zároveň navozuje otázku o genetické variabilitě takto získaných rostlin. V  rámci programu podporovaného Finančními mechanismy EHP a  Norska proběhl v období květen 2009 – říjen 2010 projekt „Záchrana rdestu dlouholistého (Potamogeton praelongus) v České republice“, jehož řešitelem byla Univerzita Hradec Králové (UHK).

20

Příroda, Praha, 32: 19 – 40, 2014 Se spolupracujícími institucemi se UHK zabývala realizací záchranného programu pro kriticky ohrožený rdest dlouholistý (Potamogeton praelongus), který byl schválen Ministerstvem životního prostředí ČR v roce 2003. Jednou z nejvýznamnějších náplní záchranného programu je péče o  poslední biotop s  přirozeným výskytem rdestu dlouholistého a obnova biotopů v oblastech jeho původního výskytu (niva Orlice, Českolipsko) včetně studia stanovištních poměrů těchto lokalit. Další součástí je studium biologie a ekologie rdestu dlouholistého in situ a  ex situ, reintrodukce a  introdukce druhu a  studium generativní reprodukce jakožto nástroje pro zvýšení jeho genetické variability a zároveň pro zajištění dostatku rostlin pro výsadby. Tým řešitelů z UHK se zabýval zejména monitoringem populací tohoto druhu na jeho poslední lokalitě v  ČR – přechodně chráněné ploše „Rameno u  Stříbrného rybníka“ u Hradce Králové a v záložní populaci v CHKO Kokořínsko. Sledoval stav mikro­populací a  stanovištní poměry lokalit v  jednotlivých letech a  vyhledával potenciální lokality pro výsadby vypěstovaných rostlin ze záchranné kultivace v  Botanickém ústavu AV ČR (BÚ AV ČR) v Třeboni. Významnou aktivitou řešitelů UHK bylo též studium generativní ­reprodukce ­druhu – testování klíčivosti semen a způsobů přerušení jejich dormance. Spoluřešitel z  Univerzity Palackého v  Olomouci (Katedra botaniky PřF UP) analyzoval pomocí metody AFLP genetickou variabilitu mikropopulací rdestu dlouholistého vyskytujících se na  území České republiky. Další spoluřešitel (firma Ing.  Pásek, Ostrava-Poruba) vytvořil sterilní kulturu in vitro. Napěstované rostliny rdestu dlouholistého získané touto metodou se v současné době používají k doplnění záchranné kultury rdestu dlouholistého ve sbírce vodních a mokřadních rostlin v BÚ AV ČR v Třeboni a v záchranné kultuře druhu v Býšti u Hradce Králové. Záchranné kultury zajišťují pěstování, přezimování rdestu ve vodě a na sucho, studium ekologických nároků druhu, dále dostatek rostlin pro záchranné repatriace a semenný materiál na testy klíčivosti a přípravu sterilní kultury in vitro. Součástí aktivit projektu byly i navazující hydrobiologické a zoologické průzkumy, analýzy chemických a mikrobiologických vlastností vody a sedimentu z lokalit, ve kterých mikropopulace rdestu dlouholistého rostou. Projekt významně přispěl k realizaci a publicitě záchranného programu také vydáním populárně naučné publikace (Prausová & Adamec 2010). Aktivity na záchranném programu pokračují i po skončení projektu podpořeného Finančními mechanismy EHP a Norska. Výsledky průzkumů jsou aplikovány na ochranu druhu in situ a ex situ.

Metodika Současný výskyt Potamogeton praelongus v České republice Niva Orlice u Hradce Králové V současnosti se P. praelongus přirozeně vyskytuje pouze v přechodně chráněné ploše (PCHP) Rameno u  Stříbrného rybníka v  Malšově Lhotě u ­Hradce Králové. PCHP byla vyhlášena 5. 1. 1998 na dobu 5 let, v roce 2008 byla její platnost podruhé prodloužena, a to do roku 2017. PCHP Rameno u ­Stříbrného rybníka leží v nadmořské výšce 232 m v levobřežní nivě řeky Orlice, do níž je zaústěné svojí dolní částí. Do horní části ramene je svedena výpusť z ­rekreačně využívaného Stříbrného rybníka. Rameno má dva výrazné ohyby, v horním ohybu do ramene ústí Stříbrný potok. Rameno je značně zaneseno organickým materiálem, jehož hlavním zdrojem je opad z  dřevin z  břehových porostů. Z hydrobio­logického hlediska lokalita odpovídá slabě eutrofnímu prostředí, kde se stýká stojatá voda s tekoucí (Prausová et al. 2010).

21

Prausová et al.: Záchrana rdestu dlouholistého (Potamogeton praelongus) Z výsadeb realizovaných v rámci záchranného programu pro tento druh se podařilo založit novou mikropopulaci v tzv. Kašparově jezeře. Jedná se o odstavené rameno Orlice na jejím pravém břehu. Lokalita je z hlediska stanovištních poměrů velmi podobná přechodně chráněné ploše (obr. 1) (Prausová et al. 2010).

Kašparovo jezero

PCHP Rameno u Stříbrného rybníka

Výskyt 2010

1 : 10 000 0

100

200

300

400

500

© AOPK ČR Mapový podklad © ČÚZK, 2009

Obr. 1.  Lokalizace PCHP Rameno u Stříbrného rybníka a Kašparova jezera v nivě Orlice. Fig. 1.  Localization of the Temporarily Protected Area near the Stříbrný rybník pond and Kašparovo jezero oxbow lake in the Orlice river floodplain as seen from an aerial view.

CHKO Kokořínsko Záložní populace roste v chráněné krajinné oblasti (CHKO) Kokořínsko (obr. 2). Druh zde roste v  revitalizovaných tůních, kam byl vysazován ­nezávisle na  záchranném programu v letech 2001–2005. Zdrojové rostliny pro výsadby opět pocházely z PCHP Rameno u Stříbrného rybníka. V  rámci ­záchranného programu jsou tůně využívány jako zdroj rostlin pro výsadby do  vhodných ­lokalit v  nivě Ploučnice na  Českolipsku, kde v  minulosti druh rostl. Každoročně jsou v tůních odebírány nažky rdestu dlouholistého pro realizované testy klíčivosti a  také pro vytvoření genetických sbírek semen, resp. nažek (Výzkumný ústav rostlinné výroby v Ruzyni, sbírka semen ve Vlastivědném muzeu v Olomouci). V současné době druh v CHKO roste v následujících lokalitách: tůně pod Plešivcem, tůně nad rybníkem Harasov, tůně u Štampachu, tůně v nivě Liběchovky (Prausová et al. 2011). Záchranná kultivace v BÚ AV ČR Třeboň Záchranná kultura je pěstována od  roku 1988 v  BÚ AV ČR v  Třeboni. Rostliny v  záchranné populaci pocházejí z PCHP Rameno u Stříbrného ­r ybníka, od roku 2010 též ze sterilní tkáňové kultury. Kultivace druhu probíhá ve venkovních nádržích, v hlubší vodě.

22

Příroda, Praha, 32: 19 – 40, 2014

1

2 3 4 1 : 75 000 0

1

2

3

4

5

© AOPK ČR Mapový podklad © ČÚZK, 2009

Obr. 2.  Lokalizace soustav tůní s výskytem Potamogeton praelongus v CHKO Kokořínsko: 1 – tůně pod Plešivcem, 2 – tůně v nivě Liběchovky, 3 – tůně u Harasova, 4 – tůně u Štampachu. Fig. 2.  Localization of backwater pools with Potamogeton praelongus in the Kokořínsko Protected Landscape Area: 1– Plešivec, 2 – Liběchovka, 3 – Harasov, 4 – Štampach.

Nádrže jsou přistíněny proti přehřívání vody a růstu řas. Průběžně jsou ­odstraňovány nárosty vláknitých řas a  fytofágní plovatky. Přezimování probíhá ve  venkovní ­nádrži v ­hluboké vodě nebo na  sucho pod vrstvou suchého listí přikrytého fólií. Rostliny v ­kulturách jsou náročné na  tvrdou vodu a  minerální živiny v  sedimentu. Velká část rostlin zimovaných na sucho trpí odumíráním kořenů a bází stonků, což je vysvětlováno vyčerpáním minerálních živin v půdě nebo její značnou ulehlostí (Prausová et al. 2010). Záchranná kultivace v Býšti u Hradce Králové Záchranná kultivace v Býšti u Hradce Králové byla založena pro dopěstování malých rostlin získaných z úspěšných testů klíčivosti. Současně s klíčními rostlinkami jsou ve třech malých vodních nádržích (0,6 m × 1,5 m, hloubka 0,35 m) pěstovány rostliny ze sterilní tkáňové kultury. Rostliny jsou využívány ke studiu jejich ekologických nároků a za účelem získání rostlin pro repatriace do nivy Orlice.

23

Prausová et al.: Záchrana rdestu dlouholistého (Potamogeton praelongus) Monitoring populací v ČR V rámci monitoringu populací byly v nivě Orlice, tj. v PCHP Rameno u Stříbrného rybníka a v Kašparově jezeře, sčítány počty jednotlivých ­lodyh vyskytujících se ve vzdálenějších trsech či vizuálně rozlišitelných skupinách. Kromě celkového počtu lodyh byl zjišťován počet fertilních ­lodyh. V lokalitách v CHKO Kokořínsko nebylo možné sčítání jednotlivých lodyh, a proto byla zvolena metoda stanovení velikosti mikropopulace v m2. Ve všech lokalitách byl výskyt zaměřen pomocí GPS přístroje GARMIN eTrex H (Prausová et al. 2011). Monitoring stanovištních poměrů lokalit Potamogeton praelongus v ČR Ke sledování stanovištních poměrů lokalit s výskytem P. praelongus byly v období 2005–2011 pravidelně (dvakrát ročně) odebírány vzorky vody pro chemické analýzy prováděné v akreditovaných laboratořích Povodí Labe, s. p. (ČIA č. 1264 dle normy ČSN EN IEC/ISO 17025). Stanovení vodivosti, pH a chemické spotřeby kyslíku (CHSK) (KMnO4) proběhlo bez předúpravy vzorku (pouze ruční promíchání). Před stanovením aniontů byla provedena filtrace vzorku vody membránovým filtrem 0,45 µm. Stanovení celkového dusíku bylo provedeno po homogenizaci homogenizátorem. Stanovení kovových kationtů bylo provedeno metodou AAS po předchozím přídavku koncentrované kyseliny dusičné, povaření vzorku v mikrovlnném rozkladném zařízení a následném zfiltrování přes membránový filtr 0,45 µm. Detaily metodiky viz Pekárková & Lischke (1974). Při pravidelných návštěvách lokalit bylo prováděno aktuální měření základních parametrů vody (teplota, vodivost, pH) pomocí přístrojů HACH HQ 30d (terénní sada) a GRYF 107L. Na vybraných lokalitách byly instalovány dataloggery (Minikin T, EMS, Brno, ČR), které slouží ke ­kontinuálnímu měření teploty, případně i světelných poměrů v biotopu P. praelongus. Dataloggery byly ukotveny pevným drátem ke  kamenům na  dně vodních ploch a  umístěny do hloubky, která odpovídá zhruba polovině výšky dospělých rostlin P. praelongus. Testování klíčivosti Již od  roku 2006 probíhají na  UHK testy klíčivosti P.  praelongus (Janová 2008, 2010, Prausová & Janová 2010, Prausová et al. 2011, 2013, Sikorová 2011). Základním principem testů bylo vystavení nažek různým podmínkám, které ­ukončí dormanci, a následná kultivace v laboratorních podmínkách a v termostatu. Testy se lišily též ve způsobu uložení nažek před zahájením testů klíčivosti (na mokro, na sucho, zavodněné jeden měsíc před zahájením testu). Do konce roku 2011 bylo provedeno více než 50 variant testů klíčivosti, v nichž byly kultivovány nažky bez předchozího zásahu, nažky ošetřené různými koncentracemi Sava (5% chlornan sodný), mechanicky narušené nažky, nažky ovlivněné kyselinou giberelovou, nažky vystavené anaerobnímu prostředí, nažky vystavené střídání teplot, nažky ozářené UV zářením, nažky kultivované v agaru, v tekutých živných mediích, ponořené ve vodním sloupci nebo umístěné na vlhkém filtračním papíru v Petriho miskách (Sikorová 2011, Prausová et al. 2013). Klíčení probíhalo na Petriho miskách (u variant testů ve vodě či tekutém médiu byly použity kádinky překryté průhlednou páskou) ve 2 typech prostředí – za tmy v termostatu při stálé teplotě 28 ± 1 °C a za světla při pokojové teplotě 21 ± 1 °C. V průběhu testu probíhalo pravidelné vlhčení sterilizovanou vodou z řeky Orlice. Testy klíčivosti byly komplikovány šířením plísní. Testy byly ukončovány postupně v závislosti na stupni kontaminace. Nejúspěšnější testy byly ponechány po dobu 5 měsíců. Úspěšně vyklíčené rostlinky s 1–2 listy byly přesazovány do klima­boxu, kde byly dopěstovávány ve 4-litrových skleněných lahvích a akváriích v sedimentu tvořeném pískem a jílem v ­poměru 3:1 za současného provzdušňování vzduchovacím motorkem. Následně byly přesázeny do záchranné kultury v Býšti k dopěstování (Prausová 2011).

24

Příroda, Praha, 32: 19 – 40, 2014 Zjištění genetické variability populací Potamogeton praelongus na území ČR Pro zjištění genetické variability populací rdestu dlouholistého vyskytujících se na ­území ČR byla použita metoda AFLP (Amplified Fragment Lenght Polymorphism; Vos et al. 1995). Extrakce genomické DNA byla ­provedena ze 100 mg čerstvých listových čepelí podle modifikované CTAB metody (Doyle & Doyle 1987). Celkem bylo analyzováno 77 individuálních rostlin z pěti lokalit: Plešivec (25 rostlin), Liběchovka (15), Harasov (7), Orlice (23) a Třeboň (7). Použitý protokol AFLP a způsob detekce amplifikovaných fragmentů byl popsán detailně jinde (Kitner et al. 2008, 2012, 2013). Pro posouzení genetické ­diverzity jednotlivých populací byly vypočítány indexy celkové, vnitro- a  mezi- populační genetické diverzity, ­fixační ­index a  analýza molekulární variance (AMOVA) pomocí programů AFLP-SURV, FAMD 1.23β a GenAlEx 6 (Vekemans et al. 2002, Schlüter & Harris 2006, Peakall & Smouse 2006). Vytvoření sterilní kultury in vitro K vytvoření sterilní kultury in vitro byly použity nažky sklizené na podzim roku 2009 v  kultuře BÚ AV ČR v  Třeboni, a  to v  následujících počtech: 47  ks suchých semen (vysušená při 22 °C ihned po dozrání 15. 9. 2009 a od 8. 10. 2009 uskladněná ve tmě v lednici při 5 °C), 191 ks mokrých semen (skladovaná po dozrání ve vodě ve tmě při teplotě 5 °C). Pro výsev byla zvolena 2 média: 1) pevné – 1  0% MS médium (Murashige-Skoog) s 2 % sacharózy a 0,6 % gerlitu. Do jedné výsevní zkumavky bylo vloženo cca 10 ml média. 2) tekuté – 1  0% MS médium s 2 % sacharózy. Do jedné výsevní zkumavky bylo nalito cca 20 ml tekutého média. Reakce pH média byla nastavena na 6,5 pomocí KOH před rozlitím do  zkumavek. Zkumavky s  médii byly sterilizovány v  autoklávu po dobu 15 minut při teplotě 121 °C. Sterilizace semen proběhla ve dnech 28. až 29. 12. 2009 ve třech ­časových sterilizačních skupinách po dobu 4, 8 a 16 hodin protřepáváním ve sterilizačním roztoku (bylo použito komerční SAVO PRIM) v  koncentracích 100  % (bez ředění) a  50  % (naředěné destilovanou vodou). Semena byla vysetá v  aseptickém prostředí flow-boxu po  jednom kusu do  výsevní zkumavky, a  to polovina semen do  média tekutého a  druhá polovina na médium pevné. Klíčení probíhalo v šeru, první měsíc při teplotách 14–18 °C, následně již při konstantní teplotě 18  °C. Semena byla pravidelně kontrolována a  zřetelně klíčící semena byla přenášena na osvětlené stoly (zářivky, 21 °C). Jako kultivační médium pro vyklíčené rostliny bylo zvoleno 50% ­médium Gamborg B5 s redukovaným KNO3 používané pro pěstování vodních masožravých rostlin, se standardním přídavkem mikroelementů a ­vitamínů a 2,5% ­sacharózou (Adamec & Pásek 2000). Objem tekutého média byl 50–70 ml ve 350 ml sklenici anebo později 300 ml v 500 ml sklenici. Před ­autoklávováním bylo pH nastaveno na  5,7 anebo 6,5 s  pomocí KOH. Dva měsíce po nasazení semen muselo být přistoupeno k  prvnímu přesazení rostlin na  tekuté médium s  vyšším obsahem živin, neboť vyklíčené rostliny začaly na  výsevním médiu rychle chřadnout. Po přesazení se jejich stav rychle zlepšil a rostliny zrychlily růst, zesílily a začaly odnožovat. Další vyklíčené rostliny byly takto přesazovány do jednoho měsíce po vyklíčení. Následně v  pravidelných 2–3 měsíčních cyklech byly sterilní kultury rdestu ­přesazovány na  nové kultivační médium. Během 2–3 měsíců totiž množící se rostliny postupně vyplnily kultivační sklenice a začaly pozvolna chřadnout (konečné pH média bylo v ­rozmezí 4,65–6,25), takže bylo nutné přesazení. V konečné fázi před dalším přesazením bylo ve sklenici cca 8–15 vzrostných vrcholů různé velikosti. Do nového média

25

Prausová et al.: Záchrana rdestu dlouholistého (Potamogeton praelongus) se vždy přesazovaly pouze 1–3 růstové ­vrcholy s poměrnými částmi oddenku. Přebytky rostlin byly ­poskytnuty do BÚ AV ČR a UHK k venkovnímu dopěstování v záchranných kulturách. Sterilní rostliny byly pěstovány při 21 °C s umělým osvitem 12 hodin denně (dvě lineární zářivky, asi 20–30 μmol . m -2 . s -1 PAR) bez třepání. Kultivace Potamogeton praelongus v záchranných kulturách, dopěstování rostlin získaných ze sterilní kultury in vitro V letech 2009–2010 byl P. praelongus v BÚ AV ČR v Třeboni pěstován v záchranné kultuře ve třech nádržích o výšce 69 cm a ploše asi 1,5 m2, které byly zimovány na sucho (viz Husák & Adamec 1998), zatímco zimování ve sbírkové nádrži probíhalo v hluboké vodě. Rostliny rdestu získané ze sterilní kultury in vitro byly nejčastěji v malých trsech sázeny do jedné uvolněné záchranné nádrže do hloubky asi 30–40 cm. Od konce roku 2011 je druh v BÚ AV ČR v Třeboni pěstován jen ve sbírkové nádrži. Do tří malých vodních nádrží v Býšti byly v dubnu 2011 zasázeny malé rostlinky ze sterilní tkáňové kultury o velikosti 4–6 cm do květináčů a truhlíků se substrátem tvořeným pískem, bahnitým sedimentem z ramene Orlice a jílem v poměru 3:3:1. Nádrže byly současně provzdušňovány vzduchovacím motorkem. Výběr potenciálních lokalit pro reintrodukci Potamogeton praelongus V  rámci nivy Orlice na  Královéhradecku a  v  nivách Ploužnického potoka a  Ploučnice na Českolipsku jakožto na místech historického výskytu ­proběhlo vytipování potenciálních lokalit pro výsadby P. praelongus ze záchranné kulti­vace a ze záložní populace (Prausová et al. 2000). Podkladem pro ­v ýběr ­lokalit byla měření základních parametrů vody (pH, elektrická vodivost, alkalinita) a  posouzení vlastností biotopu (zástin, výskyt mokřadní vegetace atd.). Při výběru potenciálních lokalit byly jako vhodné parametry vody pro růst druhu použity následující hodnoty: pH reakce 7,1–8,4, elektrická vodivost 11–41 mS . m-1, celková alkalinita vyšší než 1,2 mekv . l-1.

Výsledky Monitoring populací v ČR Niva Orlice V nivě Orlice proběhl monitoring P. praelongus v PCHP Rameno u Stříbrného rybníka (dále PCHP) a v lokalitě Kašparovo jezero s úspěšnou výsadbou z roku 2008. V PCHP má populace P. praelongus vzestupný trend (Prausová et al. 2010), k dočasnému poklesu došlo v roce 2011 (obr. 3). Na lokalitě Kašparovo jezero byla prosperující mikropopulace v roce 2011 negativně ovlivněna okusem býložravými rybami (obr. 4) a ve vegetační ­sezóně 2012 byl druh na lokalitě znovu nalezen ve 3 malých trsech (cca 30 lodyh). V PCHP je mikropopulace stále soustředěna zejména do místa zaústění ramene do Orlice, ale díky výsadbám v roce 2008 se rozšiřuje podél obou břehů ramene a přibývá tak rostlin vzdálenějších od vlastního zaústění ramene do Orlice. Nové trsy jsou nalézány na plochách nepřímo ovlivněných činností sacího bagru (odbahnění realizováno v  roce 2003). Při použití sacího bagru byly totiž ponechány bez zásahu pruhy podél břehů o šířce cca 3 m, naopak střední část ramene byla odbahněna. V následujících letech se bahnitý sediment od břehů ramene sesunul do odbahněné střední části. ­Podél břehů tak vznikly mělké plochy s výrazně tenčí vrstvou bahna, které jsou

26

Příroda, Praha, 32: 19 – 40, 2014 v ­současné době pozvolna osídlovány novými rostlinami. Tyto nové rostliny vznikají odnožováním z původních trsů, ale i uchycením vysázených lodyh (výsadby v roce 2008). Ve vegetační sezóně 2012 byly nové trsy P. praelongus nalezeny v nejhlubších částech ramene (u zaústění do Orlice), které vznikly činností sacího bagru v roce 2003. 1600 1400

počet lodyh

1200 1000 800 600 400 200 0

2005

2006

2007

2008

2009

2010

2011

2012

roky lodyhy celkem

lodyhy fertilní

Obr. 3.  Stav mikropopulace Potamogeton praelongus v  letech 2005–2012 v  PCHP Rameno u Stříbrného rybníka. Fig. 3.  The abundance of the micropopulation of Potamogeton praelongus in the Temporarily Protected Area Rameno u Stříbrného rybníka oxbow lake in 2005–2012. 250

počet lodyh

200

150

100

50

0

2009

2010

2011

2012

roky lodyhy celkem

lodyhy fertilní

Obr. 4.  Stav mikropopulace Potamogeton praelongus v letech 2009–2012 v lokalitě Kašparovo jezero. Fig. 4.  The abundance of the micropopulation of Potamogeton praelongus in Kašparovo jezero oxbow lake in 2009–2012.

27

Prausová et al.: Záchrana rdestu dlouholistého (Potamogeton praelongus) CHKO Kokořínsko V současné době druh roste v lokalitách: tůně pod Plešivcem, v nivě ­Liběchovky, u Štampachu a nad rybníkem Harasov. Velikost mikropopulací se mění v souvislosti s intenzitou zarůstání relativně malých a ve většině případů mělkých tůní. Pokles velikosti mikropopulací (obr. 5) byl zaznamenán ve všech lokalitách s výjimkou tůně u Štampachu, která byla vybudována nejpozději. ­Většina tůní je negativně ovlivněna zarůstáním rákosinovými ­druhy, ale i konkurenčně silnými vodními makrofyty (např. Potamogeton natans). V letech 2010–2011 Správa CHKO provedla řízené zásahy na všech lokalitách. Byly posekány litorály velkých tůní, u některých malých tůní proběhlo jejich obnovení. Ve vegetační sezóně 2012 byl velmi kritický stav v tůních v nivě Liběchovky a v tůni nad rybníkem Harasov, kde druh ustoupil konkurenčně silnějším druhům a negativním vlivům člověka (nelegální chov ryb, znečištění povrchových vod). 70

velikost mikropopulace (m2)

60 50 40 30 20 10 0

2005

2007

2008

2009

2010

2011

2012

roky Harasov

Plešivec

Liběchovka

Štampach

Obr. 5.  Stav mikropopulací v jednotlivých lokalitách v CHKO Kokořínsko v letech 2005–2012. Fig. 5.  The abundance of the micropopulations of Potamogeton praelongus at sites in the Kokořínsko Protected Landscape Area in 2005–2012.

Monitoring stanovištních poměrů lokalit Potamogeton praelongus v ČR Z naměřených hodnot základního chemismu vody (obr. 6a–d) vyplývá, že ve všech lokalitách roste P. praelongus v mírně alkalickém prostředí, průměry z naměřených hodnot se pohybují v  rozmezí 7,4–7,9. Nejnižší hodnoty pH byly naměřeny v  PCHP, naopak nejvyšší hodnoty byly naměřeny v tůni v nivě Liběchovky. Průměrné hodnoty elektrické vodivosti se ve většině lokalit pohybovaly mezi 19 a 34 mS . m -1. Výrazně nižší průměr byl zaznamenán v tůni nad rybníkem Harasov. Průměrné hodnoty koncentrace vápníku dosahovaly 53–62 mg . l -1, pouze v  lokalitě tůně nad rybníkem Harasov byla v  průměru naměřena koncentrace 38 mg . l -1. V  lokalitách v  nivě Orlice roste rdest ve ­vodách s vyšším obsahem dusičnanových, dusitanových a amonných iontů, jejichž zdrojem je

28

Příroda, Praha, 32: 19 – 40, 2014 zejména voda v Orlici zatížená zemědělským využíváním pozemků v okolí, přítomností chatových osad a dalším lokálním znečištěním. V současné době stav PCHP zhoršuje též manipulace na Stříbrném rybníku, z něhož je eutrofní voda vypouštěna výpustí přímo do ramene s P. praelongus. Část ramene pod zaústěním Stříbrného potoka je zanesená velkým množstvím písčitého sedimentu, který pochází z povodí toku, kde probíhají technické úpravy koryta i budování lesních rybníků. graf A

7

koncentrace živin (mg.l-1)

6

5

4

3

2

1

0

1 + NH 4

PCHP

Kašparovo jezero

2 NO 3

Tůně v nivě Liběchovky

3 3PO 4

Tůně nad rybníkem Harasov

Tůně pod Plešivcem

70

Tůně u Štampachu

graf B

koncentrace Ca 2+ (mg.l-1)

60 50 40 30 20 10 0

1

2

3

lokality

4

5

6

1. PCHP 2. Kašparovo jezero 3. Tůně v nivě Liběchovky 4. Tůně nad rybníkem Harasov 5. Tůně pod Plešivcem 6. Tůně u Štampachu

29

Prausová et al.: Záchrana rdestu dlouholistého (Potamogeton praelongus) graf C

40

el. vodivost (mS.m-1)

35 30 25 20 15 10 5 0

1

2

3

lokality

4

5

6

1. PCHP 2. Kašparovo jezero 3. Tůně v nivě Liběchovky 4. Tůně nad rybníkem Harasov 5. Tůně pod Plešivcem 6. Tůně u Štampachu

graf D

8 7,9 7,8

pH

7,7 7,6 7,5 7,4 7,3 7,2

1

2

3

4

5

6

1. PCHP, 2. Kašparovo jezero, 3. Tůně v nivě Liběchovky 4. Tůně nad rybníkem Harasov 5. Tůně pod Plešivcem 6. Tůně u Štampachu

Obr. 6.  Srovnání průměrných naměřených hodnot ve vodě za období 2005–2011: a) koncentrace NH4+, NO3-, PO 43-, b) koncentrace vápníku, c) elektrická vodivost a  d) pH na  lokalitách s  mikro­ populacemi Potamogeton praelongus. Fig. 6.  Comparison of mean values measured in water at the period 2005–2011: a) concentration of NH4+, NO3-, PO 43-, b) concentration of Ca2+, c) conductivity, d) pH at sites with micropopulations of Potamogeton praelongus.

30

Příroda, Praha, 32: 19 – 40, 2014 Testování klíčivosti Z dílčích výsledků dosud realizovaných testů klíčivosti (Janová 2010, Prausová & Janová 2010, Prausová et al. 2011, 2013, Sikorová 2011) vyplývá nej­úspěšnější klíčení zavodněných nažek při střídání teplot, kdy jsou nažky několik měsíců uložené ve  vodovodní vodě v  kádinkách v ledničce při teplotě 8 °C a následně přeneseny do pokojové teploty (21 ± 1 °C) nebo do termostatu (28 ± 1 °C) na dobu 1 a více týdnů. Při kultivaci 2,5 měsíce v ledničce a 14 dní v pokojové teplotě 21 °C dosáhla klíčivost 32,7 % (Prausová et al. 2013), při kultivaci v termostatu při teplotě 28 ± 1 °C dosáhla klíčivost 66 % (Sikorová 2011). V současné době probíhají další testy založené na principu stratifikace. K dalším úspěšným testům klíčivosti patří vystavení nažek rdestu anaerobnímu prostředí, které je docíleno přikápnutím několika kapek ethanolu do Petriho misek a následným oblepením okrajů Petriho misek izolepou. U zavodněných nažek se klíčivost v anaerobním prostředí pohybovala kolem 12 % (Prausová et al. 2013). Pozitivně klíčení ovlivnilo též ozáření UV lampou (UV-A záření) po dobu 30 minut, kdy zavodněné nažky dosáhly klíčivosti 15 % (Prausová et al. 2013). K přírodě blízkým postupům patří též mechanické poškození nažek smirkovým papírem, následně kultivovaných v Petriho miskách v termostatu při teplotě 28 ± 1 °C, kdy klíčivost dosáhla u zavodněných nažek 8 % (Praus­ ová et al. 2013). Nažky rdestu klíčí též po ošetření přípravkem Savo (Sikorová 2011, Prausová et al. 2013), kdy dojde k odstranění nepropustného oplodí a osemení a zlepší se prostupnost pro vodu. Úspěšnost růstu klíčků však závisí na koncentraci Sava. Testy prokázaly, že dlouhodobé působení 100% Sava vyvolává narušení embrya, takže růst klíčků ustává (Prausová et al. 2013). Z dosavadních testů vyplynuly jako nejvhodnější varianty aplikace 100% Sava po dobu 2 hodin nebo 50% Sava po dobu 2–4 hodin. V těchto variantách se klíčivost pohybovala v rozmezí 5–10  % (Prausová et al. 2013). Nažky vůbec nevyklíčily ve  variantách, kdy byly vystaveny působení kyseliny giberelové, dále pak v případě kultivace na agaru, kde snadno podléhaly kontaminacím. Komplex testů klíčivosti stále pokračuje. Zjištění genetické variability populací Potamogeton praelongus vyskytujících se na území České republiky metodou AFLP Pomocí osmi primerových kombinací se třemi až pěti (E-xyz/M-xyzqw) selektivními ­nukleotidy (tab. 1) bylo nalezeno 322 detekovatelných fragmentů, z nichž 172 bylo polymorfních (53,4 %). Detailní informace o použitých primerových kombinacích jsou dostupné u autorů. Tab. 1. Použité kombinace primerů a počty detekovaných AFLP fragmentů. Table 1. Combination of primers and numbers of detected AFLP fragments.

Použité primery

Celkový počet bandů

Počet polymorfních bandů

E-ACT/M-CAG

17

32,07 %

E-ACT/M-AAG

36

25,00 %

E-ACT/ M-CGA

27

59,26 %

E-ACT/ M-CAAC

37

54,05 %

E-AGC/ M-CAACG

63

63,49 %

E-AGC/M-CGATG

22

63,63 %

E-AGC/ M-CGATC

69

73,90 %

E-ACA/ M-CAACG

13

30,77 %

Celkový počet fragmentů

322

53,41 %

31

Prausová et al.: Záchrana rdestu dlouholistého (Potamogeton praelongus) Nejvyšší hodnotu polymorfismu (36,3 %) vykazovala populace ­Plešivec, dále populace Liběchovka (23,9 %), Harasov (14,9 %), Orlice (12,7 %) a ­T řeboň (12,1 %). Podobně jako u polymorfismu byly nejvyšší hodnoty ­heterozygotnosti (0,040) zjištěny u populace Harasov, dále u populace Plešivec (0,033), Liběchovka (0,029) a Třeboň (0,026). Nejnižší hodnota ­heterozygotnosti (0,009) byla zjištěna u populace Orlice. Celková genetická variabilita studovaného souboru je nízká (Ht = 0,0554). Analýzou molekulární variance bylo zjištěno, že 83,7 % této celkové variability představují rozdíly mezi jednotlivými vzorky uvnitř populací, zatímco pouze 16,3 % rozdíly mezi studovanými populacemi. Vysokou míru podobnosti analyzovaných populací (nízkou úroveň divergence alel v populacích) ukazuje hodnota Wrightova fixačního indexu (Fst = 0,0131). Nízká úroveň genetické variability mezi studovanými populacemi i uvnitř studovaných populací a absence členění vzorků podle odběrových lokalit je patrná i z PcoA diagramu (obr. 7), kde byl analyzovaný soubor vzorků rozdělen do pěti skupin (Group A – Group E). Většina vzorků vytváří mohutnou skupinu označenou jako „Group E“. Ve skupině “Group D” převládají vzorky z Harasova a skupina „Group C“ představují dva vzorky z Třeboně (Třeboň 06 a  07). Oddělení vzorků „Plešivec 1“ (Group A) a  „Plešivec 57“ (Group B) od zbytku analyzovaných vzorků (Group C–E) bylo zřejmě způsobeno přítomností epifytických organismů na odebraných listech.

Obr. 7.  Výsledky analýzy PCoA (Principal Coordinate Analysis) – 3D diagram. Pomocí tří prvních os je vysvětleno 37,2 % celkové variability studovaného souboru (PLE, Plešivec; HAR, Harasov; LIB, Liběchovka; ORL, Orlice; TRE, Třeboň). Fig. 7.  Principal coordinate analysis of the pair-wise Jaccard’s similarity matrix of 138 P. praelongus samples. The first three principal coordinates accounted for 37.2  % of the total variation (PLE, Plešivec; HAR, Harasov; LIB, Liběchovka; ORL, Orlice; TRE, Třeboň).

32

Příroda, Praha, 32: 19 – 40, 2014 Vytvoření sterilní kultury in vitro Z 238 sterilně vysetých semen rdestu dlouholistého sterilně vyklíčilo 49 semen, ­které daly základ pro 30 jednotlivých klonových linií (obr. 8), které jsou dále udržovány a pravidelně přesazovány. Podařilo se odvodit úspěšný protokol pro převod rdestu dlouholistého prostřednictvím semen do podmínek in vitro a také optimalizovat další dlouhodobou kultivaci in vitro na tekutém modifikovaném médiu Gamborg B5. Kultury mohou sloužit pro dostatečné namnožení rostlin ve  sterilních podmínkách jak již pro (re)introdukce anebo jako cenný materiál pro další výzkum tohoto kriticky ohroženého druhu.

Obr. 8.  Klíčící semena rdestu na tekutém a pevném médiu, leden 2010, průměr zkumavek 3 cm. Foto K. Pásek 2010. Fig. 8.  Germinating seeds of Potamogeton praelongus in a liquid and solid medium, January 2010, diameter of test tube 3 cm. Photo K. Pásek 2010.

Použité tekuté médium Gamborg B5 v navrhované modifikaci se jeví jako vhodné pro dlouhodobou kultivaci rdestu v podmínkách in vitro. Rostliny na něm dobře rostou a během 2–3 měsíců vyplní objem sklenice (obr. 9). Na rostlinách nejsou patrné žádné deformace ani poruchy růstu. Rostliny se také dobře ­množí – přibližně 4–6 násobně za jeden kultivační cyklus. Pro kontinuální růst bez stagnace je nutné je přesazovat alespoň každé 2–3 měsíce na nové médium. Není také pozorováno žádné omezení růstu během zimního období. Testovaný objem média cca 50–70 ml ve sklenici 350 ml (výška hladiny média cca 1 cm) pro submerzní pěstování se jeví jako nedostatečné, z důvodů neuspokojivého růstu listů nad ­médiem a jejich částečného odumírání na konci kultivačního cyklu. Rostlina uvítá plné ponoření alespoň do 300 ml média ve sklenicích 500 ml (výška hladiny 7 cm). Větší množství média a větší sklenice se jeví mnohem více optimální, neboť rostliny mohou vyrůst na délku i 12 cm v jednom kultivačním cyklu. Testované médium o pH 5,7 je pro rdest příliš kyselé, rostliny rostou mnohem lépe na médiu s vyšším pH 6,5, které více odpovídá ekologickým nárokům tohoto druhu.

33

Prausová et al.: Záchrana rdestu dlouholistého (Potamogeton praelongus)

Obr. 9.  Optimálně narostlé kultury ve  stáří dvou měsíců, vhodné k  převodu do  kultury anebo k přesazení do nového média. Foto K. Pásek 2010. Fig. 9.  Optimally grown up in-vitro cultures at the age of two months, appropriate for transplantation to outdoor cultivation tanks or a new medium. Photo K. Pásek 2010.

Kultivace Potamogeton praelongus v záchranných kulturách, dopěstování rostlin získaných ze sterilní kultury in vitro V záchranné kultuře v BÚ AV ČR v Třeboni se daří již od roku 1988 P. praelongus přezimovat. Nejvhodnějším způsobem je přezimování pod vodou. Rostliny P.  praelongus přezimují mnohem lépe a  následný růst rostlin je ­mnohem stabilnější. Při přezimování na sucho přežije jen asi 10–30 % prýtů. Rostliny přezimované na sucho průběžně trpí odumíráním bází stonků, což je zřejmě spojeno s nevhodným složením a ulehlostí substrátu (malý podíl rozložitelných organických látek a málo živin N a P). Rostliny rdestu přezimované pod vodou mohou bohatě kvést již ve druhé polovině května. Opylování rdestu závisí na počasí. Např. v květnu 2010 (nízké teploty, déšť) byly rostliny jen slabě opylovány, takže počet vyvíjejících se nažek byl poměrně nízký a nevyrovnaný. V některých květenstvích byly jen 1–3 dozrávající nažky. Při hodnocení v polovině září 2010 bylo napočítáno jen 62 plodenství s alespoň jednou zralou nažkou, tj. jen 61 % otevřených květů bylo schopno vytvářet zralé plody. Mnoho květů uhnilo ještě před možným dozráváním plodů. Celkový počet zralých nažek z 62 plodenství byl 378, v průměru jen 6,10 nažek na plodenství. Plodenství s uhnívajícími stopkami se v průběhu srpna postupně sbírají a ukládají v průlinčité textilii. Nechají se dozrát ve vodě ve sbírkové nádrži. Zralé nažky jsou následně posbírány, propláchnuty vodou a předány na testy klíčivosti (UHK). Na konci července 2010 bylo přibližně 100 rostlin vylahvených ze sterilní kultury vysazeno do záchranné nádrže ve sbírce BÚ AV ČR v Třeboni. Tyto rostliny rdestu, které byly přesazeny na nová média ve sterilní kultuře začátkem května 2010, měly velikost prýtů asi 5 až 15 cm. Měly ­nápadně dobře vyvinuty dlouhé kořeny. Přesazené rostliny rdestu po přechodné době asi dvou týdnů začaly znovu růst a do konce srpna 2010 zvětšily svou délku.

34

Příroda, Praha, 32: 19 – 40, 2014 Ze sterilní tkáňové kultury bylo na podzim 2010 a začátkem května 2011 dodáno cca 25 klonů P. praelongus (po cca 5–20 rostlinkách) na UHK. ­Pěstování proběhlo ve 4-litrových lahvích a  3 akváriích (objem 15–20  l) v  klima­boxu za  stálé teploty 21 ±  1  °C, délky dne 16 ­hodin, intenzity světla 700 μmol fotonů . m-2 . s-1. Rostlinky ze sterilní tkáňové kultury se lišily jak velikostí, tak svojí vitalitou. Z celkového množství rostlinek se v klimaboxu ujalo přibližně 75 %. Rostlinky, které se ujaly, začaly poměrně brzy tvořit oddenkový systém a nové lodyhy. Od května do srpna 2011 byly rostliny o velikosti 10 cm průběžně přenášeny z klimaboxu do samostatných květináčů do venkovní záchranné kul­tury v Býšti. K 31. 10. 2011 se podařilo vypěstovat přibližně 600 lodyh rdestu dlouholistého. Úspěšnost uchycení přenesených rostlin byla téměř 100%. Několik jedinců bylo na podzim 2011 experimentálně vysazeno na 4 přírodní lokality za účelem otestování schopnosti adaptace v konkrétních podmínkách a schopnosti přezimovat. Ve vegetační sezóně 2012 však na lokalitách nebyly nalezeny žádné rostliny. Rdest byl ve venkovní záchranné kultuře v Býšti přezimován pod vodou, ale žádná rostlina ­nepřežila. Rostliny ze sterilní tkáňové kultury byly pěstovány v záchranné kultuře v Býšti taktéž v roce 2012. Měření základních veličin chemismu vody (pH, elektrická vodivost) v  červenci 2010 ve vodě v nádržích BÚ AV ČR v Třeboni prokázala velké rozdíly mezi nádržemi. Odlišnosti jsou evidentně způsobeny biomasou vodních rostlin v nádržích. Zatímco ve sbírkové nádrži v důsledku přítomnosti vysoké biomasy několika druhů rdestů bylo pH kolem 9,4 a vodivost byla vlivem vysrážení části uhličitanů na rostlinách nízká (20 mS . m-1), v ostatních záchranných nádržích s nízkou biomasou rostlin bylo pH jen mezi 8,1–8,9 a vodivost mezi 28,2 až 35,0 mS . m-1. V záchranné kultuře v Býšti se pH v průběhu vegetační sezóny 2011 pohybovalo mezi 7,34–9,93 (∅ 8,69), vodivost mezi 15,9–51,1 mS . m-1 (∅ 26,0 mS . m-1). Výběr potenciálních lokalit pro reintrodukci Potamogeton praelongus Před zahájením projektu, tj. do roku 2009, byla úspěšná jediná výsadba v nivě Orlice, a to na Kašparově jezeře – pravobřežním rameni Orlice u Hradce Králové – Slezského Předměstí (50°12’47,38”N, 15°52’20,14”E). V průběhu řešení projektu a v následujících letech bylo vytipováno a v terénu ověřeno 20 potenciálních lokalit pro výsadby, z toho 10 v nivě Orlice a 10 v povodí Ploučnice na Českolipsku. Proběhly též experimentální výsadby do těchto lokalit, z nichž v nivě Orlice nebyla úspěšná žádná a v nivě Ploučnice byly úspěšné dvě. Dočasně ­úspěšná byla výsadba v  roce 2010 do  Ploučnice ve  vojenském prostoru Ralsko (50°37’51,734”N, 14°43’5,682”E), kde vysázené rostliny přezimovaly. Při vysokém průtoku v  průběhu roku 2011 však byly odplaveny. Další vysázené rostliny přezimovaly v  rameni Ploučnice u  obce ­Heřmaničky (50°39’50,987”N, 14°36’37,843”E), kde byly vysázeny ve  druhé polovině ­vegetační ­sezóny 2011 a po celou vegetační sezónu 2012 byly v lokalitě nalézány (přibližně 25 rostlin). Přestože vytipované lokality splňovaly parametry potenciálních lokalit pro výsadbu rdestu, vlastní výsadby měly velmi nízkou úspěšnost. Na přírodních lokalitách je mnoho dalších ­faktorů, které úspěšnost výsadeb ovlivňují, např. vyšší průtoky, tlak býložravých živočichů (ryby, vodní ptáci apod.), rybářské či rekreační využití lokalit. Další lokality jsou i ­nadále vyhledávány, a to nejen v nivách toků, ale i v sukcesně mírně pokročilých zavodněných pískovnách.

Diskuse Z  pravidelného monitoringu mikropopulace P.  praelongus v  letech 2005–2012 vyplývá vzrůst početnosti i pokryvnosti tohoto taxonu v PCHP Rameno u Stříbrného rybníka. Největší velikosti populace dosáhla v roce 2010. V roce 2011 byla populace negativně ovlivněna rybáři, kteří v rámci úprav břehů ramene naházeli v době květu veškerý drn i se zeminou do kvetoucích porostů P. praelongus. Je jasné, že rostliny nemohly být dostatečně opyleny

35

Prausová et al.: Záchrana rdestu dlouholistého (Potamogeton praelongus) a zároveň měly ztížené podmínky pro dýchání a fotosyntézu vzhledem k pokrytí listů jemnými částicemi pocházejícími z naházeného materiálu. Česká inspekce životního prostředí v Hradci Králové bohužel ukončila řešení případu pro nedostatek důkazů. V roce 2012 byl v lokalitě zaznamenán další negativní vliv, a to okus rostlin polodivokými kachnami. Z dosavadních experimentálních výsadeb druhu, které probíhají od počátku rea­lizace záchranného programu na Královéhradecku, byla dosud úspěšná pouze výsadba v roce 2008 v Kašparově jezeře, které se nachází na opačném břehu Orlice cca 1,5 km severozápadně od PCHP. Úspěšné byly též posilovací výsadby v PCHP Rameno u Stříbrného rybníka, které proběhly v letech 2005 a 2008. Na Českolipsku se jeví jako ­úspěšná výsadba z roku 2011 v  místě zaústění levostranného ramene do  řeky Plouč­nice u  Heřmaniček. Při vyhledávání nových potenciálních lokalit pro výsadby P. praelongus se osvědčily lokality, které mají podobný charakter jako PCHP nejen z hlediska chemických parametrů vody a sedimentu, ale také z hlediska podobné geomorfologie. Současné mikropopulace P. praelongus rostou v ramenech Orlice nebo Ploučnice, která jsou alespoň dolním koncem napojena na řeku. Rostou v místě zaústění ramene do řeky v kamenném záhozu, kde jsou chráněné proti odnosu při povodňových stavech. V prostorách mezi balvany se dostávají k živinami bohatému sedi­mentu. Zároveň jsou ovlivněny proudící vodou. V nivě Orlice se k výsadbám doposud neosvědčila zcela odstavená ramena, která mají charakter zazemňujících se tůní. Odlišná situace je v CHKO Kokořínsko, kde P. praelongus roste v soustavách různě velkých tůní. Tyto mikropopulace byly založeny výsadbou v letech 2001–2005 do nově vybudovaných tůní. Od roku 2005 je pravidelně monitorován jejich stav, který je značně závislý na stavu sukcese v tůních a na klimatických poměrech v daném roce. Zejména malé tůně rychle zarůstají a vodní rostliny ustupují šířícím se druhům rákosin. Svoji roli sehrává též výška vodní hladiny a její prohřátí, které ovlivňují vitalitu rostlin v průběhu vegetační sezóny. Horní části lodyh vystavené přehřátí hnědnou a  odumírají. Díky řízeným zásahům, které Správa CHKO Kokořínsko v lokalitách realizuje, se daří udržovat většinu tůní ve stadiu sukcese, které je pro mikropopulace P. praelongus a dalších vodních makrofyt příznivé. S největší pravděpodobností bude nutné konstatovat zánik mikropopulací v tůních v nivě Liběchovky a v tůni nad rybníkem Harasov, kde velkou roli sehrálo ­nelegální vysazování ryb a znečištění vody. Ze srovnání chemických parametrů vody v lokalitách v nivě Orlice, Ploučnice a v CHKO Kokořínsko vyplývá, že se lokality shodují mírně zásaditou reakcí, srovnatelnou vodivostí, ale trofie vody (zejména zastoupení různých forem dusíku) je v nivě Orlice vysoká a dost proměnlivá v čase. Souvisí to se zdroji znečištění, které v nivě Orlice na Královéhradecku a také přímo v lokalitě PCHP jsou. Z těchto výsledků vyplývá, že P. praelongus roste v ­mírně eutrofním prostředí, snáší i dočasný nárůst obsahu živin ve vodě a jeho opětovný pokles. Předpokladem úspěšných výsadeb je napěstování dostatečného množství lodyh a též zvýšení jejich genetické variability s využitím sterilní kultury in vitro. Z výsledků genetických analýz vyplynula velmi nízká genetická variabilita českých mikropopulací rdestu dlouholistého, čímž se potvrzuje, že druh se v lokalitách rozrůstá vegetativní cestou. Navíc záložní mikropopulace v CHKO Kokořínsko, záchranná kultivace v BÚ AV ČR v ­Třeboni a nově ­založené mikropopulace v Kašparově jezeře v nivě Orlice a v rameni Ploučnice u Heřmaniček ­pocházejí z přesazených rostlin z PCHP. V současné době je k dispozici cca 30 nových klonů, které byly získány metodou in vitro z nažek. Z těchto klonů bude možné dopěstovat rostliny k výsadbám v záchranné kultuře v Býšti. Tuto sterilní kulturu in vitro je nutné udržet v laboratorních podmínkách tak dlouho, dokud se nepovede přenést dopěstované rostliny z této kultury do vhodných potenciálních lokalit a založit z nich nové mikropopulace. Podmínkou získání dostatečně velkých a vitálních rostlin pro výsadby, reintrodukce a introdukce je pěstování rostlin získaných ze sterilní kultury in vitro po dobu 2 let v záchranné kultuře v Býšti. Mladé rostliny musí po první vegetační sezóně v kultuře přezimovat a v následující vegetační sezóně investovat energii jak do asimilující, tak

36

Příroda, Praha, 32: 19 – 40, 2014 do nezelené, podzemní části. Potřebují mít bohatý kořenový systém s oddenky, který zvyšuje pravděpodobnost jejich uchycení při výsadbách do přírodních lokalit. Spektrum posuzovaných lokalit pro výsadby se rozšířilo o zaplavené pískovny v pokročilém stadiu sukcese. Optimální podmínky pro růst P. praelongus v PCHP jsou pouze v úseku 10–15 m od zaústění ramene do Orlice. Zbývající části ramene momentálně jako biotop druhu nevyhovují a jsou předmětem plánovaného odbahnění. Dvě dílčí odbahnění realizovaná v letech 2001 a 2003 se osvědčila jako účinná. Velikost populace P. praelongus v PCHP vzrostla od roku 2005 z původních 32 lodyh na počet asi kolem tisíce lodyh v současnosti. Přesto je nutné odbahnit i zbývající části ramene. Zajištění ochrany PCHP vyžaduje komplexní řešení v povodí Stříbrného potoka, kde je zásadním problémem intenzivní splach písčitého sedimentu, a v povodí Orlice, odkud do ramene přicházejí živiny ovlivňující trofii v rameni. Prvním drobným úspěchem tohoto přístupu je zahájení výstavby migračně prostupné sedimentační nádrže na Stříbrném potoce nad jeho zaústěním do ramene v říjnu 2012. Následovat musí šetrné odbahnění ramene, které je předmětem v současnosti realizované studie proveditelnosti, kterou zpracovává Povodí Labe, s. p. Současně je nutné řešit vypouštění rybářsky využívaného Stříbrného rybníka a odpadních vod z chat, které v blízkosti lokality stojí. Podkladem pro všechna plánovaná a realizovaná opatření jsou výsledky průzkumů realizovaných v rámci záchranného programu (dlouhodobý monitoring populace rdestu dlouholistého, stanovištních poměrů, floristický, hydrobiologický, ichtyologický, malakologický, odonatologický, batrachologický a ornitologický průzkum). P. praelongus zůstane nadále kriticky ohroženým druhem, který v ČR bude žít v malých mikropopulacích na několika lokalitách. Tyto lokality budou muset mít vyřešenou nejen ochranu druhu, ale též ochranu biotopu. Druhová ochrana bude muset jít ruku v ruce s územní ochranou. V případě úspěšné realizace záchranného programu se předpokládá změna ochrany v lokalitě Rameno u Stříbrného rybníka z kategorie přechodně chráněná plocha na vyšší kategorii ochrany.

Shrnutí V  současné době roste Potamogeton praelongus v  České republice na  jediné ­původní lokalitě, v  přechodně chráněné ploše Rameno u  Stříbrného rybníka u  Hradce ­Králové. V rámci záchranného programu se v roce 2008 podařilo založit novou mikropopulaci v pravobřežním rameni Orlice (Kašparovo jezero) a levobřežním rameni Ploučnice. Všechny stávající lokality P. praelongus v přirozeném prostředí mají velmi podobný charakter, dolním úsekem zaúsťují do řeky a rdest v nich roste v kamenném záhozu. Záložní mikropopulace byly založeny v letech 2003–2005 v tůních v CHKO Kokořínsko nezávisle na záchranném programu. V současné době jsou mikropopulace P. praelongus ve všech lokalitách – tůně nad rybníkem Harasov, u Štampachu, v nivě Liběchovky, pod Plešivcem – monitorovány a  využívány ke  sklízení nažek k  vytvoření genetické banky a k testům klíčivosti, které jsou realizovány na Univerzitě Hradec Králové. Kromě monitoringu stavu mikropopulací proběhl v letech 2009–2010 v rámci ­projektu „Záchrana P.  praelongus v  ČR“ monitoring jejich stanovišť. Voda na  lokalitách v  nivě ­Orlice je více zatížena dusičnanovými, dusitanovými a  amonnými ionty než voda v  tůních v  CHKO Kokořínsko. Na  všech lokalitách (niva Orlice i  CHKO Kokořínsko) rdest roste v  mírně alkalickém prostředí (v  rozmezí 7,4–8,1), vodivost se pohybuje mezi 20 a 30 mS.m-1 a průměrné koncentrace vápníku dosahují 50–60 mg.l-1. V testech klíčivosti byly nejúspěšnější varianty, při nichž byly nažky P. prae­longus vystaveny střídání teplot, anaerobnímu prostředí, UV-A záření nebo ošetřené chlornanem sodným (přípravek Savo) v různých koncentracích. ­Testy však byly komplikovány značným šířením plísní v Petriho miskách.

37

Prausová et al.: Záchrana rdestu dlouholistého (Potamogeton praelongus) Z 238 sterilně vysetých semen rdestu dlouholistého sterilně ­v yklíčilo 49 ­semen, ­k teré daly základ pro 30 jednotlivých klonových linií, které jsou dále udržovány a pravidelně přesazovány. Rostlinky dobře rostou při ­úplném ponoření alespoň ve  300  ml média ve sklenicích 500 ml (výška ­hladiny 7 cm). Optimální pH média je 6,5. Nejvhodnějším způsobem přezimování P.  praelongus v  záchranné kultuře je přezimování pod vodou. Rostliny tak přezimují mnohem lépe a  následný růst rostlin je mnohem stabilnější. Při přezimování na sucho přežije jen asi 10–30 % prýtů. Rostliny přezimované na  sucho průběžně trpí odumíráním bází stonků, což je zřejmě spojeno s nevhodným složením a ulehlostí substrátu (malý podíl rozložitelných organických látek a  málo živin N a  P). Rostliny rdestu ­přezimované pod vodou mohou bohatě kvést již ve druhé polovině května. Za účelem popularizace problematiky záchranného programu zajišťovaného AOPK ČR byla v roce 2010 v ­rámci řešení projektu vydána populárně-naučná publikace.

Summary The last recent native Czech micropopulation of Potamogeton praelongus occurs in the Rameno u  Stříbrného rybníka Temporarily Protected Area in the Orlice river floodplain near Hradec Králové. Out of all introductions of P. praelongus plants in this region, only those carried out at the Kašparovo jezero backwater oxbow lake at Slezské Předměstí (in 2008) and the backwater oxbow lake on the Ploučnice river at Heřmaničky (2011) have been successful so far. Moreover, a similar introduction of the plants to the last site has strengthened this micropopulation. Rescue micropopulations have been created in pools at five sites in the Kokořínsko Protected Landscape Area since 2001–2005. These micropopulations are also important as a source of seeds that are used for germination tests. Methods for stimulation of seed germination were determined in laboratory tests. Both changing of temperatures, anaerobic conditions, UV-A irradiation and treatment by a  concentrated sodium hypochlorite solution were effective to markedly breaking very strong seed dormancy. Using a sterile in-vitro culture raised from sterilised seeds, 30 clones were created. Plants raised from this in-vitro culture could be grown up in an outdoor rescue culture for c. two years before being used at optimum for introductions to potential suitable field sites. Genetic variation within and among 87 sampled plants in all populations of P. praelongus in the Czech Republic were analysed using Amplified Fragment Length Polymorphism (AFLP). The total genetic diversity within the populations was low (Ht = 0.0554). An analysis of molecular variance (AMOVA) revealed that the major variance component (83.7 %) was observed within the populations, while the inter-population variance accounted for only 16.3 % of the total variation. Results of the action plan for Potamogeton praelongus were published in a  colour book for the general public.

Poděkování Autoři věnují tento článek památce významného československého a českého hydrobotanika Dr. Štěpána Husáka, CSc., který 25. 10. 2014 zemřel. Byl to právě on, kdo v 80. létech minulého století začal studovat tehdy ještě početné populace rdestu dlouholistého na Královéhradecku a v dalším desetiletí s autory tohoto článku řešil záchranu tohoto druhu na poslední lokalitě. Děkujeme mu za to, že rozpracoval záchranu tohoto druhu i že nás hodně naučil.

38

Příroda, Praha, 32: 19 – 40, 2014 Výsledky výzkumu z let 2009–2010 byly finančně podpořeny grantem z Islandu, Lichtenštejnska a Norska, prostřednictvím finančního ­mechanismu EHP a finančního mechanismu Norska a MŽP. Následující výzkumy UHK v letech 2011–2012 byly podpořeny ze specifického výzkumu UHK (č. 2121, 2123/2011, 2122/2012) a z prostředků AOPK ČR na záchranné programy. Výzkum Katedry botaniky PřF UP Olomouc byl podpořen projektem MSM 6198959215. L. A. byl podpořen dlouhodobým koncepčním projektem RVO 67985939.

Literatura Adamec L. & Pásek K. (2000): Medium optimization for growing Aldrovanda vesiculosa in vitro. – Carniv. Plant. Newslett. (Fullerton) 29: 122–124. Bilz M., Kell S. P., Maxted N. & Landsdown R. V. (2011): European Red List of Vascular Plants [online]. – Luxembourg: Publications Office of the European Union. Doyle J. J. & Doyle J. L. (1987): A  rapid DNA isolation procedure for small quantities of fresh leaf tissue. – Phytochem. Bull. 19: 11–15. Husák Š. & Adamec L. (1998): Záchranné kultivace ohrožených druhů vodních a  mokřadních rostlin v Botanickém ústavu AV ČR v Třeboni. – Příroda 12: 7–26. Janová J. (2008): Biologie a  ekologie rodu rdest (Potamogeton L.) a  možnosti zachování a  obnovy populace kriticky ohroženého rdestu dlouholistého (Potamogeton praelongus Wulfen) v  České republice. – Ms. [Bakal. pr.; depon. in: Pedagogická fakulta, Univerzita Hradec Králové]. Janová J. (2010): Rdest dlouholistý (Potamogeton praelongus Wulfen) v České republice. – Ms. [Dipl. pr.; depon. in: Pedagogická fakulta, Univerzita Hradec Králové]. Kitner M., Lebeda A., Doležalová I., Maras M., Křístková E., Nevo E., Pavlíček T., Meglic V. & Beharav A. (2008): AFLP analysis of Lactuca saligna germplasm collections from four European and three Middle Eastern countries. – Israel J. Plant Sci. 56: 185–193. Kitner M., Majeský Ľ., Gillová L., Vymyslický T. & Nagler M. (2012): Genetic structure of Artemisia pancicii populations inferred from AFLP and cpDNA data. – Preslia 84: 97–120. Kozelková Z. (2011): Monitoring populací rdestu dlouholistého (Potamogeton praelongus Wulfen) v České republice. – Ms. [Bakal. pr.; depon. in: Přírodovědecká fakulta, Univerzita Hradec Králové]. Kubát K., Hrouda L., Chrtek J. jun., Kaplan Z., Kirschner J. & Štěpánek J. [eds] (2002): Klíč ke květeně České republiky. – Academia, Praha. Peakall R. & Smouse P. E. (2006): GENALEX 6: genetic analysis in Excel. Population genetic software for teaching and research. – Molec. Ecol. Notes 6: 288–295. Pekárková K. & Lischke P. (1974): Chemické metody analýzy vod. – SNTL, Praha. Prausová R. (2011): Roční závěrečná zpráva – Záchranný program pro rdest dlouholistý. – Ms. [Depon. in: Agentura ochrany přírody a krajiny České republiky, Praha]. Prausová R. & Adamec L. (2010): Záchranný program pro rdest dlouholistý Potamogeton praelongus. – Olga Čermáková, grafické a reklamní studio, Hradec Králové. Prausová R. & Janová J. (2010): Současný stav výskytu rdestu dlouholistého (Potamogeton praelongus) v České republice. – Příroda 27: 155–168. Prausová R., Rybka V., Adamec L., Husák Š. & Rydlo J. (2000): Záchranný program pro rdest dlouholistý. – Ms. [Depon. in: Agentura ochrany přírody a krajiny České republiky, Praha]. Prausová R., Dvořák V., Adamec L., Kitner M., Pásek K., Špaček J., Horálek V., Jurajda P., Simon O., Kladivová V., Beran L., Janečková A. & Číp D. (2010): Záchrana rdestu dlouholistého (Potamogeton praelongus) v České republice. Závěrečná zpráva projektu. – Ms. [Depon. in: Agentura ochrany přírody a krajiny České republiky, Praha]. Prausová R., Janová J. & Adamec L. (2011): Rescue of the critically endangered long-stalked pondweed (Potamogeton praelongus) in the Czech Republic. – Acta Biol. Sloven. 54: 43–54. Prausová R., Janová J. & Šafářová L. (2013): Testing achene germination of Potamogeton praelongus Wulfen. – Cent. Eur. J. Biol. 8: 78–86. Rydlo J. (1995): Pozoruhodné jevy v  přírodních rezervacích a  na  lokalitách ohrožených druhů. – Muzeum a Současnost 9: 161–164. Schlüter P. M. & Harris S. A. (2006): Analysis of multilocus fingerprinting data sets containing missing data. – Mol. Ecol. Notes. 6: 569–572. Sikorová P. (2011): Studium generativní reprodukce rdestu dlouholistého (Potamogeton praelongus Wulfen) v České republice. – Ms. [Bakal. pr.; depon. in: Přírodovědecká fakulta, Univerzita Hradec Králové].

39

Prausová et al.: Záchrana rdestu dlouholistého (Potamogeton praelongus) Vekemans X., Beauwens T., Lemaire M. & Roldan-Ruiz I. (2002): Data from amplified fragment length polymorphism (AFLP) markers show indication of size homoplasy and of a relationship between degree of homoplasy and fragment size. – Mol. Ecol. 11: 139–151. Vos P., Hogers R., Bleeker M., Reijans M., Vandelee T., Hornes M., Frijters A., Pot J., Peleman J., Kuiper M. & Zabeau M. (1995): AFLP – a new technique for DNA-fingerprinting. – Nucl. Acid Res. 23: 4407–4414.

Příroda, Praha, 32: 41 – 71, 2014

Probíhající monitoring endemitního druhu Campanula bohemica Hruby v Krkonoších jako podklad pro management The monitoring of the endemic species Campanula bohemica Hruby in the Krkonoše Mountains as a base for the management Jitka Málková*, Helena Hendrychová, K ateřina Pávová, Eva Prajsová & Lucie Procházková Univerzita Hradec Králové, Rokitanského 62, CZ-500 03 Hradec Králové *autor pro korespondenci: [email protected] Abstract: Campanula bohemica Hruby is an endemic species with its main occurrence on the Czech side of the Krkonoše Mts. It is also a  species of European importance (4069*), which is why greater attention to its protection is necessary. Málková has designed a methodology for extensive and intensive monitoring of Campanula bohemica for the NCA CR, which aims to obtain a basis for its optimal management. Since the year 2008 Málková and students have monitored the distribution of Campanula bohemica in the whole territory of the Krkonoše Mountains National Park (KRNAP) and its buffer zone. The field survey has been proceeding in 50 enclaves marked by KRNAP staff members during the monitoring process (Harčarik et al. 2000, 2001). In the meantime the research has been completed in 49 of the originally marked localities. The taxon has been searched for in other meadow enclaves at elevations above 650 m. The numbers of Campanula bohemica, its connection to habitats, potential endangerment, and the current and optimal future management has been being determined in the areas of its occurrence. The numbers of the species are registered for each meadow area by the tabular and graphic methods. In those areas other important species are registered as well, named as endangered, expansive, invasive or degrading. A total of 101 phytocenological surveys with Campanula bohemica have been conducted and should serve as the basis for future monitoring. The connection of this species to the habitats in connection with the increasing elevation, the conditions at individual locations and on the local management methods has been monitored too. Keywords: Campanula bohemica, Krkonoše, management, monitoring Abstrakt: Campanula bohemica Hruby (zvonek český) je endemitní druh, který má těžiště výskytu na české straně Krkonoš. Je zároveň evropsky významným prioritním druhem (s kódem 4069*), proto je potřeba jeho ochraně věnovat zvýšenou pozornost. Málková navrhla pro AOPK ČR metodiku extenzivního i intenzivního monitoringu zvonku českého, jehož cílem je získat podklad pro optimální management. Od  roku 2008 monitoruje spolu se skupinou studentů rozšíření zvonku českého na celém území Krkonošského národního parku (KRNAP) a jeho ochranného pásma. Terénní šetření probíhají v 50 enklávách udávaných odbornými pracovníky Správy KRNAP v rámci monitoringu (H arčarik et al. 2000, 2001). Zatím je zpracováno 49 původně uváděných lokalit. Taxon je postupně vyhledáván na všech lučních enklávách nad 650 m n. m. V místech jeho výskytu se stanovuje početnost, jeho vazba na  biotopy, potencionální ohrožení, dosavadní a  budoucí optimální management. Početnost druhu je tabelárně i  graficky zachycována na  každé luční ­enklávě. Jsou-li nalezeny, uvádějí se i  další ochranářsky významné druhy. Zapsáno bylo 101 fytocenologických snímků s výskytem zvonku českého, které mají do budoucna sloužit jako podklad k dalšímu monitorování taxonu.

41

Málková et al.: Probíhající monitoring endemitního druhu Campanula bohemica Zjišťována byla vazba tohoto druhu na  biotopy v  závislosti na  vzrůstající nadmořské výšce, na stanovištních podmínkách a způsobu obhospodařování. Klíčová slova: Campanula bohemica, Krkonoše, management, monitoring Nomenklatura: Kubát et al. (2002) – cévnaté rostliny, Chytrý et al. (2007) – společenstva, Chytrý et al. (2001, 2010), Filippov et al. (2008) – biotopy

Úvod Podle Červeného seznamu ohrožených rostlin IUCN (Walter & Gillet 1997) a Směrnice o stanovištích 92/43/EHS, přílohy II patří zvonek český (Campanula bohemica) mezi ­evropsky významné prioritní druhy, což znamená, že se jedná o taxon ohrožený vymizením. Za jeho ochranu má Evropská Unie zvláštní odpovědnost. Jde o endemický druh, jehož výskyt je vázán převážně na českou stranu Krkonoš (Petrásová 2006). Na základě úpravy kategorie ochrany podle vyhlášky č. 175/2006 (ze 14. 4. 2006, platná od  8. 5. 2006) náleží zvonek český do kategorie §2 (ve vyhlášce MŽP č. 395/1992 Sb. byl v kategorii §3). V Černém a červeném seznamu cévnatých rostlin České republiky (Procházka 2001) je řazen mezi ohrožené druhy (C3), Černý a  červený seznam cévnatých rostlin Krkonoš (Štursa et al. 2009) jej uvádí v kategorii silně ohrožené (C2), aktuální červený seznam (Grulich 2012) ho řadí do kategorie C2b. Taxonomii druhu se věnovali zejména Šourek (1953) a Kovanda (1984, 2000, 2002). Rozšíření uvádí např. Jeník (1961), Šourek (1969), Petrásová (2006), pro hřebeny východních Krkonoš souhrnně Málková & Chejnová (1999). Zjištění míst výskytu i početnost ochranářsky významných druhů (včetně Campanula bohemica) v lemech cest a v okolí turistických objektů (bud, zbořenišť a vyhlídek) studovaly v rámci projektů Málková a Wagnerová v letech 1991 až 2002 (výstupy projektů od MŽP ČR, AOPK ČR nebo Ministerstva hospodářství ČR jsou uloženy na Správě KRNAP a na příslušných ministerstvech). ­Práce zabývající se zvonkem českým v západní části Krkonoš publikovala Wagnerová: v r. 1995 pramen Labe a Šmídovu vyhlídku, v r. 1996 okolí Labské boudy a bývalé Kotelské ­boudy, v r. 1997 okolí Martinovy a ­Vrbatovy boudy, Šmídovy vyhlídky, lokalitu U čtyř pánů, lokalitu v pramenné oblasti Mumlavy, Harrachovy kameny, v r. 1999 lokalitu Medvědín, v r. 2000 Moravskou boudu a v r. 2001 Boudy nad Sněžnými jámami (Wagnerová 1995, 1996, 1997a, b, c, 1999, 2000, 2001). Do východní části pohoří směřovala studia Málková; vymapovala mimo jiných druhů i výskyt zvonku českého např. v lokalitách Luční bouda, vyhlídka na Kozí hřbety, Chalupa na Rozcestí, bývalá Rennerova bouda, Dvorská ­bouda, Výrovka, u Památníku obětem hor, Adolfka, zbořeniště u Klínových Bud, u bývalé Klínovky, bývalé Scharfovy a Obří boudy, opuštěné lomy ­severně od Luční boudy, severní úbočí Luční hory, vybrané lemy 63 cest (Málková 1995b, 1996b, 1997a, b, c, 1998, 1999, 2000, 2001a, b, 2002). Výskyt zvonku českého v Kotelních jamách po dvaceti letech obsahuje habilitační práce Wagnerové (Wagnerová 1991). Detailní rozbor všech typů lučních společenstev Krkonoš podává Krahulec et al. (1997), rozbor lučních typů přírodních stanovišť v Krkonoších (včetně stupně ohrožení) a pokyny k ­hodnocení významnosti vlivů pro vybrané předměty ochrany uvádí Chvojková et al. (2009). Dílčí výsledky o složení horských luk v Krkonoších shrnují Štursa & Štursová (1982). Fytocenologickou charakteristiku druhu popsala Chejnová et al. (2000), jeho ontogenezi (klíčivost a vzcházivost) zpracovala Petrásová (2006). Vhodný management lučních ekosystémů v  Krkonoších uvedli např. Málková (1995a, 1996a), Filippov et al. (2008), Štursa & Harčarik (2009) aj. Sukcesi nelesních ekosystémů pod vlivem antropických vlivů studovala např. Málková (1994), Málková & Wagnerová (1995). Vliv rozrůstající se kleče na výskyt zvláště chráněných druhů shrnuly pro východní Krkonoše Krtičková & Málková (2001), Málková et al. (2001), v západní části Pašťalková et al. (2001).

42

Příroda, Praha, 32: 41 – 71, 2014 Hlavním cílem příspěvku je představení metodiky a výsledků ­probíhajícího monitoringu druhu Campanula bohemica. Dílčím cílem je studium vazby ­tohoto druhu na společenstva v různých nadmořských výškách.

Metodika Přírodní charakteristika a lokalizace zájmového území Zájmové území prováděného monitoringu je součástí evropsky významné lokality Krkonoše (dále EVL) – kód lokality CZ0524044 (obr. 1), která byla zařazena do  národního seznamu podle přílohy nařízení vlády č. 132/2005.

Obr. 1.  Hranice ptačí oblasti Krkonoše a evropsky významné lokality Krkonoše. Fig. 1.  The borders of the Krkonoše SPA-Bird Area and the Krkonoše Site of Community Importance.

Geologický podklad Krkonoš většinou tvoří minerálně chudé horniny – žula, rula, fylit a svor. Půdy zde převládají kyselé až velmi silně kyselé s nedostatkem bází. Na ­vrcholech jsou extrémní klimatické podmínky (průměrná roční teplota na Sněžce je 0 °C, průměrné množství srážek 1400 mm). Nejnižší polohy řešeného území spadají do mezofytika, převážná část Krkonoš leží v oreofytiku. Ve studované oblasti jsou zastoupeny čtyři vegetační stupně (submontánní, montánní, subalpínský a alpínský). V nejvyšších polohách jsou zachovány výrazné pozůstatky čtvrtohorního zalednění. Krkonošská arkto-alpínská tundra je vědecky cenným unikátním územím v kontextu celé Evropy (Soukupová et al. 1995). Podrobně přírodní poměry Krkonoš včetně potenciální vegetace a antropického ovlivnění popisují Sýkora et al. (1983), Faltysová et al. (2002) a Flousek et al. (2007).

43

Málková et al.: Probíhající monitoring endemitního druhu Campanula bohemica Monitoring Návrh metodiky na extenzivní i intenzivní monitoring Campanula bohemica pro AOPK ČR zpracovala Málková (2010b). Výskyt zvonku českého je zjišťován v rámci monitoringu evropsky významných druhů pro AOPK ČR na všech lučních enklávách Krkonoš a v lemech cest, odpočívadel, vyhlídek a dalších turistických míst cca od 650 m n. m. na celém území KRNAP včetně jeho ochranného pásma. Fytocenologický rozbor stanovišť jeho výskytu se provádí zejména na tři kilometry širokém transektu, který se rozkládá ve východních Krkonoších od ochranného pásma v okolí Vrchlabí až po hranici s Polskem v pramenné oblasti Bílého Labe v I. zóně KRNAP. Předkládané výsledky autorek navazují na první monitoring pro AOPK ČR v letech 2000 a 2001 (Harčarik et al. 2000, 2001), kdy odborní pracovníci Správy KRNAP předložili mapu rozšíření a shrnující tabulky s názvy lokalit, zjištěnými počty tohoto taxonu a autory nálezů. Původní lokality Západní (číslo 1) a Východní Krkonoše (číslo 2) jsou vzhledem k velikosti území a  zejména nerovnoměrnosti výskytu zvonku českého děleny na  menší segmenty. Málková se studenty Katedry biologie Univerzity v Hradci Králové provádí od r. 2008 kontrolu uvedených lokalit, doplňuje zde údaje (viz dále) a zároveň vyhledává a popisuje další místa výskytu zvonku českého. Na většině lokalit je prováděn extenzivní monitoring. Pouze v nejcennějších primárních lokalitách a na plochách ohrožených antropickými zásahy probíhá intenzivní monitoring. Příkladem intenzivního monitoringu jsou lokality Horní Mísečky, Přední a Zadní Rennerovky, Husí a Lahrovy Boudy, Jezerní Domky nebo Lysá hora. Při extenzivním monitoringu je zjišťován počet jedinců Campanula bohemica sčítáním v rojnici (většinou za pomoci tří studentů) a na nepřístupných místech kvalifikovaným odhadem. Data jsou tabelárně zpracována vyplňováním dotazníku pro tzv. naturové druhy. Ten zahrnuje lokalizaci, popis stanoviště (pro nové lokality detailně i  se souřadnicemi GPS), vylišení biotopů včetně reprezentativnosti a zachovalosti ve smyslu metodiky mapování biotopů NATURA 2000 (Chytrý et al. 2001, 2010), vypsání jejich dominant a diagnostických druhů. Zvýšená pozornost je věnována i vyhledávání ochranářsky významných druhů, a to ohrožených druhů podle práce Procházka (2001), popř. Špatenková (2010 a, b), expanzních a invazních druhů (Lustyk & Guth 2010), popř. dalších nežádoucích taxonů na území Krkonoš (Špatenková 2010b). Uvedeny jsou zjištěné počty zvonku českého, jeho vitalita, druhy a rozsahy antropického ovlivnění v lokalitě, další negativní vlivy (např. poškození okusem zvěře či rytím, působení škůdců, hromadění stařiny, eutrofizace, acidifikace, genetické znečištění, mezidruhové vztahy), aplikovaný i optimální management. Graficky jsou místa výskytu zvonku českého zakreslena podle početnosti v každé lokalitě do samostatného mapového listu formátu A4 či A3 v závislosti na velikosti území. Podle počtu jedinců a tvaru plochy výskytu jsou použity různé tvary zákresů. Bodem je zachycen jednotlivý výskyt nebo plocha do 3 m2 (v mapě vyplněný kroužek). Početnost je zde rozlišena barevně: jednotlivý výskyt žlutě, do 10 kusů červeně, do 25 kusů zeleně, do 100 kusů modře, nad 100 kusů černě. Liniový výskyt znázorňuje čára a početnost je rozlišena následovně: při řídkém výskytu je čára tečkovaná, při středním čárovaná a jedná-li se o pás, je použita plná tučná čára. Plošný výskyt (nad 3 m2) je zachycen polygonem a početnost barevnou ­v ýplní: ojedinělý výskyt žlutě (do 20 jedinců), sporadický červeně (do 100 jedinců), hojný zeleně (100–1000 jedinců) a masivní modře (nad 1000 jedinců). Intenzivní monitoring spočívá v detailním zakreslování míst výskytu a početností nejen Campanula bohemica, ale i dalších zvláště chráněných a ohrožených druhů a prioritních biotopů (Chytrý et al. 2001, 2010, Filippov et al. 2008). V tabulkách jsou navíc ­ochranářsky významné druhy nejen vyjmenovány, ale je uvedena i  jejich početnost, místa výskytu a jejich vazba na biotopy.

44

Příroda, Praha, 32: 41 – 71, 2014 Ve vytyčeném transektu ve východních Krkonoších jsou na všech lučních enklávách průběžně zapisovány fytocenologické snímky (FS) s cílem zachytit všechny vyskytující se biotopy, přednostně obsahující druhy ohrožené nebo naopak invazní a expanzní (obr. 2). Při sepisování snímků byla použita sedmičlenná Braun-Blanquetova stupnice ­abundance a  dominance. Lokalizace snímků (včetně starších, pocházejících z  dřívějších výzkumů Málkové) je zaměřena pomocí GPS souřadnic. Pro všechny FS se kromě běžných ­údajů uvádí i  způsob hospodaření, popř. synantropizace, disturbance aj. Zaznamenává se i  reprezentativnost a  zachovalost biotopů podle metodiky mapování biotopů soustavy ­NATURA (Chytrý et al. 2001). Cílem pořizování FS je předložit data i pro další monitoring. U nalezených zvláště chráněných druhů podle vyhlášky MŽP č. 395/1995 Sb., v platném znění a u vybraných ohrožených druhů (Procházka 2001) zjišťují mapovatelé početnost, vitalitu a rozsah ohrožení. Při studiu výskytu Campanula bohemica ve FS zapsaných na  území krajinného transektu Vrchlabí – prameny Bílého Labe se pro rozlišení klasifikačních skupin využila procedura TWINSPAN. Data byla zapsána programem ­D Breleve (viz http://www.infodatasys.cz/software/dbreleve.htm, kde jsou zároveň FS umístěny). Na všech enklávách byla průběžně pořizována fotodokumentace.

Obr. 2.  Lokalizace umístění fytocenologických snímků ve východních Krkonoších. Černé křížky – fytocenologické snímky bez výskytu Campanula bohemica, červené puntíky – snímky s výskytem Campanula bohemica. Fig. 2.  The localisation of phytosociological relevés in the Eastern Krkonoše Mountains. Key: black crosses – phytocenological records without the occurrence of Campanula bohemica, red dots – records with the occurrence of Campanula bohemica.

45

Málková et al.: Probíhající monitoring endemitního druhu Campanula bohemica

Výsledky Mezi lety 2008 až 2012 autorky detailně zhodnotily 49 (91 po rozdělení na podlokality) z 50 lokalit udávaných odbornými pracovníky Správy KRNAP (Harčarik et al. 2000, 2001). Počet původně udávaných lokalit stoupl vlivem jejich rozdělení na podlokality (např. lokalita č. 18 ­rozdělena na dvě, 36 na tři atd. – viz tab. 1). Lokalita 2 Východní Krkonoše byla nově rozdělena na 30 podlokalit vzhledem k velikosti plochy a nestejnoměrnému rozložení populací zvonku. Zvonek český autorky zjistily nově na dalších 94 lokalitách. Dohromady taxon nalezly či zkontrolovaly ve 185 lokalitách. Z toho je 45 v lemech cest a 140 lučních enkláv. Mezi lety 2008 až 2012 provedly autorky šetření zhruba v 85 % lučních enkláv a 70 % úseků cest. Tab. 1.  Lokality naturového druhu Campanula bohemica uváděné Správou KRNAP pro AOPK ČR v letech 2000 a 2001 (Harčarik et al. 2000, 2001) a znovu mapované 2008 až 2012 (Málková 2008, 2009, 2010a, 2011, 2012). Čs. lok. – číslo lokality; Okr. – okres: Tu – Trutnov, SM – Semily; Zóna – zonace KRNAP: I.–III. zóna, O.p. – ochranné pásmo; Počet (2000, 2001) – počty uváděné Správou KRNAP: Ne – pracovníci Správy KRNAP danou lokalitu neuvádí, Něk. des. – několik desítek, Něk. stov. – několik stovek, Něk. tis. – několik tisíc, Počet nový – počty zjištěné při mapování 2008–2012; Trend – trend vývoje populace: Nelze – nelze stanovit, Stabil. – stabilní, stagnující populace, Pokles – snižující se početnost, Více – zvětšující se populace. Table 1.  The locations of Natura species Campanula bohemica found by KRNAP for NCA CR in 2000 and 2001 (Harčarik et al. 2000, 2001) and locations charted again in 2008 and 2010 (Málková 2008, 2009, 2010a, 2011, 2012). Čs. lok. – Number of locality; Okr. – County: Tu – Trutnov, SM – Semily; Zóna – zonation of KRNAP: I.–III. Zone, O.p. – Buffer zone; Počet (2000, 2001) – Numbers stated by KRNAP Administration: Ne – Locality is not stated by KRNAP, Něk. des. – Several tens of individuals, Něk. stov. – Several hundreds of individuals, Něk. tis. – Several thousands of individuals; Počet nový – Numbers recorded during mapping 2008–2012; Trend – Population development trend: Nelze – cannot be ascertained, Stabil. – stable, stagnant population, Pokles – declining population, Více – increasing population. Čs. lok.

Rok

2/3

2010

2/5

2011

2/6

2011

2/7

2011

2/8

2011

Název

Tu

I.

Počet (2000, 2001) Ne

Tu

I.

Ne

510

Nelze

Tu

I.

Ne

70

Nelze

Tu

I.

Ne

370

Nelze

Tu

I.

Ne

30

Nelze

Okr.

Zóna

Počet nový

Trend

1800

Nelze

2/9

2011

Luční enkláva v okolí Výrovky Chalupa na Rozcestí – Liščí hora (po vyhlídku) Červeně značená turistická stezka (2/5) – Dvorská bouda Bývalá Scharfova bouda Žlutě značená turistická stezka v úbočí Světlého vrchu Okolí Luční boudy

Tu

I.

Ne

4520

Nelze

2/10

2011

Weberova cesta

Tu

I.

Ne

30

Nelze

2/11

2011

Stará Bucharova cesta

Tu

I.

Ne

75

Nelze

2/12

2011

Bývalá Rennerova bouda

Tu

I.

Ne

270

Nelze

2/13

2011

Splaz od Slezské cesty do Modrého dolu

Tu

I.

Ne

1865

Nelze

2/14

2011

Tu

I.

Ne

865

Nelze

2/15

2011

Tu

I.

Ne

300

Nelze

2/16

2011

Chalupa na Rozcestí – Výrovka Enkláva u Slezské cesty 500 m po levé straně od Výrovky Vyhlídka na Kozí hřbety

Tu

I.

Ne

800

Nelze

2/17

2011

Jantarová cesta

Tu

I.

Ne

480

Nelze

2/18

2011

Cesta souběžná s Jantarovou cestou

Tu

I.

Ne

66

Nelze

46

Příroda, Praha, 32: 41 – 71, 2014 2/19

2011

Podél Bílého Labe

Tu

I.

Ne

290

Nelze

2/20

2011

Bunkry na Luční hoře

Tu

I.

Ne

530

Nelze

2/21

2011

Tu

I.

Ne

1774

Nelze

2/22

2011

Tu

I.

Ne

807

Nelze

2/23

2011

Tu

I.

Ne

230

Nelze

2/24

2011

Tu

I.

Ne

3790

Nelze

2/25

2011

Koňská cesta Cesta Z úbočím Luční hory asi 20 m pod Koňskou cestou Slezská cesta – Koňská cesta Slezská cesta od Památníku obětem hor k Luční boudě Písník u Úpského rašeliniště

Tu

I.

Ne

10

Nelze

2/26

2011

Cesta přes Úpské rašeliniště

Tu

I.

Ne

1176

Nelze

2/27

2011

Tu

I.

Ne

155

Nelze

2/28

2011

Tu

I.

Ne

135

Nelze

2/29

2011

Bývalá cesta na S úbočí Luční hory Cesta od Památníku obětem hor do Modrého dolu Zrušená příjezdová vozová cesta k Scharfově boudě Pramenný důl

Tu

I.

Ne

60

Nelze

2/30

2011

2/31

2011

2/32

2011

2/33 3/1

Tu

I.

Ne

80

Nelze

Tu

I.

Ne

100

Nelze

Tu

I.

Ne

40

Nelze

I.

Ne

64

Nelze

O.p., III.

Něk. des.

6

Pokles

2012

Malá Úpská rokle Chalupa na Rozcestí – Severka (po začátek lesa) Stříbrný hřbet

Tu

2011

Studenov 1

SM

3/2

2011

Studenov 2

SM

O.p., III.

Něk. des.

10

Pokles

4/1

2011

Hoření Domky 1

SM

O.p., III.

Něk. stov.

365

Stabil. Pokles

4/2

2011

Ručičky – Harrachov

SM

III.

Něk. stov.

40

4/3

2011

Hoření Domky – sjezdovky

SM

O.p., III.

Něk. stov.

830

Stabil.

4/4

2011

Hájovna a blízké okolí

SM

II.

Něk. stov.

430

Stabil.

5

2011

Světlanka v lokalitě Zákoutí

SM

O.p., III.

Něk. stov.

360

Stabil.

6

2011

Dvoračky

SM

II. a III.

Přes tisíc

1445

Stabil.

7/1

2010

Kotelní louka

Tu

I.

Něk. stov.

590

Stabil.

7/2

2010

Dolní Mísečky

Tu

III.

Něk. stov.

1370

Více

7/4

2010

Horní Mísečky

Tu

III.

Něk. stov.

6150

Více

8

2009

Moravská bouda

Tu

III.

Něk. stov.

Cca 800

Více

9

2009

Špindlerova bouda

Tu

III.

Něk. stov.

Cca 900

Stabil.

10

2010

Svatý Petr

Tu

O.p., III.

Něk. stov.

950

Stabil.

11

2008

Lahrovy Boudy

Tu

III.

Něk. stov.

800

Stabil.

12

2009

Přední Rennerovky

Tu

III.

Něk. des.

900

Více

13

2011

Adolfka

Tu

II.

Něk. stov.

870

Stabil.

14

2009

Zadní Rennerovky

Tu

II. a III.

Něk. tis.

Do 5000

Stabil.

15

2010

Richterovy Boudy

Tu

I. a II.

Něk. stov.

11310

Více

16

2010

Severka

Tu

II.

Něk. stov.

7770

Více

17/1

2012

Přední Výsluní 1

Tu

III.

Ne

1100

Nelze

17/2

2012

Přední Výsluní 2

Tu

III.

Nelze

Dohromady 17/1 a 2 18/1

2010

Pec pod Sněžkou 1

Tu

O.p.

Ne

600

Něk. stov.

1700

Více

Ne

1100

Nelze

47

Málková et al.: Probíhající monitoring endemitního druhu Campanula bohemica 18/2

2010

Pec pod Sněžkou 2

Tu

O.p.

Dohromady 18/1 a 2 19

2010

Růžohorky

Tu

II. a III.

Ne

1140

Něk. stov.

2240

Nelze Více

Něk. stov.

1300

Více

20/1

2009

Obří důl 1

Tu

I. a II.

Ne

Do 500

Nelze

20/2

2009

Obří důl 2

Tu

I. a II.

Ne

700

Nelze

Dohromady 20/1 a 2

Něk. stov.

Do 1300

Více

21

2010

Růžová hora

Tu

I.

Asi 30

175

Více

22

2010

Sněžka

Tu

I.

Asi 20

605

Více

23/1 a 2

2009

Davidovy Boudy (1, 2)

Tu

III.

Něk. stov.

Do 300

Stabil.

24

2009

Jelení Boudy

Tu

III.

Něk. stov.

800

Stabil. Stabil.

25/1

2011

Rýžoviště 1 – Harrachov

SM

O.p.

Něk. des.

33

25/2

2011

Rýžoviště 2 – Harrachov

SM

O.p.

Něk. des.

375

Více

25/3

2011

Rýžoviště 3 – Harrachov

SM

O.p.

Něk. des.

105

Více

26

2009

Klášterka

Tu

III.

Něk. des.

400

Více

27

2009

Klínové Boudy

Tu

II.

Něk. des.

400

Více

28

2009

Petrova bouda

Tu

II.

Něk. des.

300

Více

29

2010

Chaloupky

Tu

III.

Něk. des.

1200

Více

30

2010

Zelený potok

Tu

O.p.

Něk. des.

500

Více

31

2010

Zahrádky

Tu

O.p.

Něk. stov.

15675

Více

32

2010

Hnědý vrch

Tu

O.p.

Něk. stov.

12250

Více

33

2010

Liščí louka

Tu

I. a II.

Něk. stov.

1400

Více

34

2012

Braunovka

Tu

III.

30

60

Více Pokles

35

2012

Sagasserovy Boudy

Tu

III.

Něk. stov.

100

36/1

2012

Velká Úpa 1

Tu

III.

Ne

1800

Nelze

36/2

2012

Velká Úpa 2

Tu

O.p.

Ne

120

Nelze

36/3

2012

Velká Úpa 3

Tu

III.

Dohromady 36/1, 2 a 3

Ne

50

Nelze

Něk. tis.

1970

Stabil.

37

2010

Peer Gynt

Tu

III.

Něk. des.

160

Více

38

2010

Třídomí u Peer Gyntu

Tu

III.

Něk. des.

140

Více

39

2009

Medvědí Boudy

Tu

III.

Něk. des.

Do 5000

Více

40

2008

Husí Boudy – cesta nad Hříběcí boudou

Tu

III.

Něk. des.

600

Více

41

2011

Přední Krásná pláň

Tu

III.

Něk. stov.

1525

Více

42

2010

Větrník

Tu

III.

Něk. stov.

380

Stabil.

43

2010

Karlův vrch

Tu

III.

Něk. stov.

250

Stabil.

44

2010

Javoří důl

Tu

III.

Něk. stov.

7900

Více

45

2010

Thámovy Boudy

Tu

III.

Něk. des.

40

Stabil.

46

2010

Úpská samota

Tu

III.

Něk. des.

280

Více Stabil.

47

2010

Sněžka východ

Tu

I.

Něk. des.

22

48

2009

Horní Rudník

Tu

I.

Něk. des.

Do 500

Více

49

2010

Rezek

Tu

III.

Něk. des.

290

Více

50

2010

Benecko

Tu

III.

Něk. stov.

350

Stabil.

48

Příroda, Praha, 32: 41 – 71, 2014 Ve  většině lokalit probíhal extenzivní monitoring. Tab. 1 syntetizuje výsledky monitoringu ve 49 lučních enklávách udávaných na AOPK ČR již v r. 2000 a 2001 (Harčarik et al. 2000, 2001). Obsahuje také nová data zjištěná autorkami mezi lety 2008 až 2012 (Málková 2008, 2009, 2010a, 2011, 2012). Počty zvonků udávané pracovníky KRNAP na  lokalitách jsou ­pouze orientační, což neumožňuje bližší srovnání s  nově zjištěnými hodnotami. Na většině z těchto enkláv byly přesto zjištěny vyšší počty oproti původním. Např. na Richterových Boudách bylo udáváno několik stovek jedinců. Při sčítání v r. 2010 bylo zjištěno 11300 zvonků českých. Významné rozdíly byly zjištěny i na dalších lokalitách: Přední Rennerovky (původně udáváno několik desítek jedinců, nově zjištěno 900), vrchol Sněžky (původně 20 jedinců, nově zjištěno 600), Klínové Boudy (původně několik desítek, nově 400), Javoří důl (původně několik stovek jedinců, nově zjištěno 7900), Husí Boudy (původně několik desítek, nově 600 jedinců), Zahrádky (původně několik stovek jedinců, nově zjištěno 15600), Hnědý vrch (původně několik stovek, nově 12250), Rýžoviště 2 (původně několik desítek, nově 375). Podobné hodnoty byly zjištěny jen na několika lokalitách: např. Thámovy Boudy (původně udáváno několik desítek jedinců, nově zjištěno 40), Davidovy Boudy (původně několik stovek jedinců, nově kolem 300), Dvoračky (původně přes tisíc, nově 1445), Rýžoviště 1 (původně několik desítek, nově 33). V tab. 2 jsou syntetizovány poznatky o počtech zvonku českého na 94 dalších lokalitách zachycených autorkami v letech 2008 až 2012. Podrobnější údaje (lokalizace, rozbor stanoviště atd.) jsou shrnuty v pracích Málková (2008, 2009, 2010a, 2011, 2012), ­Pávová (2011), Procházková (2011). Lokalizace dosud zpracovaných enkláv s  výskytem druhu Campanula bohemica je na obr. 3. Černý podklad zachycuje lokality uváděné odbornými pracovníky Správy KRNAP (Harčarik et al. 2000, 2001), červeně jsou znázorněny lokality nově popsané v letech 2008 až 2012 (Málková 2008, 2009, 2010a, 2011, 2012). Nové lokality se nacházejí od ochranného pásma až po I. zónu KRNAP. Příkladem nových enkláv jsou Buchbergrovy Domky, Pod Šeřínem, Brádlerovy Boudy, Čertův Mlýn, Lučiny. Na některých enklávách byl zjištěn výskyt ojedinělý – do 20 jedinců: např. ­Müllerova bouda, Zadní Výsluní, Kozelský potok, Labský důl, jinde sporadický do 100 jedinců: např. Tetřeví Boudy, Buchbergerovy Domky, Lesní bouda a okolí, Hoření Domky 5 nebo Kamor. Hojný výskyt nad 100 jedinců byl zaznamenán např. na lokalitách Janova hora, Lučiny, Hrnčířské Boudy, Skelné Hutě, cesta Dvoračky – Kotelské sedlo v II. zóně KRNAP a masivní výskyt nad 1000 jedinců byl zjištěn např. na lokalitách Čertův Mlýn, Hlušiny, Pecká samota, Labská, Zelený důl, Malá a Velká paseka. Tab. 2.  Nové lokality naturového druhu Campanula bohemica mapované pro AOPK ČR v  letech 2008 až 2012 (Málková 2008, 2009, 2010a, 2011, 2012). Vysvětlivky viz tab. 1. Table 2.  New locations of the Natura species Campanula bohemica charted for NCA CR from 2008 to 2012 (Málková 2008, 2009, 2010a, 2011, 2012). Explanatory note see Table 1. Čs. lok.

Rok

Název

Okr.

Zóna

Počet

4/5

2011

Hoření Domky 5

SM

O.p., III.

50

51

2009

Tetřeví Boudy

Tu

III.

40

52

2009

Třídomí pod Dolními Mísečkami

SM

III.

50

53

2009

Hříběcí Boudy

Tu

III.

Do 500

54

2009

Friesovy Boudy

Tu

III.

Do 1000

55

2009

Modrý důl

Tu

II.

Do 1000

56

2011

Buchbergrovy Domky

Tu

III.

68

57

2009

Husí Boudy

Tu

III.

Do 500

58

2009

Brádlerovy Boudy

Tu

III.

1000

49

Málková et al.: Probíhající monitoring endemitního druhu Campanula bohemica

50

59

2009

Dvoudomí a Šestidomí

SM

III.

Do 100

60

2010

Hrnčířské Boudy

Tu

III.

250

61

2010

Lučiny

Tu

III.

400

62

2010

Vebrovy Boudy

Tu

III.

383

63

2010

Malá a Velká paseka, sjezdovka Javor

Tu

III.

4310

64

2010

Lesní bouda a okolí

Tu

III.

26

65

2010

Čertův mlýn

Tu

O.p.

1200

66

2010

Zvonička

Tu

O.p.

58

67

2010

Zelený důl

Tu

II.

1155

68

2010

Výrovka – Richterovy Boudy

Tu

I.

850

69

2010

Kamor

Tu

O.p.

50

70

2010

Richterovy Boudy – Pec pod Sněžkou

Tu

I. a II.

150

71

2010

Vosecká bouda

SM

I.

180

72

2010

Smrková strouha

SM

II.

350

73

2010

Janova hora

SM

O.p.

350

74

2010

Hanapetrova Paseka

Tu

III.

Do 1000

75

2010

Müllerova bouda

Tu

III

2

76

2011

Chalupa na Rozcestí – Klínové Boudy

Tu

I.

160

77

2010

Martinovka

Tu

II.

170

78

2010

Cesta z Martinovky k Medvědí boudě

Tu

I., II. a III.

50

79

2010

Pod Šeřínem

Tu

O.p.

370

80

2010

Labská

Tu

O.p.

1030

81

2010

Labský důl

Tu

O.p.

11

82

2010

Skelné Hutě

SM

O.p.

350

83

2010

Cesta Dlouhým dolem ke Kamence

Tu

O.p.

69

84

2010

Kozelský potok

SM

O.p.

6

85

2010

Tabulové Boudy

Tu

O.p.

520

86

2010

Hromovka

Tu

O.p.

60

87

2010

Bedřichov

Tu

O.p.

246

88

2010

Špindlerův Mlýn

Tu

III.

140

89

2010

Černá hora

Tu

O.p.

105

90

2010

Malá pláň

Tu

O.p.

2400

91

2010

Pecká samota

Tu

III.

1500

92

2010

Bergerův náhrobek

Tu

O.p.

6

93

2010

Šimonova stráň

Tu

O.p.

40

94

2010

Zadní výslunní

Tu

O.p.

4

95

2010

Milíře

Tu

III.

40

96

2010

Od Kapličky pod Sněžkou do Pece pod Sněžkou

Tu

II. a III.

1810

97

2010

Růžový důl

Tu

III.

32

98

2010

Cesta Hnědý vrch k Lesní boudě

Tu

III.

20

99

2011

Voreithova cesta

Tu

III.

32

100

2011

Medvědín – červená sjezdovka

Tu

O.p.

85

101

2011

Liščí Doupě – Horní Rokytnice

SM

O.p., III.

721

Příroda, Praha, 32: 41 – 71, 2014 102

2011

Chalupa u Huťského vodopádu

SM

III.

230

103

2011

Medvědín

Tu

O.p., III.

151

104

2011

Cesta od Špindlerovy boudy směrem na Špindlerův Mlýn

Tu

III.

60

105

2011

Rokytno – V Rybníčkách

SM

O.p., III.

12

106

2011

Michlův Mlýn

Tu

III.

23

107

2011

Modře značená cesta k Huťské boudě

SM

III.

8

108

2011

Medvědín – modrá a černá sjezdovka

Tu

O.p.

37

109

2011

Chalupa u Huťského potoka

SM

III.

17

110

2011

Huťská bouda

SM

III.

354

111

2011

Hleďsebe

SM

III.

550

112

2011

Hejlov – Rokytnice n/J

SM

III.

38

113

2011

Zákoutí – pod Světlankou

SM

O.p., III.

75

114

2011

Háj – Rokytno

SM

III.

104

115

2011

Cesta k Boudě na Pláni

Tu

III.

296

116

2011

Cesta od Hájenky k prvnímu rozcestí + spojovací cesta

Tu

III.

650

117

2011

Bouda na Pláni

Tu

III.

83

118

2012

Pěnkavčí vrch

Tu

III.

200

119

2011

Zadní Rennerovky – Lahrovy Boudy

Tu

II. a III.

310

120

2011

Godrovy Domky

Tu

III.

10

121

2011

Kotelská bouda

Tu

III.

10

122

2011

Dumlichova louka

Tu

III.

640

123

2011

Cesta na JV úbočí Liščí hory

Tu

III.

20

124

2012

Dvoračky – Ručičky

SM

III.

310

125

2011

Liščí cesta

Tu

I., II. a III.

350

126

2011

Cihlářská bouda

Tu

III.

2

127

2011

Thámova cesta

Tu

III.

31 1653

128

2011

Friesovy Boudy – Zadní Rennerovky (modrá)

Tu

II.

129 a 2/4

2011

Chalupa na Rozcestí

Tu

I.

370

130

2012

Hlušiny

Tu

III.

1500

131

2012

Jelenka

Tu

I. a II.

50

132

2012

Nad Křižovatkou (S od Aichelburgu)

Tu

III.

110

133

2012

Velké Tippeltovy Boudy

Tu

III.

50

134

2012

Vlašské Boudy

Tu

III.

50

135

2012

Hermannova cesta

Tu

III.

50

136

2012

Pod vlekem na Lysou horu

SM

I., II. a III.

760

137

2012

Mevaldův Kopec

SM

III.

110

138

2012

Sjezdovka FIS z Lysé hory

SM

I., II. a III.

880

139

2012

Cesta JZ úbočím Lysé hory (modrá)

SM

II., III.

60

140

2012

Bunkrová cesta

SM

I.

306

141

2012

Pivovarská cesta

SM

I.

29

142

2012

Dvoračky – Kotelské sedlo (II. zóna)

SM

II.

890

143

2012

Krakonošova cesta – Zákoutí

SM

O.p., III.

945

51

Málková et al.: Probíhající monitoring endemitního druhu Campanula bohemica

© Málková, mapový podklad © Seznam.cz, a. s., 2009

Obr. 3.  Lokality výskytu Campanula bohemica v Krkonoších. Černě – lokality uváděné odbornými pracovníky Správy KRNAP (Harčarik et al. 2000, 2001), červeně – lokality nově popsané v letech 2008 až 2012 (Málková 2008, 2009, 2010a, 2011, 2012). Fig. 3.  Localities with the presence of Campanula bohemica in the Krkonoše Mountains. Black – locality declared by expert staff from the KRNAP Administration (H arčarik et al. 2000, 2001), red – locality newly recorded in the years 2008 to 2012 (M álková 2008, 2009, 2010a, 2011, 2012).

Na  obr. 4 je ukázka zpracování výskytu Campanula bohemica v  rámci extenzivního monitoringu na Husích Boudách. Příklad intenzivního monitoringu s detailním zachycením rozšíření zvonku českého i dalších zvláště chráněných druhů a prioritního biotopu horských smilkových trávníků s alpínskými druhy v lokalitě Horní Mísečky zachycuje obr. 5. Vyplněný protokol z uvedené lokality je v příloze 1. Výsledky studií na této lokalitě sloužily jako podklad před rozhodnutím povolení 2. a 3. etapy výstavby apartmánů (Málková 2007). Z 252 FS zapsaných na celém území krajinného transektu ve východních Krkonoších se zvonek český vyskytuje v 85 z nich (lokalizace všech FS je na obr. 2). Charakteristiku daného krajinného segmentu popsala Hendrychová (2011) a  historický vývoj společenstev zpracoval Matějka (2010). Frekvence druhů (v %) ve snímcích s přítomností Campanula bohemica udává příloha 2. Na základě zpracování procedurou TWINSPAN byly rozlišeny klasifikační skupiny společenstev s jejich procentuálním zastoupením (tab. 3). Druh se na transektu vyskytuje zejména podle rostoucí nadmořské výšky ­hlavně ve třech typech společenstev: • 101 – louky svazu Arrhenatherion elatioris s  výskytem většinou do  700  m n. m., ­v ýjimečně až 890 m n. m., v metodice mapování biotopů NATURA 2000 biotop T1.1 Mezofilní ­ovsíkové louky; • 100 – louky svazu Polygono bistortae-Trisetion flavescentis (T1.2 Horské trojštětové ­louky), většinou nad zmíněný limit nadmořské výšky až po horní hranici lesa (výjimečně i nad ni). Zde leží těžiště výskytu druhu (72 % lokalit odpovídajících tomuto typu společenstev je s přítomností zvonku českého); • 011 – společenstva svazu Nardion strictae (biotop T2.1 Subalpínské smilkové trávníky) a Nardo strictae-Agrostion tenuis (T2.2 Horské smilkové trávníky s alpínskými druhy). Poslední dva uvedené biotopy jsou prioritními biotopy podle metodiky NATURA 2000 (­Chytrý et al. 2001, 2010).

52

Příroda, Praha, 32: 41 – 71, 2014 Výsledky studia vazby druhů na biotopy vyplynuly jak z vyhodnocení 85 FS s výskytem Campanula bohemica v krajinném segmentu východních Krkonoš, tak i z hodnocení bio­topů v  rámci prováděných charakteristik 185 lokalit, na  kterých byl sledovaný druh ověřen či nově zjištěn. Byly tak potvrzeny závěry udávané v řadě prací. Podle příručky hodnocení biotopů (­Filippov et al. 2008) je zvonek český specifickým druhem ve  třech biotopech (T1.2, T2.1 a  T2.2). Ve  stejných biotopech jej uvádí i  Katalog biotopů České republiky (Chytrý et al. 2010), a to jako diagnostický druh. Ke shodným výsledkům jako autorky dospěla i Petrásová (2006).

Obr. 4.  Ukázka zákresu početnosti Campanula bohemica na enklávě Husích Bud. Fig. 4.  The preview of the abundance of Campanula bohemica in the Husí Boudy enclave. Tab. 3.  Výskyt Campanula bohemica ve fytocenologických snímcích zapsaných na území krajinného transektu Vrchlabí – prameny Bílého Labe. Table 3.  The occurrence of Campanula bohemica in phytosociological relevés recorded on the area of transect Vrchlabí – springs of Bílé Labe. Klasifikační skupina

Snímků s výskytem Campanula bohemica

Celkem snímků

*000

2 (100 %)

2

*001

1 (1,5 %)

65

*010

2 (7,7 %)

26

*011

18 (58,1 %)

31

*100

51 (71,8 %)

71

*101

12 (38,7 %)

31

*110

25

*111

1

53

Málková et al.: Probíhající monitoring endemitního druhu Campanula bohemica

Obr. 5.  Ukázka vymapování výskytu zvonku českého, dalších chráněných druhů a prioritního biotopu T2.2 na Horních Mísečkách. Fig. 5.  The occurrence of Campanula bohemica, other protected species and the preferential habitat T2.2 in Horní Mísečky.

Diskuse Diskuse je zaměřena na výskyt druhu Campanula bohemica na území Krkonoš, jeho ohrožení a optimální management. Druh byl zjištěn na primárních i sekundárních stanovištích. Jako příklad primárních stanovišť lze uvést výskyt na Sněžce, u Památníku obětem hor nebo na  hřebenu Studniční či Luční hory (svaz Juncion trifidi – biotop A1.1 Vyfoukávané alpínské trávníky). Dalšími příklady jsou smilkové trávníky nad horní hranicí lesa v lemech karů, které existovaly již před příchodem člověka do hor, plochy v Modrém dole, na svazích Studniční či Luční hory nebo okolí pramenišť v subalpínských polohách. Většina lokalit s  výskytem Campanula bohemica ale pochází z  druhotných travních ­porostů vzniklých v  souvislosti s  kolonizací Krkonoš a  hlavně vytvořených v  období ­budního hospodaření v 17. až 19. století. Louky nahradily různé typy lesních porostů vyvinutých převážně na kyselém podloží (především acidofilní bučiny a horské smrčiny), jen vzácně i porosty kleče. V primárních, člověkem minimálně narušovaných stanovištích jsou početnosti ­zvonku českého většinou stabilní. Dokladem je porovnání FS sepsaných Málkovou v  trvalých ­plochách na  Studniční hoře či v  okraji Úpského rašeliniště po  34 letech. Obdobný výsledek vyplývá z porovnání FS pořízených po 20 letech v Kotelních jamách Wagnerovou (Wagnerová 1991).

54

Příroda, Praha, 32: 41 – 71, 2014 Na druhotných stanovištích (především na lučních enklávách) se početnosti ­mohou měnit zejména v závislosti na způsobu obhospodařování. Vysoký počet zvonků ­zůstává na vhodně sečených a pasených loukách (např. Hříběcí Boudy, Grohmannova bouda na Zadních Rennerovkách, SZ část luční enklávy Horních Míseček, u  penzionu ­Skalický v  enklávě Zahrádky, Severka). Naopak na dlouhodobě neudržovaných plochách se ­vlivem sukcese rozrůstají druhy vysokého vzrůstu (často invazní a expanzní) či nálety dřevin (např. velké plochy na Husích, Lahrových a Klínových Boudách, Hromovka, ­Tabulové ­Boudy) a zvonek český zde ustupuje. V posledních desetiletích se ­Campanula bohemica šíří i na stanovištích silně ovlivněných nebo uměle vytvořených. Příkladem jsou ­rozvolněné porosty v  lemech cest (např. lem Slezské, Krakonošovy cesty, Cesty česko-­polského přátelství) a v okolí turistických center (např. Luční bouda, Vrbatova ­bouda, ­Výrovka, Vyhlídka na  Kozí hřbety, odpočívadlo v Kotelském sedle, rozcestí U čtyř pánů, Dvoračky). Ke zpevnění byly použity nepůvodní materiály (dolomitický vápenec nebo ­melafyry) a  je zde zvýšený obsah bází. Zvonek český byl zjištěn i na rozpadajícím se pískovcovém schodišti v lokalitě Zelený důl, na zídce u Luční boudy nebo na osetých navážkách v okolí apartmánů na Horních Mísečkách a v okolí odpočívadla v Kotelském sedle. Tyto výsledky korespondují se závěry prací Málková & Kůlová (1995), Málková et al. (1997), Petrásová (2006), Málková (2007). Ve východních Krkonoších Málková v letech 1991 až 2002 podrobnými inventarizacemi v lemech 67 cest (všech I. a II. zóny a vybraných III. zóny) zjistila, že tento taxon neroste jen okolo devíti z nich: – vojenská účelová cesta na S úbočí Studniční hory (1455–1485 m n. m.) – nezpevněná, opuštěná (I. zóna KRNAP), – Dvorská bouda – Barborčina strouha (1233,3–1171,3  m n. m.) – turistická cesta pro pěší, zeleně značená, nezpevněná (II. zóna KRNAP), – úbočím Stohu do  Svatého Petra, modře značená turistická cesta bez alochtonního ­materiálu (I. a II. zóna KRNAP), – úbočím Stohu směrem na  Přední Planinu – nezpevněná, červeně značená cesta (II. zóna KRNAP), – zrušená zarostlá vyšlapávaná cesta podél státní hranice s Polskem směrem na vrch Smogornia (I. zóna KRNAP), – zrušená zásobovací cesta od  bývalé Scharfovy boudy k  boudě prince Jindřicha v ­Polsku (I. zóna KRNAP), – zrušená účelová komunikace k bývalým Lomům nad Luční boudou; kraje cesty místy zpevněny žulovými kameny (I. zóna KRNAP), – údolím Bílého Labe – modře značená turistická cesta (I. a II. zóna KRNAP). Pro všechny tyto cesty platí, že nejsou zpevněné chemicky cizorodým materiálem a jsou buď zrušené nebo navštěvované malým počtem turistů (výjimkou je cesta údolím Bílého Labe). Z 37 turistických objektů nacházejících se na hřebenech východní části Krkonoš nebyl zvonek český nalezen jen u dvou: u bývalé boudy prince Jindřicha (1410 m n. m.) a v okolí uzavřených lomů SZ od Luční boudy (1380 m n. m.). Obě stanoviště jsou mimo centra turistického ruchu. Obdobné inventarizace prováděla Wagnerová v západních Krkonoších (např. Wagnerová 1995, 1997a, b) a její výsledky jsou podobné jako ve východní části pohoří. Druh se nevyskytuje na dlouhodobě neobhospodařovaných plochách s hustou ruderální vegetací vysokého vzrůstu. Příkladem jsou plochy pod Lahrovou boudou, pod objektem Škoda v lokalitě Friesových Bud, pod Výrovkou, S a J od Technometry na enklávě Husích Bud (obr. 4), pod Lyžařskou boudou nebo na ruderálních plochách na SZ enklávy Horní Mísečky (obr. 5), dále enklávy Hromovka, Tabulové Boudy, Malá Pláň, východní

55

Málková et al.: Probíhající monitoring endemitního druhu Campanula bohemica část luk ve Svatém Petru. Neroste ani v místech s vysokou vrstvou stařiny (např. na Předních Rennerovkách v  místech s dominancí Carex brizoides). Nevyskytuje se v  zastíněných lesích (např. U Bílého Labe, v lemech cesty z Výrovky na Richterovy Boudy, širší okolí Jelenky). Neroste v hustých klečových porostech (např. v okolí Vrbatovy boudy nebo Výrovky, u bývalé Scharfovy nebo Obří boudy). Byl zjištěn pokles počtu zvonku českého v subalpínských a alpínských polohách v místech rozrůstající se kleče (Krtičková & Málková 2001, Málková 2001a, Málková et al. 2001, Pašťalková et al. 2001). Příkladem těchto území je vrchol a severní svah Studniční hory, plochy na Stříbrném hřbetu, plochy severně od Vrbatovy boudy a okolí lokality U čtyř pánů. Oproti historickým údajům se posunuly hranice rozšíření zvonku českého do nižších i vyšších poloh. Např. Šourek (1969) uváděl rozpětí výskytu 800 až 1500 m n. m. (jako horní hranici rozšíření uvedl klečový porost na Sněžce). Kovanda (1977) publikoval výskyt od 750 do 1550 m n. m. Krahulec et al. (1997) již od 705 do 1580 m n. m. Slavík (2000) uvádí minimum v  Peci pod Sněžkou v  800  m n. m. a  maximum v  1500  m n. m., tedy údaje shodné s prací Šourka (1969). Málková (2010a) mapovala zvonek český těsně pod vrcholem Sněžky na polské i české straně a to ve výrazně početnější populaci než publikoval Harčarik et al. (2000). Ten uváděl pro vrchol 20 kusů, autorka jich ale zjistila 600 (na ­české straně 450). Výškové maximum bylo nalezeno v 1597 m n. m. (GPS: 50°44’10,03”N, 15°44’23,51”E). ­Zvonek český byl na několika místech mapován i v nižších polohách, zejména v západních ­Krkonoších (viz tab. 2). Příkladem jsou lokality Mevaldův kopec číslo lokality (dále č. l.) 137 v 672 až 685 m n. m. (GPS: 50°42’18,26”N, 15°31’55,14”E), Skelné hutě č. l. 82 – 694 m n. m. (GPS: 50°42’43,65”N, 15°31’59,95”E), Janova hora č. l. 73 – 718  m n. m. (GPS: 50°42’0,23”N, 15°32’10,89”E), Pod Šeřínem č. l. 79 – 725 m n. m. (GPS: 50°42’18,52”N, 15°34’51,81”E), Tabulové Boudy č. l. 85 – 728 m n. m. (GPS: 50°43’20,43”N, 15°35’50,44”E), Labská č. l. 80 – 776 m n. m. (GPS: 50°43’1,39”N, 15°34’38,86”E). Údaj uvedený Fišerovou v  rámci botanických inventarizačních průzkumů (BIP) Správy KRNAP v  r. 2009 na  loukách nad Čertovým Mlýnem v  Kněžicích nad 645  m n. m. (GPS Čertova Mlýna 50°37’49,621”N, 15°35’1,187”E) nebyl Málkovou a Špatenkovou ověřen. Oproti lokalitám uváděným odbornými pracovníky Správy KRNAP (Harčarik et al. 2000, 2001) bylo do  r. 2010 zjištěno 93 nových lokalit (tab. 2), za  další roky sledování (sezóny 2011, 2012 a 2013) přibylo cca dalších 50 enkláv či mikrolokalit, popřípadě lemů cest nebo okolí turistických center. Zejména došlo v  průběhu monitoringu k  upřesnění míst výskytu i počtu zvonků českých. Výzkum výskytu zvonku českého směřuje především k  zachování vysoké ­početnosti vhodným managementem, a  to hlavně v  prioritních biotopech. Výskyt druhu v sedmi ­odlišných ekosystémech uvádí Petrásová (2006). Jejich charakteristiku a rozšíření popisuje např. Chytrý (2007). Výsledky zpracování 101 (85 v transektu) FS ve  východních Krkonoších ukazují obdobné závěry. Nejčastěji se zvonek vyskytoval v biotopech T1.2, T2.2 a T2.1. Poslední dva uvedené náleží mezi prioritní biotopy, jejichž rozšíření, ohrožení a  návrhy managementu v  posledních letech hodnotí např. Filippov et al. (2008), Härtel et al. (2009), Chvojková et al. (2009). Sporadicky byl zvonek český autorkami zjištěn v biotopech A1.1, A1.2, A2.2., T1.1, T1.3, v okrajích T1.5 a také v X7 (viz příloha 1, příloha 2). Primární stanoviště leží většinou v  I. a  II. zóně KRNAP, kde je péče zajišťována ­Správou KRNAP. Výskyt zvonku českého je ohrožen hlavně v místech, kde se rozrůstá nevhodně vysázená kleč. Avšak na  vybraných místech probíhá její odstraňování (M álková 2001a, M álková et al. 2001, Pašťalková et al. 2001, Štursa & H arčarik 2009). Větší ohrožení je v nižších polohách, v dlouhodobě nesečených místech s rozrůstající

56

Příroda, Praha, 32: 41 – 71, 2014 se vegetací vysokého vzrůstu (např. ruderální druhy, nálety), která tomuto světlomilnému druhu s malou konkurenční schopností nevyhovují. V nižších polohách je nežádoucí např. zalesňování smrkem, absence hospodaření a  eutrofizace hlavně v  okolí bud, cest a vyhlídek. Na plochách obohacených o živiny (hlavně dusík) se šíří nitrofilní vegetace, která často způsobuje ireverzibilní změny ve vegetačním krytu. V okolí mnoha bud je ale nežádoucí i nadměrné sečení elektrickými rotačními sekačkami (časté na Zahrádkách, Hnědém vrchu nebo na většině luk v Benecku). Na několika místech druh ustupuje v důsledku stavebních aktivit (např. budování apartmánů nebo velkých parkovišť v Horních Mísečkách, nové budování stavby nad boudou Jana, rozšiřování sjezdovek). Nežádoucí je také umělé zasněžování sjezdovek, lyžování při nízké vrstvě sněhu a  bikerské trasy (např. Hnědý vrch, Hoření Domky). Na  lokalitách mimo I. zónu KRNAP příležitostně dochází k  pokosení nebo spásání lučních porostů bez systematického vyhodnocování těchto vlivů na populaci zvonku českého. Pro zachování bohatých populací Campanula bohemica je vhodné kosení luk jednou ročně po  dozrání tobolek, popř. spásání vhodným druhem a  počtem kusů dobytka (nejvhodnější jsou lehké ovce) s přiměřeným přihnojováním. Velmi důležité je likvidování invazních, expanzních a ruderálních druhů vysokého vzrůstu. Rozšíření zvonku českého v závislosti na obhospodařování luk na vybraných enklávách v Krkonoších studovala Farkašová (2012). Autorky pro každou ze 185 popsaných lokalit zhodnotily stávající a navrhly optimální management pro zachování početnosti zvonku českého a dalších zvláště chráněných druhů.

Shrnutí Článek podává informace o  probíhajícím monitoringu evropsky významného ­prioritního druhu Campanula bohemica pro AOPK ČR. Uvádí poznatky o  rozšíření tohoto druhu na 185 lokalitách v Krkonoších. Detailně byl proveden monitoring ve  49 lokalitách, které uváděli odborní pracovníci Správy KRNAP pro AOPK ČR (Harčarik et al. 2000, 2001). Mnohé z nich byly rozděleny na více lokalit v zájmu zpřesnění míst výskytu. Vzniklo tak 91 lokalit. Nejvíce na hřebenech východních Krkonoš, které byly původně celé uvedeny jen jako jedna lokalita, přičemž v řadě biotopů druh neroste nebo jen velmi vzácně (např. kosodřevina, vrchoviště, subalpínská prameniště, subalpínské kapradinové a vysokobylinné nivy). Nově je výskyt popsán a zakreslen na 94 lokalitách (zejména na lučních enklávách, dále v okolí cest i turistických center). Na základě popisu biotopů ve všech těchto lokalitách i statistickým vyhodnocením 101 FS s výskytem Campanula bohemica byla zjištěna vazba druhu na biotopy. Druh byl zjištěn v primárních i sekundárních stanovištích. Nejčastěji byl nalezen ve společenstvech Polygono bistortae-Trisetion flavescentis, Nardion strictae a Nardo strictae-Agrostion tenuis, což odpovídá závěrům dalších autorů. Byl prokázán posun výskytu zvonku českého do  vyšších i  nižších poloh (maximum na Sněžce v 1597 m n. m., minimum Mevaldův kopec v 672 m n. m.). Dosud uváděné minimum v rámci BIP (Fišerová, sec. Špatenková – ústní sdělení) na loukách nad Čertovým Mlýnem v Kněžicích (645 m n. m.) se nepodařilo ověřit. V práci je nastíněn i vývoj početností v primárních i sekundárních stanovištích. V ­každé ze 185 lokalit je zhodnocen probíhající management a je navržen management optimální. Péči o  převážnou část území zajišťuje nebo organizuje Správa KRNAP podle schváleného plánu péče. Na  soukromých pozemcích Správa KRNAP konzultuje způsob péče s jednotlivými majiteli nebo uživateli.

57

Málková et al.: Probíhající monitoring endemitního druhu Campanula bohemica

Summary The article provides information about the monitoring of the European priority species Campanula bohemica which is in progress for the NCA CR. It shows findings on the distribution of this species at 185 localities in the Krkonoše Mts. Forty-nine of the fifty localities (ninety-one after dividing into sublocalities) were indicated by KRNAP experts during the first phase of monitoring for the NCA CR, and the numbers have been compared. New occurrences have been described and mapped in 94 localities (most of all on the meadow enclaves, in the surroundings of roads and tourist centres). On the basis of the biotope-descriptions in all of those localities and by the statistical resume of 101  phytosociological relevés with the occurrence of Campanula bohemica the dependence of this species on the biotopes has been discovered. The species has been found in primary and secondary stands. It has most often been found in plant communities of the Polygono bistortae-Trisetion flavescentis, Nardion strictae and Nardo strictaeAgrostion tenuis, which agrees with results by other authors. An expansion of Campanula bohemica into higher and lower elevations has been approved (maximum: Mt. Sněžka at 1597 m, minimum: the Mevaldův Kopec at 672 m). So far, the declared minimum found during the BIP research (Fišerová, sec. Špatenková – oral announcement) in the meadows above the Čertův Mlýn in Kněžice was not verified. The article also outlines the progress of primary and secondary stands. For each of the 185 localities the current management has been assessed and an optimal future possibility has been suggested. According to the authorised management plan the KRNAP authorities arrange or take care of most of the area themselves. The users or owners of the private properties are contacted by the KRNAP authorities and the management plans are consulted with them.

Poděkování Výzkum vznikl na  podnět AOPK ČR v  rámci nutného monitorování všech evropsky významných prioritních druhů. Projekt je součástí sledování stavu biotopů a  druhů organizovaného AOPK ČR ve  spolupráci se Správou KRNAP. Poděkování náleží studentům podílejícím se na  sčítání zvonku českého a vyhledávání dalších ochranářsky významných druhů (Soňa Bednaříková, Lucie Farkašová, Petr Málek a  Magda Petrášková). Fytocenologický výzkum na  transektu východních Krkonoš byl podpořen projektem MŠMT ČR čs. 2B06012 „Biodiversita a management v Krkonoších a na Šumavě“. Inventarizace a  hodnocení početnosti ochranářsky významných taxonů a  statistická syntéza byly podpořeny v letech 2007 až 2012 projekty specifického výzkumu Univerzity Hradec Králové.

Literatura Faltysová H., Mackovčin P., Sedláček M. et al. (2002): Královéhradecko. – In: Mackovčin P.  & Sedláček M. [eds], Chráněná území ČR, svazek V, pp. 1–410, AOPK ČR a EkoCentrum Brno. Farkašová L. (2012): Rozšíření zvonku českého (Campanula bohemica Hruby) v  závislosti na obhospodařování luk v Krkonoších. – Ms. [Dipl. pr.; depon. in: Knih. Kat. Biol. Přírod. Fak. UHK.] Filippov P., Grulich V., Guth J., Hájek M., Kocourková J., Kočí M., Lustyk P., Melichar V., Navrátil J., Navrátilová J., Roleček J., Rydlo J., Sádlo J., Višňák R., Vydrová A. & Zelený D. (2008): Příručka hodnocení biotopů. – AOPK ČR, Praha. Flousek J., Hartmanová O., Štursa J. & Potocki J. [eds] (2007): Krkonoše. – BASET, Praha. Grulich V. (2012): Red List of vascular plants of the Czech Republic: 3rd edition. Preslia 84: 631–645. Harčarik J., Hejcman M., Chejnová S. & Špatenková I. (2000): Rozšíření Campanula bohemica v Krkonoších. – Ms. [Inventarizace; depon. in: Knih. AOPK ČR, Praha.]

58

Příroda, Praha, 32: 41 – 71, 2014 Harčarik J., Hrňáková Š., Jahodová Š., Lanta V., Špatenková I. & Štursa J. (2001): Rozšíření Campanula bohemica v Krkonoších. – Ms. [Inventarizace; depon. in: Knih. AOPK ČR, Praha.] Härtel H., Lončáková J. & Hošek M. (2009): Mapování biotopů v České republice. – AOPK ČR, Praha. Hendrychová H. (2011): Výskyt vybraných zvláště chráněných a ohrožených druhů rostlin na transektu ve východních Krkonoších. – Ms. [Dipl. pr.; depon. in: Knih. Kat. Biol. Přírod. Fak. UHK.] Chejnová S., Petrásová P. & Krahulec F. (2000): Fytocenologická charakteristika druhů Campanula bohemica a Campanula rotundifolia v Krkonoších. – Opera Corcontica 37: 211–216. Chvojková E., Volf O., Kopečková M., Hummel J., Čížek O., Dušek J., Březina S. & Marhoul P. (2009): Příručka k hodnocení významnosti vlivů na předměty ochrany. – MŽP, Praha. Chytrý M. [ed.] (2007): Vegetace české republiky (travinná a keříčkovitá společenstva). – Academia, Praha. Chytrý M., Kučera T. & Kočí M. [eds] (2001): Katalog biotopů České republiky. – AOPK ČR, Praha. Chytrý M., Kučera T., Kočí M., Grulich V. & Lustyk P. [eds] (2010): Katalog biotopů České republiky. Ed. 2. – AOPK ČR, Praha. Jeník J. (1961): Květena Krkonoš, Králického Sněžníku a Hrubého Jeseníku. – Academia, Praha. Kovanda M. (1977): Polypoidy and variation in the Campanula rotundifolia complex. Part II. (Taxonomic). – Folia Geobot. Phytotax. 12: 23–89. Kovanda M. (1984): Případ krkonošského zvonku. – Živa 32: 13–15. Kovanda M. (2002): Campanula L. – In: Kubát K. et al. [eds], Klíč ke květeně České republiky, pp. 613, Academia, Praha. Krahulec F., Blažková D., Balátová–Tuláčková E., Štursa J., Pecháčková S. & Fabšičová M. (1997): Louky Krkonoš. – Rostlinná společenstva a  jejich dynamika. – Opera Corcontica 33: 3–250 + Příloha. Krtičková M. & Málková J. (2001): Geobotanická studie vlivu kleče horské na  chráněné druhy ve východních Krkonoších. – Vč. Sb. Přír. – Práce a Studie 8: 215–235. Kubát K., Hrouda L., Chrtek J. jun., Kaplan Z., Kirschner J. & Štěpánek J. [eds] (2002): Klíč ke květeně České republiky. – Academia, Praha. Lustyk P. & Guth J. (2010): Metodika aktualizace vrstvy mapování biotopů. – AOPK ČR, Praha. Málková J. (1994): Monitorování změn vegetace a půdy v travních porostech nad horní hranicí lesa pod antropickým vlivem. – Příroda 1: 221–231. Málková J. (1995a): Problematika rekultivací travních porostů v subalpínských a alpínských polohách KRNAP. – Zpr. Čes. Bot. Společ. 30, Mater. 12: 81–89. Málková J. (1995b): Výzkum apofytické a  synantropní flóry u  Luční boudy v  Krkonoších. – Vč. Sb. Přír. – Práce a Studie 3: 33–58. Málková J. (1996a): Problematika zachování druhové diverzity vegetace v  KRNAP (dlouhodobý monitoring, management). – In: Hodnocení vlivů na  životní prostředí, pp. 299–305, třetí mezinárodní konference IUAPPA, Praha 23.–26. 9. 1996, Sborník referátů, II. díl. Málková J. (1996b): Zhodnocení vegetace a návrh obnovy druhové skladby v lokalitě vyhlídka na Kozí hřbety ve východních Krkonoších. – Vč. Sb. Přír. – Práce a Studie 4: 29–57. Málková J. (1997a): Zhodnocení vegetace a návrh obnovy přirozené druhové skladby porostů v lokalitě Chalupa na rozcestí ve východních Krkonoších. – Vč. Sb. Přír. – Práce a Studie 5: 33–62. Málková J. (1997b): Zhodnocení vegetace a návrh obnovy přirozené druhové skladby porostů u bývalé Ren¬nerovy boudy v Krkonoších. – Vč. Sb. Přír. – Práce a Studie 5: 81–105. Málková J. (1997c): Zhodnocení vegetace a  návrh obnovy přirozené druhové skladby u  Dvorské boudy, Vyhlídky na Liščí hoře a v lemech 5 úseků cest 1. a 2. zóny východních Krkonoš. – Ms. [Závěrečná oponovaná zpráva projektu PPŽP/8/97; depon in: MŽP ČR, Praha.] Málková J. (1998): Geobotanické studium lokalit Výrovka, Památník obětem hor a dvou cest v 1. zóně KRNAP. – Vč. Sb. Přír. – Práce a Studie 6: 13–78. Málková J. (1999): Floristické složení vegetace dvou lokalit Krkonoš (monitoring a  management u Adolfky a zbořeniště u Klínových bud). – Acta Musei Reginaehradecensis s. A 27: 79–110. Málková J. (2000): Geobotanická studie vegetačního krytu u bývalé Klínovky v Krkonoších. – Vč. Sb. Přír. – Práce a Studie 8: 183–213. Málková J. (2001a): Distribution of protected and important plant species in the plots of potential Dwarf pine planting in the Giant Mts. – Opera Corcontica 38: 149–161. Málková J. (2001b): Výzkum antropofyt u bývalé Scharfovy boudy a šesti přilehlých cest. – Vč. Sb. Přír. – Práce a Studie 9: 57–94.

59

Málková et al.: Probíhající monitoring endemitního druhu Campanula bohemica Málková J. (2002): Výzkum apofytické a  alochtonní vegetace u  bývalé Obří boudy v  Krkonoších. – Vč. Sb. Přír. – Práce a Studie 10: 97–131. Málková J. (2007): Hodnocení flóry a  vegetace na  luční enklávě Horní Mísečky. – Ms. [Odborný znalecký posudek; depon. in: Správa KRNAP, Vrchlabí.] Málková J. (2008, 2009, 2010a, 2011, 2012): Rozšíření Campanula bohemica v Krkonoších. – Ms. [Inventarizace; depon. in: Knih. AOPK ČR, Praha.] Málková J. (2010b): Metodika monitoringu evropsky významného druhu Campanula bohemica Hruby. – Ms. [Depon. in: Knih. AOPK ČR, Praha.] Málková J. & Chejnová S. (1999): Rozšíření chráněných a  ohrožených druhů rostlin na  vybraných lokalitách východních Krkonoš. – Vč. Sb. Přír. – Práce a Studie 7: 49–67. Málková J. & Kůlová A. (1995): Vliv dolomitického vápence na změny druhové diverzity vegetace podél cest v hřebenových partiích východních Krkonoš. – Opera Corcontica 32: 115–130. Málková J. & Wagnerová Z. (1995): Man-induced changes of arctic-alpine tundra. – In: Soukupová L. at al. [eds], Arctic-alpine tundra in the Krkonoše, the Sudetes, pp. 66–69, Opera Corcontica 32, Vrchlabí. Málková J., Malinová J. & Ošlejšková H. (1997): Příspěvek k  rozšíření antropofytních druhů v hřebenových partiích východních Krkonoš. – Opera Corcontica 34: 105–132. Málková J., Matějka K., Krtičková M. & Zikmund M. (2001): Vegetation dynamics in Dwarf pine ecosystems in the eastern Giant Mts. – Opera Corcontica 38: 123–148. Matějka K. (2010): Landscape structure / development and vegetation in the example of the transect Vrchlabí – Bílé Labe springs. – Opera Corcontica 47 (Suppl. 1): 107–122. Pašťalková H., Vacek V. & Málková J. (2001): Dynamika v  porostech kleče horské v  Krkonoších. – Opera Corcontica 37: 578–583. Pávová K. (2011): Rozšíření endemitního druhu Campanula bohemica ve vybraných lokalitách západní části KRNAP. – Ms. [Bakal. pr.; depon. in: Knih. Kat. Biol. Ped. Fak. UHK.] Petrásová S. (2006): Campanula bohemica. – Ms. [Disert. pr.; depon. in: Kat. OŽP Univerzita Pardubice.] Procházka F. [ed.] (2001): Černý a  červený seznam cévnatých rostlin České republiky (stav v  roce 2000). – Příroda 18: 1–166. Procházková L. (2011): Rozšíření endemitního druhu Campanula bohemica ve vybraných lokalitách východní části KRNAP. – Ms. [Bakal. pr.; depon. in: Knih. Kat. Biol. Ped. Fak. UHK.] Slavík B. [ed.] (2000): Květena České republiky. – Academia, Praha. Soukupová L., Kociánová M., Jeník J. & Sekyra J. [eds] (1995): Arctic-alpine tundra in the Krkonoše, the Sudetes. – Opera Corcontica 32: 5–88. Sýkora B. [ed.] (1983): Krkonošský národní park. – SZN, Praha. Šourek J. (1953): Campanula corcontica sp. nov. – Preslia 25: 1–24. Šourek J. (1969): Květena Krkonoš. – ČSAV, Praha. Špatenková I. (2010a): Metodika mapování BIP pro r. 2010. – Ms. [Depon. in: Správa KRNAP, Vrchlabí.] Špatenková I. (2010b): Taxony evidované Správou KRNAP v rámci BIP pro r. 2008 (červený, modrý a zelený seznam). – Ms. [Depon. in: Správa KRNAP, Vrchlabí.] Štursa J. & Harčarik J. (2009): Krkonoše. – In: Čeřovský J. et al. [eds], Botanicky významná území České republiky, pp. 138–143, AOPK ČR, Praha. Štursa J. & Štursová H. (1982): Horské louky s Viola sudetica Wild. v Krkonoších. – Opera Corcontica 19: 95–132. Štursa J., Kwiatkowski P., Harčarik J., Zahradníková J. & Krahulec F. (2009): Černý a červený seznam cévnatých rostlin Krkonoš. – Opera Corcontica 46: 67–104. Wagnerová Z. (1991): Rostlinná společenstva kotelních jam a  jižního svahu Krkonoš v  rozmezí let 1968–1990. – Ms. [Habil. pr. z oboru botanika; depon. in: Správa KRNAP, Vrchlabí.] Wagnerová Z. (1995): Synantropní flóra u Pramene Labe a Šmídovy vyhlídky v západních Krkonoších (monitoring a  management). – Ms. [Závěrečná zpráva projektu M44/3/95; depon. in: Knih. AOPK ČR, Praha.] Wagnerová Z. (1996): Synantropní flóra u  Labské boudy a  bývalé Kotelské boudy v  západních Krkonoších – Příroda 5: 159–177. Wagnerová Z. (1997a): Vliv turistiky na  subalpínské ekosystémy Krkonoš, lokalita Martinova bouda – monitoring, management. – Ms. [Závěrečná zpráva výzkumného projektu 16  7/97; depon in: Katedra biologie VŠP HK.] Wagnerová Z. (1997b): Synantropní květena u Vrbatovy boudy v Krkonoších. – Opera Corcontica 34: 133–141.

60

Příroda, Praha, 32: 41 – 71, 2014 Wagnerová Z. (1997c): Synantropní flóra u turistických odpočívadel, rozcestí a vyhlídek v západních Krkonoších (Pramen Labe, Šmídova vyhlídka, U  čtyř pánů, Pramen Mumlavy a  Harrachovy kameny). – Příroda 10: 193–199. Wagnerová Z. (1999): Studium synantropních rostlin na lokalitě Medvědín v Krkonoších. – Příroda 15: 77–95. Wagnerová Z. (2000): Floristické složení vegetace lokality Moravská bouda v Krkonoších (monitoring a management). – Vč. Sb. Přír. – Práce a Studie 8: 21–35. Wagnerová Z. (2001): Geobotanická studie lokality Boudy nad Sněžnými jámami (Wawel). – Opera Corcontica 37: 405–410. Walter K. S. & Gillet H. J. [eds] (1997): IUCN Red List of threatened plants.– IUCN, Gland, Switzerlandand Cambridge, UK.

61

Málková et al.: Probíhající monitoring endemitního druhu Campanula bohemica Příloha 1.  Ukázka vyplněného protokolu výskytu Campanula bohemica – Horní Mísečky, lok. č. 7/4 pro AOPK ČR. Supplement 1: Preview of the completed protocol of the occurrence of Campanula bohemica – Horní Mísečky, loc. 7/4 for NCA CR. Zvonek český (Campanula bohemica)

(šedě podbarvené kolonky je nutné vyplnit)

Monitoroval/a

Datum (lze uvést i více dní) 14.6.,12.7., 19. 7., 6.8., 26.8., 27.8.,10.9., 2.9.2008

(příjmení, jméno, titul)

Název lokality

Jitka Málková, doc. RNDr., CSc.

(zkráceně pro databázi, v případě mikrolokalit se uvádějí indexy 1,2…)

Lokalita 7 – 4 Horní Mísečky 2, II. a III. zóna KRNAP

Přesnější lokalizace

druh nebyl v dřívějších podkladech Správy KRNAP zakreslen na J a V od asfaltové silnice

Popis umístění lokality

místa výskytu a početnosti jsou zakreslena v přiložených mapách, včetně biotopů a jejich reprezentativnosti a zachovalosti

(jen u dosud neevidovaných lokalit) (podle nějakého výrazného orientačního bodu - jen v případě hůře dohledatelné lokality)

Expozice (výběr) Přesnost zákresu (výběr)

S SV V JV J JZ Z SZ rovina

Souřadnice GPS - 15°33′56,335″ E 50°44′14,384″ N - 15°34′31,45″ E 50°44′6,598″ N

- 15°34′3,07″ E 55°44′,874″ N - 15°34′5,78″ E 50°44′3,91″ N

Nadmořská výška

956 – 1055 m

Sklon svahu (ve °) 15°

ortofoto

dobrá – střední – špatná – vymezení beze změny – zákres chybí

zákl. mapa

dobrá – střední – špatná – vymezení beze změny – zákres chybí

Výskyt, početnosti a stanoviště významných druhů nalezených v zájmovém území: Ochrana podle práce Procházka et al. (2001): J – jednotlivě, S – sporadicky, H – hojně, M – masivně, kód mapování Správy KRNAP v rámci Botanických inventarizačních průzkumů (Špatenková 2010a) Abies alba, C4a, 209; J, jen v Z části vysazena u objektu Achillea millefolium subsp. sudetica, C4a, 207; S, v převaze v západní části území, zejména ve vazbě na T2.2 Anthyllis vulneraria, – , 344 Aquilegia vulgaris, C3, 221; J, jen v Z části zplanělá u objektu Arnica montana, C3, 39; S, na dvou mikrolokalitách v západní části ve vazbě na R2.2 a T2.2 Blechnum spicant, C4a, 223; S ve vazbě na X9A Campanula bohemica, C2, 85; náleží mezi evropsky významné prioritní druhy (4069*), což znamená, že se jedná o druh ohrožený vymizením a na jehož ochraně má Evropská Unie zvláštní odpovědnost – jeho morfologie, ekologie, fytocenologická vazba, výskyt a početnost v zájmovém území je řešen v další kapitole Campanula latifolia, C3, 356 (KRNAP – Zelený seznam); S, u objektu Cáchovna, ve vazbě na biotop X7 Carex echinata, –, 367 Centaurea cyanus, C4a, 309; J, 2 trsy u apartmánů, zavlečena při mulčování nepůvodními druhy i s obilím, ve vazbě na biotop X5 Circaea alpina, C4a, 378 Cirsium heterophyllum, –, 383 Corylus avellana, –, 388 Crepis conyzifolia, C3, 389 Crepis mollis subsp. hieracioides, C3, 390 Dactylorhiza fuchsii subsp. fuchsii, C4a, 56; S, jen v západní části ve vazbě na biotopy R2.2 a T1.5 Dactylorhiza majalis subsp. majalis, C3, 59; J, jen v západní části, ve vazbě na biotop T1.5, (udáván historicky ve východní části pod Cáchovnou) Daphne mezereum, C4a, 238; J, ve vazbě na biotop X9A Epilobium alsinifolium, C3, 400; S, převaha v Z části, ve vazbě na mokřadní biotopy Eriophorum angustifolium, –, 242; S, jen v Z části, ve vazbě na biotop R2.2

62

Příroda, Praha, 32: 41 – 71, 2014 Festuca filiformis, –, 244; S, zejména ve vazbě na suchá místa u cest a hřiště Festuca gigantea, –, 409 Galium saxatile, –, 415; H (místy M), v biotopech T1.2, T2.2, místy i X5 Gentiana asclepiadea, C4a, 2; S, zastíněná stanoviště, v lemech lesů až H Gnaphalium norvegicum, C4a, –; J, jen v západní části, ve vazbě na biotop T2.2 Hieracium aurantiacum, C3, 308; místy H, zejména ve vazbě na biotopy T1.2 a T2.2 Holcus lanatus, –, 326 Hypericum perforatum, –, 429 Imperatoria ostruthium, C4a, 432 (Zelený seznam KRNAP); S, zavlečený druh u bud, hlavně na nitrofilních stanovištích (např. u Cáchovny) Juncus filiformis, –, 254; S, ve vazbě na biotopy R2.2 a T1.5, vysazen též trs u apartmánů Juncus squarrosus, –, 437; J, hlavně v biotopu T1.2 Juniperus communis, C3, 12; J, jen v Z části vysazena u objektu Leucojum vernum, C3, 1; S, jen v západní části ve vazbě na R2.2 a T1.5 (udáván historicky ve východní části pod Cáchovnou) Luzula sudetica, C3, 267; S, zejména ve vazbě na T2.2 Phleum rhaeticum, C4a, 460 Pinus mugo, C4a, –; S, nepůvodní, vysazen u několika objektů Poa compressa, –, 461; S, ve vazbě na mělké nezapojené trávníky Potentilla aurea, C4a, 147; S, zejména v západní části v biotopech T1.2 a T2.2 Primula elatior subsp. elatior, –, 283; S, zejména ve vazbě na biotopy T1.2, T1.5, T1.6, R2.2 Pyrola minor, –, 153, – S, jedno místo – lem lesa jihovýchodně od restaurace Skiareálu směrem na Žalý Ranunculus auricomus, –, 155 Ranunculus platanifolius, C4a, 314; S, v zastíněných okrajích lesů a křovin (X9a, X12 a X13) Sagina saginoides, C3, 322; komprimofilní plocha Sanguisorba officinalis, –; 180 Streptopus amplexifolius, C4a, 180; J, ve vazbě na X9A Swertia perennis, C2, 133; S, početná populace výhradně v biotopu R2.2 – SZ od Penzionu Horské zátiší Thesium alpinum, C3, 186; S, ve vazbě na T1.2 a T2.2 Tragopogon orientalis, –, 337 Trientalis europaea, –, 290 Trientalis europaea, –, 290 Valeriana excelsa subsp. sambucifolia, C4a, 195 Veratrum album subsp. lobelianum, C4a, 295 (Zelený seznam KRNAP); J, vlhká zastíněná místa západní části Viola lutea subsp. sudetica, C2, 50; J, zjištěna v západní oblasti v T2.2 a T1.2 Viola palustris, –; 203 Invazní druhy (Lustyk & Guth 2010) Conyza canadensis – J (u vápencem zpevněné cesty u zastávky autobusu) Impatiens parviflora – S (severozápad okraje lesa, nálety – X9A, X12, X13) Lupinus polyphyllus – J (severozápad okraje lesa, nálety – X9A, X12, X13) Rumex alpinus – S a místy H (maximum X7, okraje X1, X5, lemy X12 a X13) Solidago canadensis – S (maximum X7) Telekia speciosa – J (severozápad u opuštěných objektů) Expanzivní druhy (Lustyk & Guth 2010) Calamagrostis epigejos – S (neobhospodařované plochy na severozápadě) Urtica dioica S a místy H (roztroušeně, maximum X7, okraje X1, X5, lemy X12 a X13) Zelený seznam KRNAP (Špatenková 2010b) Epilobium ciliatum, 398 Hypericum maculatum, 428 Myrrhis odorata, 489 Senecio jacobaea, 465 Senecio fuchsii, 464

63

Málková et al.: Probíhající monitoring endemitního druhu Campanula bohemica Početnost populace Počet kvetoucích jedinců Dílčí počty v menších plochách (m2)

nebo odhad □ 500–1000 □ 1000–5000 □ více než 5000 Plocha Počet

4700

Plocha

Kvalita dat o velikosti (výběr)

Přesné sečtení – kvalifikovaný odhad – hrubý odhad

Kvalita dat o ploše (výběr)

Přesné změření – kvalifikovaný odhad – hrubý odhad

Poznámka (upřesnit metodu sčítání

(v rojnici, vymezením dílčích ploch, zjišťováním průměrného počtu na jednotce plochy a vynásobením aj.)

přesné zákresy a počítání ve čtvercích

Poškození rostlin Okus

silný (50-100%) – střední (10-50%) – slabý (1-10%) – žádný – není známo

Rytí zvěře

silné (50-100%) – střední (10-50%) – slabé (1-10%) – žádné – není známo

Sešlap

silný (50-100%) – střední (10-50%) – slabý (1-10%) – žádný – není známo

Napadení škůdci

silné (50-100%) – střední (10-50%) – slabé (1-10%) – žádné – není známo

Jiné poškození

stavby, sjíždějí, osetí ploch okolo apartmánů

Poznámka k poškození (možno upřesnit charakter poškození) Ostatní parametry populace Fertilita

(zohledňuje se schopnost kvetení a tvorby semen)

dobrá – snížená – špatná

Trend vývoje populace

(hodnotí se vývoj za posledních 12 let, případně méně, je-li zpracovateli znám)

Kvetení (odhad na desítky %)

90

Plození (odhad na desítky %)

90

stabilní – zvyšující se – snižující se – kolísající – neznámý

Poznámka (možno textem upřesnit ostatní parametry populace nebo zohlednit i další možné parametry populace) V lokalitě Horní Mísečky bylo provedeno vymapování biotopů, inventarizace a přesné zakreslení výskytu a početnosti, včetně rozlišení Campanula bohemica – přirozený výskyt v loukách, sekundární na navážkách Stav stanoviště Stupeň zachování stanoviště druhu (empirické zhodnocení celkové vhodnosti současného dobrý – střední – špatný – neznámý stavu stanoviště pro prosperitu daného druhu, výběr 1 z 4 možností) Trend vývoje rozlohy vhodného stanoviště rozloha stabilní – rozloha se zvyšuje – rozloha se snižuje – trend neznámý Zarůstání dřevinami

žádné nebo bez vlivu na populaci druhu – slabé ovlivnění – střední– silné

Přítomnost expanzivních nebo invazních druhů bylin

žádné nebo bez vlivu na populaci druhu – slabé ovlivnění – střední– silné

Množství stařiny, která potlačuje druh

žádné nebo bez vlivu na populaci druhu – slabé ovlivnění – střední– silné

Zástin

žádný – slabý – střední – silný

Jiné faktory

lokalita je ovlivněna turistickými aktivitami, zejména výstavbou apartmánů, sjezdovkami, komunikacemi, ruderalizovanými plochami na severozápadě

Poznámka (uvedou se důležité skutečnosti, které nebylo možné zapsat do polí stanoviště) velmi heterogenní stanovištní podmínky, přítomnost různých biotopů (X) i prioritních stanovišť; u nich spočítány plochy T2.2

64

Příroda, Praha, 32: 41 – 71, 2014 Biotopy s výskytem zvonku českého % zastoupení v mozaice (na lokalitě s výskytem zvonku)

Kód / název biotopu T1.2 – reprezentativní a zachovalé

25

T2.2 – různý stupeň zachovalosti a reprezentativnosti

23

X5

22

X6 a X7

20

T1.1 – jen maloplošně a málo reprezentativní

5

T1.5

4

T1.3

1

Poznámka (např. fytocenologie) Přehled všech biotopů zjištěných na luční enklávě: a)  přírodní V1G – makrofytní vegetace přirozeně eutrofních a mezofilních stojatých vod (bez makrofyt) R2.2 – nevápnitá mechová slatiniště S.1 – štěrbinová vegetace silikátových skal a drolin T1.1 – mezofilní ovsíkové louky T1.2 – horské trojštětové louky T1.3 – poháňkové pastviny T1.5 – vlhké pcháčové louky T1.6 – vlhká tužebníková lada T2.2 – horské smilkové trávníky s alpínskými druhy (evropsky významná lokalita) b)  silně ovlivněné nebo vytvořené člověkem X1 – urbanizovaná území X5 – intenzivně obhospodařované louky X6 – antropogenní plochy se sporadickou vegetací mimo sídla X7 – ruderální bylinná vegetace X9A – lesní kultury s nepůvodními jehličnatými dřevinami X12 – nálety pionýrských dřevin X13 – nelesní stromové výsadby mimo sídla

Vlivy

výběr: 1.) zda je vliv kladný a/nebo záporný, 2.) zda působí v současnosti/minulosti a/nebo lze předpokládat jeho působení v předvídatelné bu doucnosti, 3.) specifikovat jeho intenzitu tříčlennou stupnicí (A -silný, B -střední, C - slabý) Hlavní vlivy na populaci a stanoviště

Minulost a současnost

Blízká budoucnost

102 Sečení

+A +B +C -A -B -C +A +B +C -A -B -C

120 Hnojení

+A +B +C -A -B -C +A +B +C -A -B -C

140 Pastva

+A +B +C -A -B -C +A +B +C -A -B -C

141 Upuštění od pastvy

+A +B +C -A -B -C +A +B +C -A -B -C

190 Ostatní zemědělské a lesnické aktivity

+A +B +C -A -B -C +A +B +C -A -B -C

403 Rozptýlené osídlení

+A +B +C -A -B -C +A +B +C -A -B -C

490 Ostatní aktivity týkající se urbanizace a industrializace

+A +B +C -A -B -C +A +B +C -A -B -C

501 Stezky, cesty, cyklistické stezky

+A +B +C -A -B -C +A +B +C -A -B -C

622 Pěší turistika, jízda na koni a nemotor. vozidlech

+A +B +C -A -B -C +A +B +C -A -B -C

65

Málková et al.: Probíhající monitoring endemitního druhu Campanula bohemica 690 Jiné aktivity týkající se turistiky a volného času

+A +B +C -A -B -C +A +B +C -A -B -C

951 Hromadění stařiny (vedoucí k vysychání a sukcesi)

+A +B +C -A -B -C +A +B +C -A -B -C

952 Eutrofizace

+A +B +C -A -B -C +A +B +C -A -B -C

953 Acidifikace

+A +B +C -A -B -C +A +B +C -A -B -C

954 Invaze nějakého druhu (neofyty)

+A +B +C -A -B -C +A +B +C -A -B -C

971 Mezidruhové vztahy u rostlin

+A +B +C -A -B -C +A +B +C -A -B -C

974 Genetické znečištění

+A +B +C -A -B -C +A +B +C -A -B -C

976a Poškození zvěří – okus

+A +B +C -A -B -C +A +B +C -A -B -C

976b Poškození zvěří – rytí

+A +B +C -A -B -C +A +B +C -A -B -C

Absence sečení

+A +B +C -A -B -C +A +B +C -A -B -C

Absence ochranářského managementu nebo nevhodný o. m. +A +B +C -A -B -C +A +B +C -A -B -C Další vlivy (případně doplňte kód ze seznamu vlivů)

+A +B +C -A -B -C +A +B +C -A -B -C

Další vlivy

+A +B +C -A -B -C +A +B +C -A -B -C

Další vlivy

+A +B +C -A -B -C +A +B +C -A -B -C

Poznámka (textově charakterizovat vlivy v případě, že předchozí charakteristiky by byly příliš zjednodušující) Zvonek byl nově nalezen J od silnice z Dolních Míseček na Vrbatovu boudu a na osetých plochách u apartmánů. Management Dosavadní management Hodnocení managementu Poznámky a doporučení pro management

je prováděn 

není prováděn

je zapotřebí 

není zapotřebí

likvidován Rumex alpinus sečením a postřikem, louky jsou většinou pravidelně 1× ročně sečené, za Jilemnickou boudou i paseny ovcemi. nedostatečný 

dostatečný 

dobrý 

výborný

plochy v SZ části nesečené s nálety a ruderalizované, likvidovat invazní a expanzivní taxony.

Příloha 2.  Frekvence druhů (v %) ve snímcích s přítomností Campanula bohemica. Appendix 2.  The frequency of species (%) in phytosociological relevés with presence of Campanula bohemica. Klasifikační skupina Počet snímků

*000

*001

*010

*011

*100

*101

2

1

2

18

50

12

6

6

50

6

Acer pseudoplatanus Aconitum plicatum Adenostyles alliariae

4

Aegopodium podagraria

6

Agrostis capillaris

50

Agrostis rupestris

50

Achillea millefolium

50

28

72

83

11

54

83

Achillea ptarmica Alchemilla vulgaris agg. Alliaria petiolata

66

2 50

11

54 6

100

Příroda, Praha, 32: 41 – 71, 2014 Alopecurus pratensis

6

Angelica sylvestris

44

Anthoxanthum alpinum

50

Anthoxanthum odoratum

17

16

56

36

Anthriscus sylvestris 6

Arrhenatherum elatius

8

Artemisia vulgaris

2

Avenella flexuosa

100

100

72

Betula carpatica

46

100 100

83

64

6

2

39

24

Briza media

4

Calamagrostis villosa

100

Calluna vulgaris

100

Campanula bohemica

100

100

50

22

100

100

Campanula patula Campanula rotundifolia

11

Cardaminopsis halleri

100

33

100

6

67

8

50

4 50

100

2

Carex nigra

11

6

6

10

11

2

Carex ovalis

4

Carex pallescens

50

Carex pilulifera Carlina acaulis

2

Carum carvi

4 100

16

Cicerbita alpina

6

Cirsium arvense

25 33 42

10 14

Cirsium heterophyllum

8

Cirsium palustre

8

Conyza canadensis

2

Crepis mollis Crepis paludosa

50

22

12

11

4

Cynosurus cristatus

50 8

Dactylis glomerata Dactylorhiza fuchsii

32

83

50

6

8

8

50

72

70

Dactylorhiza majalis Deschampsia cespitosa

42

2

Carduus personata

Cerastium holosteoides

8

2

Bistorta major

Carex bigelowii

92 8

Arnica montana

Botrychium lunaria

25

2

8 100

Elytrigia repens

8

2

Epilobium alpestre

6

8

Epilobium angustifolium

6

40

67

Málková et al.: Probíhající monitoring endemitního druhu Campanula bohemica Epilobium montanum Erigeron acris

6

6

50

Eriophorum angustifolium

6

Eriophorum vaginatum

6

Euphrasia rostkoviana

25

Fagus sylvatica

2

Festuca pratensis

2

Festuca rubra Festuca supina

33 100

78 10

Galeopsis tetrahit

12

Galium album Galium saxatile

33

18

6

Gentiana asclepiadea

100

56

Geranium sylvaticum

8 20 24

Geum montanum

6

4

Gymnadenia conopsea

8

Heracleum sphondylium

8 100

100

44

Hieracium aurantiacum Hieracium laevigatum Hieracium tubulosum

4 4

8

11

22

17

2

8

22

Hieracium umbellatum

2 2

Holcus lanatus

11

Holcus mollis

2 22

100

100

Hypericum maculatum

56

10

39

64

Hypochaeris radicata 6

Chaerophyllum aromaticum

8

Chaerophyllum hirsutum

6

Imperatoria ostruthium

2

Juncus effusus

6

Juncus filiformis

17 50

50

Leontodon autumnalis

68

8

24

Lathyrus pratensis

Listera ovata

75

4

Hypochaeris uniflora

Leontodon hispidus

42

6

Hieracium pilosella

Leucanthemum vulgare agg.

83

11

Gnaphalium norvegicum

Juncus squarrosus

8

2

Galium uliginosum

Homogyne alpina

100

2

Galeopsis pubescens

Hieracium alpinum

8

22

2

17

20

100

12

75 8

Příroda, Praha, 32: 41 – 71, 2014 Lotus corniculatus Luzula luzuloides

50

Luzula pilosa

50

4

50

36

33

6

Luzula spicata

100

Luzula sudetica

100

50

50

Lycopodium clavatum

2

8

22

58

2

Lychnis flos-cuculi

50

Lysimachia nemorum

2

Maianthemum bifolium

11

Melampyrum pratense

8

11

Melampyrum sylvaticum

50

Molinia caerulea

100

Myosotis nemorosa

8 11

50

Nardus stricta

100

50

14

8

83

44

58

Phleum rhaeticum

22

16

Phyteuma spicatum

6

2

42

Picea abies

6

4

8

Pimpinella major

8

Pimpinella saxifraga

17

Plantago lanceolata

83

Plantago major

8

Poa annua

6

Poa humilis

4

Poa chaixii

33

46

17

6

33

Poa palustris

8

Poa pratensis Poa supina

50

Poa trivialis

2

Polygala vulgaris

33

Polygonatum verticillatum

11

16

Potentilla aurea

50

33

12

Potentilla erecta

50

78

52

Prunella vulgaris Pulsatilla alpina Ranunculus acris Ranunculus platanifolius

67 50

50 100

17 6

48

6

34

92

Ranunculus repens

6

20

Rhinanthus minor

6

8

58

Rubus idaeus

6 14

75

Rumex acetosa

11

Rumex acetosella

2

Rumex alpinus Rumex arifolius

14 56

52

69

Málková et al.: Probíhající monitoring endemitního druhu Campanula bohemica Rumex longifolius Sagina procumbens

6 50

6

Sagina saginoides

2

Salix caprea Salix silesiaca

2 2

100

6

Sanguisorba officinalis

12

8

2

Senecio hercynicus

39

Senecio ovatus

11

14

8

Silene dioica

33

48

8 33

Silene vulgaris Solidago virgaurea subsp. minuta

46

50

100

50

50

76

100

100

50

56

30

Sorbus aucuparia

6

8

Stellaria graminea

6

10

Stellaria nemorum Swertia perennis

50

Tanacetum vulgare

6

Taraxacum sect. Ruderalia

11

Tephroseris crispa

8

50

Trientalis europaea

44

Trifolium pratense Trifolium repens Trisetum flavescens Tussilago farfara

2 4

83

18

92

4

42

14

Urtica dioica

6

16

78

12

Urtica urens

2 100

100

100

Vaccinium uliginosum

8

17

Vaccinium vitis-idaea Veratrum album subsp. lobelianum

20 2

Thesium alpinum

Vaccinium myrtillus

67

4

100

100

6

50

33

Veronica chamaedrys Veronica officinalis

6

Veronica serpyllifolia

22 34

67

8

8

4

Vicia cracca

12

83

Vicia sepium

4

50

Vicia villosa Viola biflora Viola lutea subsp. sudetica

70

8 50 6

8

Příroda, Praha, 32: 41 – 71, 2014

Fotografie 1.  Květnaté horské louky svazu Polygono bistortae-Trisetion flavescentis s Campanula bohemica v lokalitě Zahrádky u penzionu Skalický nad Pecí pod Sněžkou. Foto J. Málková. Photograph 1.  Flower meadows of the association Polygono bistortae-Trisetion flavescentis with Campanula bohemica in the locality Zahrádky near the Skalický Guest–house near Pec pod Sněžkou. Photo J. Málková.

Fotografie 2.  Místy početné populace Campanula bohemica blízko vrcholu Sněžky. Foto J. Málková. Photograph 2.  Large populations of Campanula bohemica grow in some places near the summit of Mt. Sněžka. Photo J. Málková.

71

Příroda, Praha, 32: 73 – 107, 2014

Studium flóry a vegetace v širším okolí lomu v Horním Lánově jako podklad pro management druhů a společenstev Flora and vegetation study near lime quarry in Horní Lánov as a groundwork for species and phytocoenose management Studium der Flora und Vegetation in der weiteren Umgebung des Steinbruches in Horní Lánov wie eine Grundlage für den Arten und Sozietätenmanagement Jitka Málková Univerzita Hradec Králové, Rokitanského 62, CZ-500 03 Hradec Králové [email protected] Abstract: Between 2002 and 2012, a flora and vegetation research project was undertaken near a  lime-pit in Horní Lánov (in an area of 106.4 hectares). Local biodiversity is being distinctively influenced by the specific geological conditions and various geomorphologic factors that are present in the local environment. The subsoil is formed from the dolomitic limestone, which is very rare in the Giant Mts. and its foothills. The botanical point of view places high value on this geographical area due to anthropic influences and the significant changes in vegetation cover that have taken place. The article summarizes the available floristic data discovered since 1882. A  number of species died out during the 20th century (e.g. Euphrasia corcontica, E. micrantha, E. curta subsp. glabrescens, Gentianella campestris subsp. campestris, G. praecox subsp. bohemica, Dactylorhiza sambucina, Muscari comosum, Polygala amarella subsp. amarella). The progressive exploitation of the areas of dolomitic limestone, agriculture (especially the former melioration, due to the absence of any management) and unsuitable management of the forests have had a  hugely negative influence. Although this exploitation forms new biotopes, it does however destroy the forest which holds a number of unique botanical species. The studied area consists of a typically large amount of forest as well as non-forested areas and a high number of especially protected and endangered species, which do not appear anywhere else, or only grow in small populations (e.g. Cephalanthera damasonium, Corallorhiza trifida, Epipactis palustris, Inula salicina subsp. salicina). The main aim was to gather the knowledge of the contemporary and historical state of the flora and vegetation in the area. The results are designed to serve as groundwork for species and phytocoenose management. Detailed inventories in 37 determined segments were executed according to the methodology of biotope mapping NATURA 2000. Ninety-three phytocoenological relevés were recorded and statistically evaluated in the most valuable and typical biotopes. The occurrence of 48 vascular plant species, valuable from a conservational point of view, (according to Procházka 2001) was documented. This article contains graphically and statistically synthesized results found up until 2010. Particular attention was paid to the invasive and expansive species. The changes in species biodiversity of this area since 1882 were documented. Due to the results of this study, the exploitation in the herb-rich beech forests in the area above the lime-pit was stopped. As a supplement to this article the newly founded species from the research carried out between 2011 and 2012 were added. Keywords: flora, Horní Lánov, lime quarry, mapping, statistics, vegetation

73

Málková: Studium flóry a vegetace v širším okolí lomu v Horním Lánově Abstrakt: Zwischen den Jahren 2002 und 2012 verlief eine Flora- und Vegetationsforschung in der weiteren Umgebung des Steinbruches in Horní Lánov im Gebirgsvorland des Riesengebirges (auf einer Fläche von 106,4 Hektaren). Die Lokalitätsbiodiversität wird hauptsächlich durch die Sohle, die aus dem dolomitischen Kalkstein gebildet wird, der sich im Riesengebirge und seinem Gebirgsvorland nur selten befindet, und durch das geomorphologisch gegliederte Gelände beeinflusst. Es handelt sich um ein bekanntes und hochgeschätztes Gebiet, wo die Vegetation vor allem wegen der anthropologischen Beeinflussung verändert wurde. In dem Artikel sind die erreichbaren floristischen Erkenntnisse summarisiert (seit dem Jahr 1882). Viele Arten sind während des 20. Jhd. ausgestorben (Euphrasia corcontica, E. micrantha, E. curta subsp. glabrescens, Gentianella campestris subsp. campestris, G.  praecox subsp. bohemica, Dactylorhiza sambucina, Muscari comosum, Polygala amarella subsp. amarella usw.). Vor allem die fortsetzende Kalksteinförderung, Landwirtschaftsführung (v.a. die ehemaligen Meliorationen und zurzeit auch Absenz der Pflege) sowie die ungeeignete Wälderpflege haben einen negativen Einfluss. Dank der Förderung entstehen zwar neue Biotope, aber die natürlichen Waldbestände, wo sich die botanisch raren Arten befinden, werden zerstört. Für das studierte Gebiet ist typisch eine dauernde hohe Zahl der Wälder- und waldlosen Lokalitäten mit einer hohen Abundanz der geschützten und bedrohten Pflanzenarten, die sich in diesem Gebiet entweder gar nicht oder nur in der kleineren Populationen befinden (z.  B.  Cephalanthera damasonium, Corallorhiza trifida, Epipactis palustris, Inula salicina subsp. salicina). Das Hauptziel der Studien war daher die Erkenntnisse über dem gegenwärtigen und historischen Zustand zu sammeln. Die Ergebnisse werden als ein Grundwerk für eine Bestimmung der optimalen Pflege betrachten. Die Vegetation wurde im Sinne der Methodik der Biotopenkartierung NATURA 2000 in 37 verschiedenen Segmenten charakterisiert. In den höchstgeschätzten und typischen Biotopen wurden 93 phytocoenologische Aufnahmen verfasst und statistisch bewertet. In jedem Segment wurden die inventarischen Forschungen durchgeführt. Nach dem Werk Procházka (2001) war ausführlich das Vorkommen der 48 Gefäßpflanzenarten dokumentiert, die für den Naturschutz geschätzt sind. Es wurden grafisch und statistisch die Ergebnisse bis Jahr 2010 im Artikel synthetisiert. Die Aufmerksamkeit wurde auch den invasiven und expansiven Taxonen gewidmet. Die Veränderungen in der Artendiversität des Gebiets seit 1882 wurden beschrieben. Aufgrund der vorgelegten Ergebnisse wurde die Förderung im Steinbruch im blumenreichen Buchenwald über Horní Lánov abgebrochen. Die aus den zwischen den Jahren 2011 und 2012 verlaufenen Forschungen neu gefundenen Arten wurden in den Artikeln als ein Nachtrag ergänzt. Schlüsselwörter: die Flora, Horní Lánov, die Kartierung, die Statistik, das Steinbruch, die Vegetation Abstrakt: V průběhu let 2002 až 2012 probíhal výzkum flóry a vegetace v širším okolí lomu v Horním Lánově v Podkrkonoší (na ploše 106,4 ha). Podloží z dolomitického vápence (v Krko­ noších a Podkrkonoší vzácné), členitý geomorfologický terén a antropické vlivy výrazně ovlivňují biodiverzitu lokality. Jedná se o botanicky známé, velmi cenné území, ve kterém došlo zejména vlivem antropických zásahů k výrazným změnám ve vegetačním krytu. V příspěvku jsou shrnuty dostupné floristické poznatky (od r. 1882). Mnoho druhů ve 20. století ­vymizelo (Euphrasia corcontica, E. micrantha, E. curta subsp. glabrescens, Gentianella campestris subsp. campestris, G. praecox subsp. bohemica, Dactylorhiza sambucina, Muscari comosum, Polygala amarella subsp. amarella). Negativně působí především postupující těžba dolomitického vápence, zemědělství (nejvíce dřívější meliorace, zcelování pozemků, v současnosti též absence obhospodařování) a nevhodné hospodaření v lesích. Těžba sice vytváří nové biotopy, ale zároveň likviduje přirozené lesní porosty s výskytem botanicky unikátních druhů. Řešená oblast se dosud vyznačuje velkým počtem různých lesních i nelesních stanovišť a vysokým počtem i pokryvností zvláště chráněných a ohrožených druhů rostlin, které se jinde v oblasti nevyskytují nebo jen v  menších populacích (Cephalanthera damasonium, Corallorhiza trifida, Epipactis palustris,

74

Příroda, Praha, 32: 73 – 107, 2014 I­ nula salicina subsp. salicina). Proto bylo hlavním cílem studií shromáždit poznatky o současném i historickém stavu flóry a vegetace. Ty v budoucnu poslouží také ke stanovení optimálního managementu druhů i společenstev. Charakterizována byla vegetace ve smyslu metodiky mapování biotopů NATURA 2000 v 37 vylišených odlišných segmentech. V nejcennějších a typických biotopech bylo sepsáno a statisticky zhodnoceno 93 fytocenologických snímků. V každém segmentu byly prováděny inventarizační průzkumy. Podrobně byl zdokumentován výskyt 48 ochranářsky cenných druhů cévnatých rostlin podle práce Procházka (2001). Graficky a statisticky jsou v příspěvku syntetizovány výsledky do r. 2010. Pozornost byla věnována i invazním a expanzním taxonům. Na základě předložených výsledků došlo v květnaté bučině nad lomem v r. 2011 k pozastavení těžby. Do článku bylo v dodatku doplněno několik ochranářsky významných druhů nově nalezených při průzkumech prováděných v letech 2011 a 2012. Klíčová slova: flóra, Horní Lánov, mapování, statistika, vápencový lom, vegetace Nomenklatura: Kubát et al. (2002) – druhy, Moravec et al. (1995) – společenstva, ­Chytrý et al. (2001, 2010) – biotopy

Úvod Příspěvek shrnuje výsledky studií, které probíhaly v letech 2002 až 2012 v širším okolí vápencového lomu v Horním Lánově v Podkrkonoší (obr. 1). Z hlediska krajinářsko-estetického představuje zájmové území krajinný segment s vysokými estetickými hodnotami a s bohatou prostorovou členitostí. V okolí lomu, zejména východním směrem, převažuje velký lesní komplex. Jižním a jiho­ východním směrem jsou zemědělsky obhospodařované půdy (především pastviny a louky). Svahy jsou členěny četnými mezemi s hodnotnou vzrostlou vegetací. Celé území ­vytváří ­charakteristický vrchovinný ráz kulturní podhorské krajiny. Z  hlediska botanického je zde zvýšená druhová bohatost s velkým počtem a pokryvností zvláště chráněných a ohrožených ­druhů rostlin, které často v Krkonoších a jejich podhůří již nerostou nebo jen v malých populacích. Složení flóry a vegetace ovlivňuje pestré geologické podloží s přítomností vápenců, členitý terén a výrazně i dlouhodobé antropické ovlivňování (zejména těžba, způsob obhospodařování luk a pastvin, hospodaření v lesích, zástavba atd.), nemalý je i vliv zvěře. Nutno podotknout, že vápencové podloží je v Krkonoších a Podkrkonoší velmi vzácné. Studované území – okolí funkčního lomu Krkonošské vápenky Kunčice nad Labem, a. s. (dále KVK) – je příkladem lokality, kde těžba suroviny vytváří nová stanoviště, ale zároveň ničí botanicky cenná společenstva s vysokým počtem a pokryvností ochranářsky cenných druhů rostlin. Velikost těžebního prostoru se v r. 2012 oproti r. 1987 více jak zdvojnásobila. V  posledních desetiletích navíc vymizela řada botanicky vzácných druhů (Gentianella praecox ­subsp. bohemica, Euphrasia micrantha, E. curta subsp. glabrescens, Dactylorhiza ­sambucina, Muscari comosum, Polygala amarella subsp. amarella, Pyrola rotundifolia). Proto v  r. 2002 Správa KRNAP iniciovala na  ploše 106,4 ha geobotanické ­hodnocení. Jeho hlavním cílem bylo porovnat dřívější stav flóry a vegetace se současným. Dalším úkolem bylo zdokumentovat nejcennější stanoviště s výskytem zvláště chráněných a ohrožených druhů rostlin. Cílem bylo také zjistit stupeň a příčiny narušení stanovišť i taxonů a získat tak podklad pro management druhů a společenstev. Tato studia trvala do r. 2005 (Málková 2005). Na ně navázaly další floristické a fytocenologické výzkumy autorky, které probíhaly v rámci projektů specifického výzkumu od Univerzity Hradec Králové (UHK). Jejich cílem byla především syntéza dat, včetně grafického a statistického zpracování dat. Řada nových výsledků byla získána i  z  geobotanického hodnocení území vylišeného pro minimální těžbu nad jámovým lomem v Horním Lánově pro KVK Kunčice nad Labem (Málková 2011) nebo v rámci botanických inventarizačních průzkumů (BIP) pro Správu KRNAP (Málková 2008, 2012).

75

Málková: Studium flóry a vegetace v širším okolí lomu v Horním Lánově

Metodika Přírodní charakteristika území Studované území se nachází v Podkrkonoší, v ochranném pásmu KRNAP, asi 4 km východně od Vrchlabí. Leží v širším okolí vápencového lomu KVK v Horním Lánově (obr. 1). Nejníže položený bod (510  m n. m.) se nachází u  Pekelského potoka JZ od  hospodářských objektů KVK. Nejvýše položené místo (kóta 677 m n. m.) leží SV od lokality U starého lomu. Řešenou oblast vymezují v  horní polovině lokality Peklo, zpevněná cesta S od Pekelského potoka a jeho levostranného přítoku, v jižní části je hranicí komunikace z Horního Lánova přes Bíner do Černého dolu a na V lesní porosty (obr. 1, 2). Dobývací prostor sahal v r. 2012 od 518 až do 630 m n. m.

© Seznam.cz, a.s., 2009

Obr. 1.  Lokalizace zájmového území v turistické mapě. Fig. 1.  The localization of the special-interest area on the tourist map.

© Málková, mapový podklad © ČÚZK, 2009

Obr. 2.  Zájmové území s vylišenými lokalitami na pozadí leteckého snímku (2002). Fig. 2.  Area with marked localities against the background of aerial photograph (2002).

76

Příroda, Praha, 32: 73 – 107, 2014 Z hlediska geomorfologického patří řešená oblast do provincie Česká vysočina, soustavy Krkonošsko-jesenické, podsoustavy Krkonošské, do  celku Krkonoše, podcelku Vrchlabská vrchovina, okrsku Lánovská vrchovina (Demek et al. 2006). Biogeograficky leží na rozhraní Krkonošského bioregionu 1.68 a Podrkonošského bioregionu 1.37 (Culek 1996). Převažuje vrchovinný reliéf s  táhlými svahy převážně SZ expozice, u  toků jsou zařízlá údolí. Území se nachází v mezofytiku, ve fytogeografickém podokresu 56c. Trutnovské Podkrkonoší (Skalický 1988), v kvadrantu středoevropské mapovací sítě 5360c. Geologické podloží většiny řešeného území tvoří karbonátové horniny (obr. 3), jež jsou v Krkonoších a Královéhradeckém kraji vzácné. Ložisko krystalického až dolomitického vápence pochází ze staršího paleozoika až proterozoika, je dlouhé cca 3 km, široké 700 m a sahá do hloubky cca 400 m. Karbonátové souvrství má v podloží metamorfované grafitické fylity, v nadloží zelené břidlice a fylity (Dřevíkovský 2000). Ložisko vápence se táhne na V od těžebního prostoru a tvoří i podstatnou část lokality Peklo (vylišený segment I). Podél toků převažují fluviodeluviální sedimenty inundačních území a deluviální až fluviodeluviální sedimenty polygenetického charakteru (oblast Pekelského potoka a jeho levostranných přítoků – O a BN). V jižní části převládají chlorit-sericitické břidlice, které se sporadicky nachází i v jiných částech studovaného území. Na západě sledovaného území jsou zastoupeny ojediněle aleuropelity (pískovce) mladšího paleozoika. Ostatní složky se vyskytují jen maloplošně (Chaloupský et al. 1968, Tásler 1990).

Legenda chlorit-sericitické břidlice (porfyroidy), chlorit-sericitické fylity deluviální až fluviodeluviální sedimenty polygenetického charakteru (písky) fluviální sedimenty inundačních území (silty, písky, štěrky) hnědé aleuropelity, podřadné pískovce a slepence krystalické vápence až dolomity zelené břidlice šedé, zelenošedé prachovce, jílovce, pískovce, vrstvy bitumenních pelitů Obr. 3.  Geologické podmínky a vymezené lokality v okolí lomu v Horním Lánově. Fig. 3.  Geological conditions and designated localities in the wider area of the lime quarry in Horní Lánov.

Oblast odvodňuje Pekelský potok protékající prostorem lomu. Do něho se zleva vlévají dva drobné toky. První se vlévá v 550 m n. m. SZ od funkčního lomu a protéká údolím Pekla. Druhý přítok se vlévá v 500 m n. m. u cesty z Horního Lánova do Černého dolu. Stéká se ze dvou toků, jež pramení v oblasti Bíneru (BS). Tady se nachází hydrologicky významné prameniště s druhově velmi bohatou a vzácnou slatinnou a mokřadní vegetací. V území se vyskytují horní a střední toky s přirozenými koryty. V zájmové oblasti převažuje půdní typ kambizem rankerová (až eutrofní varieta). Podloží je sice v převážné části území bazické, vlivem kyselých dešťů je však pH půdy sníženo. V humu­ sovém horizontu je pH většinou v rozpětí 5,3 až 6,4. Podél toků se na nivních sedimentech a polygenetických hlínách vytvořily glej typický a pseudoglej (Podrázský & Vacek 1994).

77

Málková: Studium flóry a vegetace v širším okolí lomu v Horním Lánově Řešené území leží klimaticky v  nejchladnější části mírně teplé oblasti MT2 (Quitt 1971). Průměrná roční teplota je 6,4 °C a průměrný úhrn srážek je 895 mm (Tolasz 2007). Studované území se nachází v  submontánním vegetačním stupni. Geobotanická rekonstrukční mapa (Mikyška et al. 1969) uvádí pro většinu území porosty podsvazu ­Eu-Fagenion, v nivách toků společenstva svazu Alnion-incanae. Neuhäuslová et al. (1997) zachycuje na  mapě potenciální přirozené vegetace ČR jen porosty asociace (dále as.) Dentario enneaphylli-Fagetum. Nelesní společenstva byla před zásahem člověka zastoupena výjimečně na prameništích a skalních výchozech. V současnosti se v zájmovém území nenachází zvláště chráněné území. Vyskytuje se zde pět botanických lokalit evidovaných Správou KRNAP (Anonymus 2002): Z863C – lesní porosty V od lomu nad Pekelským potokem (na obr. 2 vylišený segment BB, stručná charakteristika a rozloha je v tab. 1), Z863A – genofondová plocha v lokalitě Peklo (les I, trávník nad lesem IL), Z871B – údolnice potoka Z od salaše (BN) a na V odtud, Z871A – Bíner (BS) s cennou mokřadní a slatinnou vegetací a na JV řešené oblasti Z863D – opuštěný vápencový lom (BL). Vegetační kryt je poznamenán dlouhodobým působením lidských aktivit. První doklad o  Lánovu pochází z  r. 1355. Hlavním způsobem obživy zdejšího obyvatelstva byl chov dobytka a obdělávání půdy, proto bylo mnoho původních lesních porostů odtěženo. ­Zprvu byly lesy mýceny a vypalovány kvůli pastvě, později pro pěstování méně náročných plodin, posléze i kvůli těžbě kamene. V 16. a 17. století byly holosečně vytěženy rozsáhlé porosty lesů. Při jejich obnově byl i  v  místech květnatých a  vápnomilných bučin často vysazován rychle rostoucí smrk ztepilý a  jako příměs modřín opadavý. Dlouhou tradici mělo i zpracovávání železa. Od 17. století dochází v obci postupně k rozvoji textilní výroby, papírnictví, těžby vápence a jeho zpracování na pálené vápno. Těžba se zachovala a soustředila na využívání ložiska dolomitického vápence v Horním Lánově. Specifickým a  hlavním zásahem do  podstatné části řešeného území je právě umístěný lom. V  současnosti se rozprostírá na ploše více jak 16 ha. Těžba začala již na 6. etáži (jejich plata leží v 520, 542, 565, 587, 610 a 630 m n. m.). Ložisko Lánov má v současnosti rozměry: hloubka – převýšení 110  m, délka 600  m a  šířka 300  m. Plánovaný vývoj těžby uvádí Dřevíkovský (2000). Negativním jevem byla po druhé světové válce velkoplošně zakládaná pole a rozsáhlé louky, což si vynutilo úbytek rozptýlené zeleně, likvidaci cest a mezí, úpravy vodního režimu. Většina odvodněných ploch byla využívána jako kulturní, intenzívně obhospodařované louky a pastviny. Na Z od prameniště Bíner (botanicky evidovaná lokalita KRNAP BS na obr. 2) byla na pohledově exponovaném místě zbudována salaš bez dostatečného ozelenění. Po r. 1989 poklesla intenzifikace zemědělství a změnila se skladba zemědělské činnosti ve prospěch chovu a pastvy dobytka. Většina travních porostů v okolí salaše je pasena (vyjma oplocené lokality Bíner – segment BS). V posledních letech se zlepšila péče o luční společenstva, pouze některé mokré a hůře přístupné louky zůstávají ladem. V současnosti se v tomto poměrně malém studovaném území díky dlouhodobému rozmanitému a většinou šetrnému působení člověka nachází značné množství odlišných biotopů (řada přírodních, často i reprezentativních a zachovalých) s vysokou druhovou diverzitou. Údaje o přírodních a vegetačních poměrech zájmového území můžeme najít v publikacích Šourek (1969 a, b), Sýkora (1983), Faltys (2000), Faltysová et al. (2002), Málková (2005, 2008, 2011, 2012), Flousek et al. (2007). Základní GIS vrstvy zachycující přírodní poměry Krkonoš a Podkrkonoší, letecké snímky z r. 2001 a 2007, turistickou mapu, informace geografické i přehled základních biotopů v botanicky cenných místech, popsaných 800 fotografií krajiny, porostů i vyskytujících se druhů rostlin a živočichů uvádí na DVD Málková et al. (2008), včetně řešené oblasti.

78

Příroda, Praha, 32: 73 – 107, 2014 Tab. 1.  Vysvětlivky k vymezeným lokalitám v širším okolí vápencového lomu v Horním Lánově. LO – zkratka vylišené lokality, roz – rozloha v ha z r. 2002, TYP – typ stanoviště: L – lesní, N – nelesní. Table 1.  Explanations of the designated localities in the wider area of the lime quarry in Horní Lánov. LO – abbreviation of selected locality, roz – area in ha from the year 2002, TYP – type of habitat: L – forest, N – non-forest. LO

roz

TYP

14

1,08

L

A

0,57

N

BB

10,07

L

BL

0,77

L i N

BN

2,05

L

BS

1,88

N

C

0,74

L

D

4,14

L

E

1,06

N

F

9,34

L

G

2,61

L

H

2,47

L

I

3,65

L

IL

0,25

N

J

1,25

L

JL

7,31

L

K

7,06

L

KL

0,79

L

LE

0,38

N

LH

1,41

N

LN

0,92

N

LR

0,41

N

LS

0,12

N

LSN

5,91

N

Charakteristika vylišených lokalit vytěžená silně svažitá bývalá květnatá bučina navazující na lom J od Pekelského potoka, husté mladé náletové dřeviny, r. 2004 mapovaná, r. 2010 odtěžena nesečený degradovaný ruderalizovaný mezofilní i vlhký trávník ve starém sadu JV od Pekelského potoka, zbořeniště, skládka dřeva, r. 2010 v části parkoviště silně svažitá reprezentativní květnatá bučina J od Pekelského potoka (bot. lok. KRNAP Z863C, lokální biocentrum 36), velmi vhodné zachovat uzavřený vápencový lom s druhově bohatou vegetací (bot. lok. KRNAP Z872A), v rámci výzkumu členění P – plató, D – dno, S - stěny údolní jasanovo-olšový luh u levostranného přítoku Pekelského potoka a květnatá bučina na svazích údolnice (bot. lok. KRNAP Z871B), dolní část polomy dvě oplocené druhově velmi bohaté podmáčené louky se slatinou, uprostřed v převaze listnatý remíz (bot. lok. KRNAP Z871A), vhodné vyhlásit chráněným územím svahová javořina v úvozu nad prameništěm v pastvině ovcí, JZ od objektu Hartigových, podrost odpovídá degradované květnaté bučině degradovaná květnatá bučina ve svahu V od nejvyšších etáží funkčního stěnového lomu s vysokým podílem jedlí i smrků, červenec 2009 poškození polomy převážně suchomilná vegetace na etážích funkčního lomu a v lemech cesty od správních budov k neodtěženým lesním porostům (Z) i cesty u těžebního prostoru degradovaná květnatá bučina V od funkčního lomu, ve svahu J od stavení Hartigových, zčásti nevhodně odtěžená a výrazně prosvětlená smíšený lesní porost kolem opuštěného jámového vápencového lomu, podrost květnaté bučiny, v E3 převažuje nevhodně vysázený smrk vlhká květnatá bučina ve svahu, JV od stavení Hartigových s vyšším podílem jedle, místy převažuje smrk; na prudším svahu prvky suťového lesa „Peklo“, silně svažitá druhově bohatá vápnomilná bučina se skalkami, SZ od budov a zařízení funkčního lomu (bot. lok. KRNAP Z863A), vyhlásit chr. územím druhově bohatý bylinný lem a květnatá mezofilní a místy suchá louka, management KRNAP – sečení a pastva ovcí (součást bot. lok. KRNAP Z863A) vlhká mladá hustá javořina, S od levostranného přítoku Pekelského potoka (nad botanickou lokalitou BN, J od funkčního lomu) v převaze stejnověký smrkový porost, v širším okolí opuštěného jámového lomu (kolem G), degradovaný podrost původní květnaté bučiny ochranný les mezi výsypkou stěnového lomu a slatinnou loukou, vysoká pokryvnost bříz a smrku, lem v okolí cesty na S silně ruderální květnatá, svahová, mezofilní, místy až xerofilní louka mezi pastvinou (P) a oplocenou slatinou (BS) s drobnou skalkou, pravidelně sečená vysoké mezofilní křoviny na mezích (zpravidla 2 etáže dřevin) nad oplocenou slatinou (BS), s druhově bohatým bylinným podrostem sekaná a ovcemi spásaná louka Z od Hartigových nad tokem, v horní části mezofilní, drobná prameniště, v dolní části nesečené tužebníkové lado sekaná, dříve rekultivovaná mezofilní louka mezi levostranným přítokem Pekelského potoka (BN) a provozními budovami funkčního lomu degradovaná, nesečená, mezofilní až vlhká louka mezi funkčním lomem a vegetací levostranného přítoku Pekelského potoka (BN), J od 3. etáže květnatá, vícekrát ročně sečená mezofilní ovsíková louka mezi Stránskými (čp. 165) a opuštěným sadem podél Pekelského potoka sekaná a hovězím dobytkem spásaná rekultivovaná mezofilní louka V od salaše s několika prameništi, mimo oplocenou slatinnou louku (BS)

79

Málková: Studium flóry a vegetace v širším okolí lomu v Horním Lánově LSO

2,83

N

ML

0,02

N

MX

5,3

L

O

3,16

L

P

8,9

N

PH

0,09

N

R

0,17

N

S

1,26

L

T

12,79

N

V

2,24

L i N

X12

1,9

L

Z

1,30

L

MI

oplocená, sečená a dobytkem spásaná rekultivovaná louka Z od salaše s prvky mezofilní ovsíkové louky a poháňkové pastviny lokality ochranářsky významných druhů cévnatých rostlin udávané mimo primárně vytyčené území, ale do 1 km mezofilní bylinný lem lesa (JL) SZ od rozcestí silnice do Černého dolu a nezpevněné cesty vedoucí k opuštěnému jámovému lomu smíšený, druhově bohatý, ale degradovaný porost mezi „jedlovou“ bučinou (D) a velkou rekultivovanou loukou – pastvinou (P), SV od salaše degradovaný druhově bohatý údolní jasanovo-olšový luh v nivě Pekelského potoka a jeho levostranného přítoku, lokální biocentrum pastvina hovězího dobytka, druhově chudá, meliorovaná, rekultivovaná louka JV od funkčního stěnového vápencového lomu luční sekané a ovcemi spásané, degradované, ale druhově bohaté prameniště nad přítokem Pekelského potoka, v louce LH, Z od obydlí Hartigových ruderalizovaná rákosina s náletem v depresi mezi mladou javořinou (J) a nesečenou loukou (LR), J od dobývacího prostoru funkčního lomu původně svěží jedlové bučiny, v současnosti spíše smrkové monokultury (dvě lokality), místy v podrostu prvky květnatých bučin těžební prostor funkčního lomu s hospodářskými budovami, drtičkou a účelovými komunikacemi vápnomilná bučina na ostrohu skály J od drtičky funkčního lomu, nad cestou od správních budov do horních etáží, podstatná část v r. 2010 již odtěžena vzrostlá hustá vegetace ve svahu po pravé straně cesty od správních budov k horním etážím lomu (nálety i zbytky vzrostlé bučiny) území schválené k další těžbě (degradovaná květnatá bučina, místy s převahou smrku a s vysokou pokryvností keřů), v červnu 2009 místy polomy

Sběr a vyhodnocení dat Správa KRNAP vymezila v širším okolí lomu v Horním Lánově území o velikosti 106,4 ha, ve kterém byl prováděn detailní rozbor flóry a vegetace (obr. 2). V tomto území bylo autorkou provedeno plošné zhodnocení vegetačního krytu. Vylišena a  popsána byla odlišná stanoviště na základě detailních inventarizací, rozsahu antropického ovlivnění a  přírodních podmínek. V  každém ze 37 segmentů (tab. 1) byla popsána přírodovědná, floristická a fytocenologická charakteristika ve smyslu metodiky mapování biotopů NATURA 2000 (Chytrý et al. 2001, 2010, Filippov et al. 2008). Zjištěn byl též stupeň jeho ohrožení a  navržen optimální management. Ve  všech typech biotopů, zejména v botanicky cenných, byly zapsány sedmičlennou Braun-Blanquetovou stupnicí fytocenologické snímky (FS). Místa jejich zápisu byla zaměřena přístrojem GPS. Snímky byly převedeny do programu DBreleve (viz www.infodatasys/software.cz, kde jsou zároveň FS umístěny) a za použití tohoto systému byly vyhodnoceny, případně byl systém použit k exportu dat pro účely dalšího zpracování. Klasifikace a ordinace snímků byla provedena podle složení bylinného patra (E1). Data byla standardizována na sumu reprezentací všech druhů odpovídající celkové pokryvnosti E1. Z excerpce 37 literárních zdrojů od r. 1882 do r. 2004 byl vytvořen abecední seznam zjištěných druhů rostlin. V případě podrobného popisu nálezu bylo někdy možné údaj lokalizovat, což je v seznamu zachyceno zkratkou segmentu. Při nejasném uvedení lokality z dané oblasti je v seznamu +, pokud byl druh nalezen mimo řešené území, ale do vzdálenosti cca 1 km, je zařazen pod symbolem MI. Autoři jsou v seznamu řazeni chronologicky pod zkratkami jmen a roku vydání. Druhy při aktuálním výzkumu neověřené jsou uvedeny tučně (viz appendix 1 v elektronickém archivu na webových stránkách časopisu Příroda).

80

Příroda, Praha, 32: 73 – 107, 2014 Podrobné inventarizace byly prováděny v letech 2002 až 2012 v každém z vylišených segmentů. Graficky, tabelárně a  statisticky jsou v  příspěvku syntetizovány výsledky mezi lety 2002 až 2010. Nové zajímavé floristické nálezy z let 2011 a 2012 jsou uvedeny na závěr v dodatku. Druhy zjištěné autorkou do r. 2010 jsou uvedeny v příloze 1 na konci článku. U všech druhů nalezených v minulosti i současnosti byly z práce Ellenberg et al. (1992) vypsány životní forma a indikační čísla k základním ekologickým faktorům. Kategorie ohrožení jsou vypsány z prací Procházka (2001) a z vyhlášky MŽP č. 395/1992 Sb., v platném znění (viz appendix 2 v elektronickém archivu na webových stránkách časopisu Příroda). U  zvláště chráněných a  ohrožených druhů rostlin byl výskyt zaměřen přístrojem GPS. Na zaměřování a sčítání se podílely zejména studentky Horáková (2005) a Sych rová (2005). Výskyt druhů různých kategorií ohrožení (Procházka 2001) v jednotlivých oblastech studovaného území byl vizualizován do map v prostředí programu Arcview. U ochranářsky cenných druhů byly určeny i jejich počty a vitalita. Zároveň byly zjištěny další lokality z Krkonoš a Podkrkonoší pro určení jejich vzácnosti v regionu (podrobně Málková 2005). Bylo porovnáno druhové složení vybraných lokalit (zejména lokalit BB a I). Druhová diverzita a její složky (vyrovnanost a druhová bohatost) byly vyjádřeny Shannon-Wienerovým indexem (H) a odpovídajícím indexem vyrovnanosti e = H/log2S, přičemž S je počet druhů. Statistické a grafické porovnání druhové skladby vylišených lokalit bylo dále provedeno užitím klasifikační metody TWINSPAN a  nepřímou gradientovou analýzou DCA. Pomocí t-testu byla sledována změna kvantitativních parametrů 38 FS na Bíneru (BS) po  8 letech (pokryvnost jednotlivých etáží, druhová diverzita, bohatost a  vyrovnanost, ordinační skóre podél prvých čtyř ordinačních os). Průběžně byla pořizována fotodokumentace v celku i v detailu.

Výsledky Rozbor vegetace V řešeném území bylo autorkou v letech 2002 až 2004 vylišeno 37 odlišných stanovišť (19 lesních a 18 nelesních). Jejich stručnou charakteristiku podává tab. 1, lokalizaci zachycuje obr. 2. Určeno a popsáno bylo 19 biotopů různé reprezentativnosti a zachovalosti. V lesních úsecích byly vylišeny biotopy: květnaté bučiny L5.1 (BB, D, F, H, C, Z – lokality jsou uvedeny s  klesající reprezentativností), vápnomilné bučiny L5.3 (I, V, X12), údolní jasanovo-olšový luh L2.2 (O, BN). Z nelesních biotopů byly popsány biotopy vápnité slatiniště R2.1 (BS, BLD), štěrbinová vegetace vápnitých skal a drolin S1.1 (v I), širokolisté suché trávníky, porosty s význačným výskytem vstavačovitých a bez jalovce obecného T3.4C (IL, KL), mezofilní ovsíkové louky T1.1 (LS, LSO, LSN, LN, A), vlhké pcháčové louky T1.5 a vlhká tužebníková lada T1.6 (PH, v části BS, maloplošně v  LSN a  LN), poháňkové pastviny T1.3 (náznak LH, P), vysoké mezofilní křoviny K3 (LE), mezofilní bylinné lemy T4.2 (ML) a rákosiny eutrofních stanovišť M1.1 (R). Část bučin byla nevhodně převedena na smrčiny (S). Mezi prioritní stanoviště náleží biotopy L2.2 a T3.4C. V území bylo sepsáno 93 FS (v lesních porostech 38, v nelesních 55), nejvíce v botanicky cenných lokalitách Bíner (BS), Peklo (I), bučina V od lomu (BB) a olšiny v nivách toků (O a BN). V 19 místech Bíneru (BS) byly FS sepsány opakovaně po 8 letech (1996 a  2004). FS z  r. 1996 byly převzaty z  práce Čermák (1986). Obr. 4 syntetizuje rozložení FS v  prostoru (metodou DCA) podle prvních dvou ordinačních os (podle světelných

81

Málková: Studium flóry a vegetace v širším okolí lomu v Horním Lánově a ­vlhkostních nároků). V levé části obrázku jsou nelesní stanoviště, v pravé lesní. V  dolní části jsou snímky z ­osluněné horní ­etáže těžebního prostoru a  přilehlých cest (E), v horní části FS z olšiny (O) a ze dna opuštěného lomu (BLD). Klasifikaci převážně nelesních společenstev – klasifikační skupinu *0 (procedurou TWINSPAN) se zkratkami indikačních druhů zachycuje příloha 2. Ukazuje zastoupení různých typů luk od  vlhkých až po  suché a  ruderalizované. Příloha 3 znázorňuje klasifikaci převážně lesních společenstev (klasifikační skupina *1), která jsou více homogenní, obsahující hlavně mezofilní typy. Příloha 4 obsahuje proměnlivost druhové diverzity ve 25 stanovištích (kde byly pořízeny FS) pomocí Shanon-Wienerova indexu. Ukazuje na jednotlivých lokalitách zjištěnou průměrnou druhovou diverzitu (H) a průměrný počet druhů ve snímku (S). 10

BB BL BLS BN BS E F G H I IL JL K KL LE LSN ML MX O P PH V Z

DCA2

5

0

-5

0

5 DCA1

10

15

Obr. 4.  Ordinační prostor prvých dvou os (metoda DCA) s  vyznačením polohy všech fytocenologických snímků a  jejich přiřazení k  jednotlivým lokalitám. První osa rozděluje lokality s nelesní vegetací (vlevo) a s lesními porosty (vpravo), druhá osa koreluje se vzrůstající vlhkostí stanoviště. Fig. 4.  Ordination space of the first two axes (DCA method) with the highlighted positions of all phytosociological relevés and their allocation to particular sites. The first axis divides sites into non–forest (on the left) and forest stands (on the right), the second axis correlates with increasing site humidity.

82

Příroda, Praha, 32: 73 – 107, 2014 V příspěvku jsou uvedeny jen botanicky a fytocenologicky nejcennější biotopy. Z lesních biotopů jsou nejreprezentativnější a  vědecky nejhodnotnější porosty v  Pekelském údolí (BB, I, O) a podél levostranného přítoku Pekelského potoka (BN). V BB byla vylišena květnatá bučina. Ze 112 zjištěných druhů je 14 ohrožených podle ­práce Procházka (2001): 1 druh kategorie C2, 4 druhy kategorie C3 a 9 druhů kategorie C4a. V segmentu I byla popsána vápnomilná bučina. Zde bylo určeno 147 taxonů, z nich je 13 ohrožených (2 druhy kategorie C2, 6 druhů kategorie C3 a 5 druhů kategorie C4a). Druhově bohatý údolní jasanovo-olšový luh leží v nivě Pekelského potoka (segment O), kde je zejména mimořádně bohatá populace Leucojum vernum. Další floristicky cenná olšina se nachází v zařízlém údolí toku mezi rodinným domem Stránských č. p. 165 a salaší v jihozápadní části zájmového území (segment BN) s bohatým bylinným podrostem; na svazích lze však porosty přiřadit k biotopu květnaté bučiny. Z  nelesních biotopů je botanicky nejcennější vegetace na  Bíneru (BS), zejména na obou loukách, které odděluje smíšený remíz s drobným vysychavým tokem. Především na dolní louce (v její západní polovině) je velmi reprezentativní vápnité slatiniště svazu Caricion davallianae, as. Valeriano dioicae–Caricetum davallianae. Z diagnostických druhů (dále dg) zde rostou Blysmus compressus, Carex davalliana, Carex flava, Epipactis palustris, Eriophorum latifolium, Molinia caerulea, Triglochin palustris a  Valeriana dioica. Ve východní polovině dolní louky jsou zastoupeny hlavně biotopy vlhké pcháčové louky a vlhká tužebníková lada. Z vyhodnocení 38 FS sepsaných na 19 stanovištích po 8 letech na BS vyplynulo, že z hlediska klasifikace procedurou TWINSPAN došlo jen k minimálním změnám (zařazení příslušného snímku se změnilo pouze na  nejnižší, nejpodrobnější hladině klasifikace). Ani tehdy se však nejedná o  systematické změny, které by měly vliv na  určitý posun společenstva v  rámci ordinačního prostoru prvých čtyř ordinačních os. Pomocí t-testu byla sledována změna kvantitativních parametrů FS (pokryvnost jednotlivých etáží, druhová diverzita, bohatost a vyrovnanost, ordinační skóre podél prvých čtyř ordinačních os). U žádného parametru není statisticky průkazná změna. Stručnou syntézu vylišených 37 lokalit podala Málková (2007), detailní popis biotopů ­obsahuje závěrečná zpráva vypracovaná pro Správu KRNAP a KVK (Málková 2005). V ní ale nejsou statistické rozbory dat a nové floristické poznatky. Rozbor flóry Souhrnně bylo v řešeném území zjištěno od r. 1882 do r. 2010 596 druhů cévnatých rostlin. V excerpovaných 37 pramenech je uvedeno 532 taxonů. Z nich nebylo při aktuálních průzkumech potvrzeno 82 druhů. V elektronickém appendixu 1 jsou tyto druhy ­zvýrazněny tučně (z nich 16 bylo zjištěno zřejmě mimo zkoumané území – za jménem druhu je symbol MI). Čtyři druhy aktuálně nalezené v území byly dříve udávány za ­hranicí sledovaného ­území (Lemna minor, Lamium album, Odontites vernus subsp. serotinus a Symphoricarpos albus). Od  r. 2002 do  r. 2010 bylo ve  vylišených 37 lokalitách ­určeno celkem 514 taxonů, z nich 67 není v excerpovaných pramenech obsaženo (tyto jsou v elektronickém ­appendixu 2 zvýrazněny tučně). O  mimořádné vědecké hodnotě řešeného území svědčí, že zde bylo od  r. 1882 do r. 2002 uvedeno 91 taxonů obsažených v  Černém a  červeném seznamu cévnatých rostlin ČR (Procházka 2001). Autorka jich do r. 2010 ověřila 49. Výskyt 48 (kromě jednoho druhu C4b) byl zaměřen pomocí 2151 bodů GPS. Místa výskytu ve vylišených lokalitách přibližují obr. 5 (C1 a C2), obr. 6 (C3) a obr. 7 (C4a).

83

Málková: Studium flóry a vegetace v širším okolí lomu v Horním Lánově Syntéza výskytu ohrožených druhů rostlin podle práce Procházka (2001): stupeň počty zjištěných druhů ochrany historické prameny neověřeno ověřeno nově nalezeno A1 2 2 – – C1 10 8 2 – C2 19 7 12 1 C3 31 15 (spíše 12) 16 2 C4a 28 10 18 1 C4b 1 – 1 – celkem 91 42 49 4

souhrn 2 10 20 33 29 1 95

Souhrnně bylo v řešené oblasti zjištěno 38 zvláště chráněných druhů podle vyhlášky MŽP č. 395/1992 Sb., v platném znění (§1 – 5 taxonů, §2 – 10 taxonů, §3 – 23 taxonů). Aktuálně jich bylo zjištěno 20 (žádný druh v kategorii §1, 4 druhy §2 a 16 druhů §3) (podrobnější přehled ochranářsky významných druhů viz appendix 3 v elektronickém archivu na webových stránkách časopisu Příroda).

Obr. 5.  Výskyt kriticky ohrožených (C1) a silně ohrožených druhů cévnatých rostlin (C2) v zájmovém území. Fig. 5.  Occurrence of critically endangered (C1) and highly endangered vascular plant species (C2) in the area.

84

Příroda, Praha, 32: 73 – 107, 2014

Obr. 6.  Výskyt ohrožených druhů cévnatých rostlin (C3) v zájmovém území. Fig. 6.  Occurrence of endangered vascular plant species (C3) in the area.

Obr. 7.  Výskyt potenciálně ohrožených druhů cévnatých rostlin (C4a) v zájmovém území. Fig. 7.  Occurrence of potentially endangered vascular plant species (C4a) in the area.

85

Málková: Studium flóry a vegetace v širším okolí lomu v Horním Lánově Od r. 2002 byly v řešeném území nově zjištěny Odontites vernus subsp. serotinus (C2; segmenty BLD, P), Orchis morio (C2; 1 kvetoucí exemplář nalezl v  r. 2003 J. Harčarik v segmentu KL, autorka zde druh našla v r. 2003 i 2004, v dalších letech ale výskyt neověřila), Galanthus nivalis (C3; segment O), Hypericum humifusum (C3; segment G) a  Ulmus minor (C4a; segmenty BLP, G). Ve  všech případech se jednalo o ojedinělé výskyty. Mezi cenné nálezy patří zjištění početné populace druhu Monotropa hypophegea v segmentu I (okolo 150 kusů), který naposledy uvedl C ypers (1882) a  obdobně tří mikro­lokalit Orchis ustulata (v  území nebyl zjištěn přes 25 let a  mikrolokality v  segmentech KL a  PH jsou nové; v  KL ale druh nebyl v  posledních letech zjištěn). Rozšíření těchto dvou druhů rozebrala M álková et al. (2006). Že se jedná o mimořádně cenné území dokladuje skutečnost, že se mnohé z těchto ochranářsky významných druhů v  regionu vyskytují ojediněle (Carex davalliana, ­C orallorhiza ­trifida, Ophioglossum vulgatum, Epipactis atrorubens, Epipactis palustris) či chybí ­(Inula salicina subsp. salicina, Monotropa hypophegea, Orchis morio, Orchis ustulata, ­C ephalanthera ­damasonium). U  mnoha dříve udávaných druhů byla zjištěna nová místa výskytu: Corallorhiza trifida (C2; segmenty 14, C, D, Z), Eriophorum latifolium (C2; segment PH), Parnassia palustris (C2; segmenty PH a LH), Blysmus compressus (C2; segment LE), Asplenium viride (C3; segment 14), Cephalanthera damasonium (C3; segmenty D, E, K, Z, M), Dactylorhiza majalis subsp. majalis (C3; segment PH). Z  taxonů kategorie C4a jsou zajímavé nálezy druhů Cicerbita ­alpina, Streptopus amplexifolius nebo Gentiana asclepiadea, které mají optimum ­v ýskytu ve  výrazně vyšších polohách (podrobně M álková 2005). Mezi druhově nejcennější segmenty patří druhově bohatá mokřadní vegetace na ­Bíneru (BS). Od r. 2002 zde bylo určeno 219 druhů (nejvíce ze všech lokalit), mezi nimi 1 druh kategorie C1, 6 druhů kategorie C2, 8 druhů kategorie C3 a 7 druhů kategorie C4a. Na  Bíneru (BS) masivně rostou z  ochranářsky významných druhů Epipactis palustris, Carex davalliana, Triglochin palustre, Blysmus compressus, Dactylorhiza majalis subsp. majalis, Valeriana dioica, Listera ovata; sporadicky Inula salicina subsp. salicina, Eriophorum latifolium, Leucojum vernum, Ophioglossum vulgatum, Menyanthes trifoliata, Carex flava; jednotlivě Salix repens. V území byl v letech 2002 až 2010 zjištěn výskyt pěti invazních druhů podle Metodiky aktualizace vrstvy mapování biotopů (Lustyk & Guth 2010): Conyza canadensis (segmenty E, V; historicky neuváděn), Impatiens parviflora (početně v segmentu 14, sporadicky segmenty BB, BN, D, I, K, O, X12, Z; historicky uváděl jen Faltys 2000 ze segmentu O), Populus × canadensis (ojedinělý výskyt v  segmentu E; historicky též jen Faltys 2000 a to v segmentu E), Reynoutria japonica (v průběhu sledování se rychle šíří podél toku v lokalitách LH, O; historicky neuváděn), Solidago canadensis (nejpočetněji v lemu cesty v segmentech O, A, E, V; poprvé z území uvádí Štursa & Štursová 1975). Cypers (1882) a  Šteffan (1982) ještě udávali Cytisus scoparius. Z  expanzních druhů se v  zájmovém území vyskytují Calamagrostis epigejos (více lokalit, hlavně neudržované nelesní, nejvíce v segmentu E), Phalaris arundinacea (O, R), Phragmites australis (J, O, R), Pinus sylvestris (BL, 14, V), Sambucus nigra (v 18 vylišených lokalitách, maximum O a E; historicky méně lokalit), Urtica dioica (29 lokalit, maximum O a E).

Diskuse V průběhu více než 125 let nastaly v řešeném území poměrně velké změny v biodiverzitě druhů i  společenstev. Diskuse se pokouší osvětlit rozsah a  příčiny těchto změn. Na velké změny ve východočeské flóře upozorňoval mimo jiné již Procházka (1980 a, b),

86

Příroda, Praha, 32: 73 – 107, 2014 příčiny úbytku zvláště chráněných druhů řešili Procházka & Velísek (1983), Průša (2005), Průša et al. (2005), dynamiku luk v Krkonoších detailně rozebral Krahulec et al. (1997) a dalších příkladů by bylo mnoho. Aktuálně nebylo od r. 2002 v řešené oblasti potvrzeno 82 taxonů (16 údajů je udáváno zřejmě mimo řešené území). Z nich je 41 ohrožených druhů podle práce Procházka (2001) a 20 druhů zvláště chráněných podle vyhlášky MŽP č. 395/1992 Sb., v platném znění. Naopak historické údaje neobsahovaly 63 druhů. Změny v druhovém složení mají různé příčiny. Přibyla řada světlomilných a nitrofilních druhů, kterým vyhovují nově vytvořená stanoviště po odtěžení původních lesních porostů – zejména na etážích lomu, v lemech cest a v okolí objektů, na narušených obnažených místech, často se zvýšeným obsah dusíku. Mezi nově zjištěné světlomilné druhy patří Arctium lappa, Echium vulgare, Lactuca serriola (Ellenbergova indikační hodnota /EIH/ pro světlo 9), dále Arctium tomentosum, Ballota nigra, Bromus erectus, Cerastium arvense, Conyza canadensis, Erophila verna, Malva neglecta, Melilotus officinalis (EIH pro světlo 8) nebo Erysimum cheiranthoides, Capsella bursa–pastoris, Fallopia convolvulus, Galinsoga parviflora (EIH pro světlo 7). Mnoho z nově nalezených druhů náleží mezi velmi silně nitrofilní, např. Arctium lappa, Arctium tomentosum, Malva neglecta (EIH pro živiny 9) nebo Chenopodium polyspermum, Galinsoga parviflora, Persicaria lapathifolia (EIH pro živiny 8). Důvodem vymizení řady taxonů je zejména zničení či výrazné pozměnění jejich stanovišť (odtěžení, meliorace, rekultivace, vysazování smrků v  původně listnatých lesích atd.). Např. melioracemi byly zničeny často velmi cenné, druhově bohaté pcháčové, slatinné a rašelinné louky, čímž pokleslo zastoupení vstavačovitých a dalších vlhkomilných a mokřadních taxonů. Celkově došlo k posunu k sušším typům luk. Na neobhospodařovaných plochách (segmenty A, R, LR, E) přibývají druhy vysokého vzrůstu, často nitro­filní (z trav např. Calamagrostis epigejos, Dactylis glomerata a Phragmites australis, z bylin Urtica dioica, Rumex obtusifolius, Cirsium oleraceum nebo Chaerophyllum hirsutum). V zastíněných smrkových porostech klesá pokryvnost bylinného patra a mění se druhové složení ve prospěch stínomilných a acidofilních taxonů (např. Oxalis acetosella, ­Vaccinium myrtillus, Luzula luzuloides). Některé dekorativní taxony mohly být také vyryty a přesazeny do zahrádek, jak uvádí pro řadu druhů i Průša et al. (2005). Mnohé druhy jsou závislé na mykorhize, není tudíž vyloučen ani negativní vliv imisí, což uvádějí Procházka & Velísek (1983), Průša (2005) aj. Některé druhy zde byly úmyslně vysazeny (Cannabis sativa, Levisticum officinale, Pinus mugo, Pinus sylvestris nebo ovocné stromy) či vysety (Lolium multiflorum). I nález zvláště chráněného druhu Galanthus nivalis je zřejmě druhotný. Diaspory několika horských druhů byly zřejmě splaveny z vyšších poloh (Cicerbita alpina nebo Streptopus amplexifolius). Naopak štěrk z  dolomitického vápence z  Horního Lánova použitý ke  zpevňování cest a okolí objektů na hřebenech Krkonoš je zřejmě příčinou zavlečení druhu Gentianopsis ciliata až do subalpínských poloh (Málková & Wagnerová 1999). Některé druhy mohly být do území zaneseny ptáky (Frangula alnus, Cornus sanguinea). V několika málo případech je rozdíl v  databázi způsoben i  možnou chybou – např. Polygonatum odoratum uvádí z Pekla (I) Šteffan (1982), z vegetace na skalním ostrohu (V) Čermák (1986), autorka zde našla Polygonatum multiflorum. V případě druhu Carlina vulgaris (Šteffan 1975) sám autor píše, že se jedná o chybný údaj a uvádí Carlina stricta (Šteffan 1978). V případě Crepis trifoliata uváděné na lokalitě BS Futschigem (Futschig 1972) se s největší pravděpodobností jedná o přepis; autor měl zřejmě na mysli druh Menyanthes trifoliata. Některé druhy nebyly v  minulosti určovány – viz Monotropa hypophegea (Ellenberg et al. 1992). Jiné zde rostly asi i v minulosti (zejména plevelné), ale unikly pozornosti nebo nebyly zapsány (Lamium album, Capsella bursa-pastoris, Echium vulgare).

87

Málková: Studium flóry a vegetace v širším okolí lomu v Horním Lánově Mezi zajímavé nálezy patří výskyt Hepatica nobilis v květnaté bučině (segment BB), Astrantia major v lokalitě O a na vlhké ploše D. Opomenuta byla v historických pramenech Mentha longifolia, ačkoliv se vyskytuje v  segmentu LH početně v  tužebníkovém ladu. Na  stěnách zrušeného lomu byl nalezen Helianthemum grandiflorum subsp. obscurum a zejména dno opuštěného lomu (BLD) je cennou botanickou lokalitou s výskytem mnoha zvláště chráněných a ohrožených druhů (obr. 5, 6, 7). Pozornosti botaniků také unikala pastvina ovcí (LH) s drobným prameništěm (PH) nad levostranným přítokem Pekelského potoka u stavení Hartigových, kde byly zjištěny nové lokality ochranářsky cenných druhů Orchis ustulata, Eriophorum latifolium, Parnassia palustris, Dactylorhiza majalis, Carex flava, Valeriana dioica atd. (obr. 5, 6, 7). U  několika málo druhů byl v  průběhu let zachycen pokles fertility. Typickým příkladem je Menyanthes trifoliata, která náleží mezi kriticky ohrožené druhy Krkonoš (Štursa et al. 2009) a je třeba věnovat zvýšenou pozornost jejímu monitoringu a managementu. V r. 2003 bylo zjištěno cca 20 květenství, v r. 2004 kvetlo pouze 8 rostlin, v letech 2005 a 2006 byla nalezena jen 4 květenství, v r. 2010 žádné, ač se jedná o hustou populaci na cca 10 m2. V lokalitě je třeba zlepšit vodní režim. Rozšíření i ohrožení druhu Menyanthes trifoliata v Krkonoších a Podkrkonoší se věnovaly Málková & Špatenková (2011). Byla charakterizována vegetace v 37 odlišných segmentech podle metodiky mapování biotopů NATURA 2000 (Chytrý et al. 2001, 2010). Z hlediska ochrany přírody jsou nejcennější porosty v lokalitách BS, BB, I a IL, dále D, PH či BL nebo Z. Mokřadní vegetace Bíneru (BS), květnaté porosty v Pekle (I a IL), luční prameniště PH nebo porosty ve starém lomu BL nebudou těžbou přímo zasaženy. Těžba ale ohrožuje sektory východně od lomu (BB, D a zejména Z). V sektoru Z byla těžba schválena již v r. 2005. Vedení KVK tvrdí, že odtěžením bučin východně od lomu nenastane zásadní změna druhové a stanovištní diverzity v území, neboť jsou tyto porosty floristicky i ­vegetačně shodné s  porosty v Pekle (I). Detailní syntéza však prokázala, že JV orientované porosty v  Pekle náleží podle metodiky mapování biotopů NATURA 2000 (Chytrý et al. 2001) k biotopu vápnomilné bučiny as. Cephalanthero-Fagetum s početnou populací diagnostického druhu Cephalanthera damasonium (2004 – 585 exemplářů) a bez výskytu Dentaria enneaphyllos (dg v  květnaté bučině). Podle příručky hodnocení biotopů (PHB; Filippov et al. 2008) je stav biotopu v  segmentu I  příznivý vzhledem k  určeným 12 specifickým druhům (Abies alba, Aquilegia vulgaris, Asplenium viride, Carex flacca, Cephalanthera damasonium, ­Corallorhiza trifida, Daphne mezereum, Epipactis atrorubens, E. helleborine subsp. helleborine, Neottia nidus-avis, Orthilia secunda, Rubus saxatilis). Taxony Asplenium viride, Cephalanthera damasonium a Orthilia secunda v segmentu BB nerostou. Severně orientované porosty BB patří do biotopu květnatých bučin as. Dentario enneaphylli-Fagetum s velmi početnou populací dg druhu kyčelnice devítilisté (až tisíc kusů) a bez přítomnosti okrotice bílé. Stav je podle PHB příznivý, což dokládá přítomnost 16 specifických druhů (Abies alba, Tilia platyphyllos, Actaea spicata, Aquilegia vulgaris, Daphne mezereum, Dentaria enneaphyllos, Festuca altissima, Galium rotundifolium, Lathyrus vernus, Lilium martagon, Lonicera nigra, Neottia nidus-avis, Paris quadrifolia, Prenanthes purpurea, Pulmonaria obscura, Sanicula europaea). Rozložení 22 FS z lokalit BB a I v prostoru prvých dvou ordinačních os metodou DCA ukázalo větší zastoupení stínomilných druhů v porostech BB (jsou fytocenologicky uniformnější). Existují i rozdíly v druhovém složení. V segmentu I chybí kromě Dentaria enneaphyllos např. Hepatica nobilis, Leucojum vernum, Carex flava, Lilium martagon, Ranunculus platanifolius (čtyři posledně uváděné druhy rostou v dolní vlhké části nad Pekelským potokem). Mnohem početnější populace mají v segmentu BB Corallorhiza trifida (C2; v BB v r. 2004 1200 kusů, v I jen 415), Aquilegia vulgaris (C3), Platanthera bifolia (C3), Abies alba (C4a) a Daphne mezereum.

88

Příroda, Praha, 32: 73 – 107, 2014 V  posledních desetiletích je v  mnoha lokalitách řešené oblasti, zejména botanicky cenných, prováděn správný management (segmenty BS, IL). Monitorovány jsou i vybrané druhy (Z ahradníková 2004, Harčarik 2005, Málková 2005, Málková & Špatenková 2011). Monitoring ohrožených druhů je prováděn i v dalších národních parcích a v CHKO – např. v Jeseníkách Bureš (1996). Ohrožení a zejména návrhy managementu pro lesní porosty v ČR uvádí např. Míchal & Petříček (1999), pro nelesní Petříček (1999). Velká pozornost je v současnosti věnována tzv. prioritním evropsky významným druhům nebo biotopům (Filippov et al. 2008).

Shrnutí Příspěvek shrnuje poznatky geobotanického výzkumu širšího okolí lomu v Horním Lánově (plocha 106,4 ha) ležícího 4 km východně od Vrchlabí, který probíhal v letech 2002 až 2012. Jeho hlavním cílem bylo zjistit nejen aktuální stav, ale také změny druhové a biotopové diverzity v  souvislosti s  antropickými zásahy v  území (především s  postupující těžbou dolomitického vápence) a vytvořit podklad pro management druhů a společenstev. Bazické podloží převážné části území a členitý terén ovlivňují skladbu vegetace. Oblast je sice antropicky ovlivněna těžbou, zemědělstvím (pastva, meliorace), lesnictvím ­(výsadba smrků), ale jedná se dosud o  území fytocenologicky pestré, s  vysokým počtem druhů cévnatých rostlin. Ve  vylišených 37 (19 lesních a  18 nelesních) stanovištích byla podána ­jejich floristická a  fytocenologická charakteristika. Bylo vyhodnoceno 93 fytocenologických s­ nímků (klasifikace procedurou TWINSPAN a ordinace metodou DCA). Popsány byly květnaté a vápnomilné bučiny, olšiny, nelesní mokřadní a slatinná společenstva, vegetace skalních výchozů, krátkostébelné i mezofilní trávníky, pastviny, křoviny a mezofilní bylinné lemy aj. Byly představeny nejcennější biotopy v území. V průběhu 8 let nedošlo na Bíneru (BS) k statisticky průkazným změnám. Byly prokázány rozdíly mezi lesními porosty I (vápnomilná bučina) a BB (květnatá bučina) a byly odůvodněny příčiny těchto rozdílů. Z excerpcí 37 literárních pramenů od r. 1882 a z botanických inventarizací autorky z let 2002 až 2010 bylo v širším okolí lomu v Horním Lánově souhrnně zjištěno 596 ­druhů cévnatých rostlin. Zřejmě nově bylo do r. 2010 ve vytyčeném území určeno 67 taxonů (převážně světlomilných a hodně nitrofilních) a nepotvrzeno přímo v území 66. Druhová diverzita a její složky (vyrovnanost a druhová bohatost) byly vyjádřeny např. Shannon-Wienerovým indexem. Od r. 1882 do r. 2002 je z území uváděno 95 taxonů obsažených v Černém a červeném seznamu cévnatých rostlin ČR (Procházka 2001) – 2 druhy kategorie A1, 10 druhů C1, 19 druhů C2, 31 druhů C3, 28 druhů C4a a 1 druh C4b. Autorka jich ověřila 49 (2 druhy C1, 12 druhů C2, 16 druhů C3, 18 druhů C4a a  1 druh C4b) a nově našla Odontites vernus subsp. serotinus (C2), Galanthus nivalis (C3), Hype­ricum humifusum (C3) a Ulmus minor (C4a). Výskyty těchto druhů byly zaměřeny přístrojem GPS a prezentovány v ortofotomapách. Zjištěna byla jejich početnost, případné ohrožení a byl navržen management. Mnohé z těchto druhů se v regionu vyskytují ojediněle (Carex davalliana, Corallorhiza trifida, Ophioglossum vulgatum, Epipactis atrorubens, Epipactis palustris aj.) či chybí (Inula salicina subsp. salicina, Monotropa hypophegea, Orchis morio, Orchis ustulata, Cephalanthera damasonium). Řada nálezů je cenných: Monotropa hypophegea, Orchis ustulata, Orchis morio, Hypericum humifusum; nové lokality byly zjištěny např. pro Orchis ustulata, Eriophorum latifolium, Parnassia palustris, Cephalanthera damasonium, Platanthera bifolia, Gentiana asclepiadea, Gentianopsis ciliata, Dactylorhiza majalis. V území bylo v současnosti podchyceno pět invazních taxonů a šest expanzních podle práce Lustyk & Guth (2010). Nebezpečné je hlavně šíření Reynoutria japonica (v historických pramenech není uváděna) a Solidago canadensis.

89

Málková: Studium flóry a vegetace v širším okolí lomu v Horním Lánově Statisticky byly zhodnoceny vazby druhů na stanovištní podmínky a byly zjištěny rozdíly v druhém složení mezi vylišenými lokalitami. Výzkumy potvrdily, že i v současnosti je flóra v širším okolí lomu v Horním ­Lánově mimořádně cenná a zasluhuje si ochranářskou pozornost (vyhlásit přinejmenším za přírodní památky Bíner a Peklo). Studium přispělo k pozastavení těžby v květnaté bučině nad lomem BB a  Z  a  poskytlo podklady k  tvorbě managementu v  lesních i  nelesních stanovištích. Je třeba i  nadále travní porosty kosit, popř. obhospodařovat pasením optimálního počtu kusů ovcí. V lesích je nutné udržovat přirozenou druhovou skladbu za  použití přírodě blízkých podrostních obnovních postupů a  v  biotopech květnatých a vápnomilných bučin odstranit smrk ztepilý. V mokřadních společenstvech je důležité zachování správného vodního ­režimu (zejména na Bíneru na dolní louce v místech výskytu Menyanthes trifoliata). V dodatku jsou uvedeny nově nalezené taxony z průzkumů z let 2011 a 2012.

Summary The article investigates the geobotanical research that was carried out near the limequarry in Horní Lánov (area of 106.4 hectares) situated 4 km eastwards from Vrchlabí. The research was undertaken over a period of ten years from 2002 to 2012. The main aim was to sum up not only the current environmental situation but also the species and their diversity in its connection with the anthropic influence in the area (with the progressive exploitation of dolomitic limestone) and to create a  structure of groundwork for species and phytocoenose management. The vegetation structure is influenced by the broken terrain and the alkaline subsoil dominating in this area. In spite of the fact that the area is influenced by the exploitation, agriculture (pasture, melioration) or forestry (spruce outplanting), there are still a high number of vascular plant species. In 37 determined locations (19 forest and 18 nonforest locations) the floristic and phytocoenological characteristics were recorded, anthropic erosion was evaluated as well as the health of the biotopes. The statistical process of 93 phytocoenological relevés was carried out (classification by TWINSPAN procedure and ordination by DCA method). During the eight years that the Bíner (BS) was operating there were no statistically decisive changes. There were many biotopetypes that were described, e.g. herb-rich and limestone beech forests, alder carrs, non-forest wetland and fenny phytocoenose, cliffs and boulder screes, short-stemmed and mesic grasslands, pastures, scrubs and mesic herbaceous fringes and others. In the wider surroundings of the lime-quarry area in Horní Lánov, a  total of 596 vascular plant species were found, according to evidence from 37 literary sources (since 1882) and the author’s botanical inventarisation (between 2002 and 2010). As many as 67 new species were determined in the area (mostly the helophytes and nitrophytes) and 66 species were not verified. The species diversity and its elements (stability and species richness) were described e.g. by the Shannon-Wiener index. A total of 95 species from the Black and Red Lists of vascular plant species of the Czech Republic (Procházka 2001) were identified between 1882 and 2002. Two species in the A1 category were found, 10 in the C1, 19 in the C2, 30 in the C3, 29 in the C4a and one species was found in the C4b. 49 species were confirmed (two species in the C1, 12 in the C2, 16 in the C3, 18 in the C4a and one species in the C4b). Odontites vernus subsp. serotinus of the category C2, Galanthus nivalis and Hypericum humifusum of the C3 and Ulmus minor of the C4a were almost certainly newly discovered. All these species were GPS located and displayed on ortho-photo maps. Their abundance and possible level of endangerment were recorded

90

Příroda, Praha, 32: 73 – 107, 2014 and potential management measures were suggested. The occurrence of many of these species in the region is rare (Carex davalliana, Corallorhiza trifida, Ophioglossum vulgatum, Epipactis atrorubens, E. palustris and others) or they were missing (Inula salicina subsp. salicina, Monotropa hypophegea, Orchis morio, Orchis ustulata, Cephalanthera damasonium). Many of the findings are extremely valuable, e.g. Monotropa hypophegea, Orchis ustulata, O. morio, Hypericum humifusum. New localities were discovered for e.g. Orchis ustulata, Eriophorum latifolium, Parnassia palustris, Cephalanthera damasonium, Platanthera bifolia. Five invasive taxa and six expansive ones (according to Filippov et al. 2008) were noted in the area. The expansion of Reynoutria japonica (which is not mentioned in historical sources) and Solidago canadensis which is noted for being especially dangerous are of note. The species linkage to the site conditions was statistically evaluated and the differences in species structure were identified. The research confirmed that the flora near the lime-pit in Horní Lánov is exceptionally rich and deserves our protective attention, perhaps even more at this time (the sites of Bíner and Peklo should be proclaimed as natural monuments). The study itself helped to stop the exploitation in beech woods above the lime-pit. The growth of grasses needs to be restricted and managed through the process of sheep pasturing of the ground. It is important to keep a natural species structure in the forests with the use of natural processes of undergrowth recovery. Picea abies should be removed from biotopes of herb-rich and acidophilous beech forests. It is important as a vital component in maintaining a suitable water regime in the wet grounds.

Resümee Der Beitrag fasst Erkenntnisse der geobotanischen Forschung der weiteren Umgebung des Steinbruches in der vier Kilometer östlich von Vrchlabí liegenden Stadt Horní Lánov zusammen, die zwischen den Jahren 2002 und 2012 verlief. Das Hauptziel der Forschung war nicht nur den aktuellen Zustand, sondern auch die Arten- und Lokalitätsveränderungen in der Diversität festzustellen, die anthropisch beeinflusst sind (vor allem die fortfahrende Forschung des dolomitischen Kalksteins). Zu den Zielen gehörte auch die Erstellung einer Grundlage fürs Arten- und Sozietätsmanagement. Die alkalische Sohle des überwiegenden Teils des Gebiets und das gegliedertes Landwirtschaftsführung (die Weide und die Meliorationen), dem Forstwesen (Fichten Verpflanzen) beeinflusst wird, handelt es sich bisher um einen phytocoenologisch bunten Raum mit einer hohen Zahl der Gefäßpflanzenarten. In den 37 unterschiedenen Standorten (19 forstlichen und 18 nichtforstlichen) wurde ihre floristische und phytocoenologische Charakteristik eingereicht. Es wurde 93 phytocoenologischen Aufnahmen bewertet (Klassifikation nach der TWINSPAN-Prozedur und Ordination nach der DCA-Methode). Im Verlauf der acht Jahre kam es in Bíner (BS) zu keinen statistisch erweisbaren Veränderungen. Es wurden die blumenreichen und kalkliebenden Buchenwälder, Erlenwände, die nichtforstlichen Sumpf und Moor Sozietäten, die Vegetation der Felsentblößungen, die kurzhalmischen und mesophilen Grünlagen, Gesträuche und die mesophilen Pflanzsäume beschrieben. Aus den Exzerpten der 37 literarischen Quellen seit 1882 und aus den botanischen Inventarisierungen der Autorin, die zwischen den Jahren 2002 und 2012 in der weiteren Umgebung von Horní Lánov verliefen, wurde insgesamt 596 Gefäßpflanzenarten bestimmen. Es wurde im Gebiet wahrscheinlich 67 Taxonen neu bestimmt (vor allem die Heliophyten und Nitrophyten) und 66 wurde im Raum nicht verifiziert. Die Artendiversität und ihre Bestandteile (die Ausgeglichenheit und die Artenfülle) wurden z.B. durch dem

91

Málková: Studium flóry a vegetace v širším okolí lomu v Horním Lánově Shannon-Wiener Index ausgedrückt. Von 1882 bis 2002 wurden aus dem Gebiet 95 Taxonen angegeben, die zu der „Schwarzen und Roten Liste der Gefäßpflanzen der Tschechischen Republik“ (Procházka 2001) gehören. In der Kategorie A1 wurden zwei Arten gefunden, in der Kategorie C1 10, in der Kategorie C2 19, in der Kategorie C3 31, in der Kategorie C4a 28 und in der Kategorie C4b wurde eine Pflanzenart gefunden. Die Autorin verifizierte 49 Pflanzenarten (aus der Kategorie C1 zwei Arten, aus der Kategorie C2 12, aus der Kategorie C3 16, aus der Kategorie C4a 18 und aus der Kategorie C4b eine Art) und wahrscheinlich neu fand sie Odontites vernus subsp. serotinus aus der Kategorie C2, Galanthus nivalis und Hypericum humifusum aus der Kategorie C3 und Ulmus minor aus der Kategorie C4a. Die Vorkommen dieser Arten wurden mit Hilfe von GPS angepeilt und in die Ortho-photo Karten präsentiert. Es wurde ihre Quantität und eventuelle Bedrohung festgestellt und das Management wurde vorgeschlagen. Manche von diesen Pflanzenarten gibt es in der Region nur selten (Carex davalliana, Corallorhiza trifida, Ophioglossum vulgatum, Epipactis atrorubens, E. palustris, usw.) oder sie fehlen (Inula salicina subsp. salicina, Monotropa hypophegea, Orchis morio, Orchis ustulata, Cephalanthera damasonium). Viele Funde sind wertvoll: Monotropa hypophegea, Orchis ustulata, O. morio, Hypericum humifusum; neue Lokalitäten wurden ermittelt z.B. für Orchis ustulata, Eriophorum latifolium, Parnassia palustris, Cephalanthera damasonium, Platanthera bifolia. Zurzeit wurden auf dem Gebiet fünf invasive und sechs expansive Taxonen nach der Werk Filippov et al. (2008) registriert. Vor allem eine Verbreitung von Reynoutria japonica (diese Art wurde in den historischen Quellen nicht erwähnt) und Solidago canadensis ist gefährlich. Statistisch wurden die Bindungen der Pflanzenarten an die Standortbedingungen bewertet und die Unterschiede in der Artenstruktur zwischen den unterschiedlichen Lokalitäten wurden festgelegt. Die Forschungen bestätigten, dass auch heutzutage die Flora in der weiteren Umgebung des Steinbruches in Horní Lánov außergewöhnlich hochgeschätzt ist und sie verdient eine naturschützliche Aufmerksamkeit (wenigstens Bíner und Peklo sollten zu Naturdenkmalen erklärt werden). Das Studium half zur Förderung-Stilllegung im blumenreichen Buchenwald oberhalb des Steinbruches BB und brachte Unterlagen fürs Management in den forstlichen und nichtforstlichen Standtorten. Es ist nötig den Grasbewuchs immer wieder zu mähen bzw. mittels des Abweidens der optimalen Schafanzahl zu bewirtschaften. In den Wäldern ist es nötig die natürliche Artenkomposition zu behalten, wobei die naturnahen Wiederaufbauprozesse sollten benutzt werden. In den Biotopen der blumenreichen und kalkliebenden Buchenwälder soll Picea abies abgeschafft werden. Für die Sumpfsozietäten ist es wichtig das richtige Wasserregime zu behalten. Im Zusatz werden die während der Forschungen in Jahren 2011 und 2012 neu gefundenen Taxonen erwähnt.

Poděkování Výzkum vznikl na  podnět Správy KRNAP. Studia podpořily v  letech 2002 až 2004 KVK Vápenky Kunčice nad Labem a v letech 2005 až 2012 projekty specifického výzkumu Univerzity Hradec Králové (zejména statistické zpracování a  pokračování inventarizačních průzkumů). Poděkování náleží za spolupráci diplomantkám Katedry biologie UHK Lucii Sychrové, Petře Horákové a Mgr. Evě Prajsové. Za statistické zpracování náleží dík Ing. Karlu Matějkovi CSc., za grafické výstupy Ing. Tomáši Lhotovi. Při sčítání vybraných druhů v terénu dále vypomáhali Mgr. Ondřej Málek, Mgr. Edita Waclawciková, Mgr.  Sylvie Bradáčová, Zuzana Pohlová a  Veronika Humlová. Na  terénních šetřeních se podíleli i Bc. Petr Málek a Zdeněk Málek, za což jim patří poděkování. Na překladech se podíleli Mgr. Eva Prajsová a Bc. Daniel James Edgerley, za což jim též děkuji.

92

Příroda, Praha, 32: 73 – 107, 2014

Dodatek V letech 2011 a 2012 bylo autorkou v sledovaných segmentech v širším okolí vápencového lomu KVK v Horním Lánově nově nalezeno několik druhů, které nejsou obsaženy v  uvedených historických pramenech. Příkladem jsou Adoxa moschatellina (BN), Calamagrostis arundinacea (Z), Carduus crispus (LSO), Campanula latifolia (O) a  Lathyrus tuberosus (X12, V, E). Pro řadu dříve uváděných druhů byly zjištěny nové lokality. Příkladem je Ophioglossum vulgatum, který byl uváděn na Bíneru jen podél drobného toku v horní louce. V r. 2012 autorka našla cca 40 exemplářů ve východní části dolní louky. Druh Inula salicina subsp. salicina byl nově zjištěn v lemu lesa mezi Bínerem a pastvinou, a to v početné populaci. Nové mikrolokality byly dále nalezeny pro Gentianopsis ciliata (LSO), Platanthera bifolia (JL) atd. Moneses uniflora našla v létě 2012 v lokalitě I po mnoha desetiletích RNDr. Irena Špatenková. Druh odtud uváděl Šourek (1969a).

Literatura Anonymus (2002): Seznam botanických lokalit v okolí lomu Horní Lánov. – Ms. [Inventarizační průzkumy botanicky evidovaných lokalit u Horního Lánova; depon. in: Správa KRNAP, Vrchlabí.] Bureš L. (1996): Studium populací ohrožených druhů rostlin v CHKO Jeseníky. – Příroda 6: 7–38. Culek M. [ed.] (1996): Biogeografické členění České republiky. – Enigma, Praha. Cypers V. (1882): Beiträge zur Flora des Riesen- und Isergebirges. – Riesengebirge in Wort u. Bild 2: 50–52. Čelakovský L. (1890): Resultate der botanischen Durchforschung Böhmens im Jahre 1889. – Sitzungsber. Königl. Böhm. Ges. Wiss. Prag, math.-naturwiss. cl. 1889: 428–502. Čermák J. (1986): Floristická studie území mezi obcemi Lánov a Černý Důl v Podkrkonoší. – Ms. [Dipl. pr.; depon. in: Knih. Kat. Biol. rostlin Přírod. Fak. Univ. J. E. Purkyně, Brno.] Demek J. & Mackovčin P. [eds] (2006): Hory a nížiny. Zeměpisný lexikon. – AOPK ČR Brno. Dřevíkovský J. [ed.] (2000): Povolení hornické činnosti na ložisku vápnitého dolomitu Horní Lánov. – Ms. [EIA, GET, s.r.o., Praha; depon. in: KVK Kunčice nad Labem.] Ellenberg H., Weber E. H., Düll R., Wirth V., Werner W. & Paulissen D. (1992): Zeigerwerte von Pflanzen in Mitteleuropa. – Scripta Geobotanica 18: 1–225. Faltys V. (2000): Znalecký posudek – výsledky botanického průzkumu vápencového lomu v Horním Lánově a jeho nejbližšího okolí (botanika). – In: Dřevíkovský J. [ed.] Povolení hornické činnosti na  ložisku vápnitého dolomitu Horní Lánov. – Ms. [EIA, GET, s.r.o., Praha; depon. in: KVK Kunčice nad Labem.]. Faltysová H., Mackovčin P., Sedláček M. et al. (2002): Královéhradecko. – In: Mackovčin P.  & Sedláček M. [eds], Chráněná území ČR. Vol. V., pp. 1–410, AOPK ČR a EkoCentrum, Brno. Fanta J. (1977): Nové floristické nálezy z Krkonoš. – Zpr. Čs. Bot. Spol. 12: 49–60. Filippov P., Grulich V., Guth J., Hájek M., Kocourková J., Kočí M., Lustyk P., Melichar V., Navrátil J., Navrátilová J., Roleček J., Rydlo J., Sádlo J., Višňák R., Vydrová A. & Zelený D. (2008): Příručka hodnocení biotopů. – AOPK ČR, Praha. Flousek J., Hartmanová O., Štursa J. & Potocki J. [eds] (2007): Krkonoše. Příroda, historie, život. – Baset, Praha. Futschig J. (1972): Příspěvky ke květeně Krkonoš. – Opera Corcontica 12: 177–181. Futschig J. (1977): Příspěvky ke květeně Krkonoš. – Zpr. Čs. Bot. Spol. 12: 119–125. Harčarik J. (1997): Inventarizační průzkum ve starém lomu (Bíner). – Ms. [Depon. in: Správa KRNAP, Vrchlabí.] Harčarik J. (2005): Excerpce významných druhů z širšího okolí lomu v Horním Lánově z mapování NATURA 2000. – Ms. [Depon. in: Správa KRNAP, Vrchlabí.] Hnízdo A. Z. (1936): Příspěvek k flóře českého Podkrkonoší; okolí Hostinného nad Labem (část II.). – Věda Přír. 17: 292–293.

93

Málková: Studium flóry a vegetace v širším okolí lomu v Horním Lánově Hnízdo A. Z. (1937): Příspěvek k flóře českého Podkrkonoší; okolí Hostinného nad Labem (část III.). – Věda Přír. 18: 148–149. Horáková P. (2005): Významné druhy rostlin v lesních ekosystémech širšího okolí vápencového lomu v Horním Lánově. – Ms. [Dipl. pr.; depon. in: Knih. Kat. biol. Ped. fak. UHK.] Chaloupský J., Sekyra J. & Tázler R. (1968): Geologická mapa Krkonošského národního parku. – Ústřední ústav geologický, Praha. Chytrý M., Kučera T. & Kočí M. [eds] (2001): Katalog biotopů České republiky. – AOPK ČR, Praha. Chytrý M., Kučera T., Kočí M., Grulich V. & Lustyk P. [eds] (2010): Katalog biotopů České republiky. Ed. 2. – AOPK ČR, Praha. Krahulec F., Blažková D., Balátová-Tuláčková E., Štursa J., Pecháčková S. & Fabšičová M. (1997): Louky Krkonoš: Rostlinná společenstva a  jejich dynamika. – Opera Corcontica 33: 3–250 + Příloha. Kubát K., Hrouda L., Chrtek J. jun., Kaplan Z., Kirschner J. & Štěpánek J. [eds] (2002): Klíč ke květeně České republiky. – Academia, Praha. Lustyk P. & Guth J. (2010): Metodika aktualizace vrstvy mapování biotopů. – AOPK ČR, Praha. Málková J. (2005): Výsledky botanického průzkumu v  okolí vápencového lomu v  Horním Lánově a jeho okolí. – Ms. [Závěrečná zpráva geobotanických průzkumů za léta 2002 až 2005; depon. in: KVK Kunčice nad Labem, Správa KRNAP, Vrchlabí.] Málková J. (2007): Botanický výzkum a monitoring v širším okolí vápencového lomu v Horním Lánově. – Opera Corcontica 43: 337–345. Málková J. (2008): BIP. – Ms. [Závěrečná zpráva botanických inventarizačních průzkumů ve čtverci Z8-6C; depon. in: Správa KRNAP, Vrchlabí.] Málková J. (2011): Botanické hodnocení území vylišeného pro minimální těžbu nad jámovým lomem v  Horním Lánově. – Ms. [Závěrečná zpráva geobotanických průzkumů za  léta 2010 až 2011; depon. in: KVK Kunčice nad Labem, Správa KRNAP, Vrchlabí.] Málková J. (2012): BIP. – Ms. [Závěrečná zpráva botanických inventarizačních průzkumů ve čtverci Z8-7A; depon. in: Správa KRNAP, Vrchlabí.] Málková J., Horáková P. & Sychrová L. (2006): Nové a ověřené lokality druhů Monotropa hypophegea Wallr. a Orchis ustulata L. – Acta Muzei Reginaehradecensis s. A 31: 63–66. Málková J., Lhota T. & Hotový J. (2008): Krkonoše a Podkrkonoší. – DVD, Gaudeamus, Univerzita Hradec Králové. Málková J. & Špatenková I. (2011): Rozšíření vachty trojlisté (Menyanthes trifoliata L.) v Krkonoších. – Opera Corcontica 48: 1–26. Málková J. & Wagnerová Z. (1999): Neobvyklý nález hořečky brvité na hřebenech Krkonoš. – Krkonoše 9/99: 33. Míchal I. & Petříček V. (1999): Péče o chráněná území II. Lesní společenstva. – AOPK ČR, Praha. Mikyška R., Deyl M., Holub J., Husová M., Moravec J., Neuhäusl R. & Neuhäuslová Z. (1969): Geobotanická mapa ČSSR 1. České země. – Academia, Praha. Moravec J., Balátová-Tuláčková E., Blažková D., Hadač E., Hejný S., Husák Š., Jeník J., Kolbek J., Krahulec F., Kropáč Z., Neuhäusl R., Rybníček K., Řehořek V. & Vicherek J. (1995): Rostlinná společenstva České republiky a jejich ohrožení. – Severočes. Přír., Příloha 1: 1–206. Neuhäuslová Z., Moravec J., Chytrý M., Sádlo J., Rybníček K., Kolbek J. & Jirásek J. (1997): Mapa potenciální přirozené vegetace České republiky 1 : 500 000. – Botanický ústav AV ČR, Průhonice. Petříček V. [ed.] (1999): Péče o chráněná území I. Nelesní společenstva. – AOPK ČR, Praha. Pilous V. (1973): Příspěvek ke květeně Krkonoš. – Opera Corcontica 10: 266–271. Pipek J. (1998): Botanická inventarizace přírodovědecky cenných lokalit (Bíner – slatiniště, Strážné – mramorový lom) v Krkonoších. – Ms. [Dipl. pr.; depon. in: Fak. Les., Česká zem. univ. Praha.] Podrázský V. & Vacek S. (1994): Půdy ochranných lesů Krkonoš. – Opera Corcontica 31: 5–21. Procházka F. (1980a): Současné změny východočeské flóry a poznámky k rozšíření chráněných druhů rostlin. – Zprav. KMVČ 7: 1–134. Procházka F. (1980b): Naše orchideje. – Krajské muzeum východních Čech – pracoviště Pardubice. Procházka F. [ed.] (2001): Černý a červený seznam cévnatých rostlin České republiky (stav v roce 2000). – Příroda 18: 1–166. Procházka F. & Velísek V. (1983): Orchideje naší přírody. – Academia, Praha.

94

Příroda, Praha, 32: 73 – 107, 2014 Průša D. (2005): Orchideje České republiky. – Computer Press, Brno. Průša D., Eliáš P., Dítě D., Čačko L., Krása P., Podešva Z., Kovář L., Průčová M., Hoskovec L. & Adamec L. (2005): Chráněné rostliny České a Slovenské republiky. – Computer Press, Brno. Quitt E. (1971): Klimatické oblasti Československa. – Studia Geographica 16: 1–79. Schustler F. (1918): Krkonoše. – Studie rostlinozeměpisná (fytogeografická). – Arch. pro přírod. výzkum Čech, Praha. Skalický V. (1988): Regionálně fytogeografické členění ČSR. – In: Hejný S. & Slavík B., Květena české socialistické republiky 1, pp. 103–121, Academia, Praha. Smejkal M. (1964): Rozšíření a ekologicko-fytocenologická charakteristika československých světlíků (Euphrasia L.). – Publ. Fac. Sci. Univ. J. Purkyně 452: 173–217. Sychrová L. (2005): Významné druhy rostlin v  nelesních ekosystémech širšího okolí vápencového lomu v Horním Lánově. – Ms. [Dipl. pr.; depon. in: Knih. Kat. biol. Ped. fak. UHK.] Sýkora B. [ed.] (1983): Krkonošský národní park. – SZN, Praha. Šourek J. (1969a): Květena Krkonoš. – ČSAV, Praha. Šourek J. (1969b): Květena Krkonoš. – In: Fanta J. [ed.], Příroda Krkonošského národního parku, pp. 119– 160, SZN, Praha. Šteffan O.: (1975, 1976, 1978, 1979, 1981, 1982, 1988, 1989, 1990, 1991, 1995): Příspěvek ke květeně Krkonoš 1.–11. – Opera Corcontica 12: 203–204, 13: 131–141, 15: 131–141, 16: 143–154, 18: 189–191, 19: 219–246, 25: 119–139, 26: 159–169, 27: 167–175, 28: 149–158, 32: 152–157. Štursa J. (1978): Příspěvek ke květeně Krkonoš. – Opera Corcontica 15: 113–129. Štursa J., Kwiatkowski P., Harčarik J., Zahradníková J. & Krahulec F. (2009): Černý a červený seznam cévnatých rostlin Krkonoš. – Opera Corcontica 46: 67–104. Štursa J. & Štursová H. (1975): Příspěvek ke květeně Krkonoš. – Opera Corcontica 12: 177–201. Štursová H. (1976): Floristicko-fytocenologický rozbor vegetace Bíneru v  Krkonoších a  její územní ochrana. – Ms. [Dipl. pr.; depon. in: Knih. Kat. bot. Přírod. fak. UK, Praha.] Štursová H. (1992): Studie rozšíření a vyhodnocení populací orchidejí v SM a M stupni KRNAP (v jeho ochranném pásmu). – Ms. [Závěrečná zpráva grantu č. G 43/8/1993 a G 43/10/1994; depon. in: Správa KRNAP, Vrchlabí.] Štursová H. (1993a): Plocha GB Bíner – slatina. – Ms. [Inventarizační průzkum; depon in: Správa KRNAP, Vrchlabí.] Štursová H. (1993b): Plocha GB Bíner – starý lom. – Ms. [Inventarizační průzkum; depon in: Správa KRNAP, Vrchlabí.] Tásler R. (1990): Geologická mapa ČR. Trutnovsko, 1 : 50000, list 03-42. – Ústřední ústav geologický, Praha. Tolasz R. [ed.] (2007): Atlas podnebí Česka. – ČHMÚ Praha a Univerzita Palackého v Olomouci. Winkler W. (1900): Sudetenflora. Eine Auswahl charakteristischer Gebirgspflanzen. – Dresden. Zahradníková J. (1995): Peklo. – Ms. [Inventarizační průzkum; depon. in: Správa KRNAP, Vrchlabí.] Zahradníková J. (2004): Květnatá bučina Peklo, plocha navržená na  ZCHÚ. (Početnost populací zvláště chráněných a významných druhů rostlin v letech 1993–2003). – Ms. [Depon. in: Správa KRNAP, Vrchlabí.]

95

Málková: Studium flóry a vegetace v širším okolí lomu v Horním Lánově Appendix 1 – 3: Přílohy k článku, které nebylo možné publikovat v tištěné formě jsou k dispozici na webových stránkách časopisu Příroda (http://www.ochranaprirody.cz/publikacni-cinnost/casopispriroda). Příloha 1. Abecední seznam druhů cévnatých rostlin v širším okolí lomu v Horním Lánově nalezených v letech 2002 až 2010. Šedě zvýrazněny druhy zařazené v některé z kategorií ohrožení podle práce Procházka (2001), popř. zvláště chráněné druhy podle vyhlášky MŽP č. 395/1992. Sb., v platném znění. Počet segmentů – počet segmentů v rámci lomu v Horním Lánově, na kterých byl druh nalezen. Tučně – druhy nalezené v řešeném území nově, neuváděné v historických pramenech. Supplement 1. Alphabetical list of vascular plant species in the wider area of the lime quarry in Horní Lánov found from 2002 to 2010. Gray – species listed in Procházka 2001 or species protected by the law (public note MoE n. 395/1992. Coll., in the current version). Počet segmentů – the number of segments in the lime quarry where the species was found. Bold – species newly found in the area, not presented in previous sources.

Druh Abies alba C4a Acer campestre Acer platanoides Acer pseudoplatanus Acinos arvensis Actaea spicata Aegopodium podagraria Aesculus hippocastanum Aethusa cynapium Agrimonia eupatoria Agrostis capillaris Agrostis gigantea Agrostis stolonifera Achillea millefolium Ajuga genevensis Ajuga reptans Alchemilla cymatophylla Alchemilla glaucescens Alchemilla micans Alchemilla monticola Alchemilla vulgaris agg. Alliraria petiolata Allium scorodoprasum Alnus glutinosa Alnus incana Alopecurus pratensis Anagallis arvensis

96

Počet segmentů 15 1 9 31 5 20 17 2 2 5 18 2 6 18 3 33 1 2 1 1 24 2 3 15 8 21 2

Anemone nemorosa Anemone ranunculoides Angelica sylvestris Anthoxanthum odoratum Anthriscus nitida Anthriscus sylvestris Anthyllis vulneraria Aquilegia vulgaris C3 Arabidopsis thaliana Arabis glabra Arctium lappa Arctium tomentosum Arenaria serpyllifolia Arrhenatherum elatius Artemisia vulgaris Asarum europaeum Asplenium ruta-muraria Asplenium trichomanes Asplenium viride C3 Astragalus glycyphyllos Astrantia major Athyrium filix-femina Avenella flexuosa Avenulla pubescens Ballota nigra Barbarea vulgaris Bellis perennis Betonica officinalis Betula pendula Betula pubescens

24 4 23 14 1 14 9 17 1 3 4 1 3 19 9 18 3 4 4 4 2 18 14 2 2 10 8 1 25 2

Příroda, Praha, 32: 73 – 107, 2014 Bistorta major Blysmus compressus C2 Botrychium lunaria C2, §3 Brachypodium sylvaticum Briza media Bromus erectus Calamagrostis epigejos Calamagrostis villosa Calluna vulgaris Caltha palustris Campanula latifolia C3 Campanula patula Campanula rapunculoides Campanula rotundifolia Campanula trachelium Cannabis sativa Capsella bursa-pastoris Cardamine amara Cardamine pratensis Cardaminopsis halleri Carduus acanthoides Carex acuta Carex canescens Carex caryophyllea Carex davalliana C2, §3 Carex demissa Carex digitata Carex echinata Carex flacca Carex flava C4a Carex hirta Carex muricata Carex nigra Carex ovalis Carex pallescens Carex panicea Carex pilulifera Carex rostrata Carex sylvatica Carlina acaulis Carpinus betulus

15 3 1 2 9 2 10 9 2 10 1 17 12 20 8 1 4 5 13 2 8 2 1 2 3 1 7 5 10 5 4 1 7 3 15 4 1 1 16 12 2

Carum carvi Centaurea jacea Centaurea scabiosa Centaurium erythraea C4a Cephalanthera damasonium C3, §3 Cerastium arvense Cerastium holosteoides Cicerbita alpina C4a Cichorium intybus Cirsium acaule C4a Cirsium arvense Cirsium eriophorum C3 Cirsium heterophyllum Cirsium oleraceum Cirsium palustre Cirsium rivulare Cirsium vulgare Clinopodium vulgare Colchicum autumnale Convallaria majalis Convolvulus arvensis Conyza canadensis Corallorhiza trifida C2, §2 Cornus sanquinea Corylus avellana Crataegus laevigata Crataegus monogyna Crataegus x macrocarpa Crepis biennis Crepis capillaris Crepis mollis subsp. hieracioides C3 Crepis paludosa Cruciata laevipes Cuscuta epithymum Cuscuta europaea Cynosurus cristatus Cystopteris fragilis Dactylis glomerata Dactylorhiza majalis subsp. majalis C3, §3 Danthonia decumbens Daphne mezereum C4a

14 4 3 2 8 6 19 1 3 1 18 1 1 27 11 2 7 19 1 12 6 2 7 1 17 5 20 3 17 1 2 11 1 3 1 12 4 25 8 1 21

97

Málková: Studium flóry a vegetace v širším okolí lomu v Horním Lánově Daucus carota Dentaria enneaphyllos C4a Deschampsia cespitosa Dianthus deltoides Digitalis purpurea Dryopteris carthusiana Dryopteris dilatata Dryopteris filix-mas Echium vulgare Elymus caninus Elytrigia repens Epilobium angustifolium Epilobium ciliatum Epilobium collinum Epilobium hirsutum Epilobium montanum Epilobium obscurum C3 Epilobium palustre C4a Epilobium parviflorum Epilobium roseum Epilobum tetragonum Epipactis atrorubens C3, §3 Epipactis helleborine subsp. helleborine C4a Epipactis palustris C2, §2 Equisetum arvense Equisetum fluviatile Equisetum palustre Equisetum sylvaticum Erigeron acris Erigeron annuus Eriophorum angustifolium Eriophorum latifolium C2 Erodium cicutarium Erophila verna Erysimum cheiranthoides Euphorbia cyparissias Euphorbia dulcis Euphrasia rostkoviana Fagus sylvatica Fallopia convolvulus Festuca altissima

98

8 9 17 4 1 8 13 19 2 4 5 15 2 3 4 18 2 5 2 3 1 22 20 2 23 4 8 5 1 2 2 2 1 6 1 18 12 6 20 3 9

Festuca gigantea Festuca ovina Festuca pratensis Festuca rubra subsp. rubra Ficaria verna subsp. bulbifera Filipendula ulmaria subsp. ulmaria Fragaria moschata Fragaria vesca Fragaria viridis Frangula alnus Fraxinus excelsior Gagea lutea Galanthus nivalis C3, §3 Galeobdolon montanum Galeopsis pubescens Galeopsis tetrahit Galinsoga parviflora Galinsoga quadriradiata Galium album Galium aparine Galium odoratum Galium palustre Galium rotundifolium Galium uliginosum Galium verum Gentiana asclepiadea C4a, §3 Gentiana cruciata C2, §3 Gentianopsis ciliata C3 Geranium columbinum Geranium dissectum Geranium pratense Geranium pusillum Geranium robertianum Geranium sylvaticum Geum rivale Geum urbanum Glechoma hederacea Glyceria declinata Glyceria fluitans Glyceria notata Gnaphalium sylvaticum

6 6 14 12 9 16 15 26 1 2 28 5 1 13 12 12 2 1 25 11 16 3 17 2 2 1 1 8 1 1 7 2 22 10 14 29 7 2 4 2 7

Příroda, Praha, 32: 73 – 107, 2014 Gymnadenia conopsea subsp. conopsea C3, §3 Gymnocarpium dryopteris Gymnocarpium robertianum Hedera helix Helianthemum grandiflorum subsp. obscurum Hepatica nobilis Heracleum sphondylium Hieracium bauhinii Hieracium caespitosum Hieracium lachenalii Hieracium murorum Hieracium pilosella Hieracium vulgatum Holcus lanatus Holcus mollis Humulus lupulus Hylotelephium maximum Hypericum humifusum C3 Hypericum maculatum Hypericum perforatum Hypochoeris radicata Chaerophyllum aromaticum Chaerophyllum hirsutum Chelidonium majus Chenopodium album Chenopodium bonus-henricus Chenopodium polyspermum Chrysosplenium alternifolium Impatiens noli-tangere Impatiens parviflora Inula salicina C4a Juglans regia Juncus articulatus Juncus bufonius Juncus compressus Juncus conglomeratus Juncus effusus Juncus filiformis Juncus inflexus

5 10 4 6 1 1 23 3 1 11 18 2 1 9 6 1 5 1 31 10 4 19 10 3 1 2 1 1 8 9 1 1 5 2 1 2 3 3 8

Juncus tenuis Knautia arvensis Koeleria pyramidata Lactuca serriola Lamium album Lamium maculatum Lamium purpureum Lapsana communis Larix decidua Lathraea squamaria Lathyrus pratensis Lathyrus sylvestris Lathyrus vernus Lemna minor Leontodon autumnalis Leontodon hispidus subsp. glabratus Leontodon hispidus subsp. hispidus Leucanthemum vulgare Leucojum vernum C3, §3 Levisticum officinale Ligustrum vulgare Lilium martagon C4a, §3 Linaria vulgaris Linum catharticum Listera ovata C4a Lolium multiflorum Lolium perenne Lonicera nigra Lonicera xylosteum Lotus corniculatus Luzula campestris Luzula luzuloides Luzula multiflora Luzula pilosa Lychnis flos-cuculi Lysimachia nemorum Lysimachia nummularia Lysimachia vulgaris Lythrum salicaria Maianthemum bifolium Malus domestica

1 16 2 5 1 1 2 3 13 3 20 12 15 1 12 1 12 16 14 1 1 7 4 8 24 1 7 7 5 12 12 8 4 10 11 6 18 3 2 18 2

99

Málková: Studium flóry a vegetace v širším okolí lomu v Horním Lánově Malva neglecta Matricaria discoidea Medicago falcata Medicago lupulina Medicago sativa Melampyrum nemorosum Melampyrum pratense Melampyrum sylvaticum Melica nutans Melilotus albus Melilotus officinalis Mentha arvensis Mentha longifolia Mentha x verticillata Menyanthes trifoliata C3, §3 Mercurialis perennis Microrrhinum minus Milium effusum Moehringia trinervia Molinia caerulea Monotropa hypophegea C2 Mycelis muralis Myosotis arvensis Myosotis nemorosa Myosotis palustris agg. Myosotis sylvatica Myosoton aquaticum Nardus stricta Neottia nidus-avis C4a Odontites vernus subsp. serotinus C2 Ophioglossum vulgatum C2, §3 Orchis morio C2, §2 Orchis ustulata C1, §2 Origanum vulgare Ornithogalum umbellatum C3 Orthilia secunda Oxalis acetosella Paris quadrifolia Parnassia palustris C2, §3 Pastinaca sativa Persicaria lapathifolia

100

2 3 2 8 2 6 2 13 15 5 1 15 1 1 1 21 2 1 12 2 1 21 3 5 6 3 1 2 18 2 2 1 3 19 4 3 16 19 3 4 2

Persicaria maculosa Petasites albus Petasites hybridus Phalaris arundinacea Phleum pratense Phragmites australis Phyteuma spicatum Picea abies Pimpinella major Pimpinella saxifraga Pinus mugo Pinus sylvestris Plantago lanceolata Plantago major Plantago media Plantago uliginosa Platanthera bifolia C3, §3 Poa annua Poa compressa Poa nemoralis Poa palustris Poa pratensis Poa subcaerulea Poa supina Poa trivialis Polygala comosa Polygala vulgaris Polygonatum multiflorum Polygonatum verticillatum Polygonum aviculare Polypodium vulgare Polystichum aculeatum C4a Populus tremula Populus x canadensis Potentilla anserina Potentilla argentea Potentilla erecta Potentilla heptaphylla Potentilla reptans Potentilla tabernaemontani Prenanthes purpurea

2 9 14 1 16 3 16 21 2 11 1 3 18 16 9 1 17 12 5 20 5 14 3 2 6 6 6 2 19 2 1 3 16 1 8 2 11 1 2 3 15

Příroda, Praha, 32: 73 – 107, 2014 Primula elatior subsp. elatior Prunella vulgaris Prunus avium Prunus domestica Prunus spinosa Pulmonaria obscura Pyrus communis Quercus petraea Quercus robur Ranunculus acris Ranunculus auricomus Ranunculus bulbosus Ranunculus flammula Ranunculus lanuginosus Ranunculus nemorosus Ranunculus platanifolius C4a Ranunculus repens Reynoutria japonica Rhamnus cathartica Rhinanthus minor Ribes uva-crispa Rosa canina Rosa pendulina Rosa sp. Rubus caesius Rubus fruticosus agg. Rubus idaeus Rubus saxatilis C3 Rubus sp. Rumex acetosa Rumex acetosella Rumex crispus Rumex obtusifolius Rumex thyrsiflorus Sagina procumbens Salix alba Salix aurita Salix caprea Salix caprea x silesiaca Salix cinerea Salix fragilis

32 18 14 1 2 7 1 14 16 24 8 2 1 9 1 5 26 2 2 9 4 20 9 9 4 22 24 16 2 16 10 9 17 1 3 1 1 16 2 2 3

Salix pentandra Salix purpurea Salix repens C1, §3 Sambucus nigra Sambucus racemosa Sanguisorba minor Sanguisorba officinalis Sanicula europaea Scirpus sylvaticus Scrophularia nodosa Securigera varia Sedum acre Sedum sexangulare Sedum spurium Senecio jacobaea Senecio ovatus Senecio sylvaticus Senecio vulgaris Sherardia arvensis Silene dioica Silene latifolia subsp. alba Silene vulgaris Sinapis arvensis Sisymbrium officinale Sisymbrium strictissimum Solidago canadensis Solidago virgaurea subsp. virgaurea Sonchus arvensis Sonchus asper Sonchus oleraceus Sorbus aucuparia subsp. aucuparia Spergularia rubra Stachys sylvatica Stellaria alsine Stellaria graminea Stellaria media Stellaria nemorum Streptopus amplexifolius C4a Succisa pratensis Symphoricarpos albus Symphytum officinale

3 2 1 18 14 8 9 16 6 22 4 2 2 1 5 27 1 1 1 15 4 9 1 1 2 6 8 4 2 6 22 1 19 3 13 5 9 2 1 1 5

101

Málková: Studium flóry a vegetace v širším okolí lomu v Horním Lánově Syringa vulgaris Tanacetum vulgare Taraxacum sect. Ruderalia Thalictrum aquilegiifolium Thlaspi perfoliatum Thymus pulegioides Tilia cordata Tilia platyphyllos Tragopogon orientalis Tragopogon pratensis Trifolium aureum Trifolium dubium Trifolium hybridum Trifolium medium Trifolium montanum Trifolium pratense Trifolium repens Triglochin palustre C2 Tripleurospermum inodorum Trisetum flavescens Tussilago farfara Ulmus glabra Ulmus minor C4a Urtica dioica

102

1 7 27 2 1 6 4 5 4 1 3 1 9 8 3 17 12 2 4 11 20 12 2 30

Vaccinium myrtillus Valeriana dioica C4a Valeriana excelsa subsp. sambucifolia Verbascum chaixii subsp. austriacum Verbascum thapsus Veronica arvensis Veronica beccabunga Veronica hederifolia Veronica chamaedrys Veronica officinalis Veronica serpyllifolia Viburnum opulus Vicia cracca Vicia hirsuta Vicia sativa Vicia sepium Vicia tetrasperma Vicia villosa Viola arvensis Viola canina Viola odorata Viola reichenbachiana Viola riviniana Viola tricolor

14 7 2 1 6 4 8 1 28 9 9 12 21 1 2 12 1 8 6 5 1 20 3 2

Příroda, Praha, 32: 73 – 107, 2014 Příloha 2. Klasifikace procedurou TWINSPAN – klasifikační skupina *0 (převážně nelesní společenstva). U  každé klasifikační skupiny jsou uvedeny zkratky indikátorů a  příslušná hladina jejich zastoupení – použity byly „cut-levels“ 0,00 – 0,01 – 0,05 – 0,25. Supplement 2. Classification by TWINSPAN procedure – classification group *0 (mostly non–forest phytocoenose). Each classification group contains the abbreviations of indicators and appropriate level of their representation – "cut–levels" 0.00 – 0.01 – 0.05 – 0.25 were used. *0

*00 Cre pal 1

*000 Car dav 3 Dac maj 4 Mol cae 4

*0000 *0001 Ang syl 1

*00010

*00011 Alc vul 1

*000100 *000101 Agr sto 1 *000110 Cer hol 1

*000111

*001

*0010 Alc vul 1

*00100

*00101 Cir arv 1

*0011

*01

*010

*0100

*00110 Agr cap 1 *00111 *01000 Fra mos 1 *01001

*001000 Ace pse 1 *001001

*001010

*0001010 *0001011 Ran acr 1 *0001100 *0001101 Alo pra 1

*00011010 *00011011 Ace pse 1

*0001110 *0001111 Leu vul 1

*0010010 *0010011 Car pra 1

*00100110 *00100111 Gna syl 1

*0010100 *0010101 Alo pra 1 Bri med 1

*001011 Aeg pod 1 *001100 Epi cil 1 *001101

*010010

*0100100 *0100101 Cre bie 1

*010011 Aqu vul 1

*011 Rum obt 1

*0101 Bet pen 1 *0110

*01100 Ach mil 1 *01101

*011010 *011011 Aju rep 1

*0111 Ace pse 1

103

Málková: Studium flóry a vegetace v širším okolí lomu v Horním Lánově Příloha 3. Klasifikace procedurou TWINSPAN – klasifikační skupina *1 (převážně lesní společenstva). Viz též příloha 2. Supplement 3. Classification by TWINSPAN procedure – classification group *1 (mostly forest phytocoenose). See Supplement 2. *1 *10 Act spi 1 Vio rei 1

*100 *1000 Geu urb 1 Agr cap 1 *1001 Act spi 1

*10010 Ant syl 1 *10011

*100110 Agr cap 1 *100111

*101 *1010 Mer per 1 Mel nut 1 Hie mur 1

*10100 *101000 Urt dio 1 Asa eur 1 Oxa ace 4 *101001 *1010010 Aeg pod 1 *1010011 *10101 *101010 Pol ver 4 Ace pse 1 Mel nut 3 Aju rep 1 Gal odo 1

*1010100 *10101000 Mai bif 4 Den enn 1 Mel nut 4 Sen ova 4 *10101001 *101010010 *1010100100 *1010100101 Abi alb 1 *101010011 Dap mez 1 *1010101 *10101010 *101010100 Act spi 1 Aju rep 1 *101010101 *10101011

*101011 Fra ves 4 Epi hel 3 Hyp per 1 Que pet 1 *1011 *10110 Con maj 3 Ace pse 1 Ort sec 1 Aeg pod 1 *10111 *11 Ane ran 1

104

typ společenstva Data *0000 H S *0001 H S *0010 H S *0011 H S *0100 H S *0101 H S *0110 H S *0111 H S *1000 H S *1001 H S *1010 H S *1011 H S *11 H S

V

BB

3.11 21.33 3.30 1.35 3.28 25.00 32.00 28.75 3.48 28.80

I

3.23 24.00

BS

3.55 3.91 37.00 52.50 3.80 35.00

BL BLS BN 3.27 28.00

3.41 33.17

4.21 51.58 3.48 35.00 4.48 51.00

4.09 49.13

BS- BS+

3.16 38.00

E

4.23 50.00

F

2.38 27.00

G

4.25 54.00

H

Lokalita

3.92 40.00

IL

3.33 24.00

JL

3.26 38.50

K

3.90 51.00

3.39 35.00

LE LSN ML

4.13 4.32 42.67 52.00

KL

3.18 26.33

MX

3.17 37.50

O

3.64 48.00

2.33 18.00

P

3.96 27.00

PH

3.23 49.50

Z

Příloha. 4.  Rozšíření základních typů společenstev na jednotlivých lokalitách a zjištěná průměrná druhová diversita (H) a průměrný počet druhů ve snímku (S). Supplement 4.  The distribution of basic types of associations at particular localities and average species diversity (H) and average number of species in relevé (S).

Příroda, Praha, 32: 73 – 107, 2014

105

Málková: Studium flóry a vegetace v širším okolí lomu v Horním Lánově

Foto 1.  Okolí vápencového lomu v Horním Lánově. Foto J. Málková. Photo 1.  Surroundings of the lime quarry in Horní Lánov. Photo J. Málková.

Foto 2.  Pohled na lom a za ním lokalita Peklo. Foto J. Málková. Photo 2.  The lime quarry, the locality „Peklo“ in the background. Photo J. Málková.

106

Příroda, Praha, 32: 73 – 107, 2014

Foto 3.  Rozkvetlé suchopýry na Bíneru. Foto J. Málková. Photo 3.  Cottongrasses in the locality „Bíner“. Photo J. Málková.

107

Příroda, Praha, 32: 109 – 121, 2014

Sledování sukcese vegetace na štěrkových lavicích v území EVL Řeka Ostravice v letech 2008–2010 Monitoring of vegetation succession on gravel bars in the area of the Ostravice River SCI in the years 2008–2010 Renata Eremiášová Výzkumný ústav Silva Taroucy pro krajinu a okrasné zahradnictví, v. v. i., pracoviště Brno, Lidická 25/27, CZ-602 00 Brno, [email protected] Abstract: The article presents partial results of the research dedicated to the monitoring of vegetation succession on gravel bars in the area of the Ostravice River which belongs to the European Sites of Community Importance. Vegetation succession on gravel bars under natural conditions without human intervention proceeds from early succession stages with unconnected herbaceous vegetation through stages with slightly connected herbaceous vegetation and willow shrubs to floodplain forests. Becoming overgrown by vegetation, mainly woody species, stabilizes the gravel bars. In the intensively used and populated floodplain, such as the surroundings of the towns of Frýdek-Místek and Frýdlant nad Ostravicí, the overgrown gravel bars found in the regulated course of the Ostravice River represent a potential risk, especially during floods. The Water Management Body usually removes them and restores the original parameters of the flow profile. However, repeated elimination of the sources for sedimentation represented by gravel bars increases the risk of destruction of the biotopes bound to them. In 2008, the Water Management Body of the Odra Catchment prepared a methodology for the management of gravel bars. This methodology aims at blocking succession by partial removal of the upper sediment layer and vegetation. The management was carried out at six model gravel bars in the reaches of the Ostravice River (river km 15.5 – 42) during 2009 and 2010. To evaluate the planned management activities and their impact it is necessary to systematically monitor vegetation on the affected gravel bars. The research into vegetation on the gravel bars consists of vegetation mapping before the management intervention, monitoring vegetation development during the following years and verification of the relationships between species diversity, succession stages and the biotope conditions. Results from the research thus can also have practical meaning – verification and specification of the management at the European Sites of Community Importance. Keywords: gravel bed, monitoring, natural biotopes, Ostravice River, succession Abstrakt: Příspěvek seznamuje s dílčími výsledky výzkumu, který se zabývá vývojem vegetace na štěrkových náplavech na území evropsky významné lokality Řeka Ostravice. V přirozených podmínkách bez zásahu člověka směřuje vývoj vegetace na štěrkových náplavech od mezernatých bylinných porostů raných sukcesích stádií přes stádia poměrně zapojené bylinné vegetace a keřových vrbových porostů k lužním lesům. Zarůstáním náplavů vegetací, zejména dřevinami, dochází k  jejich stabilizaci. V  intenzivně obhospodařované a osídlené nivě jako je území v okolí měst Frýdek-Místek a Frýdlant nad Ostravicí, představují zarůstající náplavy v upraveném korytě řeky Ostravice pro správce toku potenciální nebezpečí především v průběhu povodní. Správce takové lavice zpravidla odstraní a současně obnoví původní parametry průtočného profilu. Pokud však dochází k neustálému ochuzování ekosystému toku o zdroje splavenin, zvyšuje se riziko zániku biotopů vázaných na štěrkové náplavy. Podnikem Povodí Odry byl již v roce 2008 připraven postup na modelovou údržbu štěrkových ­lavic, který je založen na blokování sukcese a předpokládá pouze částečné odstranění svrchní vrstvy sedimentů spolu s vegetačním krytem. Uvedená údržba proběhla na šesti ­modelových štěrkových lavicích v  úseku toku řeky Ostravice (ř. km cca 15,5–42  km) v ­průběhu roku

109

Eremiášová: Sledování sukcese vegetace na štěrkových lavicích 2009–2010. Pro zhodnocení vodohospodářských zásahů je nezbytné systematické sledování vývoje vegetace po provedené údržbě. Vlastní výzkum spočíval ve zmapování vegetace před vlastním zásahem a v průběhu několika následujících let byl monitorován vývoj vegetace a ověřovány závislosti druhové diverzity vegetace a stavu sukcese na stanovištních podmínkách. Výsledky výzkumu mohou mít tak současně praktický význam, který spočívá především v ověření a upřesnění managementu evropsky významných biotopů. Klíčová slova: monitoring, přírodní biotopy, řeka Ostravice, sukcese, štěrkový náplav Nomenklatura: Kubát et al. (2002)

Úvod Příspěvek přibližuje sukcesi vegetace na štěrkových lavicích po jejich modelové údržbě a následujících povodních roku 2010 v území EVL Řeka Ostravice. Cílem je představení výchozích podmínek a stavu území spolu s metodou údržby štěrkových lavic, kterou aplikuje správce toku. Podrobně je tato problematika vývoje vegetace na štěrkových lavicích řešena v rámci projektu MŽP „Sledování sukcese v lokalitách vybraných pro vodohospodářské úpravy štěrkových lavic“. Současně v rámci mezinárodního projektu Transnational Ecological Network in Central Europe byla jako jedno z modelových území vybrána oblast Beskyd a navazující území v okolí Frýdlantu nad Ostravicí a Frýdku-Místku. Řeka Ostravice představuje štěrkonosný tok karpatského typu a  přesto, že je z  převážné části tokem upraveným, ve sledovaném úseku se více či méně tvoří štěrkové náplavy. V přirozených podmínkách bez zásahu člověka směřuje vývoj vegetace na štěrkových náplavech od mezernatých bylinných porostů raných sukcesích stádií na mladých říčních náplavech přes stádia poměrně zapojené bylinné vegetace a keřových vrbových porostů k lužním lesům. Vývoj vegetace je limitován velikostí záplav, ty značně omezují již uchycené jedince, eliminují výskyt druhů, které na záplavy nejsou uzpůsobeny. Stávající porosty mohou být mechanicky poškozeny a v neposlední řadě vegetace prochází stresem z nedostatku kyslíku (Chuman et al. 2007). Současně zarůstající štěrkové lavice vytváří v průtočném korytě překážku, která může být příčinou dalšího ukládání materiálu. Zarůstáním náplavů vegetací, zejména dřevinami, dochází k jejich stabilizaci. V intenzivně obhospodařované a osídlené nivě jako je území v okolí měst Frýdek-Místek a Frýdlant nad Ostravicí, představují zarůstající náplavy v upraveném korytě řeky Ostravice pro správce toku potenciální nebezpečí zejména při povodních. Správce takové lavice zpravidla v celé své ploše odtěží a současně obnoví původní parametry průtočného profilu koryta. Pokud však je ekosystém toku neustále ochuzován o zdroj splavenin, vodní proud může dosáhnou vyšší erozní síly a je-li zkoncentrován ještě umělým tvarem koryta a  opevněním břehů, začne erodovat dno. Dochází tak k  urychlenému odtoku vody z území a v neposlední řadě k zániku vzácných biotopů vázaných na štěrkové náplavy. Podnikem Povodí Odry byl v roce 2008 připraven postup na modelovou údržbu štěrkových lavic za účelem lepšího zprůtočnění koryta. Na rozdíl od předešlých řešení předpokládá pouze částečné odstranění svrchní vrstvy sedimentů, povrch lavice má být modelován tak, aby zůstal členitý a  nabízel variabilitu ekologických podmínek zajišťujících existenci typických biotopů. Odtěžené sedimenty budou zčásti ponechány v korytě, a to ve 30–50 % těženého objemu (Birklen et al. 2008). Modelový návrh přijala AOPK ČR, středisko Ostrava pro řešení lavic jak v intravilánu, tak mimo něj. Uvedená údržba proběhla na šesti modelových štěrkových lavicích v průběhu roku 2009–2010. Vlastní výzkum spočíval ve zmapování vegetace před zásahem a v ­průběhu několika následujících let byl monitorován vývoj vegetace a  byly ověřovány závislosti diverzity vegetace a stavu sukcese na stanovištních podmínkách.

110

Příroda, Praha, 32: 109 – 121, 2014 Z přírodních biotopů vyskytujících se v modelovém území a současně vázaných na náplavy jsou zastoupeny zejména štěrkové náplavy bez vegetace, štěrkové náplavy s třtinou pobřežní (Calamagrostis pseudophragmites) a  vrbové křoviny štěrkových ­náplavů. Dle Směrnice Rady 92/43/EEC o ochraně přírodních stanovišť, volně žijících živočichů a planě rostoucích rostlin jde o biotopy, které jsou řazeny k značně ohroženým, lehce zranitelným a rychle mizejícím nejen v České republice, ale i v celé Evropě. Poměrně podrobně je shrnuta vegetace na těchto stanovištích například u alpských podhorských řek v práci Ellenberga (Ellenberg 1996), obdobně je popsána vegetace v Karpatech a Himalájích v pracích Jeníka či Pracha (Jeník 1995, Prach 1994). Sukcesní série byly také popsány na různých antropogenních stanovištích v České republice a vypracován přehled nejčastějších dominant (Prach et al. 2008). Změny druhového složení po mimořádně silných záplavách a sukcese vegetace na nově vytvořených sedimentech byly na našem území sledovány již v roce 1965 na Orlici (Kopecký 1969). Další práce byly publikovány po silných záplavách v roce 1997 na řekách Orlice (Kovář 1998, Koppová 2001, Janoušková 2001) a Morava (Koutecký 2000, 2003). Rozdílnost vegetace popovodňových náplavů a náplavů podhorských řek je patrná z práce Blažkové (2003), která jako jedna z prvních informuje o vegetaci na nově vzniklých náplavech na řece Berounce po povodních v roce 2002. Sukcese na poříčních náplavech byla také studována v mnoha dalších pracích např. Vaněčka, Kováře et al. nebo Parmové (Vaněček 2005, Kovář et al. 2006, Parmová 2008). Lacina (2007) pak zachytil desetiletý vývoj vegetace povodňového koryta řeky Bečvy od povodní v roce 1997.

Metodika Zájmové území Zájmové území (obr. 1) se nachází v Moravskoslezském kraji. Jde o evropsky významnou lokalitu Řeka Ostravice (CZ0813462), která zaujímá tok Ostravice od ústí Olešné ve Vratimově proti toku po hranici s CHKO Beskydy (v ř. km cca 15,5–42 km). Takto vymezené území náleží převážně do střední a dolní části povodí Odry. Střední část toku náleží do Podbeskydské pahorkatiny. Dolní část toku protéká Ostravskou pánví, respektive geomorfologickým okrskem Ostravské nivy (Demek & Mackovčin 2006). Geologické podloží tvoří v horních úsecích koryta karpatský flyš, právě proto je Ostravice, stejně jako většina ostatních beskydských toků, silně štěrkonosná a  vytváří typický karpatský tok s  dobře vyvinutou nivou (Birklen et al. 2008, Buček & Štykar 2001, Weissmannová et al. 2004). Nivu řeky budují kvartérní sprašové hlíny, písky a štěrky. Půdní typy se ve střední části povodí značně střídají. Převládají zde fluvizemě typické a fluvizemě glejové, na sprašových hlínách luvizemě pseudoglejové a pseudogleje luvizemní, na flyšovém podloží převládají kambizemě typické a kambizemě pseudoglejové (Weismannová et al. 2004). Přirozenou vegetaci vymezeného úseku nivy Ostravice tvoří střemchové jaseniny ­asociace Pruno-Fraxinetum místy v komplexu s mokřadními olšinami svazu Alnion glutinosae (Neuh ­ äuslová et al. 1998). Z hlediska zastoupených skupin typů geobiocenů převažují na ­území EVL Řeka Ostravice biocenózy 3. dubobukového vegetačního stupně. Zájmové území zasahuje do fytogeografických okresů Podbeskydská pahorkatina a Ostravská pánev (Dostál 1989). Nejčastějším typem bylinné vegetace na štěrkových náplavech je svaz Phalaridion arundinaceae, v dalším sukcesím stádiu je osídlují společenstva keřových vrb svazu Salicion eleagno-daphnoides (Moravec et al. 1995). Na  území ČR byla zatím doložena jediná asociace Salicetum purpureae, je zastoupena rozvolněnými porosty křovin s ­dominantní Salix purpurea. Společenstvo je vývojovým stádiem porostů as. Alnetum incanae (Neuhäuslová 2003).

111

Eremiášová: Sledování sukcese vegetace na štěrkových lavicích

Obr. 1.  EVL Řeka Ostravice. © AOPK ČR Mapový podklad © ČÚZK, 2009. Fig. 1.  The Ostravice River SCI (Site of Community Importance).

Výzkum vegetace V první fázi výzkumu v roce 2008 byl proveden kompletní soupis druhů na šesti modelových štěrkových náplavech a v roce 2009 celoplošně zmapována vegetace a vymezeny typy vegetace. Dále výzkum probíhá formou fytocenologického snímkování, dendrometrických šetření a granulometrických analýz na trvalých plochách. Na každé lavici (celkem 6) jsou vymezeny 3 trvalé plochy o velikosti 4 × 4 m, situované do její dolní, střední a horní části. Od roku 2009 jsou pořizovány fytocenologické snímky (červen) z 18 trvalých ploch. Jako základní mapové podklady byly využity mapy 1 : 10  000 (ZABAGED) a  barevné ortofotomapy. V posledním roce řešení (2013) bude proveden na každé lavici opakovaný kompletní botanický soupis druhů a celoplošné mapování, které bude porovnáno s daty z let 2008 a 2009. Při vymezování typů vegetace se vycházelo z  Katalogu biotopů ČR (Chytrý et al. 2001), současně bylo přihlíženo na sukcesní stádium, limitujícím faktorem bylo zapojení porostu a výška dřevinné vegetace. Byl vytvořen seznam možných typů vegetace, které mohou být zastoupeny na štěrkových lavicích v průběhu trvání projektu (2008–2013). Přehled mapovaných typů vegetace: 01 Bez vegetace, případně s řídkou bylinnou vegetací (pokryvnost vegetace < 20 %) 02 Mezernatá bylinná vegetace (pokryvnost 20–50 %) 03 Monocenózy Phalaris arundinacea (více jak 80 % Phalaris) 04 Monocenózy rodu Petasites 05 Ostatní vysoká bylinná vegetace 06 Monocenózy invazních druhů (Reynoutria japonica, Impatiens glandulifera) 07 Mozaika Phalaris arundinacea s nízkými křovinami do 1,5 m

112

Příroda, Praha, 32: 109 – 121, 2014 08 Mozaika Phalaris arundinacea se středně vysokými křovinami 1,5–3 m 09 Mozaika Phalaris arundinacea s vysokými křovinami (vyšší než 3 m) 10 Mozaika ostatní vysoké bylinné vegetace s nízkými křovinami do 1,5 m 11 Mozaika ostatní vysoké bylinné vegetace se středně vysokými křovinami 1,5–3 m 12 Mozaika ostatní vysoké bylinné vegetace s vysokými křovinami (vyšší než 3 m) 13 Nízké souvislé křoviny do 1,5 m 14 Středně vysoké souvislé křoviny 1,5–3 m 15 Vysoké souvislé křoviny (vyšší než 3 m) V  rámci modelových území je prováděn současně detailní průzkum, zaměřený na  výskyt kriticky ohroženého druhu třtina pobřežní (Calamagrostis pseudophragmites), která byla vymapována v  celém území EVL Řeka Ostravice. Další součástí výzkumu je hydrologické sledování. Na  základě poskytnutých hydrologických dat státním podnikem Povodí Odry jsou vyhodnoceny průtoky a  stanoven spodní limit průtoků, kdy je předpoklad, že daná lavice bude v celé své ploše osušena a naopak stanoven horní limit, kdy dojde k jejímu úplnému přeplavení. Granulometrické analýzy jsou zaměřeny na vyhodnocení vlastností povrchové vrstvy štěrkových lavic prostřednictvím digitálního skenování povrchu a na granulometrickou analýzu sítováním, a to v lokalitách trvalých ploch.

Výsledky a diskuse V roce 2009 proběhlo celoplošné mapování vegetace na šesti lavicích, kde byly vylišeny jednotlivé typy vegetace. Každý zmapovaný segment byl v  terénu zaměřen přístrojem GPS Trimble a následně byla v prostředí ArcGIS vytvořena mapa typů vegetace. Z výsledků plošného mapování v roce 2009 je patrné, že na štěrkových lavicích se nacházela různá sukcesní stádia vegetace (tab. 1, obr. 2). Lavice I. byla těsně po provedené ­údržbě (odstranění svrchní vrstvy štěrkového materiálu spolu s vegetací bylo ­realizováno v  lednu 2009), nacházela se zde jen ojedinělá vegetace, případně zde vegetace zcela chyběla, šlo o iniciální stádia druhů, pokryvnost vegetace nepřekročila 50 % plochy lavice. Naopak u lavic II.–VI., které se nacházely ještě před vlastní úpravou, je vegetace v  různém stupni sukcese, ale vždy s  dřevinnou složkou. U  lavic II., III., IV. je vegetace ještě tvořena spíše mozaikou křovin s bylinným podrostem. Nejvyšší stupeň sukcese byl zaznamenán u lavice V. a VI., kde můžeme nalézt nejvyšší zjištěná sukcesní stádia se souvislým keřovým porostem různé výšky. Kromě celoplošného mapování typů vegetace jsou od r. 2009 pořizovány fytocenologické zápisy na  18 trvalých plochách. Při snímkování byla využita Zlatníkem upravená Braun-Blanquetova stupnice abundance a dominance. Fytocenologické snímky byly v roce 2009 rozděleny do čtyř skupin, kdy byl použit modifikovaný klasifikační algoritmus Twinspan (Roleček et al. 2009) s  použitím Sorensenovy maximální míry nepodobnosti, tří úrovní pseudospecies s hranicemi na 0, 5 a 25 % a se čtyřmi snímky jako minimální velikostí skupiny pro další dělení. Skupina 1 představuje iniciální stádia vegetace na štěrkových lavicích. ­Diagnostické druhy: Agrostis stolonifera, Bidens frondosa, Cardamine amara, Persicaria maculosa, Polygonum aviculare. Konstantní druhy: Impatiens glandulifera. Domimanta zde nebyla stanovena. Vegetace je tvořena často iniciálními stádii jednoletých a  nitrofilních druhů a  druhy s  R strategií včetně druhů synantropních a  invazních neofytů, charakteristická je malá pokryvnost, z hlediska nároků na světlo se jedná spíše o hemiheliofytní druhy. Vegetace je typická pro osídlování nově vzniklých lavic, případně štěrkových náplavů, kde byla provedena plánovaná údržba.

113

Eremiášová: Sledování sukcese vegetace na štěrkových lavicích Skupina 2 zahrnuje společenstva s dominantní Phalaris arundinacea. ­Diagnostické druhy: Salix fragilis, Salix purpurea, Calamagrostis pseudophragmites. Konstantní ­druhy: Phalaris arundinacea. Dominantní druhy: Phalaris arundinacea. Jedná se o poměrně zapojené, druhově chudé porosty s dominantní Phalaris arundinacea, v keřovém patru je nejčastěji zastoupena Salix purpurea. Vegetace se vyznačuje poměrně vysokou pokryvností. Skupina 3 je podobná skupině předchozí, avšak je charakteristická vyšším zastoupením nitrofilních druhů. Diagnostické druhy: Galium aparine, Urtica dioica. Konstantní ­druhy: Impatiens glandulifera, Impatiens parviflora, Phalaris arundinacea. Dominantní druhy: Phalaris arundinacea, Urtica dioica. Uplatňují se zde jak druhy říčních rákosin s  Phalaris arundinacea, tak druhy luční a  v  neposlední řadě také širokolisté nitrofilní byliny. Skupina 4 představuje nejvyšší dosažené sukcesní stádium, které na  zájmových ­lokalitách v roce 2009 bylo zaznamenáno. Diagnostické druhy: Salix purpurea, Anthriscus sylvestris, Cirsium oleraceum, Festuca gigantea, Geum urbanum, Glechoma hederacea, Chaerophyllum hirsutum, Scrophularia nodosa, Solidago canadensis, Stachys sylvatica, Symphytum officinale, Valeriana officinalis. Konstantní druhy: Galium aparine. Dominantní druhy: Petasites albus. Charakteristický je vyšší počet druhů a vyšší druhová diverzita, typická je přítomnost druhů, které zpravidla indikují vyšší vývojová stádia vegetace. Z hlediska zastoupení dřevin je charakteristická účast keřových i stromových vrb, významná z hlediska sledování sukcese je přítomnost olše lepkavé (Alnus glutinosa). 100% 90% typ vegetace

80% 70% 60% 50% 40% 30% 20% 10% 0%

I.

II.

III.

IV.

V.

VI.

lavice

1 Bez vegetace, případně s řídkou bylinnou 2 Mezernatá bylinná 3 Monocenózy Phalaris arundinacea 4 Monocenózy rodu Petasites 5 Ostatní vysoká bylinná 6 Monocenózy invazních druhů 7 Mozaika Phalaris arundinacea s nízkými křovinami do 1,5 m 8 Mozaika Phalaris arundinacea se středně vysokými křovinami 1,5–3 m 10 Mozaika ostatní vysoké bylinné vegetace s nízkými křovinami do 1,5 m 11 Mozaika ostatní vysoké bylinné vegetace se středně vysokými křovinami 1,5–3m 14 Středně vysoké souvislé křoviny 1,5–3m 15 Vysoké souvislé křoviny (vyšší než 3 m)

Obr. 2.  Plošné zastoupení jednotlivých typů vegetace v roce 2009 na štěrkových lavicích. Fig. 2.  Percentages of the individual vegetation types on gravel bars in 2009.

114

Příroda, Praha, 32: 109 – 121, 2014 Tab. 1.  Procentické zastoupení jednotlivých typů vegetace na štěrkových lavicích v roce 2009. Table 1.  Percentages of the individual vegetation types on gravel bars in 2009. Typ vegetace

lavice I.

lavice II.

lavice III.

lavice IV.

lavice V.

lavice VI. 0

1

55,4

0

28,4

20,4

0

2

44,4

4,8

3,9

0

0

0

3

0

14,0

9,0

0

13,2

10,1

4

0

0

0

2

0

0

5

0

44,5

1,6

5,1

1,3

0

6

0

0

0

25,8

10,9

19,8

7

0

0

3,6

0

1,7

0

8

0

22,7

0

7,5

0

0 0

9

0

0

0

0

0

10

0

0

10,4

0

0

0

11

0

0

25,4

0

0

41,0

12

0

0

0

0

0

0

13

0

0

0

0

0

0

14

0

13,9

17,8

0

0

0

15

0

0

0

39,2

72,9

29,0

Na základě dat pořízených r. 2009 byly hlavní gradienty v druhovém složení vegetace určeny pomocí detrendované korespondenční analýzy (DCA), a to jak pro druhy, tak pro snímky, kde byly do ordinačních diagramů pasivně promítnuty Ellenbergovy indikační hodnoty (EIH) a některé sledované faktory prostředí. Pro zpracování dat byl použit Turboveg for Windows 2.0 (Hennekens & Schaminée 2001), ordinační analýzy byly provedeny za použití Canoco for Windows (ter Braak & Šmilauer 2002, Lepš & Šmilauer 2003). Pro porovnání nezávislých skupin vzorků byl využit program Statistika 9. Hladina významnosti všech analýz a testů byla stanovena na p = 0,05. V ordinačním diagramu (obr. 3) jsou zobrazena data ze všech fytocenologických snímků pořízených v roce 2009. První ordinační osa vysvětluje 15,8 % celkové variability souboru, můžeme ji označit jako gradient osvětlení. Signifikantní vztah s první osou prokazují EIH pro světlo a teplo a počet druhů. Z hodnocených fytocenologických snímků se na gradientu osvětlení umístily nejvíce vpravo snímky ze skupiny č. 1 – iniciální stádia vegetace na štěrkových lavicích. Na opačné straně gradientu se nachází skupina č. 4 charakterizující vyšší vývojová stádia vegetace s vyšším celkovým počtem druhů, které jsou méně náročné na světelné podmínky a teplotně nenáročné. V prostřední části grafu stojí skupina č. 3 s vyšším zastoupením nitrofilních druhů, která je spíše náročná na  živiny, a  mírně napravo od  ní je skupina č. 2 s dominantní Phalaris arundinacea, pro kterou je spíše charakteristický nízký počet druhů, s druhy preferujícími dobré světelné podmínky. Druhá ordinační osa vysvětluje 6,2 % z celkové variability souboru a velmi slabě koreluje s EIH pro vlhkost. Reprezentují ji fytocenologické snímky s  vyšším zastoupením některých druhů preferujících vlhčí podmínky. V  horní části grafu se naopak umístily fytocenologické snímky s  druhy, které jsou k  vlhkosti tolerantnější. Do ordinačního grafu byly pasivně proloženy jednotlivé typy vegetace, které se rozmístily kolem první osy zprava doleva. Úplně vpravo se umístily snímky s typem vegetace 01 – bez vegetace, případně s řídkou bylinnou vegetací a typ vegetace 02 – mezernatá bylinná vegetace. ­Postupně doleva se vegetace mění přes monocenózy a mozaiky Phalaris arundinacea s křovinami a na opačné straně vlevo stojí typ vegetace 15 – vysoké souvislé křoviny.

115

Eremiášová: Sledování sukcese vegetace na štěrkových lavicích

Obr. 3.  Ordinační diagram DCA se snímky rozdělenými do  4 skupin a  pasivně proloženými Ellenbergovými indikačními hodnotami (EIH) a typy vegetace. Fig. 3.  DCA ordinance diagram with plots divided into four groups and passively fitted with Ellenberger indication values (EIV) and with vegetation types.

V roce 2010 proběhlo opakované fytocenologické snímkování v polovině srpna. Vzhledem k povodním, které postihly zájmové území v květnu a červnu 2010, nebylo možné dodržet termín snímkování shodný s rokem 2009. Na štěrkových lavicích č. II.–VI. počátkem roku 2010 proběhla plánovaná údržba, která spočívala v částečném odstranění svrchní vrstvy štěrkového materiálu spolu s vegetací. Po květnových a červnových povodních byly všechny lavice částečně převrstveny naplaveným štěrkovým materiálem. Na základě hodnocení vegetace v tomto roce se na všech náplavech nachází vegetace jen ­sporadicky. Předmětem analýz bylo porovnání stavu fytocenóz zachyceného šetřeními v roce 2009 se stavem v roce 2010. Pro znázornění změny stavu vegetace byly využity metody mnohorozměrné analýzy ekologických dat. Velikost nejdelšího gradientu při použití DCA je 4,99, což vedlo k použití unimodálních metod analýzy dat. V analýzách byla použita netransformovaná data. Při statistickém porovnání (Mann-Whitneyův test) hodnot počtu druhů, Shannon-Wienerova indexu a průměrných EIH (Elenbergovy indikační hodnoty) z roku 2009 a roku 2010 bez rozlišení do skupin, vykazují statisticky významné rozdíly počty zjištěných druhů a průměrné EIV pro světlo, vlhkost a  kontinentalitu. Ve  skupině 1 a  2 vykazují statisticky významné rozdíly počty zjištěných druhů a průměrné EIH pro světlo, vlhkost a kontinentalitu. Skupina 3 zaznamenává posun v hodnotě indexu diverzity a EIH pro světlo. Ve skupině 4 nebyl prokázán žádný statisticky významný rozdíl mezi pozorováními 2009 a 2010 (tab. 2). Zobrazení snímků v ordinačním prostoru pomocí DCA (obr. 4) ukazuje znatelné potlačení variability mezi snímky v porovnání pozorování z let 2009 a 2010. První ordinační osa vysvětluje 10,9 % a druhá 8,6 % variability druhových dat. Snímky pořízené v roce 2010 jsou více soustředěny do levé části grafu a jejich poloha vzhledem k doplňkovým proměnným (počet druhů, index diverzity a EIH) ukazuje na úbytek počtu druhů, snížení indexu diverzity a  naopak výraznější uplatnění druhů náročnějších na  světlo a  teplotu. Koncentrace snímků z roku 2010 v části diagramu charakterizované rostoucími EIV pro světlo a  teplotu (obr. 4) signalizuje vyšší zastoupení pionýrských druhů na  úkor druhů stabilizovanějších společenstev.

116

Příroda, Praha, 32: 109 – 121, 2014 Tab. 2.  Hodnoty p Mann-Whitneyova testu porovnání počtu druhů, indexu diverzity a EIH mezi pozorováními 2009 a 2010. Zvýrazněné hodnoty označují statisticky průkazný rozdíl mezi pozorováními (p < 0,05). Table 2.  P values of the Mann-Whitney test for comparison of the number of species, diversity index and EIV between 2009 and 2010. The marked values represent statistically significant differences between the monitoring periods (p < 0.05). proměnná počet druhů index diverzity světlo teplo kontinentalita vlhkost půdní reakce živiny

celek 0,034 0,569 0,029 0,887 0,029 0,003 0,517 0,155

Mann-Whitneyův test - hodnota p skupina 1 skupina 2 0,194 0,210 0,149 0,676 0,885 0,676 0,470 0,917 0,470 0,060 0,030 0,012 0,773 0,754 0,112 0,095

skupina 3 0,749 0,045 0,005 0,810 0,749 0,936 0,378 0,873

skupina 4 0,081 1,000 0,081 0,081 0,383 1,000 0,663 1,000

Obr. 4.  DCA – znázorněny jsou pouze druhy s vahou 6 % a více. Počet druhů, index diverzity a EIH byly použity jako doplňkové proměnné. Zobrazeny jsou pouze charakteristiky vzhledem k druhovým datům nejvýznamnější. Označení snímků odráží rok vyhotovení zápisů (čtverec – rok 2009, kruh – rok 2010). Barevné polygony označují spojnice hraničních snímků vylišených skupin v ordinačním prostoru: černá – skupina 1, modrá – skupina 2, fialová – skupina 3, červená – skupina 4. Fig. 4.  DCA ordinance diagram – only species with significance 6% and more are shown. The number of species, diversity index and EIV were used as supplementary variables. Only characteristics that are the most important in accordance with the species data are shown. Phytosociological frame labelling records the date of the acquisition (square – year 2009, circle – year 2010). Coloured polygons depict the join line of the border frames of the distinguished groups in the ordinance space: black – group 1, blue – group 2, violet – group 3, red – group 4.

117

Eremiášová: Sledování sukcese vegetace na štěrkových lavicích Podle Monte Carlo permutačního testu je faktor času, užitý jako spojitá vysvětlující proměnná ve  vztahu k  druhovým datům, statisticky průkazný (p = 0,0002). Jednotlivé plochy byly označeny jako kovariáty a  randomizace byla omezena na  bloky definované podle kovariát. Tím byla potlačena prostorová variabilita dat a naopak hodnocen byl pouze posun vegetace v čase (není zobrazeno). Takto zvolená kanonická osa vysvětluje 48,5 % celkové variability souboru dat. Procento pokryvnosti vegetace jako vysvětlující proměnná je podle Monte Carlo permutačního testu statisticky významná (p = 0,0022). Při potlačení vlivu prostorové variability dat vysvětluje tato kanonická osa 43,2 % celkové variability souboru dat (obr. 5).

Obr. 5.  CCA (canonical correspondence analysis), znázorněny jsou pouze druhy se zachycenou vazbou na kanonickou osu (minimum fit = 7). Jako kanonická osa je užita pokryvnost vegetace. Charakter vegetace jednotlivých skupin vylišených na základě šetření z roku 2009 byl použit jako doplňková proměnná. Označení snímků odráží rok vyhotovení zápisů (čtverec – rok 2009, kruh – rok 2010). Barevné polygony označují spojnice hraničních snímků vylišených skupin v ordinačním prostoru: černá – skupina 1, modrá – skupina 2, fialová – skupina 3, červená – skupina 4. Fig. 5.  CCA (canonical correspondence analysis), only species with a captured bond to canonical axis (minimum fit = 7) are shown. Coverage of the vegetation is used as a canonical axis. Vegetation character of the individual groups distinguished on the basis of 2009 monitoring was used as a  supplementary variable. Phytosociological frame labelling records the date of the acquisition (square – year 2009, circle – year 2010). Coloured polygons depict the join line of the border frames of the distinguished groups in the ordinance space: black – group 1, blue – group 2, violet – group 3, red – group 4.

V  průběhu vegetační sezony 2010 zaznamenala vegetace na  trvalých plochách jednostranný posun směrem k  iniciálním stádiím zarůstání štěrkových lavic. Téměř

118

Příroda, Praha, 32: 109 – 121, 2014 všechny skupiny snímků z roku 2010 (FS označené kruhem) se soustředily na pravou stranu grafu, která je charakteristická pro iniciální stádia. Stejně tak se v  této části grafu nacházejí snímky ze skupiny 1 z roku 2009 (černá barva s čtverci), které také spadaly do iniciálních stádií vegetace. Odlišný trend byl zaznamenán pouze u FS č. 28 (fialová skupina 3), což potvrzuje obr. 5, kde se tento snímek nachází spíše v levé dolní části grafu, kde se soustřeďují snímky z roku 2009, prezentující zastoupení nitrofytů. Vegetace na trvalé ploše v roce 2010, kde byl pořízen FS, vykazovala poměrně vysokou pokryvnost, druhové složení odpovídalo skupině č. 3 s  dominancí Phalaris arundinacea a presencí nitrofytů. Trvalá plocha byla minimálně dotčena plánovanou údržbou, nedošlo zde k  úplnému odstranění vegetace. Stanoviště bylo značně zazemněné a  na  základě granulometrické analýzy se jako jediný vzorek z  této trvalé plochy zařadil do kategorie bahnitý štěrk. Převážná většina vzorků (z  celkových 18) odpovídala kategorii bahnito-písčitý štěrk, 4 vzorky pak byly zařazeny do nejhrubější kategorie štěrk. Koncentrace snímků z roku 2010 v části diagramu charakterizované rostoucími EIH pro světlo a teplotu (obr. 4) signalizuje vyšší zastoupení pionýrských druhů na úkor druhů stabilizovanějších společenstev. Evidentní pokles pokryvnosti vegetace a posun snímků ve směru iniciálních sukcesních stádií (obr. 5) tento trend potvrzují. Druhové složení vegetace bylo v roce 2010 značně uniformní, výrazně se uplatňovaly druhy jednoleté, plevelné a značné zastoupení měly také nitofilní druhy. Na trvalých plochách se v roce 2010 vyskytovalo průměrně 9 druhů rostlin z celkového počtu 62 druhů zachycených fytocenologickými snímky. Při srovnání s  fytocenologickými snímky z roku 2009, tedy před stržením lavice, jde o značný úbytek druhů. V roce 2009 bylo zaznamenáno celkem 93 druhů rostlin a v průměru 15 druhů na jedné trvalé ploše. Takový vývoj se však v roce 2010 očekával, hlavní příčinou nízké pokryvnosti vegetace a  chudého druhového složení je vlastní údržba, která na  lavicích byla plánovaná (stržení lavice spolu s vegetačním krytem), následovaly však povodně v průběhu května a června, trvalé plochy byly překryty naplaveným štěrkovým materiálem a v srpnu na některých lavicích proběhla ještě dodatečná úprava povrchu lavice. Vegetační sezona druhů, které nově obsadily štěrkové lavice po disturbančních procesech, tak byla značně zkrácena.

Shrnutí Na  základě dosavadních výzkumů je patrné, že vegetace na  štěrkových lavicích zaznamenala v  průběhu vegetační sezony 2010 jednostranný posun směrem k  iniciálním stádiím vegetace. Příčinu zachycených změn lze spatřovat především v proběhlých disturbančních událostech jako jsou záplavy a  vlastní úprava štěrkových lavic, spočívající v odstranění svrchní vrstvy štěrkového materiálu spolu s vegetací. Záplavy je v daném případě možné vnímat jako přirozený faktor ovlivňující vývoj vegetace. Změna charakteru vegetačního krytu směrem k iniciálním sukcesním stádiím a následné opětovné zarůstání obnaženého (znovu naplaveného) substrátu představuje přirozený cyklus vývoje ­vegetace na daných stanovištích. Štěrkonosné toky jsou významným krajinotvorným fenoménem a  biotopy na  ně vázané patří k nejohroženějším a jen na málo místech České republiky zůstaly zachovány. Péče o tyto biotopy je dosud poměrně málo známá. Výsledky výzkumu mohou přispět jak k prohloubení znalostí o stavu a vývoji vegetace na štěrkových náplavech, tak mají současně praktický význam, který spočívá především v ověření a upřesnění managementu těchto evropsky významných biotopů.

119

Eremiášová: Sledování sukcese vegetace na štěrkových lavicích

Summary The research is aimed at monitoring the vegetation succession on six model gravel bars in the area of the Ostravice River which belong to the European Sites of Community Importance. Although the naturally meandering Ostravice was regulated in the past, gravel bars still occur along its whole course. Natural development of new, unvegetated areas is very rare in central Europe. Many natural biotopes that belong to the most endangered and disappearing ones are bound to gravel bars. Vegetation succession on gravel bars under natural conditions without human intervention proceeds from early succession stages with unconnected herbaceous vegetation through stages with slightly connected herbaceous vegetation and willow shrubs to floodplain forests. Becoming overgrown with vegetation, mainly woody species, stabilizes the gravel bars. In the intensively used and populated floodplain, such as the surroundings of the towns of Frýdek-Místek and Frýdlant nad Ostravicí, the overgrown gravel bars found in the regulated course of the Ostravice River represent a potential risk namely during floods. Thanks to becoming overgrown by trees, the gravel bars are stabilized and their erodibility and movement are decreased. The bars become an obstacle in the channel during floods. In 2008 the Water Management Body of the Odra Catchment prepared a methodology for the management of gravel bars, in order to improve the flow capacity of the Ostravice channel. This methodology aims at blocking succession by partial removal the upper sediment layer and vegetation. The management was carried out at six model gravel bars during 2009 and 2010. Research into the vegetation on the gravel bars consists of vegetation mapping before the management intervention, monitoring the vegetation development during the following years and verification of the relationships between species diversity, succession stages and the biotope conditions. The results so far show that vegetation succession on gravel bars takes place from extreme (hydric) to mesic conditions. The succession is typical for areas that were without vegetation (newly established gravel bars) or where the vegetation was disturbed or destroyed. During floods the vegetation tends to be destroyed by flooding the gravel bars or by gravel shifts. This fact was confirmed by the floods in both 2009 and 2010. After the management works, the monitored areas during the 2010 vegetation season recorded a  unilateral shift towards the initial vegetation stages and higher occurrence of the pioneer species at the detriment of the more stabilized biotopes. Changes in the character of the vegetation cover towards the initial succession stages and subsequent overgrowing of the bare substrate represent a natural vegetation cycle at the given localities. The noted changes can be ascribed mainly to the disturbances such as floods and management interventions on the bars. Floods in this case can be perceived as a natural factor influencing the vegetation development.

Poděkování Tento projekt byl financován MŽP ČR v  rámci výzkumné studie „Sledování sukcese v  lokalitách vybraných pro vodohospodářské úpravy štěrkových lavic“. Současně byl podpořen mezinárodním projektem Transnational Ecological Network in Central Europe.

Literatura Birklen P., Filipová K., Klečka J., Filipová L. & Lepík M. (2008): Přírodě blízká údržba štěrkových lavic na modelových lokalitách v upraveném korytě toku Ostravice. – Ochrana Přírody 63: 6–7. Blažková D. (2003): Pobřežní vegetace řeky Berounky dva měsíce po  povodni v  srpnu 2002. – Bohemia Centralis 26: 35–44. Buček A. & Štykar J. (2001): Geobiocenologické mapování příbřežního pásma vodních toků ve správě Povodí Odry. – In: Niva z multidisciplinárního pohledu IV. Sb. abstr. sem., pp. 57–59, Geotest Brno.

120

Příroda, Praha, 32: 109 – 121, 2014 Demek J. & Mackovčin P. [eds] (2006): Zeměpisný lexikon ČR, Hory a nížiny. – AOPK Praha. Dostál J. (1989): Nová květena ČSSR. Vol. 1. – Academia, Praha. Ellenberg H. (1996): Vegetation Mitteleuropas mit den Alpen. Ed. 5. – Eugen Ulmer, Stuttgart. Hennekens S. M. & Schaminée J. H. J. (2001): TURBOVEG, a comprehensive data base management system for vegetation data. – Journal of Vegetation Science 12: 589–591. Chuman T., Lipský Z. & Matějíček T. (2007): Sukcese vegetace v údolní nivě po extrémních záplavách. – In: Langhammer J. [ed.], Povodně a změny v krajině, pp. 257– 67, MŽP ČR a PřF UK, Praha. Chytrý M., Kučera T. & Kočí M. [eds] (2001): Katalog biotopů České republiky. – Agentura ochrany přírody a krajiny ČR, Praha. Janoušková P. (2001): Ekologický význam náplavů v říční nivě. – Ms. [Dipl. pr.; depon. in: Knih. Kat. Bot. Přírod. Fak. UK, Praha.] Jeník J. (1955): Sukcese rostlin na náplavech řeky Belé v Tatrách. – Acta Universitatis Carolinae 4: 1–58. Kopecký K. (1969): Změny druhového složení některých fytocenos v  inundaci dolního toku Orlice po záplavách v roce 1965. – Preslia 4: 284–296. Koppová J. (2001): Znovuosidlování náplavu vegetací na aluviálních loukách. – Ms. [Dipl. pr.; depon. in: Knih. Kat. Bot. Přírod. Fak. UK, Praha.] Koutecký P. (2000): Regenarace luk v nivě Moravy po katastrofální povodni v roce 1997. – Ms. [Dipl. pr.; depon. in: Knih. Kat. Bot. Přírod. Fak. UK, Praha.] Koutecký P.  (2003): Změny vegetace aluviálních luk po  povodních (jižní Morava). – Zpr. Čes. Bot. Společ. 38: 111–115. Kovář P. (1998): Povodňové náplavy: otevřený biologický prostor. – Živa 84: 203–204. Kovář P., Janoušková P., Koppová J., Köppl P. & Křivánek M. (2006): River landscapes and extreme floods in Central Europe (1977, 2002): need for long-term research. – Novit. Bot. Univ. Carol. 18: 6. Lacina J. (2007): Desetiletý vývoj vegetačního krytu povodňového koryta Bečvy se zřetelem na ekotony. – In: Měkotová J. & Štěrba O. [eds]: Říční krajina 5 (sborník z konference), pp. 145–151, Univerzita Palackého v Olomouci. Lepš J. & Šmilauer P. (2003): Multivariate analysis of ecological data using CANOCO. – Cambridge University Press. Moravec J., Balátová-Tuláčková E., Blažková D., Hadač E., Hejný S., Husák Š., Jeník J., Kolbek J., Krahulec F., Kropáč Z., Neuhäusl R., Rybníček K., Řehořek V. & Vicherek J. (1995): Rostlinná společenstva České republiky a jejich ohrožení. – Severočes. Přír., Příloha 1: 1–206. Neuhäuslová Z., Blažková D., Grulich V., Husová M., Chytrý M., Jeník J., Jirásek J., Kolbek J., Kropáč Z., Ložek V., Moravec J., Prach K., Rybníček K., Rybníčková E. & Sádlo J. (1998): Mapa potenciální přirozené vegetace České republiky. Textová část. – Academia, Praha. Neuhäuslová Z. (2003): Vrbotopolové luhy a bažinné olšiny a vrbiny. – In: Moravec J. [red.], Přehled vegetace České republiky 4, Academia, Praha. Parmová Š. (2008): Vegetace štěrkových náplavů toků v severních Beskydech a jejich podhůří. – Ms. [Bakal. pr.; depon in: Knih. Ústavu botaniky a zoologie PřF MU, Brno]. Prach K. (1994): Vegetation succession on river gravel bars across the northwestern Himalayas, India. – Arctic and Alpine Research 26: 349–353. Prach K., Bastl M., Konvalinková P., Kovář P., Novák J., Pyšek P., Řehounková K. & Sádlo J. (2008): Sukcese vegetace na  antropogenních stanovištích v  České republice – přehled dominantních druhů a stádií. – Příroda 26: 5–26. Roleček J., Tichý L., Zelený D. & Chytrý M. (2009): Modified TWINSPAN classification in which the hierarchy respects cluster heterogeneity. – Journal of Vegetation Science 20: 596–602. ter Braak C. J. F. & Šmilauer P.  (2002): CANOCO Reference Manual and CanoDraw for Windows User‘s Guide: Software for Canonical Community Ordination (version 4.5). – Microcomputer Power, Ithaca, NY, USA. Tichý L. (2002): Software for vegetation classification. – Journal of Vegetation Science 13: 451–453. Vaněček Z. (2005): Sukcese vegetace na říčních náplavech vzniklých po povodni v srpnu 2002. – Ms. [Bakal. pr.; depon. in: Knih. Biol. Fak. JU, České Budějovice]. Weismannová H. [ed.] (2004): Ostravsko. – In: Mackovčin P. & Sedláček M. [eds], Chráněná území ČR, svazek X., pp. 1–456, Agentura ochrany přírody a krajiny ČR a EkoCentrum Brno.

121

Příroda, Praha, 32: 123 – 133, 2014

Příčiny ohrožení středoevropských druhů vážek (Insecta: Odonata). Možnosti stanovení prioritních cílů druhové ochrany The main threats to Central European species of dragonflies (Insecta: Odonata). Methods of setting priority targets for species conservation Filip Harabiš1 & Aleš Dolný2  atedra ekologie, Fakulta životního prostředí, Česká zemědělská univerzita, K Kamýcká 1176, CZ-165 21 Praha 6 – Suchdol, [email protected] 2  Katedra biologie a ekologie, Přírodovědecká fakulta Ostravské univerzity v Ostravě, Chittussiho 10, CZ-71000 Slezská Ostrava, [email protected] 1 

Abstract: The main threats to dragonflies are closely associated with anthropogenic influence on freshwater ecosystems. Effective conservation and management requires knowledge of the ecology of individual species. Individual species requirements could be considerably different even in closely related taxa. Therefore, it is very difficult to determine the threats to individual species, and the tendency to make generalizations could be inappropriate. One of the most effective approaches how to identify the most vulnerable taxa, is the establishment of the Ecological Risks of Extinction (ERE), based on the shared ecological characteristics. This method allows the determination of priority targets for species conservation, as well as the identification of the key characteristics that are probably the relevant causes of threats to them in human modified ecosystems. The most endangered species of dragonflies in the Czech Republic are highly specialized habitat specialists occurred in narrow range of altitudes, with limited dispersal ability. There are several species with considerable population declines, although these species are not priority targets for national conservation. Giving preference to Natura 2000 species in biomonitoring yielded comprehensive information about their distribution. However, it also revealed the overestimated extinction risk status in the majority of species. Keywords: dragonflies (Odonata), Ecological Risks of Extinction, monitoring, Natura 2000, Red list status, species conservation Abstrakt: Hlavní příčiny ohrožení vážek jsou úzce spjaty s antropogenním ovlivněním sladkovodních ekosystémů. Efektivní druhová ochrana vyžaduje znalosti ekologie jednotlivých druhů. Nároky jednotlivých druhů se výrazně liší i u blízce příbuzných taxonů. Proto je velmi obtížné stanovit příčiny i míru ohrožení jednotlivých druhů a generalizace jsou zde nepatřičné. Jedním z přístupů, jak identifikovat nejvíce ohrožené taxony, je stanovení ekologického rizika extinkce (ERE) na základě relevantních ekologických charakteristik. Tato metoda umožňuje nejen stanovit prioritní cíle druhové ochrany, ale také identifikovat klíčové vlastnosti, které vedou k pravděpodobné příčině ohrožení daného druhu. Mezi nejvíce ohrožené druhy vážek ČR patří druhy úzce specializované na  určitý biotop, navíc úzkého spektra nadmořských výšek a s omezenými rozptylovými schopnostmi. U několika druhů byl zaznamenán výrazný propad v rozšíření na území ČR, přestože tyto druhy nepatří mezi prioritní v rámci národní a mezinárodní druhové ochrany. Preference „naturových“ druhů v  rámci biomonitoringu přinesly ucelené informace o jejich distribuci, které mimo jiné odhalily v několika případech nadhodnocení statutu jejich ohrožení. Klíčová slova: červené seznamy, druhová ochrana, ekologické riziko extinkce, monitoring, Natura 2000, vážky (Odonata) Nomenklatura: van Tol (2006)

123

Harabiš & Dolný: Příčiny ohrožení středoevropských druhů vážek

Úvod Sladkovodní biotopy patří k nejvíce antropogenně ovlivněným biotopům v rámci celé Evropy. Vážky jako modelová skupina organismů jsou úzce vázány na  sladkovodní prostředí, ve kterém probíhá u naprosté většiny druhů jejich larvální vývoj. Řada druhů vážek citlivě reaguje na změny ve vodním prostředí a má zároveň relativně výraznou schopnost rozptylu ve stádiu dospělce (C orbet 1999). Vážky tak mohou bezprostředně reagovat na  negativní změny prostředí, což z  nich činí výborné environmentální indikátory vhodné k  hodnocení stavu biocenóz a  vodních biotopů (M cG eoch 1998). Na rozdíl od mnoha ostatních skupin hmyzu můžeme o vážkách s vysokou pravděpodobností říci, že již známe většinu druhů. Recentní seznam zahrnuje přibližně 5700 popsaných druhů, z nichž je plných 10 % bezprostředně ohroženo vyhynutím (Claus nitzer et al. 2009). Existuje řada faktorů, které ohrožují jednotlivé druhy vážek, všechny však mají jeden společný prvek, jsou antropogenního původu. Likvidace vhodných biotopů, výrazné změny přírodě blízkého charakteru vodních biotopů i okolního prostředí a organické znečištění vod mají za následek postupné vymírání vážek na všech kontinentech (Clausnitzer et al. 2009) včetně Evropy (K alkman et al. 2010). Následky lidského působení na  život vážek, stejně jako mnoha dalších organismů, nejsou rovnoměrné, nýbrž dochází k tomu, že jsou mnohem více ovlivněny druhy se specifickými nároky (Sahlén et al. 2004). Vyšší míra specializace je u vážek spojena nejen s omezením nabídky vhodných biotopů, ale také se snahou minimalizovat rizika spojená s rozptylem dospělců (McCauley 2007). Se ­vzrůstající mírou specializace na  dané prostředí totiž obvykle klesají rozptylové schopnosti vážek (Harabiš & Dolný 2011), což je činí ještě více zranitelnými. V rámci Evropy již degradace vodních biotopů dospěly do stavu, kdy mnoho druhů není schopno dlouhodobě přežívat v  suboptimálních podmínkách prostředí a  dochází tak ke  kaskádě lokálních extinkcí vedoucí k  ústupu a  bezprostřednímu ohrožení významného množství druhů vážek (Sahlén et al. 2004). Druhová ochrana tak v současnosti čelí nové výzvě. Mezi základní nástroje hodnocení stavu a  účinnosti druhové ochrany patří moni­ toring. Efektivita monitoringu je závislá na  dostatečných znalostech ekologických požadavků daného druhu (Samways et al. 2010), jelikož stanovištní nároky i  blízce příbuzných druhů vážek se často výrazně liší (H arabiš & Dolný 2010). V ­současné ochranářské praxi se však setkáváme s  výrazným omezováním souborů cílových (moni­torovaných) druhů a také určitou generalizací příčin ohrožení jednotlivých ­t axonů i z toho vyplývajících opatření. Zevšeobecňování v praktické ochraně přírody by však mělo být vždy postaveno na dostatečném množství kvalitních údajů a  nemělo by vycházet z  povrchních a paušalizovaných informací. Problémem je však správně stanovit, jaké množství informací je dostatečné a  také, které informace jsou pro praktickou ochranu přírody opravdu důležité. V opačném případě totiž může zůstat skutečná příčina ohrožení skryta, resp. míra ohrožení a efektivita ochrany mohou být chybně hodnoceny. Existuje kupříkladu řada druhů, které se vyskytují relativně vzácně, třeba díky regionálně omezené nabídce vhodných habitatů (např. tyrfobiontní druhy jako Leucorrhinia dubia), a přesto tyto druhy nemusejí být bezprostředně ohroženy rizikem extinkce (Harabiš & Dolný 2010). Cílem našeho příspěvku bylo věrohodně vymezit recentní stav ekologického rizika extinkce (ERE) všech našich druhů vážek, analyzovat pořadí jednotlivých druhů z  hlediska jejich ohroženosti vzhledem k  platným právním normám a  porovnat zjištěný stav s aktuální situací druhové ochrany této modelové skupiny organismů u nás a v Evropě.

124

Příroda, Praha, 32: 123 – 133, 2014

Metodika Pro analýzu byla použita data o 67 druzích vážek s prokazatelně autochtonním výskytem v České republice. Stanovení ERE bylo provedeno na základě 7 vybraných atributů společných pro každý druh. Pro jednotlivé atributy bylo vždy stanoveno pořadí v rámci ohrožení jednotlivých druhů. Celkové ERE bylo určeno součtem jednotlivých pořadí, kdy druh s nejnižší sumární hodnotou odpovídá největšímu stupni ohrožení extinkcí. Sledované atributy druhů Rozšíření druhu Pro stanovení rozšíření jednotlivých druhů bylo použito síťového mapování vážek ČR, které využívá standardních polí, sférických lichoběžníkových ploch, odvozených od  zeměpisných souřadnic (běžně nazývané faunistické „čtverce“ nebo „kvadráty“) o stranách cca 12 × 12 km. Pro potřeby analýzy byla počítána obsazenost jednotlivých plošek v rámci databáze vážek ČR (Dolný et al. 2007), která zahrnuje více než 72000 údajů z 678 kvadrátů. Proporce obsazených kvadrátů obsahujících alespoň jeden záznam je 87,5 %. Pro standardizaci jednotlivých kvadrátů byla použita regrese počtu záznamů na ­kvadrát. Reziduály z regresní analýzy byly použity pro následnou analýzu. Habitatová specificita Míra specificity jednotlivých druhů byla stanovena jako proporce zastoupení jednotlivých druhů v  rámci všech (skupin) typů sladkovodní biotopů vyskytujících se v  ČR (n = 18). Detailní specifikace a soupis všech (skupin) typů biotopů uvádí Harabiš & Dolný (2010). Rozptylové schopnosti Dosavadní znalost rozptylových schopností vážek je nízká a velmi se různí u jednotlivých taxonů. Pro naši analýzu byla použita metoda odborného odhadu rozptylových ­schopností vážek vycházející ze zkušeností a poznatků předních evropských odborníků na danou skupinu (Cowley et al. 2001, Kotiaho et al. 2005). Celkem bylo formou dotazníků osloveno 83 evropských odonatologů, u nichž bylo možné předpokládat znalosti ekologie ­sledovaného druhového spektra (středoevropských vážek). Cílem dotazníku bylo získat odpovídající hodnotu „Dispersal Ability Index“ (1 až 4) pro každý druh, přičemž hodnota 1 znamenala minimální rozptylovou schopnost a naopak. V případě, že odhadce nebyl schopen provést fundovaný odhad rozptylových schopností určitého ­druhu, využil možnosti NA – nedovedu posoudit. Z  celkového počtu zpětně obdržených dotazníků byla následně vypočtena výsledná ­hodnota indexu (detailní výsledky analýzy uvádí Harabiš & Dolný 2011). Preferovaná nadmořská výška Nadmořská výška sice nepatří mezi bezprostřední kauzální činitele ovlivňující distribuci druhů, ale zřetelně s ní korelují jiné významné ekologické faktory (klimatické, produktivita systému, izolovanost stanoviště apod.) přímo působící na biodiverzitu. Teplota kupříkladu velmi výrazně ovlivňuje vývoj i fenologii vážek (Corbet 1999). Preference vyšší nadmořské výšky tak může být ve svých širších důsledcích příčinou vyšší zranitelnosti druhu. Výškové rozšíření druhu Druhy s vyšší ekologickou valencí se vyskytují na širokém spektru biotopů, a to jak ve vertikální, tak i horizontální rovině. Rozpětí mezi nejnižší a nejvyšší obsazenou ­nadmořskou výškou (počet 100 metrových intervalů) představuje základní informaci o  výškovém

125

Harabiš & Dolný: Příčiny ohrožení středoevropských druhů vážek r­ ozšíření daného druhu. Náhodná prezence – méně než 2% výskyt v daném 100m intervalu – nebyla do analýzy začleněna. Populační trendy Sledování populačních trendů daného druhu je jedním z hlavních kritérií pro ­sestavování Červených seznamů IUCN (IUCN 2001). Pro jednotlivé druhy byl stanoven populační trend mezi obdobím do roku 1998 a 1998–2007. Rozdíly mezi dostupným počtem dat v jednotlivých časových údobích byly zohledněny přepočtem podílu z celkového počtu údajů k jednotlivým obdobím. Distribuce druhu v rámci areálu výskytu Distribuce jednotlivých taxonů je limitována vlivem environmentálních podmínek prostředí i biotickými interakcemi. Samways (2003) poukazuje na problémy v interpretaci reálného ohrožení jednotlivých druhů v souvislosti s jejich geografickým rozšířením. Populace druhů objevující se na okraji areálu často přežívají za suboptimálních podmínek. Na rozdíl od populací uvnitř areálu jsou tedy okrajové populace často více zranitelné. Populace izolované mimo hlavní areál výskytu druhu mají nízkou variabilitu. Druhy vážek s výskytem omezeným na několik izolovaných populací tak představují druhy ohrožené v rámci celé Evropy. Tento faktor nelze objektivně kvantifikovat, proto byl do přehledu druhů zahrnut doplňkově mimo matematické stanovení ERE (tab. 1). Tab. 1.  Pořadí druhů vážek z pohledu ekologického rizika extinkce (ERE). Table 1.  Ecological extinction risk rank of dragonflies. Druh Nehalennia speciosa (Charpentier, 1840) Aeshna caerulea (Ström, 1783) Aeshna subarctica Walker, 1908 Coenagrion lunulatum (Charpentier, 1840) Epitheca bimaculata (Charpentier, 1825) Sympecma paedisca (Brauer, 1877) Sympetrum depressiusculum (Sélys, 1841) Cordulegaster bidentata Sélys, 1843 Coenagrion ornatum (Sélys, 1850) Sympetrum pedemontanum (Allioni, 1766) Somatochlora arctica (Zetterstedt, 1840) Coenagrion pulchellum (Vander Linden, 1823) Somatochlora alpestris (Sélys, 1840) Leucorrhinia albifrons (Burmeister, 1839) Sympetrum meridionale (Sélys, 1841) Libellula fulva Müller, 1764 Coenagrion scitulum (Rambur, 1842) Leucorrhinia dubia (Vander Linden, 1825) Lestes dryas Kirby, 1890 Somatochlora flavomaculata (Vander Linden, 1825) Coenagrion hastulatum (Charpentier, 1825) Stylurus flavipes (Charpentier, 1825) Lestes virens (Charpentier, 1825) Brachytron pratense (Müller, 1764) Leucorrhinia rubicunda (Linnaeus, 1758) Erythromma viridulum Charpentier, 1840

126

ERE 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

Ohrožení CR CR CR CR CR CR CR VU CR EN EN EN CR EN CR CR VU VU EN NT EN VU EN EN NT

Trend ↓ ↓ ↓ − ↓ − ↓ − ↑ ↓ ↓ ↓ ↓ ↑ ↓ ↑ ↑ − ↓ ↑ − ↑ ↓ ↑ − −

Areál ISO ISO OKRAJ OKRAJ OKRAJ ISO OKRAJ ISO OKRAJ ISO OKRAJ OKRAJ OKRAJ

OKRAJ

OKRAJ

Příroda, Praha, 32: 123 – 133, 2014 Onychogomphus forcipatus (Linnaeus, 1758) Cordulegaster boltonii (Donovan, 1807) Orthetrum coerulescens (Fabricius, 1798) Leucorrhinia pectoralis (Charpentier, 1825) Orthetrum brunneum (Fonscolombe, 1837) Sympetrum striolatum (Charpentier, 1840) Anaciaeschna isosceles (Müller, 1767) Gomphus vulgatissimus (Linnaeus, 1758) Ophiogomphus cecilia (Geoffroy in Fourcroy, 1785) Erythromma najas (Hansemann, 1823) Sympetrum flaveolum (Linnaeus, 1758) Chalcolestes viridis (Vander Linden, 1825) Aeshna juncea (Linnaeus, 1758) Calopteryx virgo (Linnaeus, 1758) Aeshna mixta Latreille, 1805 Aeshna affinis Vander Linden, 1820 Lestes barbarus (Fabricius, 1798) Sympetrum danae (Sulzer, 1776) Sympetrum fonscolombii (Sélys, 1840) Ischnura pumilio (Charpentier, 1825) Anax parthenope (Sélys, 1839) Sympetrum vulgatum (Linnaeus, 1758) Cordulia aenea (Linnaeus, 1758) Libellula quadrimaculata Linnaeus, 1758 Calopteryx splendens (Harris, 1776) Pyrrhosoma nymphula (Sulzer, 1776) Sympecma fusca (Vander Linden, 1820) Lestes sponsa (Hansemann, 1823) Orthetrum albistylum Sélys, 1848 Platycnemis pennipes (Pallas, 1771) Crocothemis erythraea (Brullé, 1832) Somatochlora metallica (Vander Linden, 1825) Anax imperator Leach, 1815 Coenagrion puella (Linnaeus, 1758) Aeshna grandis (Linnaeus, 1758) Enallagma cyathigerum (Charpentier, 1840) Orthetrum cancellatum (Linnaeus, 1758) Libellula depressa Linnaeus, 1758 Sympetrum sanguineum (Müller, 1764) Ischnura elegans (Vander Linden, 1820) Aeshna cyanea (Müller, 1764)

27 28 29 30 31 32 33 34 35 36 37 38 39 40 41 42 43 44 45 46 47 48 49 50 51 52 53 54 55 56 57 58 59 60 61 62 63 64 65 66 67

EN VU EN VU EN NT VU VU EN

VU

VU VU EN NT VU

− − ↑ ↑ ↑ ↓ ↑ − ↑ − ↓ − − − − ↑ ↓ − ↑ − ↑ − − − − − ↑ − ↑ − ↑ − − − − − − − − − −

OKRAJ

OKRAJ

Vysvětlivky: ERE – pořadí druhů podle ekologického rizika extinkce; Kategorie ohrožení: CR – kriticky ohrožený, EN – ohrožený, VU – zranitelný, NT – blízký ohrožení; světle šedá výplň – druhy soustavy Natura 2000, tmavě šedá výplň – druhy Evropského červeného seznamu vážek; Populační trend: – – stabilní (bez výrazného trendu), ↓ – výrazně negativní, ↑ – výrazně pozitivní trend; ISO – izolovaný výskyt, OKRAJ – výskyt na okraji areálu. Glossary: ERE – Ecological Risk of Extinction rank; Czech Red List categories: CR – critically endangered, EN – endangered, VU – vulnerable, NT – nearly threatened; light gray background – Natura 2000 species, dark gray background – European Red List species; Population trends: – – stable (without significant trend), ↓ – considerable negative, ↑ – considerable positive trend; ISO – isolated population, OKRAJ – edge of areal.

127

Harabiš & Dolný: Příčiny ohrožení středoevropských druhů vážek V práci byla použita odonatologická nomenklatura podle van Tola (2006). ­Klasifikace ohrožení vychází z Červeného seznamu vážek České republiky (Hanel et al. 2005). Celo­ evropské ohrožení vychází z Červeného seznamu vážek Evropy (K alkman et al. 2010).

Výsledky a diskuse Ekologické riziko extinkce Metodika stanovení ERE představuje způsob, jakým je možné stanovit míru ohrožení jednotlivých druhů. Představuje tak v  podstatě sofistikovanější červený seznam. Oproti běžným červeným seznamům má tento přístup hned několik nesporných výhod. Umožňuje identifikovat klíčové vlastnosti druhu, které jsou hlavní predispozicí k jeho potenciální ohroženosti. V kontextu s vlastnostmi prostředí je tak možné stanovit hlavní příčiny, které vedou třeba až k lokálním nebo regionálním extinkcím sledovaných druhů. Metoda zároveň umožňuje identifikaci habitatově vyhraněných druhů, které díky své specializaci obývají pouze omezené množství habitatů a jsou tak přirozeně vzácné, nikoliv však nutně bezprostředně ohrožené extinkcí (např. Leucorrhinia dubia). Distribuce a populační trendy jednotlivých druhů Lze konstatovat, že za  posledních 10 let nebyl zaznamenán výrazný trend směřující k  obecnému vymírání souborů populací vážek v  ČR, jak u  kategorie druhů neohrožených (jednovýběrový t-test vzhledem k 0: t = 0,34, df = 28, p = 0,737), tak také u kategorie ­druhů ohrožených (jednovýběrový t-test vzhledem k 0: t = 1,587; df = 25; p = 0,125) (obr. 1). ­Přesto bylo identifikováno několik druhů s významnými populačními trendy. Výrazně ­negativní trend byl zaznamenán u druhů Nehalennia speciosa a Sympetrum depressiusculum, tedy dvou zástupců naší fauny klasifikovaných v rámci Červeného seznamu vážek Evropy v kategorii druhů ohrožených v rámci EU (K alkman 2010). Oba druhy jsou vázány na  velmi specifické biotopy, zvláště pak glaciální relikt N. speciosa, který díky vysoké habitatové specializaci a  mimo­řádně omezeným rozptylovým schopnostem patří mezi druhy ­zřetelně ustupující z  celé západní a  střední Evropy (Sahlén et al. 2004). V ­České republice je výskyt tohoto druhu vázán na jedinou izolovanou populaci, která je v poslední době bezprostředně ohrožena zarůstáním a zazemňováním. Bez potřebného managementu je tato populace předurčena k zániku, což se také s velkou pravděpodobností stalo a tento druh již zřejmě nepatří mezi faunu vážek České republiky, respektive nebyl v dané lokalitě v průběhu posledních pěti let již zjištěn. Podobný populační trend byl zaznamenán ve většině zemí západní Evropy. Mezi taxony s  výrazně negativním populačním trendem patří několik druhů vážek vázaných na rašelinné biotopy vyšších nadmořských výšek, konkrétně jde o druhy Aeshna caerulea, A. subarctica, Somatochlora alpestris a S. arctica. Příčina ústupu těchto specialistů vrchovištních a přechodových rašelinišť je spojena zejména s velmi omezenou nabídkou specifických habitatů (do  určité míry degradovaných v  důsledku antropogenních změn vodního režimu, povrchových odvodnění, lesnických meliorací, také přirozené sukcese, procesů terestrifikace, odlesňování okolí rašelinišť spojené s  následným vysušováním apod.) a také jejich nižší rozptylovou schopností (tendencí) ve stadiu dospělce. Navíc jde o populace velmi izolované vzhledem k centru areálu jejich výskytu. Výrazný trend – z pohledu naší fauny pozitivní – byl zaznamenán u mediteránních ­prvků, u  nichž se během posledního desetiletí projevil zřetelný posun hranice jejich areálů ­směrem na sever (Ott 2001). Výskyt těchto druhů je vázán především na nadmořské ­výšky do 400 m n. m.

128

Příroda, Praha, 32: 123 – 133, 2014 Území České republiky leží na okraji areálu mnoha mediteránních prvků, což je příčinou jejich specifických nároků a omezené distribuce na našem území, a to může vést k výraznému nadhodnocení míry ohrožení takovýchto druhů na regionální úrovni (Samways 2003). Typickým příkladem jsou druhy Epitheca bimaculata, Coenagrion scitulum a Sympetrum meridionale, které se vyskytují v jižních oblastech České republiky a ve většině kritérií by měly být klasifikovány jako druhy ohrožené, ačkoliv jde převážně o druhy v celoevropském měřítku relativně běžné. Červené seznamy, Natura 2000 Pohledem na pořadí druhů z hlediska ERE (tab. 1) je zřejmé, že vyšší příčky pomyslného žebříčku ERE zaujímají druhy klasifikované jako ohrožené také v rámci Červeného seznamu ČR (Hanel et al. 2005). V druhé polovině pořadí druhů dle ERE nalezneme několik druhů, jež patří mezi „nastupující“ mediteránní prvky, u nichž byla míra ohrožení ještě v nedávné minulosti odlišná, resp. byla nadhodnocena. Příkladem může být druh Anax parthenope (tab. 1). Po vstupu ČR do Evropské unie se druhy soustavy Natura 2000 staly prioritním cílem druhové ochrany i monitoringu. Jednoznačná preference „naturových“ druhů v rámci terénních průzkumů se u  nich projevila „výraznými populačními trendy“ (jednovýběrový ­t-test vzhledem k 0: t = 3,034; df = 5; p = 0,029), zatímco u ostatních skupin nebyl obecně ­platný trend v  rámci změny populační dynamiky zaznamenán (obr. 1). Lze tedy konstatovat, že intenzivní monitoring z poslední doby přinesl zejména obšírný obraz o rozšíření druhů soustavy Natura 2000, kupříkladu detailní informace o  výskytu druhu Coenagrion ornatum. Přítomnost tohoto celoevropsky ohroženého druhu je vázána na malé nížinné pomalu tekoucí vodní toky, tedy biotop výrazně ovlivněný intenzivní zemědělskou činností. Jde ovšem rovněž o velmi specifické biotopy, které dlouhé roky unikaly pozornosti odonatologů. Díky širšímu extenzivnímu monitoringu stoupl počet polí síťového mapování s prokazatelným výskytem druhu C. ornatum za poslední dva roky ze 2 na 29 (!) (Waldhauser et al. 2010).

Obr. 1.  Populační trend neohrožených, ohrožených druhů a druhů zařazených do soustavy Natura 2000. Z  grafického zobrazení je zřejmé, že biomonitoring zaměřený během posledních deseti let na „naturové“ druhy přináší nové poznatky o jejich výskytu a také ukazuje na významně pozitivní trend v jejich rozšíření. Aktuální míra ohrožení většiny z nich může být tedy nižší, než se předpokládalo. Fig. 1.  Population trends of threatened, not threatened species and species of Natura 2000. The graph shows that giving preference to Natura 2000 species in biomonitoring yielded new and positive information about their distribution. However, also revealed overestimated extinction risk status in majority of species.

129

Harabiš & Dolný: Příčiny ohrožení středoevropských druhů vážek Z výsledků monitoringu „naturových“ druhů vyplývá, že druhová ochrana vážek v Evropě nevychází z optimálního výběru prioritních druhů (ve vztahu ke středoevropské fauně jde zejména o druhy Leucorrhinia pectoralis a Ophiogomphus cecilia – viz tab. 1). Atributy, které mají vliv na ohrožení druhů Zaměříme-li se na atributy, které mohou nejlépe charakterizovat hlavní rozdíly mezi kategoriemi neohrožených a ohrožených druhů, pak největší diference nalezneme v míře habitatové specificity obou skupin druhů (dvouvýběrový t-test: t = 8,04; df = 55; p < 0,001). Habitatoví generalisté obývají široké spektrum vodních biotopů, zatímco úzce specializované druhy pouze velmi specifické biotopy (Corbet 1999). Distribuce habitatově vyhraněných druhů je v důsledku omezené nabídky pro ně vhodných biotopů výrazně omezena (Harabiš & Dolný 2010). Populace těchto druhů jsou zranitelnější, ale ne vždy bezprostředně ohrožené extinkcí. Kupříkladu druh Aeshna juncea patří mezi úzce specializované druhy, přesto jej v pomyslném žebříčku ERE nalezneme až v jeho druhé polovině (tab. 1). Negativní působení antropogenně podmíněných vlivů na jednotlivé druhy organismů nejsou z hlediska dopadů identická, nýbrž výrazně více ovlivňují právě druhy vázané na specifické podmínky prostředí (Thomas et al. 2004). Pravděpodobně tedy také z tohoto důvodu patří většina habitatově vyhraněných druhů vážek zároveň i mezi druhy ohrožené (obr. 2a).

Obr. 2 a–d.  Vztah ohrožených a neohrožených druhů vážek vzhledem k hodnoceným ekologickým faktorům: a) habitatová specificita, b) preferovaná nadmořská výška, c) rozpětí nadmořských výšek (stovky metrů), d) rozptylové schopnosti. Fig. 2 a–d.  The relationship between threatened and not threatened species according to: a) habitat specificity, b) preferred altitudes, c) range of altitudes, d) dispersal ability.

130

Příroda, Praha, 32: 123 – 133, 2014 Nabídka specifických biotopů je výrazně ovlivněna i  vertikálním směrem, mimo jiné proto, že nadmořská výška úzce koreluje s teplotou, která distribuci jednotlivých druhů zásadním způsobem usměrňuje (Corbet 1999). Většina druhů (ohrožených i neohrožených) preferuje habitaty v rozpětí nadmořských výšek mezi 300 až 500 m n. m. (obr. 2b), což vyplývá nejen z teplotních nároků jednotlivých druhů, ale také z charakteru reliéfu České republiky. Preference určité nadmořské výšky se výrazně neliší u kategorie ohrožených i neohrožených druhů (dvouvýběrový t-test: t = 1,54; df = 42; p = 0,131). Druhy, které preferují habitaty v určitém rozmezí nadmořských výšek, jsou vázány na omezenou nabídku biotopů a často proto patří mezi druhy ohrožené (dvouvýběrový t-test: t = −2,69; df = 60; p = 0,009), zatímco habitatoví generalisté díky nízké míře preference nacházejí vhodné habitaty v širokém rozpětí nadmořských výšek (obr. 2c). Nižší rozptylové schopnosti vážek jsou znakem, který může být nevýhodným v antropogenně pozměněném prostředí (obr. 2d). Navíc jsou rozptylové schopnosti úzce vázány na habitatovou specializaci, kdy platí nepřímá úměra mezi těmito atributy (Harabiš & ­Dolný 2011). Mezi ohroženými druhy tedy nacházíme signifikantně více zástupců s omezenými rozptylovými schopnostmi (dvouvýběrový t-test: t = −2,49; df = 64; p = 0,015).

Shrnutí Vážky představují indikačně velice významnou skupinu vodních bezobratlých, využívanou k  hodnocení vlivu antropogenního působení na  sladkovodní ekosystémy. Jedním z  efektivních způsobů identifikace prioritních cílů druhové ochrany je ­stanovení eko­ logického rizika extinkce. Ohrožení vážek je úzce spojeno s mírou degradace určitého typu vodních biotopů a také adaptačními schopnostmi – atributy jednotlivých vážek se s těmito zásahy vyrovnat. Mezi nejvíce ohrožené patří úzce vyhraněné druhy s omezenými rozptylovými schopnostmi preferující habitaty úzkého spektra nadmořských výšek, zatímco druhy vyskytující se na širokém spektru habitatů s vyššími rozptylovými schopnostmi ohroženy nejsou. Z analýzy desetileté řady dat vyplývá, že pro skupinu neohrožených vážek na straně jedné a pro skupinu ohrožených druhů vážek na straně druhé neexistuje žádný společný obecný trend z hlediska jejich výskytu a početnosti. Výrazně negativní trend byl zjištěn u několika našich zástupců vážek, nikoliv však druhů z programu Natura 2000. Některé naše vážky mají tedy v rámci druhové ochrany prioritní postavení, ačkoliv z hlediska ERE bezprostředně ohroženy nejsou (toto platí minimálně pro území ČR, pravděpodobně však pro širší středoevropský prostor). Zvýšená preference „naturových“ druhů při monitoringu přinesla komplexní přehled o jejich rozšíření v rámci České republiky. Tento monitoring, který představuje primární kontrolní nástroj druhové ochrany přírody, je v  praxi provázán s aplikovanými managementovými opatřeními, v převážné míře také orientovanými na prio­ritní druhy a lokality. Mnoho našich druhů nejvíce ohrožených ERE je proto také z pohledu těchto aktivit ignorováno a jejich situace se naneštěstí nadále zhoršuje.

Summary Dragonflies are a  very important group of aquatic bioindicators, used for monitoring of anthropogenic impact on freshwater ecosystems. One of the most effective methods for the identification of priority targets for species conservation is the establishment of the Ecological Risks of Extinction (ERE). Major threats to dragonflies are closely related to the rate of degradation of aquatic habitat types and adaptive skills = attributes of individual species to cope with these disturbances. The most endangered species are the habitat

131

Harabiš & Dolný: Příčiny ohrožení středoevropských druhů vážek specialists with limited dispersal abilities only occurring in habitats at a narrow range of elevations, while the species occurring on a wide range of habitats with higher dispersal abilities are not endangered. There were no common general trends in terms of the occurrence and abundance of not threatened, or even threatened species. However, a significantly negative trend was found in a few species, but not among the Natura 2000 species. Several dragonflies are, thus, species with priority conservation status, although they are not threatened according to ERE (this applies at least regionally, nevertheless for wider area). Whereas the situation of the top species within the ERE rank worsened considerably.

Poděkování Poděkování patří Ministerstvu životního prostředí ČR za podporu realizovanou prostřednictvím grantu VaV MŽP ČR, evidovaného pod číslem VaV-SM/6/104/05 a grantu IGA ČZU 42900/1312/3161. Článek byl vypracován v  rámci Projektu LO1208 z  programu NPU I  a  v  rámci projektu Institutu environmentálních technologií, reg. č. CZ.1.05/2.1.00/03.0100, podporovaného Operačním programem Výzkum a vývoj pro Inovace, financovaného ze strukturálních fondů EU a ze státního rozpočtu ČR.

Literatura Clausnitzer V., Kalkman V. J., Ram R., Collen B., Baillie J. E. M., Bedjanic M., Darwall W. R. T., Dijkstr K. B., Dow R., Hawking J., Karube H., Malikova E., Paulson D., Schüte K., Suhling F., Villanueva R. J., Von Ellenrieder N. & Wilson K. (2009): Odonata enter the biodiversity crisis debate: the first global assessment of an insect group. – Biological Conservation 142: 1864–1869. Corbet P. S. (1999): Dragonflies. Behaviour and Ecology of Odonata. – Harley Books, Colchester. Cowley M. J. R., Thomas C. D., Roy D. B., Wilson R. J., León-Cortés J. L., Gutiérrez D., Bulman C. R., Quinn R. M., Moss D. & Gaston K. J. (2001): Density-distribution relationships in British butterflies. I. The effect of mobility and spatial scale. – Journal of Animal Ecology 70: 410–425. Dolný A., Bárta D., Waldhauser M., Holuša O. & Hanel L. (2007): Vážky České republiky: Ekologie, ochrana a rozšíření. – Český svaz ochránců přírody Vlašim, Vlašim. Hanel L., Dolný A. & Zelený J. (2005): Odonata (vážky). – In: Farkač J. et al. [eds], Červený seznam ohrožených druhů v  České republice. Bezobratlí, pp. 125–127, Agentura ochrany přírody a krajiny ČR, Praha. Harabiš F. & Dolný A. (2010): Ecological factors determining the density-distribution of Central European dragonflies (Odonata). – European Journal of Entomology 107: 571–577. Harabiš F. & Dolný A. (2011): The effect of ecological determinants on the dispersal abilities of Central European dragonflies (Odonata). – Odonatologica 41: 17–26. IUCN (2001): IUCN Red List Categories and Criteria: Version 3.1. – IUCN Species Survival Commission. IUCN, Gland, Switzerland and Cambridge, UK. Kalkman V.J., Boudot J.-P., Bernard R., Conze K.-J., De Knijf G., Dyatlova E., Ferreira S., Joviċ M., Ott J., Riservato E. & Sahlén G. (2010): European Red List of Dragonflies. – Publications Office of the European Union, Luxembourg. Kotiaho J. S., Kaitala V., Komonen A. & Päivinen J. (2005): Predicting the risk of extinction from shared ecological characteristics. – PNAS 102: 1963–1967. McCauley S. J. (2007): The role of local and regional processes in structuring larval dragonfly distributions across habitat gradients. – Oikos 116: 121–133. McGeoch M. A. (1998): The selection, testing and application of terrestrial insects as bioindicators. – Biological Reviews 73: 181–201. Ott J. (2001): Expansion of mediterranean Odonata in Germany and Europe – consequences of climatic changes. – In: Walter G.-R. et al. [eds], „Fingerprints“ of Climate Change, pp. 89–111, Kluwer Academic Publishers, New York. Sahlén G., Bernard R., Coerdero Rivera A., Ketelaar R. & Suhling F. (2004): Critical species of Odonata in Europe. – International Journal of Odonatology 7: 385–398.

132

Příroda, Praha, 32: 123 – 133, 2014 Samways M. J. (2003): Marginality and national red listing of species. – Biodiversity and Conservation 12: 2523–2525. Samways M. J., McGeoch M. A. & New T. R. (2010): Insect Conservation: A Handbook of Approaches and Methods. – Oxford University Press, UK. Thomas J. A., Telfer M. G., Roy D. B., Preston C. D., Greenwood J. J. D., Asher J., Fox R., Clarke R. T. & Lawton J. H. (2004): Comparative losses of British butterflies, birds and plants and the global extinction crisis. – Science 30: 1879–1881. van Tol J. (2006): Global Species Database Odonata. – In: Bisby F. et al. [eds], Species 2000. Annual checklist 2006. (Updated version published in 2007). [Dostupný také na: http://www.odonata.info] Waldhauser M., Mikát M. & Dolný A. (2010): Rozšíření a  ekologie šidélka ozdobného Coenagrion ornatum (Sélys, 1850) (Odonata, Coenagrionidae) v  České republice – nové poznatky z  roku 2010. – In: Dolný A. & Harabiš F. [eds], Vážky 2010. Sborník referátů XIII. celostátního semináře v NP Podyjí, pp. 91–107, ZO ČSOP Vlašim, Vlašim.

133

Příroda, Praha, 32: 135 – 152, 2014

Strategie trvale udržitelného managementu lužních lesů v ČR Strategy of the sustainable forest management of floodplain forests in the Czech Republic Ivo Machar Katedra biologie PDF Univerzity Palackého v Olomouci, Purkrabská 2 CZ-771 40 Olomouc, [email protected] Abstract: The article deals with historical context, landscape issues and management of lowland floodplain forest ecosystems in the Czech Republic. Based on the presented analyses and experiences of the author from Litovelské Pomoraví Protected Landscape Area (central Moravia, Czech Republic), a series of management measures are proposed in order to respect the dynamics of fluvial succession series of floodplain forest habitats, which are included in the Natura 2000 network. Keywords: biodiversity, floodplain forest, sustainable forest management Abstrakt: Článek představuje návrh strategie trvale udržitelného managementu nížinných lužních lesů v České republice na základě pojetí těchto lesních ekosystémů, začleněných v soustavě Natura 2000, v historickém i krajinně-ekologickém konceptu a s využitím vlastních zkušeností autora z praxe v CHKO Litovelské Pomoraví. Za základ strategie trvalého udržení biodiverzity našich lužních lesů v  údolních nivách je zde považována teorie dynamické fluviální sukcesní série nivních biotopů v rámci ekologického nivního fenoménu. Klíčová slova: biodiverzita, lužní lesy, trvale udržitelný lesnický management

Úvod Evropské lužní lesy mírné klimatické zóny jsou příkladem ekosystémů s mimořádně vysokou biodiverzitou v kulturní krajině (K limo & Hager 2001). Ve značně odlesněné a zemědělsky intenzívně využívané krajině středo- a jihoevropských údolních niv představují zachované geobiocenózy lužních lesů cenná refugia biotické diverzity a mají nenahraditelný význam pro ekologickou stabilitu nivní krajiny i širšího povodí (K limo et al. 2008). Na rozdíl od ostatních středoevropských společenstev, kde i při změnách biocenóz zůstávají většinou zachovány trvalé ekologické podmínky biotopů, je pro lužní lesy v údolních nivách charakteristický dlouhodobý kontinuální vývoj ekotopů, vzájemně podmiňující složitě provázané sukcesní řady biocenóz (Buček & L acina 1994). Díky působení fluviálních krajinotvorných procesů vzniká ekologický nivní fenomén (Machar 2001), pro jehož ochranu je důležité uchování přirozené vývojové dynamiky geomorfologických fluviálních procesů (Thomas 2003). Krajinnou strukturu lužních lesů významně ovlivňují lesnická hospodářská opatření, ­včetně obnovních postupů, pěstebních zásahů a těžby (Oszlányi 2000). Lesnický management lužních lesů zásadně ovlivňuje biodiverzitu těchto geobiocenóz, které jsou řazeny mezi evropsky významné typy biotopů v soustavě Natura 2000 (Chytrý et al. 2001). Protože poznání biologické podstaty lesních ekosystémů je základem pro krajinně-ekologické plánování (Ružička 2000) a trvale udržitelné obhospodařování lesů (Vacek et al. 2007), je nezbytné k formulování zásad péče o různé typy biotopů lužních lesů studovat ekologické procesy v nich probíhající (Malanson 1993).

135

Machar: Strategie trvale udržitelného managementu lužních lesů v ČR Cílem tohoto článku je předložit návrh strategie udržitelného managementu našich lužních lesů podél nížinných řek a tím přispět k diskusím o ochraně biodiverzity středo­ evropských nížinných lesů.

Geobiocenózy lužních lesů v konceptu starobylého lesa Přestože jsou středoevropské nížinné lesy považovány za ekologicky hodnotné ekosystémy, jejich podoba byla v  historii výrazně formována člověkem (Hédl et al. 2009). Za  starobylé lesy (ancient woodlands, viz Rackham 1980) jsou na území ČR považovány takové lesy, které jsou prokazatelně kontinuálně obhospodařovány jako les alespoň od začátku 18. stol. – starší spolehlivé informace o historii konkrétního lesního porostu u nás zpravidla nejsou dostupné, na  rozdíl např. od  Anglie (Kirby & Watkins 1998). Podle Bučka (Buček 2009) jako starobylé lesy v ČR označujeme lesy výmladkového původu (lesy nízké a střední) s dlouhodobým kontinuálním vývojem a  se zachovanými typickými atributy věkovitých pařezin (přítomnost starých výmladkových pařezů s pařezovými výmladky, pařezových hlav, dendrotelem, dutin ve starých pařezových výmladcích, hlavatých stromů) a charakteristickou biotou, především pravými lesními druhy rostlin (špatní či pomalí kolonizátoři). Ačkoliv v ČR je aktuální rozšíření nízkých a středních lesů zcela minimální (Kadavý & Kneifl 2009), v Evropě je jejich současné zastoupení větší a problematice jejich managementu s ohledem na biodiverzitu je věnována poměrně značná pozornost (Thompson et al. 2003 , Warren & Fuller 1993). Mezi starobylé lesy v ČR můžeme prokazatelně zařadit i některé větší komplexy lužních lesů v povodí řeky Moravy (Machar 2009b): oblast Soutoku u Břeclavi, lužní les Zámeček u Kroměříže, Chrbovský les mezi Tovačovem a Chropyní, Království u Grygova a Litovelské Pomoraví. Krajina údolní nivy byla po celý pravěk až do vrcholného středověku intenzívně osídlována a současně vždy představovala významný komunikační a migrační prostor (Jankovská 2001). O zásadním vlivu člověka na  formování a  vývoj lesních ekosystémů v  údolní nivě dnes již není pochyb (např. Rybníček 2001). Vznik krajiny holocenních niv středoevropských řek v 10. a 11. století byl až do nedávna vysvětlován zvýšením povodňové aktivity řek a zahájením sedimentace povodňových hlín v  důsledku antropogenní činnosti v  povodí řek, např. odlesňování apod. (Rulf 1994). V současnosti se badatelé přiklánějí ke komplexnějšímu vysvětlení příčin vzniku holocenní nivy, protože v holocénu docházelo ke klimatickým cyklům s periodou přibližně jeden tisíc let (Bond 2001). Vzrůst říční povodňové aktivity středoevropských řek v průběhu 10. století je spojen právě s jedním takovým výrazným klimatickým cyklem, který působil na říční systémy současně se zvyšujícím se impaktem člověka na krajinu (Grygar & K adlec 2008). V každém případě je jisté alespoň pro nivu řeky Moravy, že zhruba od 11. století se údolní niva stává vlivem záplav téměř neobyvatelnou. Lidská sídla se z nivy přesunula na její okraj, zpravidla na vyvýšená místa mimo dosah záplav (Poláček 1999). Se zásadní změnou říční dynamiky v nivě řeky Moravy se mění i geomorfologie terénu (původně členitá štěrkovitá niva je ukládáním povodňových sedimentů planýrována) a mění se i vegetace. Zhruba od této doby (11. století) je v nivě Moravy archeologicky doloženo rozšiřování typu biotopu tvrdý lužní les (Opravil 1983), který měl pravděpodobně vlivem pastvy hospodářských zvířat charakter rozvolněných parkových porostů (Prudič 1982). Antropogenní podmíněnost vzniku a vývoje ekosystémů lužních lesů vede k jejich dnešnímu chápání jako tzv. archeocenóz (Řehořek 2001). Tomuto pojetí lužního lesa jako člověkem formované geobiocenózy s mimořádně vysokou biodiverzitou odpovídají i prezentované výsledky historického průzkumu lužního lesa v NPR Vrapač. Současný stav druhově bohatých geobiocenóz lužního lesa odpovídá definici přirozeného lesa (Vrška & Hort 2001). Skutečný přírodní stav geobiocenóz lužního lesa (tj. s vyloučením vlivů člověka) v Evropě není znám a jejich obraz bychom pravděpodobně mohli získat pouze v případě, kdybychom založili síť

136

Příroda, Praha, 32: 135 – 152, 2014 přísně bezzásahových geobiocenologických rezervací lužního lesa v  pojetí prof.  Zlatníka (Zlatník 1968) s  dostatečně velkou výměrou, která umožní samovolný vývoj ekosystému (Vacek 2003) v krajině údolní nivy s nenarušenou dynamikou fluviální sukcesní série nivních biotopů. Možnost uplatnění bezzásahového vývoje lesního ekosystému je samozřejmě v kulturních lesích střední Evropy značně limitovaná (Krečmer 2003) a záleží na typu a frekvenci disturbancí, které lesní ekosystém ovlivňují (Perry 1994), zda může v konkrétním lesním ekosystému nerušeně probíhat tzv. malý vývojový cyklus lesa (Korpeľ 1989). Nicméně je zřejmé, že tzv. úplné geobiocenologické lesní rezervace nezbytně potřebujeme. Samovolný vývoj lesního ekosystému samozřejmě je možný jen za předpokladu omezení vlivu zvěře na zmlazení lesních dřevin (Čermák 2008). Výhodou je, že z hlediska ochrany lesa v klasickém lesnickém pojetí se ve středoevropském lužním lese nemusíme obávat rizika přemnožení kalamitních škůdců, kteří by urychlovali rozpad lesních porostů na větších plochách (Mrkva 1995). Státní ochrana přírody v současné době buduje soustavu vybraných lesních ekosystémů, které budou ponechávány samovolnému vývoji (Moucha & Pelc 2008). Obor forest history je intenzívně rozvíjen formou mezinárodních studií již od r. 1963, kdy vznikla výzkumná skupina zaměřená na historii lesů v rámci International Union of Forestry Research Organization (IUFRO). Tento obor, zkoumající historické aspekty vývoje lesních ekosystémů v regionálním i širším měřítku, poskytuje pro dnešní lesnický management velmi důležité podklady (Kirby & Watkins 1998). Porozumění historickému vývoji krajiny má rozhodující význam pro stanovení zásad udržitelného rozvoje krajiny a pro rozhodování o využívání krajiny, a to zvláště v lesních ekosystémech (Anderson 2006). Ukazuje se však, že od doby vydání vynikající monografické práce Nožičkovy (Nožička 1957) příliš mnoho nových studií o historickém vývoji lužních lesů nepřibylo (přehled viz Machar 2009a). Naproti tomu se v současné době velmi intenzívně rozvíjí výzkum vzniku a vývoje údolní nivy, která byla v nedávné době předmětem řady multidisciplinárních studií (např. Prach et al. 1996, Poláček 1999) a je nyní intenzivně studována z hlediska historického vývoje říčních systémů (Macklin 2006). Znalost historie vzniku a  vývoje konkrétních lesních porostů je pro stanovení strategie managementu lesa klíčová. Známou teorii Very (Vera 2000) o vlivu velkých býložravců na evropské nížinné lesy v podstatě potvrzuje pro území Čech a Moravy Novotný (2000). ­Lužní lesy v nivě řeky Moravy byly pastvou hospodářských zvířat (zejména vepřů) v historické době výrazně utvářeny, takže např. známé tzv. jihomoravské lužní pralesy na soutoku Moravy a Dyje jsou ve skutečnosti pozůstatkem pastevních lesů (Vrška 2006). Z regionálních historických průzkumů lužních lesů v  oblasti střední Moravy (např. Hošek 1987) je doloženo, že hospodářské výnosy majitelů lužního lesa za prodej žaludů a z pronájmu lesa pro pastvu vepřů někdy převyšovaly tržby z prodeje dříví. V současné době je však v ekosystému lužních lesů nivy Moravy pastva vysokého množství zvěře (srnčí, jelení a  daňčí zvěř) považována za ekologicky negativní faktor, neboť prokazatelně znemožňuje přirozené zmlazení většiny geograficky původních listnatých dřevin (Čermák & Mrkva 2006). Nejvýznamnějším přelomem ve vývoji lužního lesa na území dnešní ČR byla zřejmě radikální změna způsobu hospodaření koncem 19. století (a pomístně až v první polovině 20. století): přechod od hospodářského tvaru středního lesa k tvaru lesa vysokého. Hospodářský tvar lesa středního byl podle Míchala (Míchal 1998) ekologicky velmi stabilní a vytvářel vhodné podmínky pro udržení biodiverzity. Hospodaření s porosty ve tvaru lesa středního bylo ovšem podmíněno ekonomickými zájmy vlastníka lesa. Se zánikem těchto ekonomických zájmů zanikl i tvar středního lesa. Podobná situace je známa i  z jiných evropských regionů: V Anglii byla většina soukromých maloplošných lesíků (do 5 ha) obhospodařována jako les střední zhruba v  období od  r.  1450 do  r.  1850, potom se zde management lesa orientuje více na les vysoký (Rotherham & Jones 2000). Ekologický význam výmladkových a ­sdružených lesů pro biodiverzitu je zřejmý (Buckeley 1992, Konvička et al. 2006). Možnosti

137

Machar: Strategie trvale udržitelného managementu lužních lesů v ČR návratu lesnického hospodaření v lužním lese k historicky zaniklým způsobům hospodaření s lesem středním naznačili K adavý et al. (2007) a v současnosti je tato problematika v hledáčku zájmu aktuálně řešeného projektu na brněnské lesnické fakultě (www.nizkyles.cz). Převody lesa vysokého na les střední jsou sice provozně velmi obtížné, ale reálně ­možné, jak ukázal v doubravách Moravskokrumlovska Utínek (2006). Návrat k historicky zaniklému způsobu hospodaření s tvarem lesa středního se neobejde bez trvalé finanční podpory vlastníka lesa a to nejméně do doby, kdy hospodářské výnosy z lesa středního se vyrovnají výnosům z lesa vysokého. Naopak bezzásahový vývoj ekosystému by vedl postupem času k úplnému setření charakteru středního lesa a mohl by v dlouho­ dobém časovém měřítku směřovat k  potenciální přirozené vegetaci, ovšem za  podmínky omezení limitujícího vlivu spárkaté zvěře na přirozené zmlazení dřevin.

Krajinně-ekologické koncepty údolní nivy Kromě znalosti historických souvislostí je pro stanovení strategie udržitelného managementu lužního lesa potřebné i poznání podstaty krajinně-ekologického rámce nivní krajiny (obr. 1). Mezi hlavní krajinně-ekologické koncepty středoevropské údolní nivy můžeme zařadit tyto teorie: říční kontinuum (Vannote et al. 1980, Sedell et al. 1989), teorii říční krajiny (Malanson 1993, Štěrba et al. 2008), geomorfologickou typizaci vodních toků pro účely ochrany přírody a krajiny (Rosgen 1994 , Vlček & Šindlar 2002) a fluviální sukcesní sérii nivních biotopů (Buček & Lacina 1994). Podrobnější popis a vzájemné vztahy těchto teorií obsahuje práce Machar (2009c). klíčové faktory PRO BIODIVERZITU Povodňové pulsy (Junk et al. 1989) v kontextu globálních zm n (Wolters et al. 2001)

K-E TEORIE

Teorie í ní krajiny (Malanson 1993, Št rba et al. 2008) Konektivita krajiny a ekologické sít v niv (Hobbs 2002)

Fluviální geomorfolog. dynamika (Ward & Tockner 2001)

Geomorfol. typologie í . systém (Angradi 2004; Šindlar & Vl ek 2002)

Ekohydrologická konektivita nivní krajiny (Hohensinner et al. 2007)

Teorie í ního kontinua (Vannote et al. 1980) Lateral habitat continuum (Large & Petts 1992 ) Ekologický nivní fenomén (Machar 2001)

Lesnický management (Oszlányi 2000)

Dyn. fluviální sukcesní série nivních geobiocenóz (Buček & Lacina 1994) Ostrovní biogeogr. a fragmentace (Farina 2006) Teorie ekologické stability (Míchal 1994) Focal species (Lambeck 1987) Ekosystémové služby (Pithart et al. 2008) Aplikace ekologie obnovy v údolní nivě (Trémoléres & Schnitzler 2007)

APLIKACE Obnova říční krajiny s aplikací nadreg. ÚSES jako součást adaptačních opatření na globální změny

Komplexní revitalizace vodního režimu lužního lesa

Obnova říčního kontinua a odstraňování migračních bariér v tocích

Trvale udržitelný lesnický management

Obr. 1.  Klíčové faktory biodiverzity lužních lesů, relevantní krajinně-ekologické koncepty a příklady jejich aplikací v managementu lužních lesů. Fig. 1.  Key factors of floodplain forest biodiversity, relevant landscape-ecological concepts and examples of their applications in the floodplain forests management.

138

Příroda, Praha, 32: 135 – 152, 2014 Úplnost dynamické fluviální série nivních biotopů (obr. 2) a jejich sukcesní vývoj závisí na neustálém působení fluviálních procesů v nivě (posouvání a větvení koryta, záplavy a sedimentační procesy atd.). Důsledky fluviálních procesů dlouhodobě ovlivňují charakter hydrologických podmínek jednotlivých segmentů geobiocenóz (výšku a kolísání ­hladiny podzemní vody, výšku a dobu trvání záplav). Zachování biodiverzity krajiny údolní nivy není tedy závislé jen na statické ochraně určitého území, ale je podmíněno fungováním přirozených fluviálních krajinotvorných procesů. Úplnou dynamickou fluviální sukcesní sérii nivních biotopů nemůžeme zachovat a chránit jiným způsobem, než tím, že alespoň v  některých částech nivní krajiny zachováme či obnovíme přirozené fluviální procesy (Poole 2002). Pro pochopení dynamiky nivních procesů je tedy vhodný ekosystémový přístup (Pithart et al. 2008).

Obr. 2.  Zjednodušené schéma dynamické fluviální sukcesní série nivních biotopů. Fig. 2.  Simplified scheme of the dynamic fluvial succession series of floodplain biotopes.

Lužní lesy v evropské soustavě chráněných území Natura 2000 Tabulka 1 uvádí přehled biotopů lužních lesů v  ČR (Chytrý et al. 2001) v evropsky významných lokalitách soustavy Natura 2000 v ČR. Evropsky významné lokality, vymezené na základě vědeckých kritérií, představují v podstatě reprezentativní soubor chráněných přírodních lokalit pro celé území státu (Roth 2003). V  biotopech lužních lesů ČR plošně dominují tvrdé lužní lesy (L2.3A + L2.3B) a  údolní jasanovo-olšové luhy (L2.2). Výměry některých typů biotopů (K2.2, M4.1, M6, M7) ukazují na jejich celkovou vzácnost v rámci ČR a tedy i na jejich značný význam z hlediska biodiverzity. Protože se však ve skutečnosti jedná o rychle se měnící sukcesní stadia, je jejich aktuální zjištěná výměra pouze orientační ukazatel, platný v době aktuálního mapování v terénu.

139

Machar: Strategie trvale udržitelného managementu lužních lesů v ČR Tab. 1.  Přehled zastoupení typů biotopů ve  všech vymezených evropsky významných lokalitách (EVL) soustavy Natura 2000 v ČR. Table 1.  Overview of the representation of biotope types in all identified Sites of Community Interest (SCI) within the Natura 2000 network in the Czech Republic. Typ biotopu

Název typu biotopu

K1

Mokřadní vrbiny

K2.1

Vrbové křoviny hlinitých a písčitých náplavů

K2.2

Vrbové křoviny štěrkových náplavů

L1

Mokřadní olšiny

L2.1

Horské olšiny s olší šedou (Alnus incana)

L2.2

L2.4

Údolní jasanovo-olšové luhy Tvrdé luhy nížinných řek (dobře zachovalé, člověkem málo ovlivněné lesy s vyvinutou strukturou porostních pater a vysokou diverzitou) Tvrdé luhy nížinných řek (člověkem silně ovlivněné fragmenty, se zachovaným přirozeným druhovým složením stromového patra) Měkké luhy nížinných řek

M1.4

Říční rákosiny

558,42

M4.1

Štěrkové náplavy bez vegetace

148,86

M6

Bahnité říční náplavy

M7

Bylinné lemy nížinných řek

L2.3A L2.3B

Celkem (ha)

Výměra v EVL (ha) 1 938,53 829,74 20,94 1 073,96 634,74 10 413,60 4 938,84 10 996,09 921,05

34,62 77,12 32 586,51

Tabulky 2 a 3 ukazují dnešní stav zastoupení typů biotopů lužních lesů v jednotlivých kategoriích zvláště chráněných území. Z přehledů je zřejmá výrazná nerovnoměrnost v pokrytí typů biotopů územní ochranou přírody. Z tabulky 3 je zřetelně vidět, že plošně dominantní typy biotopů lesů v ČR – tvrdý a měkký lužní les – nejsou prakticky vůbec zahrnuty v národních parcích. Jak upozorňuje Maděra (2003), je typologická klasifikace lesních společenstev údolních niv velmi znesnadněna až znemožněna absencí původních pralesovitých porostů. Proto je pravděpodobné, že typologické systémy lesnické a geobiocenologické (Plíva 2000, Zlatník 1976) i jednotky přirozené potenciální vegetace v geobotanickém pojetí (Neuhäuslová 2003) nejsou vždy naprosto dostatečně podloženy průkazným materiálem z přirozených porostů a někdy odrážejí subjektivní názory autora. Určitým vodítkem k objektivizaci proto může být koncept tzv. „přirozeného lesa“ (Průša 1990), tedy lesa sice vždy zásadně ovlivňovaného a utvářeného člověkem, avšak s dřevinnou skladbou odpovídající či velmi blízkou přírodním podmínkám.

Management lužního lesa a ochrana přírody Současný stav Lesnický management je jedním z klíčových faktorů, ovlivňující biodiverzitu lužního lesa (Řepka & Maděra 2008). Souhrnné pojednání o hlavních způsobech lesnického hospodaření v lužních lesích mírného klimatického pásma Evropy, uplatňovaných v současnosti, obsahuje druhá část monografie Klimo et al. (2008). Zjednodušeně lze konstatovat, že převažující formou hospodaření v lužních lesích střední a západní Evropy je v ­současnosti

140

Příroda, Praha, 32: 135 – 152, 2014 maloplošná (do 2 ha) holoseč, pouze v Maďarsku se uplatňuje převážně holoseč velkoplošná (nad 2 ha) a v jižní Evropě je preferován podrostní způsob hospodaření při clonné obnově dubu letního (Vukelić 2005). V České republice se v lužních lesích uplatňují modely lesnického hospodaření, založené na typologických základech (Plíva 2000). Odlišné typy managementu můžeme zaznamenat zejména v chráněných územích přírody (viz tab. 4). Tab. 2.  Typy biotopů lužních lesů v  kategoriích maloplošných zvláště chráněných území ČR (rozloha v ha). Table 2.  Floodplain forest biotope types in the categories of small-scale specially protected areas of the Czech Republic (area in hectares). Typ biotopu

Typ CHÚ

K1

K2.1

K2.2.

L1

L2.1

L2.2

NPP

11,25

0,55

0,77

13,85

1,63

131,00

NPR

192,64 15,11

PP PR

L2.3A L2.3B

L2.4

M1.4

M4.1

M6

M7

13,36

2,60

22,15

0,25

3,56

-

165,27 17,57 212,59 348,25 530,68 28,30

11,14

2,65

3,39

8,29

123,86 58,83

0,02

79,83 25,43 517,74 27,55 173,37 79,30

89,78

7,87

5,98

7,19

324,90 218,31

1,16

390,07 29,57 944,22 793,43 792,04 105,35 78,09

6,85

0,49

–

-

7,36

Tab. 3.  Typy biotopů lužních lesů v  kategoriích velkoplošných zvláště chráněných území ČR (rozloha v ha). Table 3.  Floodplain forest biotope types in the categories of large-scale specially protected areas of the Czech Republic (area in hectares). Typ biotopu K1

CHKO

Národní parky

Velkoplošná ZCHÚ celkem

1643,56

125,69

1769,26

K2.1

788,05

41,41

829,45

K2.2

12,04

-

12,041 1055,46

L1

1053,33

2,13

L2.1

510,74

170,31

681,06

L2.2

15734,17

387,67

16121,84

L2.3A

2860,37

-

2860,37

L2.3B

4221,96

-

4221,96

L2.4

449,87

-

449,87

M1.4

346,24

123,52

469,77

M4.1

88,14

14,59

102,73

M6

29,04

-

29,04

M7

48,50

0,14

48,65

27786,00

865,47

28651,47

CELKEM

Je známo, že zájmům ochrany přírody v podmínkách ČR nevyhovují zejména takové metody managementu lužního lesa, které jsou založeny na holosečné obnově lesa v kombinaci s celoplošnou přípravou půdy (např. Danihelka 2000). Dalším významným problémem, na ­který ochrana přírody dlouhodobě upozorňuje v souvislosti s managementem lužního lesa, je těžba nejstarších (přestárlých) stromových jedinců v porostech a nedostatek ­mrtvého dříví v ekosystému.

141

Machar: Strategie trvale udržitelného managementu lužních lesů v ČR Tab. 4.  Příklady managementu lužního lesa v ČR. Table 4.  Examples of floodplain forest management in the Czech Republic. Hospodářský způsob

Typ obnovy lesa

Lokalita

Poznámka

Skupinovitý výběr

Lužní les Mochov u Opočna (Mareš 1978)

V minulosti založené kotlíky nejsou dále lesnicky rozvíjeny jako způsob obnovy porostu

Litovelské Pomoraví (Machar & Polášek 1998)

Kotlíky jako pokus o prostorovou a věkovou diferenciaci porostů v rezervacích, dosud nevyhodnoceno

Soutok Moravy a Dyje (Vybíral & Hrib 2002)

Obvykle v kombinaci s celoplošnou přípravou půdy

Hospodářské lesy v Polabí (Smejkal 2008)

Bez celoplošné přípravy půdy

Holoseče maloplošné s výstavky

Litovelské Pomoraví Lužní les Království u Grygova Poodří (Kosňovský 2008)

Výstavky jsou vybírány podle individuálního stavu obnovovaného porostu, převážně duby, jasany a jilmy; celoplošná příprava půdy není prováděna

Bezzásahové plochy

Vybraná maloplošná zvláště Významným limitujícím chráněná území v celé ČR faktorem pro samovolný (Machar 1998) vývoj lesa je tlak spárkaté zvěře (Mrkva 1995); plochy ponechávané samovolnému vývoji často nedosahují dostatečné rozlohy (Vacek 2003); detailně vyhodnocený stav bezzásahových ploch ve vybraných rezervacích (Vrška 1997, Vrška 1998)

Clonné hospodaření

V lužních lesích ČR jen ojedinělé výjimečné pokusy (Litovelské Pomoraví: proclonění okrajů kotlíků)

Jedná se o běžně uplatňovaný typ managementu v lužních lesích Chorvatska (Matić et al. 2008)

Střední les

V lužních lesích ČR historicky zaniklá forma hospodaření, do poloviny 20. stol. plošně převažující typ managementu evropských lužních lesů (Matić et al. 2008)

V některých lokalitách ČR jsou zachovány rozsáhlé plochy bývalých středních lesů, dnes charakteru nepravých kmenovin (Machar 2008b); kvalitní ukázky renesance středního lesa v doubravách v okolí Moravského Krumlova (Utínek 2006)

LES VYSOKÝ Výběrný hospodářský způsob

Pasečný hospodářský způsob

Podrostní hospodářský způsob

Holoseče maloplošné bez výstavků

LES STŘEDNÍ

142

Příroda, Praha, 32: 135 – 152, 2014 Strategie managementu lužního lesa ve zvláště chráněných územích přírody v ČR Ve většině chráněných přírodních území v lužních lesích České republiky se dnes počítá v plánech péče a jiných strategiích ochrany území se zachováním současného vysokého zastoupení dubu (Quercus robur) v biotopu tvrdého luhu. Z tohoto požadavku vyplývají mnohá nedorozumění mezi ochranou přírody a  lesními hospodáři. Je totiž zřejmé, že udržení této světlomilné dřeviny v lužním lese v současném procentuálním zastoupení je možné pouze intenzivním lesnickým hospodařením (Mauer et al. 2008). Na staré jedince dubů je v biotopu lužního lesa vázána mimořádně zajímavá a ochranářsky významná diverzita bezobratlých živočichů. Proto jsou ochranáři zvláště citliví při kácení těchto stromových jedinců (Horák 2008), což naopak lesníci považují za samozřejmou součást po staletí trvajícího managementu lužního lesa a způsob využívání obnovitelného přírodního zdroje. K diskusím na toto téma je nutné připomenout, že mnohé z dnešních porostů lužního lesa, chráněných formou přírodních rezervací, by byly již dávno vytěženy v rámci běžné obnovy porostů, nebýt osvícených lesníků, kteří porosty chránili desítky let po dobu, než se podařilo vyhlásit jejich zákonnou ochranu (viz např. Machar 2009b). Stejně tak v oblasti lužních lesů Soutok Moravy a Dyje (dnešní Biosférická rezervace Dolní Morava) je zachováno velké množství starých solitérních stromů (především staletých dubů) v hospodářských lesích díky péči lesníků (Vybíral 2004). Zájmy ochrany přírody mohou být v konkrétní lokalitě stanoveny značně komplikovaně a v několikanásobném územním překryvu (příklad viz tab. 5). Z tohoto důvodu bývá velmi obtížné v konkrétním případě určitého území definovat cíle a předmět jeho ochrany. Strategie managementu, která by kompromisně zohledňovala jak komerční zájmy produkce obnovitelné dřevní hmoty, tak ochranu biodiverzity a  další (často neméně významné) mimoprodukční funkce, podle názoru autora tohoto článku existuje. V ČR můžeme jako případové studie uvést např. návrh optimalizace lesního hospodaření v  Ptačí oblasti Soutok – Tvrdonicko na  základě aplikace funkčních potenciálů lesů (Vyskot 2008) nebo plán péče o  CHKO Litovelské Pomoraví (M achar et al. 1997). Tyto strategie vycházejí z  rozčlenění řešeného území na  funkční zóny, pro které je stanoven odpovídající management ve formě, kterou může převzít a realizovat odborný lesní hospodář. Zjednodušený příklad takovéto funkční zonace a  hlavních zásad managementu ukazuje tab. 6. Návrh pracovního postupu ke stanovení zásad managementu lužního lesa v chráněných územích přírody Obecně lze pracovní postup ke stanovení zásad managementu lužního lesa v chráněných územích přírody shrnout do těchto po sobě následujících kroků: (1)  Na základě vyhodnocení funkčních potenciálů lesů (Vyskot 2001) kategorizovat porosty do souvislých zón s různým zájmem ochrany přírody. Výměra každého konkrétního segmentu zóny by neměla být nižší, než doporučená minimální výměra lesního ekosystému schopného samovolného vývoje (Vacek 2003). (2)  Definovat pro každý segment zóny předmět ochrany: ekosystém nebo deštníkové ­druhy (Groom et al. 2006). Pokud je ovšem předmětem ochrany kombinace více typů eko­ systémů a deštníkových druhů, nastává v praxi zmatek, s nímž si často neví (a nemůže vědět) rady ani zpracovatel plánu péče, natož lesník, který má plán péče ­realizovat. Je proto nanejvýš vhodné, aby předmět ochrany určitého a konkrétně vymezeného segmentu porostů byl identifikován vždy zcela jednoznačně a toto vymezení předmětu ­ochrany zde bylo dlouhodobě neměnné.

143

Machar: Strategie trvale udržitelného managementu lužních lesů v ČR (3)  Pro předmět ochrany stanovit konkrétní a  jednoznačně definované cíle ochrany: např. samovolný nebo usměrňovaný vývoj ekosystému nebo udržení populací deštníkových druhů ve stavu příznivém z hlediska ochrany (Roth 2003) za pomoci aktivního managementu apod. (4) Podle vymezených cílů ochrany navrhnout lesnický management, a to formou rámcových směrnic hospodaření, což je v tomto případě „komunikační jazyk“ mezi ochranářem a lesníkem. V maloplošných chráněných územích (přírodní rezervace a přírodní památky) a  v  prvních zónách CHKO je nutné návrh lesnického managementu zpracovat formou podrobného předpisu hospodaření v jednotlivých porostních skupinách. Zpracování návrhu managementu nutně vyžaduje diferencovaný přístup, který má v zásadě tři možnosti: 1)  Využití standardních lesnických metod – příkladem je pěstování bohatě strukturovaných hospodářských lesů na typologických základech (Poleno et al. 2007) nebo tvorba parkového lesa s velkých množstvím ploch lesních světlin, palouků a starými solitérními stromy (např. Jurča 1990). 2)  Návrat k historicky zaniklým formám hospodaření, např. nízkému nebo střednímu lesu (Buckeley 1992, K adavý et al. 2007). Tento management vyžaduje zásadní změnu lesnického paradigmatu a jeho prosazení je závislé na velmi dobré kvalitě komunikace mezi ochranou přírody, lesními hospodáři a vlastníkem lesa (Utínek 2004). Kde tato komunikace nefunguje, je prosazení tohoto typu managementu nemožné a to i bez ohledu na legislativní statut dotčeného území. Přitom je nutné vzít do úvahy, že hospodářský tvar lesa nízkého a středního vyžaduje velmi intenzívní lesnické hospodaření, které nemusí být vždy v chráněném území přírody vítáno, protože může omezovat citlivé interiérové druhy (Machar 2008b). 3)  Bezzásahový vývoj (samovolný vývoj lesního ekosystému) – vyžaduje specifické podmínky, které nelze vždy zajistit (Vrška 2006). Přesto je potřebné připomenout, že ponechání vhodných ploch ekosystému lužního lesa trvale v  bezzásahovém režimu (úplná geobiocenologická rezervace v pojetí Zlatníka (Zlatník 1968) je nezbytně nutné pro poznání podoby potenciální přirozené vegetace lužního lesa, kterou dosud ve středoevropských podmínkách neznáme. Zájmy ochrany přírody v hospodářském lužním lese Je zcela nezpochybnitelné, že i  hospodářské lužní lesy mají mimořádně vysokou biodiverzitu (Klimo 2004). Zájmy ochrany přírody v  hospodářském lužním lese lze účinně zajišťovat těmito základními způsoby: A) Ochranou vybraných starých (přestárlých) stromových jedinců, kteří jsou v rámci dohody mezi ochránci přírody a lesníky řádně označeni a chráněni až do svého fyzického rozpadu. B) Realizací prvků ÚSES, které jsou vymezeny metodou biogeografické diferenciace krajiny v geobiocenologickém pojetí (Buček & L acina 1995) a promítnuty do lesního hospodářského plánu (Macků & Míchal 1990). Vymezené prvky ÚSES, zejména lokální biocentra, mohou být akceptovatelnou cestou ke zvyšování podílu mrtvého dříví a stojících souší v hospodářských lesích, navíc s významnou legislativní oporou. C) Ponecháváním výstavků nebo porostních žeber při obnovní holosečné těžbě (četné příklady jsou např. v Litovelském Pomoraví, viz obr. 3). D) Ochranou břehových porostů, pro které může být ideálním typem managementu hospodářský tvar středního lesa. E) Akceptováním fluviální dynamiky přírodě blízkých úseků vodních toků (obr. 4). F) Zavedením nových moderních metod managementu spláví (mrtvé dřevní hmoty ve vodním toku), což je jeden ze základních předpokladů udržení některých typů biotopů lužního lesa v nivní krajině (obr. 5).

144

Příroda, Praha, 32: 135 – 152, 2014 G) Akceptováním role bobra evropského (Castor fiber) jako staronového klíčového druhu lužního lesa – to je ovšem v praxi reálně možné jen při udržení dosavadního systému finančních náhrad vlastníkovi lesa jako kompenzace za způsobenou újmu. H) Ochranou nelesních ploch (louky, mokřady) a porostních plášťů při obnovní těžbě. I) Opuštěním takových metod lesnického managementu, které podle současných poznatků významně poškozují biodiverzitu ekosystému (zejména se jedná o  dosud praktikovanou celoplošnou mechanizovanou přípravu půdy včetně odstraňování pařezů z  obnovované plochy – realizace této metody pro udržení charakteru tvrdého lužního lesa s vysokým podílem dubu letního není nutná (příklady viz Machar 2008a).

Obr. 3.  Ponechávání vhodně rozmístěných listnatých výstavků z různých etáží smýceného porostu po obnovní holosečné těžbě (vlevo) vede k vytváření bohatě strukturovaných víceetážových porostů hospodářského lužního lesa (vpravo). Foto I. Machar. Fig. 3.  Leaving suitably spaced deciduous reserved trees from various storeys of cleared stands after regeneration clear cutting (left) leads to the creation of richly structured multi-storeyed stands of economic floodplain forest (right). Photo I. Machar.

Obr. 4.  Přirozená dynamika říčního toku v lužním lese je základním předpokladem pro udržení mimořádně dynamické ekologické stability fluviální sukcesní série nivních biotopů. Foto I. Machar. Fig. 4.  Natural dynamics of the river course in the floodplain forest are essential for maintaining extremely dynamic ecological stability of the fluvial succession series of alluvial biotopes. Photo I. Machar.

145

Machar: Strategie trvale udržitelného managementu lužních lesů v ČR Tab. 5.  Příklad územních překryvů zájmů ochrany přírody v lužních lesích v ČR. Table 5.  Example of overlapping territorial interests regarding the nature conservation in floodplain forests of the Czech Republic. Lokalita

Typ zájmu ochrany přírody

Poznámka

Litovelské Pomoraví Lokalita chráněná v rámci Ramsarské konvence (Chytil et al. 1999) (Machar 2008a)

Sdělení č. 396/1990 Sb.

Chráněná krajinná oblast

Ochranný režim a management lesa je diferencován podle jednotlivých zón odstupňované ochrany přírody (Moucha 1999)

Maloplošné zvláště chráněné území

Čtyři různé kategorie (Miko et al. 2005), pouze některé plošně omezené lokality. Každé maloplošné zvláště chráněné území má ochranné pásmo (Stejskal 2006)

Územní systém ekologické stability: nadregionální biocentrum

Ochranný režim biocentra by měl být zapracován v lesním hospodářském plánu (Jelínek 2007)

Územní systém ekologické stability: osa nadregionálního biokoridoru

Osa nadregionáního biokoridoru je v územním plánu vymezena o šířce několika kilometrů

Evropská ekologická síť EECONET: jádrové území

Právně nezávazné

Ptačí oblast v soustavě Natura 2000

Nařízení vlády (č. 23/2005 Sb.)

Evropsky významná lokalita v soustavě Natura 2000

Nařízení vlády (č. 132/2005 Sb.)

Významný krajinný prvek – údolní niva Zákon o ochraně přírody a krajiny (č. 114/1992 Sb.) Chráněná oblast přirozené akumulace vod Kvartér řeky Moravy

Kombinace se zájmy vodohospodářskými

Tab. 6.  Modelové schéma funkční zonace a  managementu lužního lesa se zohledněním zájmů ochrany přírody – příklad z Litovelského Pomoraví. Table 6.  Model scheme of floodplain forest functional zonation and management in relation to interests of nature conservation – case example from Litovelske Pomoravi area. Funkční zóna

Management

Statut ochrany přírody

Poznámka

Geobiocenologická rezervace

Bez zásahů, pouze likvidace invazních neofytů

Národní přírodní rezervace, I. Zóna CHKO, jádro nadregionálního biocentra ÚSES, jádro ptačí oblasti

Území musí dosahovat minimální výměry, kdy je geobiocenóza schopná samovolného vývoje (Vacek 2003)

Ochranné pásmo přírodní rezervace

Skupinovitě výběrné lesnické hospodaření

Ochranné pásmo NPR, I. Buffer zone k ochraně zóna CHKO dynamiky fluviálních procesů

Hospodářský les

Alternativa I : Holosečné, II. zóna CHKO, převážná popřípadě clonné hospodaření výměra ptačí oblasti s ponecháváním výstavků dubu po celé další obmýtí, vyloučeno je zavádění geograficky nepůvodních druhů dřevin Alternativa II : Postupný převod lesa vysokého na les střední

146

Cílem je trvale zachovávat charakter bohatě strukturovaného lužního lesa se zastoupením dubu letního v horní etáži cca 30 %; vybrané a označené výstavky ponechávány až do fyzického rozpadu

Příroda, Praha, 32: 135 – 152, 2014 Revitalizace vodního režimu a rozšiřování ploch lužního lesa v nivách Půdotvorné procesy v ekosystému lužního lesa jsou těsně spjaty s vodním režimem celé nivy (Klimo 1978). S problematikou managementu geobiocenóz lužního lesa proto neoddělitelně souvisí obsáhlá problematika revitalizací vodního režimu. Vliv vodohospodářských úprav krajiny na ekosystémy lužních lesů v oblasti jižní Moravy byl zhodnocen ve známé monografii Penka et al. (1991). Přehled problematiky revitalizací vodního režimu lužních lesů v Evropě uvádí např. práce Hager et al. (2008) a Trémolieres & Schnitzler (2007). Je třeba připomenout, že ve spojitosti s velkými povodňovými událostmi v povodí řek Odry a  Moravy v  r.  1997 bylo v  rámci Státního programu ochrany přírody a  krajiny ČR doporučeno rozšiřovat plochu lužních lesů v  údolních nivách řek (Mlčoch et al. 1998). Realizace tohoto doporučení v praxi je však téměř nulová.

Obr. 5.  Spláví ve vodním toku (a jeho management) je jedním z rozhodujících ekologických faktorů pro trvalé udržení existence iniciálních fází vrbin a měkkého luhu. Foto K. Poprach. Fig. 5.  Floating debris in the watercourse (and its management) is one of the key environmental factors for sustained preservation of the initial stages of willow carrs and softwood floodplain forest. Photo K. Poprach.

Závěr Základem strategie k trvalému udržení biodiverzity našich lužních lesů v údolních nivách je klíčové pochopení dynamické podstaty fluviální sukcesní série nivních biotopů (Buček & L acina 1994) v rámci ekologického nivního fenoménu (Machar 2001). Praktickým problémem při vytváření zásad managementu pro ekosystém lužních lesů je otázka, zda umíme definovat předmět ochrany v konkrétním území. Pro stanovení cílové podoby ekosystému a  jeho management lze využít koncept tzv. deštníkových druhů (L ambeck 1997), které mají velké domovské okrsky a široké ekologické požadavky na typ biotopu (příklady viz monografie Machar et al. 2010). Ochrana biotopu pro populace deštníkových druhů pak zajišťuje ochranu biotopu pro velmi široké spektrum dalších biologických druhů (Primack 2000). Jak bylo ukázáno výše (tab. 5), může se v  jednom konkrétním území překrývat řada různě definovaných zájmů ochrany přírody. Typickým příkladem „střetů zájmů“ mezi ochranářskými prioritami může být v lužním lese ochrana některých motýlů, kteří ­v yžadují

147

Machar: Strategie trvale udržitelného managementu lužních lesů v ČR otevřené a rozvolněné lesní porosty typu „savanového lesa“ versus ochrana citlivých lesních interiérových ptačích druhů, které vyžadují plošně rozsáhlé a  stinné zapojené porosty typu „klimaxu“. Řešením těchto rozporů zřejmě může být jednoznačné definování předmětu a cíle ochrany v konkrétní lokalitě na základě obecného konceptu, kterým by mohl být ekosystémový přístup (Plesník 2012).

Summary The essence of the protective management of the floodplain forests is the knowledge and identification of the fluvial seral series of alluvial biotopes. The complex character of this series and its seral development is dependent on the continuous impact of the fluvial processes in the alluvial area (movement and branching of the channels, floods and sedimentation processes, etc). Preservation of the biodiversity within the river floodplain is conditioned by the functioning of the natural fluvial processes related to landscape enhancement. The whole dynamic fluvial seral series of the alluvial biotopes cannot, therefore, be preserved and protected other than through territorially differentiated protection of the natural dynamics of the fluvial processes. The article deals with the historical context, landscape issues and management of lowland floodplain forest ecosystems in the Czech Republic. Based on the presented analyses and experiences of the author from PLA Litovelské Pomoraví, strategies for management measures have been proposed in order to respect the dynamics of fluvial succession series of floodplain forest biotopes, which are defined in the Natura 2000 network. This article has been elaborated thanks to the support of the research grant from the Ministry of Environment No. VaV 610/10/00 Tarmag – The Influence of Economic Impacts over Biodiversity Changes within the Areas of Special Protection.

Poděkování Článek vznikl v  rámci grantu VaV MŽP č.610/10/00 Tarmag – biodiverzita a  cílový management ohrožených a vzácných druhů organismů v biotopech nízkých a středních lesů soustavy Natura 2000.

Literatura Anderson S. (2006): Land-use and landscape histories: the role of history in current environmental decisions. – In: Agnoletti M. [ed.], The conservation of cultural landscapes, pp. 174–182, CABI International, Wallingford. Bond G. (2001): Persistent solar influence on north Atlantic climate during the Holocene. – Science 294: 2130–2136. Buckeley G. P. [ed.] (1992): Ecology and management of coppice woodlands. – Chapman & Hall, London. Buček A. (2009): Bosonožský hájek jako příklad starobylého lesa. – In: Dreslerová J. & Svátek M. [eds], Nízké a střední lesy v krajině, pp. 6–7, sbor. ze semináře, Mendelova zem. a les. univ., Brno. Buček A. & Lacina J. (1994): Biogeografické poměry. – In : Vybrané fyzickogeografické aspekty pro revitalizaci nivy Dyje v  úseku VD Nové Mlýny – soutok s  Moravou, pp. 46–98, Ústav geoniky AV ČR, Brno. Buček A. & Lacina J. (1995): Diferenciace krajiny v geobiocenologickém pojetí a její aplikace v krajinném plánování při navrhování územních systémů ekologické stability. – Zpr. Čs. Bot. Spol. 30: 92–102. Čermák P. (2008): Vliv zvěře na lesní ekosystémy. – Ochrana Přírody 63: 28–30. Čermák P. & Mrkva R. (2006): Effects of game on the condition and development of natural regeneration in the Vrapač National Nature Reserve (Litovelské Pomoraví). – Journal of Forest Science 52: 329–336. Danihelka J. (2000): Ochrana přírody. – In: Vicherek J. [ed.], Flóra a  vegetace na  soutoku Moravy a Dyje, pp. 291–296, Masarykova univ., Brno.

148

Příroda, Praha, 32: 135 – 152, 2014 Groom M. J., Meffe G. K. & Carroll C. R. (2006): Principles of conservation biology. Third Edition. – Sinauer Associates, Sunderland. Grygar T. & Kadlec J. (2008): Přírodní archiv řeky Moravy. – Vesmír 87: 466–470. Hager H., Klimo E., Machar I., Buček A. & Schmalfus R. (2008): Revitalization and protection of floodplain forests. – In: Klimo E. et al. [eds], Floodplain forests of the temperate zone of Europe, pp. 301–323, Lesnická Práce, Kostelec nad Černými lesy. Hédl R., Müllerová J. & Szabó P. (2009): Nížinné lesy v historické perspektivě: krajinná archeologie a GIS. – In: Romportl D. & Chuman T. [eds], Geo/bio diverzita – integrující perspektivy, pp. 30–31, sbor. příspěvků z konference, CZ IALE, Univerzita Karlova, Praha. Hohensinner S., Habersack H., Jungwirth M. & Zauner G. (2007): Reconstruction of the characteristics of a  natural alluvial river-floodplain system and hydromorphological changes following human modifications: the Danube River (1812–1991). – River Research and Applications 20: 25–41. Horák J. (2008): The beetles of genus Cucujus (Coleoptera: Cucujidae) as indicators of forest diversity. – In: Bryja J. [ed.], Zoologické dny České Budějovice 2008, pp. 70–71, sbor. abstraktů, Jihočeská univerzita, České Budějovice. Hošek E. (1987): Lesy Litovelského Pomoraví pohledem historie. – In: Šimek P. [ed.], Údolní niva, lužní lesy a návrh chráněné krajinné oblasti Litovelské Pomoraví, pp. 61–85, sbor. referátů ze semináře, Okresní středisko památkové péče a ochrany přírody, Olomouc. Chytil J., Hakrová P., Hudec K., Husák Š., Jandová J. & Pellantová J. (1999): Mokřady České republiky – přehled vodních a mokřadních lokalit ČR. – Český ramsarský výbor, Mikulov. Chytrý M., Kučera T. & Kočí M. [eds] (2001): Katalog biotopů České republiky. – Agentura ochrany přírody a krajiny ČR, Praha. Jankovská V. (2001): Řeka a niva v minulosti – komunikační a životní prostředí fauny a člověka. – In: Květ R. & Řehořek V. [eds], Niva z  multidisciplinárního pohledu, pp.  41–42, sbor. ze semináře 10. 10. 2001, Geotest, Brno. Jelínek P. (2007): Management lesních biocenter. – In: Petrová A. & Grohmanová L. [eds], ÚSES – zelená páteř krajiny 2007, pp. 45–49, sbor. ze semináře, Mendelova zem. a les. univ., Brno. Junk J. W., Bayley P. B. & Sparks R. E. (1989): The flood pulse concept in river-floodplain system. – Can. J. Fish. Aquat. Sci. Spec. Publ. 106: 110–127. Jurča J. (1990): Pěstění lesů. – Vysoká škola zemědělská, Brno. Kadavý J., Kneifl M., Servus M. & Knott R. (2007): Střední les jako přírodě blízký způsob hospodaření. – In: Význam přírodě blízkých způsobů pěstování lesů pro jejich stabilitu, produkční a mimoprodukční funkce, pp. 35–43, sbor. z konference, ČZU, Praha. Kadavý J. & Kneifl M. (2009): Rozšíření nízkého a  středního lesa v  Evropě a  na  území ČR. – In: Dreslerová J. & Svátek M. [eds], Nízké a  střední lesy v  krajině, pp. 16–17, sbor. ze semináře, Mendelova zem. a les. univ., Brno. Kirby K. J. & Watkins C. (1998). The ecological history of European forests. – CABI International, Wallingford. Klimo E. (1978): Recentní půdní procesy v ekosystému lužního lesa v Lednici na Moravě. – Lesnictví 24: 155–165. Klimo E. (2004): Fenomén lužních lesů v evropské krajině – jejich stav, ochrana a výzkum. – In: Hrib M. & Kordiovský E. [eds], Lužní les v Dyjsko-moravské nivě, pp. 173–182, Moraviapress, Břeclav. Klimo E. & Hager H. [eds] (2001): The floodplain forests in Europe: current situation and perspectives. – European Forest Institute Research Report 10. Koninklijke Brill NV, Leiden. Klimo E., Hager H., Matić S., Anić I. & Kulhavý J. [eds] (2008): Floodplain forests of the temperate zone of Europe. – Lesnická Práce, Kostelec nad Černými lesy. Konvička M., Čížek L. & Beneš J. (2006): Ohrožený hmyz nížinných lesů: ochrana a management. – Sagittaria, Olomouc. Korpeľ Š. (1989): Pralesy Slovenska. – Veda, Bratislava. Kosňovský M. (2008): Poodří. – In: Klimo E. et al. [eds], Floodplain forests of the temperate zone of Europe, pp. 412–417, Lesnická Práce, Kostelec nad Černými lesy. Krečmer V. (2003): Rizika ponechávání lesních ekosystémů samovolnému vývoji. – Lesnická práce 82: 479–498. Lambeck R. J. (1997): Focal species: a multi-species umbrella for nature conservation. – Conservation Biology 11: 849–856. Macků J. & Míchal I. (1990): Minimální velikost lesních biocenter. – Lesnictví 36: 707–717.

149

Machar: Strategie trvale udržitelného managementu lužních lesů v ČR Macklin M. G. (2006): Past hydrological events reflected in the Holocene fluvial record of Europe. – Catena 66: 145–154. Maděra P. (2003): Proměny geobiocenóz lužního lesa. – Ms. [Habil. práce; depon. in: Ústav les. bot, geobiocenol. a dendrol., LDF MZLU, Brno.] Machar I. (1998): Ochrana lužních lesů a olšin. – Agentura ochrany přírody a krajiny ČR, Praha. Machar I. (2001): Ekologický nivní fenomén. – In: Petříček V. [ed.], Tvář naší země – krajina domova, vol. I., pp. 135–137, Česká komora architektů, Praha. Machar I. (2008a): Floodplain forest of Litovelské Pomoraví and their management. – Journal of Forest Science 54: 355–369. Machar I. (2008b): Vliv fragmentace lužního lesa na  strukturu hnízdního společenstva ptáků. – In: Bryja J. [ed.], Zoologické dny 2008, pp. 120–121, Jihočeská univerzita, České Budějovice. Machar I. (2009a): Coppice-with-standards in floodplain forests – a new subject for nature protection. – Journal of Forest Science 55: 306–311. Machar I. (2009b): The history of the floodplain forests and the benefits of the understanding this one for conservation nature and landscape in the floodplain. – Příroda 28: 123–140. Machar I. (2009c): Aplikace krajinné ekologie v ochraně a managementu geobiocenóz lužního lesa. – Ms. [Habil. práce; depon. in: Ústav ekol. lesa, LDF MZLU, Brno.] Machar I., Albrecht P., Poprach K., Polášek V. & Rybka V. (1997): Plán péče o chráněnou krajinnou oblast Litovelské Pomoraví na období 1997–2007. – Český ústav ochrany přírody, Praha. Machar I. & Polášek V. (1998): Ukázky plánu péče. – In: Míchal I. & Petříček V. [eds], Péče o chráněná území II, pp. 350–356, Agentura ochrany přírody a krajiny ČR, Praha. Machar I., Bezděčka P., Buček A., Čelechovský A., Horal D., Houšková K., Hybler V., John F., Kiliánová H., Klimánek M., Kostkan V., Kupec P., Laštůvka Z., Maděra P., Mauer O., Palátová E., Pechanec V., Prax A., Rulík M., Řepka R., Schneider J., Vybíral J. & Vyskot I. (2010): Biodiversity and target management of floodplain forests in the Morava River Basin (Czech Republic). – Univerzita Palackého, Olomouc. Malanson G. P. (1993): Riparian landscapes. – Cambridge University Press. Mareš V. (1978): Lužní les Mochov. – Vč. Sbor. Přír. – Práce a Studie 10: 167–176. Matić S., Anić I. & Oršanić M. (2008): Forest management in floodplain forests. – In: Klimo E. et al. [eds], Floodplain forests of the temperate zone of Europe, pp. 231–284, Lesnická práce, Kostelec nad Č. lesy. Mauer O., Palátová E., Houšková K., Hobza P., Pop M., Libus J., Rychnovská A. & Mauerová P. (2008): K problematice obnovy dubu letního (Quercus robur) na lužních stanovištích. – In: Kulhavý J. & Menšík L. [eds], Lužní lesy – obhospodařování z pohledu udržitelného rozvoje, pp. 18–23, sbor. přísp., Mendelova les. a zem. univ., Brno. Miko L., Borovičková H., Havelková S., Roth P., Stloukal P. & Vopálková A. (2005): Zákon o ochraně přírody a krajiny: komentář. – C. H. Beck, Praha. Míchal I. (1998): Poznámky k managementu středních lesů. – In: Míchal I. & Petříček V. [eds], Péče o chráněná území II, pp. 299–302, Agentura ochrany přírody a krajiny ČR, Praha. Mlčoch S., Hošek J. & Pelc F. (1998): Státní program ochrany přírody a krajiny ČR. – Ministerstvo životního prostředí, Praha. Moucha P. (1999): Zásady začleňování lesů v chráněných krajinných oblastech do zón odstupňované ochrany přírody a  krajiny a  principy hospodaření v  nich. – In: Moucha P.  [ed.], Přírodě blízké hospodaření v  lesích chráněných krajinných oblastí, pp. 41–46, sbor. ze semináře 30. 3. 1999 v Průhonicích, Česká lesnická společnost, Praha. Moucha P. & Pelc F. (2008): Současné lesnictví a ochrana přírody. – Ochrana Přírody 63: 5–7. Mrkva R. (1995): Škody zvěří a jejich řešení. – In: Sbor. z konfer. „Škody zvěří a jejich řešení“, pp. 3–15, Mendelova zem. a les. univ., Brno. Neuhäslová Z. (2003): Alnion incanae. – In: Moravec J. et al. [eds], Vegetation survey of the Czech Republic, vol.  2, Hygrophilous, mesophilous and xerophilous deciduous forests, pp. 15–69, Academia, Praha. Novotný G. (2000). Pastva hospodářských zvířat v  lesích českých zemí v  minulosti. – Časopis Veronika 14: 7–8. Nožička A. (1957): Přehled vývoje našich lesů. – SZN, Praha. Opravil E. (1983): Údolní niva v době hradištní. – Archeologický ústav, Brno. Oszlányi J. (2000): Forestry-managerial measurements in the context of landscape-ecological planning in the Danube river inundation. – Ekológia 19, suppl. 2: 112–117.

150

Příroda, Praha, 32: 135 – 152, 2014 Penka M., Vyskot M., Klimo E. & Vašíček F. (1991): Floodplain forest ecosystem II. After water management measures. – Academia, Praha. Perry D. A. (1994): Forest ecosystems. – The John Hopkins University Press, Baltimore and London. Pithart D., Bendová Z. & Křováková K. [eds] (2008): Ekosystémové služby říční nivy. – Sbor. z konference, Ústav syst. Biol. a ekol. AV ČR, Třeboň. Plesník J. (2012): Přínos ekosystémové ekologie pro biologii ochrany přírody. – In: Machar I. & Drobilová L. [eds], Ochrana přírody a krajiny v ČR. Vybrané aktuální problémy a možnosti jejich řešení, pp. 13–21, Univerzita Palackého, Olomouc. Plíva K. (2000): Trvale udržitelné obhospodařování lesů podle souborů lesních typů. – Ústav hospodářské úpravy lesů, Brandýs nad Labem. Poláček L. (1999): Prehistory and history of floodplain. – In: Šeffer J. & Stanová V. [eds], Morava River floodplain meadows. Importace, restoration and management, pp. 25–36, Daphne, Bratislava. Poleno Z., Vacek S., Podrázský V., Remeš V., Mikeska M., Kobliha J. & Bílek L. (2007): Pěstování lesů I. Ekologické základy pěstování lesů. – Lesnická Práce, Kostelec nad Černými lesy. Poole G. C. (2002): Fluvial landscape ecology: addressing uniqueness within the river discontinuum. – Freshwater Biology 47: 641–660. Prach K., Husák Š., Černý R., Kučera S., Guth J, Rydlo J. & Klimešová J. (1996): Species and vegetation diversity along the river. – In: Prach K. et al. [eds], Floodplain ecology and management, pp. 62–80, SPB Academic Publishing, Amsterdam. Primack R. B. (2000): A primer of conservation biology. – Sinauer Associates, Sunderland. Prudič Z. (1982): K dávné minulosti lužních lesů jižní Moravy. – Lesnická Práce 61: 272–274. Průša E. (1990): Přirozené lesy České republiky. – SZN, Praha. Rackham O. (1980): Ancient woodland. – Edward Arnold, London. Rosgen D. L. A. (1994). Classification of natural rivers. – Catena 22: 69–199. Roth P. (2003): Legislativa Evropských společenství v oblasti územní a druhové ochrany přírody. – Ministerstvo životního prostředí, Praha. Rotherham I. D. & Jones M. (2000): The impact of economic, social and political factors on the ecology of small English woodlands: a case study of the ancient woods in South Yorkshire, England. – In: Agnoletti M. & Anderson S. [eds], Forest History: International studies on socio-economic and forest ecosystem change, pp. 397–410, CABI Publishing, Walingford. Rulf J. (1994): Pravěké osídlení střední Evropy a niva. – In: Beneš J. & Brůna V. [eds], Archeologie a krajinná ekologie, pp. 55–64, Nadace Projekt Sever, Most. Ružička M. (2000): The principles and criteria of landscape-ecological method LANDEP. – Ekológia 19, suppl. 2: 18–22. Rybníček K. (2001): Současný stav poznatků o přírodní historii říčních niv ČR v nejmladším kvartéru. – In: Květ R. & Řehořek V. [eds], Niva z multidisciplinárního pohledu, pp. 45–46, sbor. ze semináře 10. 10. 2001, Geotest, Brno. Řehořek V. (2001): Jak je to s  původností společenstev tvrdého luhu (nejen na  soutoku Moravy a Dyje)? – In: Květ R. & Řehořek V. [eds], Niva z multidisciplinárního pohledu, pp. 71–72, sbor. ze semináře 10. 10. 2001, Geotest, Brno. Řepka R. & Maděra P. (2008): Biodiverzita lužního lesa ve vztahu k jeho managementu. – In: Diverzita, dynamika a management lesní vegetace, pp. 20–29, ČBS, Praha. Sedell J. R., Richey J. E. & Swanson J. E. (1989): The River Continuum Concept: A Basis for Expected Ecosystem Behaviour of Large Rivers. – Can. J. Fish. Aquat. Sci. 106: 49–55. Smejkal J. (2008): The Labe (Elbe) basin. – In: Klimo E. et al. [eds], Floodplain Forests of the Temperate Zone of Europe, pp. 405–412, Lesnická Práce, Kostelec nad Černými lesy. Stejskal V. (2006): Úvod do  právní úpravy ochrany přírody a  péče o  biologickou rozmanitost. – Linde, Praha. Štěrba O., Měkotová J., Bednář V., Šarapatka B., Rychnovská M., Kubíček F. & Řehořek V. (2008): Říční krajina a její ekosystémy. – Univerzita Palackého, Olomouc. Thomas M. C. (2003): Floodplain-river ecosystems: lateral connection and the implication of human interference. – Geomorphology 56: 335–349. Thompson R. N., Humprey J. W., Harmer R. & Ferris R. (2003): Restoration of native woodland on ancient woodland sites. – Forestry Commission Practice Guide, London. Trémolieres M. & Schnitzler A. [eds] (2007): Floodplain Protection, Restoration, Management. Why and how. – Lavoisier SAS, Paris.

151

Machar: Strategie trvale udržitelného managementu lužních lesů v ČR Utínek D. (2004): Převody pařezin na  střední les v  městských lesích Moravský Krumlov (založení výzkumných ploch). – Ms. [Disert. práce; depon. in: Ústav pěst. lesa, LDF MZLU, Brno.] Utínek D. (2006): Návrat ke středním lesům v městských lesích Moravský Krumlov. – Lesnická práce 80: 11–13. Vacek S. (2003): Minimum area of forest left to spontaneous development in protected areas. – Journal of Forest Science 49: 349–358. Vacek S., Simon J. & Remeš J. [eds] (2007): Obhospodařování bohatě strukturovaných a  přírodě blízkých lesů. – Lesnická práce, Kostelec nad Černými lesy. Vannote R. L., Minshall G. W., Cummins K. W., Sedell J. R. & Cushing C. E. (1980): The river continuum concept. – Can. J. Fish. Aquat. Sci. 37: 130–137. Vera F. M. W. (2000): Grazing ecology and forest history. – CABI Publishing, Wallingford. Vlček L. & Šindlar M. (2002): Geomorfologické typy vodních toků a jejich využití pro revitalizace. – Vodní hospodářství 52: 172–176. Vrška T. (1997): Cahnov virgin forest after 21 years (1973–1994). – Lesnictví 4: 155–180. Vrška T. (1998): Ranšpurk virgin forest after 21 years (1973–1994). – Lesnictví 44: 440–473. Vrška T. [ed.] (2006): Dynamika vývoje pralesovitých rezervací v ČR. Svazek II : Lužní lesy – Cahnov - Soutok, Ranšpurk, Jiřina. – Academia, Praha. Vrška T. & Hort L. (2001): 150 let výzkumu pralesovitých rezervací v České republice. – Lesnická Práce 80: 441–443. Vukelić J. [ed.] (2005): Floodplain forests in Croatia. – Academy of Forestry, Zagreb. Vybíral J. (2004): Poslání lesníka v lužní krajině. – In: Hrib M. & Kordiovský E. [eds], Lužní les v Dyjskomoravské nivě, pp. 163–172, Moraviapress, Břeclav. Vybíral J. & Hrib M. (2002): Floodplain forest restoration at the Židlochovice forest enterprise. – The Forest of the Czech Republic, Židlochovice. Vyskot I. (2001): Ecosystem approach, quantification and evaluation of functions of the forests. – In: Proc. Internat. Conf. EU (MCPFE) Valuation of Forest Goods and Services, pp. 66–73, University Zagreb. Vyskot I. (2008): Optimalizace lesnického hospodaření LZ Židlochovice, LS Lanžhot – modelové území Ptačí oblasti Soutok – Tvrdonicko. – In: Kulhavý J. & Menšík L. [eds], Lužní lesy – obhospodařování z pohledu udržitelného rozvoje, pp. 10–15, sbor. přísp., Mendelova les. a zem. univ., Brno. Ward J. V. & Tockner K. (2001): The serial discontinuity concept: extending the model to floodplain rivers. – Regulated Rivers: Resource and Management 10: 159–168. Warren M. S. & Fuller R. J. (1993): Coppiced woodlands: Their management for wildlife. – JNCC, Peterborough. Wolters H. A., Platteuw M., Schoor M. M. (2001): Guidelines for rehabilitation and management of floodplains. – NCR Publications 09-2001. Zlatník A. (1968): Teoretická východiska pro výběr přírodních rezervací. – Československá Ochrana Přírody 6: 31–46. Zlatník A. (1976): Přehled skupin typů geobiocénů původně lesních a  křovinných v  ČSR. – Zprávy GGÚ ČSAV 13: 55–64.

152

Příroda, Praha, 32: 153 – 159, 2014

Vodní režim národní přírodní památky Pastvisko u Lednice Water regime of the Pastvisko u Lednice National Nature Monument Vladimír Láznička & Barbora Sobotková Zahradnická fakulta Mendelovy univerzity v Brně, Valtická 337, CZ-691 44 Lednice [email protected], www: http://revitalizace.euweb.cz/index.html Abstract: Water-level fluctuations due to alterations in the hydrological regime may affect the composition of a wetland‘s flora and fauna. The water level of the central wetland in Pastvisko near Lednice (wetland) reached the maximum depth of 65 cm in March 2009, after which the water level fell steadily until the wetland went dry in August. In October 2009, due to saturation of the water channels and floodplain forest, the trends were reversed, with the Pastvisko wetland steadily gaining water through most of the winter and spring. In 2010 the water reached the maximum depth 75 cm in June. In this paper we also describe the influence of water channel revitalization on the wetland hydrology at Pastvisko near Lednice in 2009–2014. Keywords: hydrological regime, water channel revitalization, water-level fluctuations, wetland monitoring, wetland restoration Abstrakt: Kolísání hladiny vody v  důsledku změny hydrologického režimu může mít vliv na složení mokřadní flóry a fauny. Voda v centrálním mokřadu Pastvisko u Lednice (dále mokřadu) ­dosáhla v roce 2009 maximální hloubky 65 cm během března, následně hladina rovnoměrně klesala, až mokřad zcela vyschl v srpnu. V říjnu 2009 se vzhledem k nasycení kanálů a lužního lesa nad mokřadem vodou trend otočil a v mokřadu přibývala voda po většinu zimy a jara. V červnu roku 2010 dosáhla hloubka vody v centrálním mokřadu maxima 75  cm. V  našem příspěvku se dále zabýváme vlivem zprůtočnění revitalizačních kanálů na vodní režim mokřadu Pastvisko u Lednice v letech 2009 – 2014 a možnými variantami kolísání hladiny vody v mokrých nebo suchých o ­ bdobích. Klíčová slova: hydrologický režim, kolísání vodní hladiny, monitoring mokřadu, obnova ­mokřadu, revitalizace vodních kanálů

Úvod Národní přírodní památka (dále NPP) Pastvisko u Lednice (obr. 1) se nachází v nivě dolního toku řeky Dyje. Jedná se o segment říční krajiny, pro jehož ochranu je důležitá optimalizace vodního režimu. Předmětem ochrany NPP jsou podle zřizovacího výnosu mokřadní biotopy pro vzácné druhy živočichů. Dynamika kolísání úrovně hladiny vody v mokřadu je ovlivněna řadou vnitřních a vnějších faktorů. V území docházelo i k extrémním stavům, například dlouhodobému úplnému vyschnutí centrálního mokřadu. Nalézání nových přístupů v péči o mokřadní ekosystémy je široce diskutovanou otázkou (King et al. 2009). Řešení vodního režimu NPP Pastvisko u Lednice je nezbytnou a stěžejní součástí mana­ gementu tohoto území (L áznička & Sobotková 2009).

Metodika NPP Pastvisko u  Lednice je situována severně u  obce Lednice v  Břeclavském okrese do  prostoru mezi Zámeckou a  Starou Dyji (pozn. používán je také název Černá Dyje).

153

Láznička & Sobotková: Vodní režim národní přírodní památky Pastvisko u Lednice Územní ochrana Pastviska u Lednice byla zajištěna již v roce 1990 vyhláškou tehdejšího okresního národního výboru v Břeclavi v kategorii chráněného přírodního výtvoru. Po přijetí zákona 114/1992 Sb., o ochraně přírody a krajiny, bylo toto území zařazeno do kategorie národní přírodní památka. Plán péče na období roku 2010–2014 uvádí výměru NPP celkem 61,9704 ha. Výměra vodní plochy centrálního mokřadu dosáhla v  červnu 2010 přibližně 10 hektarů (pozn. zaměřeno pomocí GPS). V naší práci se zaměřujeme na analýzu hlavních faktorů ovlivňujících dynamiku kolísání hladiny vody na Pastvisku u Lednice (dále také zkráceně Pastvisko, Pastviska). Byl proveden podrobný terénní průzkum širšího zájmového území od jezu u obce Bulhary na řece Dyji, přes Horní les (Nejdecký luh), Zámeckou Dyji, Azant a Herdy, Pastvisko u Lednice až po Starou Dyji u Zámeckého parku v Lednici (obr. 2). Měřeny byly průtoky a stavy na kanálech přivádějících vodu na Pastvisko a na stavidle v odtokovém kanálu z Pastviska v období 2008–2010 (jednotlivé objekty a  profily byly zaměřeny s  využitím GPS). Maximální a  průběžné hloubky vody v  mokřadu (obr. 3) jsou uvedeny pro nejnižší oblast mokřadu (v depresi – poloha GPS 48°48’51,24”N, 16°47’48,06”E). Dno deprese bylo nivelačně zaměřeno na výšku horní betonové hrany Pražákova stavítka (bod /9/ na obr. 2, v tab. 1). To umožňuje přepočítat hodnoty naměřené na Pražákově stavítku na hodnoty hloubky vody v depresi, které lépe vyjadřují zavodnění mokřadu. Dále jsme porovnávali možné hypotetické varianty dynamiky vodního režimu se skutečně naměřenými hodnotami. V  průběhu let 2008–2014 bylo prováděno zprůtočňování vybraných úseků vodních kanálů s cílem přivedení vody do mokřadu v NPP Pastvisko u Lednice (Láznička & Sobotková 2009, projekt finančně podpořený z programu Péče o krajinu, Ministerstvo životního prostředí). Celkově (i nad rámec uvedeného projektu) bylo v uvedeném období různými metodami na vodních kanálech zprůtočněno cca 50 bobřích ­hrází (pozn. některé opakovaně, jiné byly zachovány, neboť zpětným vzdutím byl v jarním období zvodněn lužní les a zavodněny periodické tůně s výskytem obojživelníků, popř. žábronožky sněžní – Eubranchipus grubii).

Obr. 1.  Národní přírodní památka Pastvisko u Lednice – jižní část centrálního mokřadu. Foto V. Láznička. Fig. 1.  Pastvisko u Lednice National Nature Monument – the central wetland. Photo V. Láznička.

154

Příroda, Praha, 32: 153 – 159, 2014

Obr. 2.  Dvě hlavní trasy vodních kanálů od Zámecké Dyje /1/ do NPP Pastvisko u Lednice. Severní trasa mezi stavítky 3 a 8 (pozn. severní trasa není zcela totožná s tzv. Páteřním kanálem, Herdy jsou napájeny vodou také dalšími kanály přes Azant a Dlouhé jezero). Jižní trasa od stavítka /3/ severně u Nejdku po vyústění /6/ (pozn. úsek 3–5 je součástí tzv. Kosterního kanálu – nebo K2, který dále pokračuje k tzv. Páteřnímu kanálu pod stavítko /9/). Odtokový kanál /9–10/. Významné objekty na kanálech /1–10/, popis v tabulce 1. © Láznička, mapový podklad Topo Czech PRO © Garmin Czech s.r.o., 2010. Fig. 2.  Southern (3–6) and northern (3–8) water channels connecting the Zámecká Dyje river and Pastvisko u Lednice National Nature Monument. Outflow channel (9–10). Important objects in the channels (1–10). Tab. 1. Vybrané objekty a  lokality na  hlavních trasách systému kanálů Zámecká Dyje – NPP Pastvisko u  Lednice významné z  hlediska funkce revitalizačního vodního systému. Jejich funkce a význam. Návrh opatření. Table 1. Crucial points important for the function of the revitalization of the channel system of the Zámecká Dyje – Pastvisko National Nature Monument. Bod na mapě Popis objektu nebo lokality (stav k 30. 10. (obr. 2) 2010, aktualizováno v červnu 2014) a jeho funkce

Návrh opatření

Poloha WGS–84

1

Vtok vody ze zámecké Dyje do systému Pravidelná kontrola a čištění kanálů, trubní propustek opatřený mříží. potrubí, měření nebo odhad Od listopadu 2011 je přívod vody až 200 litrů průtoků. za sekundu. Jedná se o klíčové místo systému zavodnění Nejdeckého luhu a následně i NPP Pastvisko u Lednice (dále Pastviska).

48°49'14,7"N 16°45'46,48"E

2

Dvě stavítka umožňující zavodnění Dlouhého jezera.

48°49'6,38"N 16°46'18,52"E

3

Dvě stavítka pro regulaci průtoků. Rozdělení V zimním a jarním období zajistit severní (přes Herdy) a jižní (kolem plochy průtok vody v obou větvích Mendelu) trasy v systému kanálů pro zvodnění kanálů. Pastviska.

Měření stavů a průtoků.

48°49'1,09"N 16°46'44,08"E

155

Láznička & Sobotková: Vodní režim národní přírodní památky Pastvisko u Lednice 4

Stavítko u plochy Mendelu.

Měření stavů a průtoků. Zadlužení 48°48'33,19"N stavítka v jarním období pro 16°47'17,77"E zavodnění lužního lesa.

5

Nad stavítkem na kanále K2 – odbočení kanálu směrem na Pastvisko.

V předjarním a jarním období 48°48'28,98"N zadlužením stavítka zajistit průtok 16°47'46,64"E vody na Pastvisko.

6

Zaústění kanálu průlehem (brod) přes lesní nezpevněnou cestu do vrbiny a dále do centrálního mokřadu na Pastvisko.

Stabilizace průlehu (brodu) přes cestu.

48°48'43,45"N 16°47'35,88"E

7

Lokalita Herdy je soustava několika extenzivních rybníků (mokřadů).

Revitalizace bude řešena samostatnými projekty.

48°49'15,96"N 16°47'17,45"E

8

Dvě stavítka na kanálech ve směru od Herd – Kontrolovat a čistit potrubí v bobří 48°49'0,77"N na severní trase. Stavítko na Páteřním kanále hrázi. 16°47'41,53"E není funkční (a pod stavítkem je Páteřní kanál, vykopaný severně mimo centrální mokřad, zanesen sedimenty). Před bočním stavítkem, regulujícím přítok vody na Pastvisko, byla zprůtočněna bobří hráz.

9

Stavítko (Pražákovo) na odtokovém kanále NPP Pastvisko u Lednice. Pomocí stavítka je v omezeném rozsahu možné regulovat výšku vodní hladiny v centrálním mokřadu.

Manipulace na stavítku (zadlužení) podle stávajícího Plánu péče (Kolektiv 2010).

48°48'52,2"N 16°47'56,51"E

10

Propustek, odtok vody do Staré Dyje, stavítko (Sajfrtovo) na Páteřním kanále. Stavítko umožňuje regulovat úroveň povrchové i podzemní hladiny vody na Pastvisku.

V jarním období otestovat možnost maximálního nadržení vody v Páteřním kanále a jeho důsledky na výšku hladiny vody v centrálním mokřadu a rizika zaplavení (zamokření) pozemků mimo území NPP.

48°48'50,47"N 16°48'13,46"E

Obr. 3.  Kolísání vodní hladiny v  centrálním mokřadu – skutečnost 2008–2010 (v  místě terénní deprese – poloha GPS 48°48’51,24”N, 16°47’48,06”E). Fig. 3.  Water level fluctuations – during 2008–2010 – the real situation.

156

Příroda, Praha, 32: 153 – 159, 2014

Výsledky V období let 2008–2010 jsme sledovali vodní režim centrálního mokřadu Pastvisko u Lednice (dále mokřad). Hloubka vody dosahovala svého maxima v jarním období v březnu 2009 resp. červnu 2010. Během pozdního léta a podzimu hladina vody postupně klesala a v letech 2008 a 2009 mokřad do začátku zimního období zcela vyschl (obr. 3). Na  začátku hydrologického roku 1. 11. 2008 byl centrální mokřad zcela vyschlý. Voda v  mokřadu dosáhla v  roce 2009 maximální hloubky 65  cm v  březnu (zhruba po 4 měsících přivádění vody v množství 10–20 litrů za sekundu jižní trasou – průtok byl měřen na  stavítku /3/ u  Nejdku), následně od  konce června hladina rovnoměrně klesala, až mokřad zcela vyschl v polovině srpna. V říjnu 2009 se vzhledem k nasycení kanálů a lužního lesa nad mokřadem vodou trend otočil a v mokřadu přibývala voda po většinu zimy a jara. V červnu roku 2010 dosáhla hloubka vody v centrálním mokřadu maxima 75 cm. V roce 2010 bylo Pastvisko v důsledku dostatečného přítoku a vydatných dešťových srážek na vodě až do konce hydrologického roku (tj. 31. října). Rozsah vodní plochy centrálního mokřadu byl přímo úměrný hloubce vody a v období maxima v červnu 2010 dosáhl přibližně 10 hektarů. Ve sledovaném období 2008–2010 bylo Pražákovo stavítko zadluženo až do  úrovně 25  cm pod horní betonovou hranu stavítka. Na vzdutí vody se zároveň pozitivně podílela mohutná bobří hráz situovaná v propustku u Staré Dyje /10/. Hydrologický režim uměle vybudovaných vodních tůní je odlišný. Např. Lékařská tůň (název podle výskytu pijavky lékařské – Hirudo medicinalis) je zahloubena až na  úroveň štěrkopísků a  v  suchém podzimním období hladina vody koresponduje s hladinou vody podzemní. Ve sledovaném období byla tato tůň trvale zavodněna.

Diskuse Národní přírodní památka Pastvisko u Lednice je součástí říční nivy dolního toku Dyje. Reliéf území je rovinatý s  nadmořskou výškou okolo 160 metrů. Z  naturových biotopů jsou zastoupeny smíšené lužní lesy s dubem letním (L2.3 Tvrdé luhy nížinných řek), měkké luhy nížinných řek (L2.4), nivní louky říčních údolí (T1.7 Kontinentální zaplavované louky), přirozené eutrofní vodní nádrže (V1F Makrofytní vegetace přirozeně eutrofních a mezotrofních stojatých vod) ad. Z ostatních přírodních biotopů jsou na Pastvisku plošně významně zastoupeny rákosiny eutrofních stojatých vod a mokřadní vrbiny. Z přehledu zastoupených mokřadních nebo na vodu vázaných biotopů je zřejmé, že v péči o NPP Pastvisko u Lednice je důležitá optimalizace vodního režimu. Přitom vodohospodářské úpravy v  nivě Dyje (v  letech 1968–1989), zahrnující zejména vybudování Vodního díla Nové Mlýny a ohrázování, změnu trasy koryta a kanalizaci řeky Dyje, zcela ­změnily hydro­logické poměry v  zájmovém území (Kloupar 2003, L áznička & Sobotková 2012). Každoroční záplavy, zabezpečující zavodnění říční krajiny, byly redukovány na  mimořádné povodňové situace při extrémních průtocích dosažených řádově jednou za desítky let (např. v roce 2006). V rámci monitoringu nivy jsme dokladovali mnohaměsíční úplné vysušení mokřadů (např. Pastviska a Herdy v roce 2008), které se projevuje změnou charakteru stanovišť, vymizením na  vodu vázaných živočichů (např. škeble rybničná – Anodonta cygnea) nebo úhyny ryb. Vodní bilance v NPP je velmi nepříznivá. Při porovnání množství srážek s evapotranspirací byl v širším zájmovém území Dolního Podyjí zjištěn výrazný deficit vody v suchých a teplých obdobích roku (Hadaš 2004). Tento nedostatek srážek může být při ­managementu mokřadů umocněn globální klimatickou změnou (Erwin 2009).

157

Láznička & Sobotková: Vodní režim národní přírodní památky Pastvisko u Lednice Aktualizace Plánu péče o NPP Pastvisko u Lednice, případně manipulační řád, musí na tyto nové skutečnosti reagovat, řešení je ale mimo vlastní chráněné území. Nestačí tedy pouhé zadlužení stavítek na odtoku z Pastviska (pozn. v roce 2011 bylo vybudováno nové stavítko před zaústěním Kosterního kanálu do  Staré Dyje /10/, které jsme pro odlišení pojmenovali jako Sajfrtovo). Chybějící vodu je nutné na  Pastvisko přivést revitalizačními vodními kanály. Prověřili jsme dvě varianty tras: jižní kolem lesní ­v ýzkumné plochy Mendelu a severní přes mokřad Herdy. Pastvisko leží na konci těchto tras a množství přiváděné vody je v současné době limitováno disponibilním max. průtokem 200 litrů za sekundu na vtoku (trubní propustek) ze Zámecké Dyje do systému kanálů /1/. Důležitým momentem bylo pročištění trubního propustku od sedimentů, větví a kmene stromu v  listopadu 2011 (Moravský rybářský svaz, ZO Lednice). V  letním a  podzimním období mohou být průtoky v níže položených úsecích kanálů velmi nízké (řádově litry za sekundu) nebo nulové. Na základě průzkumu možností přivedení vody do NPP jsme porovnali dvě základní varianty navzájem a dále tyto varianty s reálnou situací v období hydrologických let 2008–2010. Obě varianty (za předpokladu přítoku vody ze Zámecké Dyje do systému min. 100 litrů za sekundu) uvažují dosažení maximální hloubky vody (tj. 60–75 cm) v centrálním mokřadu v období březen až červen (reprodukce obojživelníků, hnízdění ptáků). První „mokrá“ varianta pak počítá se snižováním hladiny vody od července do listopadu a  možností udržení hloubky vody v  mokřadu okolo 20–30  cm (nutná bude manipulace na výpustném stavítku /9, 10/. Druhá „suchá“ varianta uvažuje úplné vyschnutí mokřadu již koncem září a případné zimní „vymrznutí“ mokřadu. Výše popsané varianty vodního režimu mají pro mokřad zásadní důsledky. Umožňují zachování předmětu ochrany, tj. hnízdění ptáků a  udržení jejich potravní základny, reprodukci obojživelníků a částečné potlačení rozvoje dřevin. Periodické vysoušení mokřadu na podzim a zimní vymrzání hodnotíme pozitivně z hlediska zoohygieny pro vodní ptáky. Popsaná dynamika „suché“ varianty zavodnění Pastviska patrně neumožňuje trvalé přežití rybí populace, včetně nepůvodních druhů amura bílého (Ctenopharyngodon idella), který je uvažován v plánu péče na omezení vodní vegetace, a karase stříbřitého (Carassius auratus) v centrálním mokřadu. Problematické může být i přezimování škeble rybniční (Anodonta cygnea). Hlubší izolované tůně (vybagrované v jižní části NPP) zůstanou celoročně na vodě pro udržení populace pijavky lékařské (Hirudo medicinalis) a bublinatek (Utricularia sp.). Vodní režim NPP Pastvisko u  Lednice je zásadně ovlivněn nevratnými procesy a změnami krajiny v povodí řeky Dyje, vyvolanými lidskou činností. Obnova nivní krajiny do předchozího historického stavu není reálná (D ufour & Piégay 2009) a při revitalizačních opatřeních je potřebné vycházet z teorie ekologického kontinua říční krajiny (Štěrba et al. 2008). Aktuální vodní režim Pastviska je ovlivněn několika hlavními faktory: (a) přítokem vody kanály ze Zámecké Dyje, (b) dešťovými srážkami, (c) prouděním a úrovní hladiny podzemní vody, (d) manipulací na stavítkách, (e) výparem a (f) za extrémní povodňové situace plněním a vypouštěním Lednického poldru v záplavovém území Dyje. Mana­ ge­mentem je možné ovlivnit zejména faktory (a) a (d). Na regulaci průtoků vody v systému kanálů se v současné době podílí více subjektů. Správcem většiny kanálů jsou Lesy ČR, s.p., jehož hlavní prioritou je optimalizace vodního ­režimu lužního lesa. Management kanálů, stavítek a bobřích hrází provádí členové ­Moravského rybářského svazu ZO Lednice, kteří rozvádí vodu na lokality v revíru (Dyje 4D, Herdy) jako je Zlatý roh (1,6 ha), odstavné rameno pod Azantem (4,2 ha) ad. Funkci systému ze všech hledisek (tedy i přivedení vody na Pastvisko) sledují v rámci své výzkumné činnosti pracovníci Ústavu plánování krajiny ZF Lednice MENDELU.

158

Příroda, Praha, 32: 153 – 159, 2014 Lužní krajina kolem řeky Dyje je součástí národní kulturní identity a hraje významnou roli v životě místních občanů. Pro Agenturu ochrany přírody a krajiny ČR, ­Správu CHKO Pálava a  Krajské středisko Brno jsou tedy důležité participativní plánování a spolupráce s odbornou veřejností.

Summary The low water levels can cause serious problems in maintaining the true character of wetlands. The main prerequisite for efficient water management in a  floodplain area is a functioning system for distributing water. Pastvisko u Lednice is an ecologically valuable wetland – protected as a National Nature Monument (NPP). The survey and mapping of all objects playing an important role in distributing water in water channels connecting the river Zámecká Dyje with the Pastvisko wetland was made using the GPS receiver. The data collected during the field research were used to determine the main reasons which cause the lack of water in the central wetland at Pastvisko u Lednice. The flow rates and water levels were monitored, as well as the whole process of inundation. In 2009 the depth of the wetland was zero in October and maximum (75 cm) in June 2010. The water-level fluctuation due to the management of the hydrological regime has affected the composition of a wetland‘s flora and fauna.

Poděkování Provedené práce bylo možné uskutečnit a výsledky získat jen díky spolupráci s Lesy ČR, s.p., Agenturou ochrany přírody a  krajiny ČR, Moravským rybářským svazem MO Lednice a  obcí Lednice. Výzkum byl podpořen Ministerstvem kultury – program NAKI – projekt DF11P01OVV019 – Metody a nástroje krajinářské architektury pro rozvoj území. Terénní průzkum byl podpořen Interní grantovou agenturou ZF Mendelu v Brně v rámci projektu: Management vodních prvků v lužní krajině (IGA 9/2012/591).

Literatura Dufour S. & Piégay H. (2009): From the myth of a lost paradise to targeted river restoration: forget natural references and focus on human benefits. – River Research and Applications 25: 568–581. Hadaš P. (2004): Vláhová bilance ekosystému lužních lesů jižní Moravy v roce 2003. – In: Rožnovský J. & Litschmann T. [eds], Extrémy počasí a podnebí, Sborník ze semináře, Brno, 11. března 2004. Erwin K. L. (2009): Wetlands and global climate change: the role of wetland restoration in a changing world. – Wetlands Ecology and Management 17: 71–84 King S. L., Sharitz R. R., Groninger J. W. & Battaglia L. L. (2009): The Ecology, Restoration, and Management of Southeastern Floodplain Ecosystems: A Synthesis. – Wetlands 29: 624–634. Kloupar M. (2003): Revitalizace hydrologického systému lužního lesa Kančí obora. – In: Hydroekologie mokřadu Kančí obora, pp. 17–24, Lesy České republiky, s.p. Kolektiv (2010): Plán péče o Národní přírodní památku Pastvisko u Lednice na období 2010–2014. – AOKP ČR, Správa CHKO Pálava. Láznička V. & Sobotková B. (2012): Hodnocení záplavových území metodou FEM (Floodplain Evaluation Matrix). – In: Říční krajina 8, pp. 77–81, Praha: Koalice pro řeky, Univerzita Karlova, Česká společnost pro krajinnou ekologii. Láznička V. & Sobotková B. (2009): Projekt zprůtočňování „klíčových“ bobřích hrází ve  vodních kanálech LVA (niva řeky Dyje) za účelem ochrany živočichů a jejich přírodních stanovišť a v zájmu předcházení závažným škodám na lesích a úrodě a rybářském a vodním hospodářství. – Depon. in: MENDELU, ZF Lednice. Štěrba O., Kubíček F., Měkotová J., Bednář V., Řehořek V., Šarapatka B. & Rychnovská M. (2008): Říční krajina a její ekosystémy. – Univerzita Palackého v Olomouci.

159

Příroda, Praha, 32: 161 – 171, 2014

Lesk a bieda programov záchrany a starostlivosti chránených druhov živočíchov na Slovensku Highs and lows of action and management plans for protected animal species in Slovakia Peter Urban Katedra biológie a ekológie, Fakulta prírodných vied, Univerzita Mateja Bela, Tajovského  40, SK-974 01 Banská Bystrica, [email protected], [email protected] Abstract: Action and management programmes are used in Slovakia for the documentation of nature and landscape protection. From 2000 to 2014 rescue programmes for 16 animal taxa and one taxonomic group of animals were prepared and approved. This article outlines some of the problems associated with these programmes. Keywords: documentation of nature and landscape protection, favourable status of a species, protection of animals, Red List Abstrakt: Programy záchrany a  starostlivosti sú na  Slovensku dokumentáciou ochrany prírody a krajiny. V rokoch 2000 až 2014 boli vypracované a schválené programy záchrany pre 16 živočíšnych taxónov a jednu taxonomickú skupinu živočíchov. Príspevok načrtáva niektoré problémy súvisiace s týmito programami. Kľúčové slová: červený zoznam, dokumentácia ochrany prírody a krajiny, ochrana živočíchov, priaznivý stav ochrany druhu

Úvod Ochrana prírody a biodiverzity predstavuje mimoriadne zložitú problematiku. Musí byť efektívna v kontexte vedeckom (napr. ako efektívne a účinne chrániť biodiverzitu) i normatívnom (napr. ktorú zložku biodiverzity chrániť a prečo, napr. Maris & Béchet 2010, resp. kde by sa mala chrániť, napr. Johnson 1995). Pochopenie biologických procesov súvisiacich s vymieraním druhov je pritom jedným z najdôležitejších cieľov samotnej ochrany prírody, ktorá musí vychádzať z vedeckých poznatkov i z biológie ochrany prírody, ako jej vedeckého základu, a to najmä pre efektívny manažment populácií i ochranárske prognózovanie a identifikáciu druhov, ktoré si vyžadujú okamžité ochranárske opatrenia (Mace & Balmford 2000). Praktická ochrana prírody predstavuje „verejne prospešnú inžiniersku činnosť, ktorá na základe poznatkov prírodných a iných vied s využitím právnych a organizačných opa­ trení napomáha zachovávať, obnovovať, zvyšovať a racionálne využívať prírodné bohatstvo a všetky zachované prírodné hodnoty Zeme“ (sensu Lisický 1983). Podľa zákona NR SR č.  543/2002 o  ochrane prírody a  krajiny, v  znení neskorších doplnkov a  úprav (ďalej len zákon NR SR č. 543/2002 Z. z.), najmä zákona NR SR č. 506/2013 Z. z. ktorým sa mení a dopĺňa zákon č. 543/2002 Z. z. o ochrane prírody a krajiny v znení neskorších predpisov a ktorým sa menia a dopĺňajú niektoré zákony (ďalej len zákon NR SR č. 506/2103 Z. z.) sa ochranou prírody a krajiny rozumie „starostlivosť štátu, právnických osôb a fyzických osôb o voľne rastúce rastliny, voľne žijúce živočíchy a ich spoločenstvá, prírodné biotopy, ekosystémy, nerasty, skameneliny, geologické a  geomorfologické útvary, ako aj starostlivosť o  vzhľad a  využívanie krajiny. Ochrana prírody a  krajiny sa realizuje najmä obmedzovaním a usmerňovaním ­zásahov do prírody a krajiny, podporou a spoluprácou s vlastníkmi

161

Urban: Lesk a bieda programov záchrany a starostlivosti chránených druhov živočíchov a ­užívateľmi pozemkov, ako aj spoluprácou s  orgánmi verejnej správy (Anonymus 2002, 2013). Biológia ochrany ­prírody (conservation biology) je multidisciplinárnym vedným odborom, využívajúcim zákonitosti biologických a iných prírodných, spoločenských i hospodárskych vied, ktorý sa aktívne podieľa na ochrane všetkých foriem biodiverzity (napr. Soulé 1985, 1986, Primack 2004, Groom et al. 2006, van Dyke 2008). Cieľom druhovej ochrany rastlín a  živočíchov (ako súčasti moderného integrovaného prístupu k ochrane prírody) je udržanie dostatočne početných a teda aj geneticky kvalitných populácií pôvodných voľne rastúcich rastlín a voľne žijúcich živočíchov, schopných dlhodobej samostatnej existencie, v dostatočne veľkom a minimálne znečistenom prostredí (napr. Plesník 2005). V plnej miere to platí aj o ochrane živočíchov, najmä taxónov významných z hľadiska ochrany prírody, resp. o ich tzv. konfliktných druhoch. V druhovej ochrane rastlín a živočíchov sa preto v súčasnosti kladie dôraz na systematické sledovanie výskytu populácií ohrozených druhov a ich ochranársky monitoring, na kategorizáciu ohrozenia hodnotených druhov, zabezpečenie ich právnej ochrany i aktívny manažment ich biotopov, ktorý si vyžadujú najmä poloprírodné biotopy (napr. kosné lúky a pasienky, ale napr. aj rybníky, ktoré sa po  úbytku mokradí stali významnými „náhradnými“ biotopmi mnohých druhov viazaných pôvodne na mokrade), ale tiež v krajine významné, avšak degradované prírodné biotopy, ktoré potrebujú sanáciu (napr. mokrade) (Sabo et al. 2010). Vhodným a účinným nástrojom ochrany, resp. záchrany ohrozených taxónov živočíchov sú manažmentové plány (záchranné programy, resp. akčné plány). Ide o špecifické dokumenty, predstavujúce súbor všetkých opatrení nevyhnutných pre udržanie, prípadne znovuvytvorenie ich dlhodobo životaschopných populácií. Vychádzajú zo zásady, že najúčinnejší a často aj najefektívnejší (najlacnejší) spôsob ako dlhodobo udržať životaschopné (geneticky kvalitné) populácie cieľových druhov je starostlivosť o nimi využívané a uprednostňované prostredie (v rámci záchranného programu). Širší rozmer účinnosti majú záchranné programy pre dáždnikové (umbrella species) alebo kľúčové (keystone species) druhy. V mnohých prípadoch je však nutné vykonať niektoré rýchle a účinné opatrenia priamo na záchranu daných populácií. Preto moderné záchranné programy kombinujú ochranu in situ s ochranou ex situ (záchranné chovy a vypúšťanie odchovaných jedincov do voľnej prírody) (Urban 2013). Záchrana, resp. obnova druhov ohrozených vyhynutím a vyhubením by mala byť jasne odlíšená od všeobecnej druhovej ochrany a opatrení starostlivosti o prírodu. Záchranné programy by sa mali realizovať len v kritických prípadoch (Machado 1997). Využitie a úspešná, ochranársky efektívna realizácia týchto dokumentov sú však závislé na kvalitnom organizačním zabezpečení, vhodnej logistike, pomerne vysokej finančnej náročnosti, zavedení adaptívneho manažmentu a vzájomnej komunikácii.

Programy záchrany na Slovensku Právny rámec V rámci všeobecnej ochrany rastlín a živočíchov v zmysle zákonov NR SR č. 543/2002 Z. z. a zákona NR SR č. 506/2013 Z. z. ktorým sa mení a dopĺňa zákon č. 543/2002 Z. z. je zakotvená povinnosť pri vykonávaní akejkoľvek činnosti postupovať tak, aby nedochádzalo k ich zbytočnému úhynu alebo poškodzovaniu a ničeniu. Podľa zákona NR SR č. 506/2013 Z. z. je chráneného živočícha zakázané: „a) úmyselne odchytávať v jeho prirodzenom areáli, b) úmyselne zraňovať alebo usmrcovať v jeho prirodzenom areáli, c) úmyselne rušiť v jeho prirodzenom areáli, najmä v období hniezdenia, rozmnožovania, výchovy mláďat, zimného spánku alebo migrácie,

162

Příroda, Praha, 32: 161 – 171, 2014 d) medzidruhovo krížiť vrátane krížencov, e) držať, prepravovať, predávať, vymieňať alebo ponúkať na predaj alebo výmenu. Zakázané je a) zbierať alebo úmyselne poškodzovať alebo ničiť vajcia chráneného živočícha v  jeho prirodzenom areáli vo voľnej prírode alebo držať ich vrátane prázdnych vajec, b) odstraňovať alebo úmyselne poškodzovať alebo ničiť hniezda chráneného živočícha v jeho prirodzenom areáli, c) poškodzovať alebo ničiť miesta rozmnožovania alebo miesta odpočinku chráneného živočícha v jeho prirodzenom areáli“ (Anonymus 2013). Štátny orgán ochrany prírody môže obmedziť alebo zakázať činnosť, ktorá ohrozuje existenciu rastlín alebo živočíchov (resp. ich populácií), alebo narúša ich rozmnožovanie. Ochrana živočíchov zahŕňa celý komplex aktivít, od  individuálnej ochrany osobitne chránených druhov, cez zriaďovanie chránených území, zabezpečenie potrebného manažmentu druhov a ich biotopov, až po ich záchranu formou ex situ v zoologických záhradách a ďalších zariadeniach (Urban 2013). Základom ochrany pôvodných druhov chránených živočíchov je ochrana jedincov v  ich prirodzených biotopoch, najmä v  bezprostrednom okolí miest ich rozmnožovania, zimného spánku a zhromažďovania sa. Ochrana živočíchov sa vzťahuje na živé jedince a  ich vývinové štádiá v  prírodných populáciách a  v  zoologických záhradách, chovných a  rehabilitačných staniciach a  záchytných strediskách, uhynuté a  preparované jedince, a aj na ochranu ich prirodzených a účelovo vytvorených biotopov (Anonymus 2002). Štátna ochrana prírody Slovenskej republiky okrem iných činností „vyhotovuje, obstaráva a  vedie vybranú dokumentáciu ochrany prírody a  krajiny (kam spadajú aj programy záchrany a programy starostlivosti, pozn. autora) a iné odborné podklady s ňou súvisiace, poskytuje informácie z nej a realizuje vybrané opatrenia z nej vyplývajúce“ (Anonymus 2013). Programy záchrany sú všeobecne zamerané najmä na realizáciu aktivít na úseku monitoringu a manažmentu vybraných druhov rastlín a živočíchov s cieľom zabezpečiť trvalú stabilitu a prosperitu ich populácií a ich prežívanie v priaznivom stave. Za stav druhu sa považuje súhrn vplyvov pôsobiacich na príslušný druh, ktoré môžu ovplyvniť dlhodobé rozšírenie a početnosť jeho populácie. Stav ochrany druhu sa považuje za priaznivý, keď „a) údaje o populačnej dynamike druhu naznačujú, že sa dlhodobo udržuje ako životaschopný prvok svojho biotopu, b) prirodzený areál druhu sa nezmenšuje a pravdepodobne sa ani v dohľadnej budúcnosti nebude zmenšovať a c) existuje a pravdepodobne bude aj naďalej existovať dostatočne veľký biotop na ­dlhodobé udržanie jeho populácie“ (Anonymus 2002). Ochrana najohrozenejších druhov živočíchov sa realizuje na  základe opatrení stanovených v  programoch starostlivosti a  programoch záchrany, ktoré predstavujú základnú odbornú dokumentáciu ochrany prírody a krajiny pre ich účinný manažment (starostlivosť). Programy záchrany živočíchov sú súčasťou programov záchrany osobitne chránených častí prírody. V zmysle zákona sa vyhotovujú v prípade kritického ohrozenia chránených druhov živočíchov a určujú opatrenia potrebné na zlepšenie ich stavu a odstránenie príčin ich ohrozenia. Zahŕňajú komplex informácií o danom druhu, jeho lokalitách, príčinách ohrozenia i opatrenia na jeho záchranu. Ich cieľom je: 1) zabezpečenie stabilnej populácie daného druhu; 2) snaha o zvýšenie početnosti populácie; 3) zistenie a stanovenie príčin ohrozenia; 4) eliminácia negatívnych faktorov. Programy záchrany predstavujú odbornú dokumentáciu s presne stanoveným obsahom určeným v prílohe č. 22 Vyhlášky Ministerstva životného prostredia

163

Urban: Lesk a bieda programov záchrany a starostlivosti chránených druhov živočíchov Slovenskej republiky, ktorou sa vykonáva zákon č. 543/2002 Z. z. o  ochrane prírody a krajiny (A nonymus 2003). Program záchrany ohrozeného druhu (taxónu) obsahuje päť základných bodov: 1. súčasný stav poznania rozšírenia a stavu populácie, biologických a ekologických nárokov, faktorov ohrozenia a doterajšie zabezpečenie ochrany, 2. strategické ciele starostlivosti na dosiahnutie priaznivého stavu, 3. opatrenia na dosiahnutie priaznivého stavu alebo odstránenie príčin ohrozenia v oblasti legislatívy, praktickej starostlivosti, v  oblasti monitoringu, výchovy a  spolupráce s verejnosťou, v oblasti záchrany ex situ, 4. záverečné údaje o použitých informačných zdrojoch a podkladoch a doklady o prerokovaní programu záchrany s dotknutými orgánmi štátnej správy, 5. prílohy obsahujúce mapu SR s recentnými lokalitami, mapy jednotlivých chránených a  nechránených území s  vyznačením výskytu populácie ohrozeného taxónu a  evidenčnú kartu programu záchrany (Anonymus 2003). Programy starostlivosti o  druhy živočíchov sú súčasťou programov starostlivosti a  určujú spôsob starostlivosti o  druhy európskeho významu a  druhy národného významu a  ich biotopy a  opatrenia na  dosiahnutie priaznivého stavu ochrany druhu alebo opatrenia na odstránenie negatívnych vplyvov na druh. Programy starostlivosti predstavujú odbornú dokumentáciu s presne stanoveným obsahom určeným v prílohe č. 19 Vyhlášky Ministerstva životného prostredia Slovenskej republiky, ktorou sa vykonáva zákon č. 543/2002 Z. z. o ochrane prírody a krajiny, v znení Vyhlášky 158/2014 Z. z. (ktorou sa mení a dopĺňa vyhláška Ministerstva životného prostredia Slovenskej republiky č. 24/2003 Z. z., ktorou sa vykonáva zákon č. 543/2002 Z. z. o chrane prírody a krajiny v znení neskorších predpisov) (Anonymus 2014). Program starostlivosti obsahuje taktiež päť základných bodov: 1. súčasný stav (rozšírenie a stav populácie, biologické a ekologické nároky, zhodnotenie stavu druhu s ohľadom na jeho priaznivý stav), 2. strategické ciele starostlivosti na zachovanie priaznivého stavu druhu (vrátane opatrení na manažment populácie), 3. opatrenia na zachovanie priaznivého stavu druhu alebo opatrenia na odstránenie negatívnych vplyvov na druh, 4.  použité podklady, zdroje informácií a literatúra, 5.  prílohy.

História S vypracúvaním programov záchrany sa na Slovensku začalo až po nadobudnutí účinnosti zákona NR SR č. č. 287/1994 Z. z. o ochrane prírody a krajiny (v znení neskorších doplnkov a úprav), ktorý zadefinoval dokumentáciu ochrany prírody a krajiny, vrátane programov záchrany. Predtým sa podobné opatrenia realizovali formou Osobitných režimov ochrany (ORO). V roku 1982 bolo vydané Uznesenie vlády SSR č. 27/1982, týkajúce sa programu diferencovanej ochrany prírody do  roku 1985 a  na  ďalšie obdobie. V  bode 8 Prílohy opatrení ukladal materiál príslušným rezortom povinnosť vypracovať a  uplatňovať ­tieto osobitné režimy ochrany pre najvýznamnejšie a  najviac ohrozené maloplošné chránené územia a živočíšne druhy. Vypracúvalo ich Stredisko rozvoja ochrany prírody (SROP) v Bratislave, ktoré bolo organizačnou súčasťou Ústredia štátnej ochrany prírody (ÚŠOP) v Liptovskom Mikuláši. Spracované boli podľa jednotnej osnovy, pričom od za­ čiatku riešenia danej problematiky sa ukázala potreba spracovania dokumentov pre ohrozené druhy, resp. druhy, ktoré sa hospodársky najviac využívali. V  rokoch 1982–1988

164

Příroda, Praha, 32: 161 – 171, 2014 boli napríklad vypracované osobitné režimy ochrany pre 30 živočíšnych druhov. Vážnym problémom pri vypracúvaní osobitných režimov ochrany sa ukázal ich vysoký počet (vypracovala ich malá skupina ľudí) i  potreba ich aktualizácie (podrobnejšie pozrite napr. Čaputa 1984, 1989, Gregor 1989).

Realita Od roku 2000 boli do súčasnosti (máj 2014) odborne spôsobilými osobami vypracované a v operatívnej porade ministra životného prostredia schválené programy záchrany pre 16 živočíšnych taxónov a jednu taxonomickú skupinu, ktorú tvoria modráčiky z rodu Maculinea (Lepidoptera). Vyhotovené a schválené boli na obdobie 5 rokov (viz tab. 1). Tab. 1. Prehľad vypracovaných a schválených programov záchrany pre živočíchy na Slovensku. Table 1. Overview of prepared and approved action plans for animals in the Slovakia. Termín schválenia/ Terms of acceptance

Obdobie realizácie/ Period of realisation

drop fúzatý (Otis tarda)

2000

2001–2005

orol kráľovský (Aquila heliaca)

2000

2001–2005

korytnačka močiarna (Emys orbicularis)

21. 01. 2002

2002–2006

vydra riečna (Lutra lutra)

21. 01. 2002

2002–2006

kamzík vrchovský tatranský (Rupicapra rupicapra tatrica)

21. 01. 2002

2002–2006

chrapkáč poľný (Crex crex)

21. 01. 2002

2002–2006

orol skalný (Aquila chrysaetos)

09. 12. 2003

2004–2008

orol krikľavý (Aquila pomarina)

09. 12. 2003

2004–2008

sokol sťahovavý (Falco peregrinus)

09. 12. 2003

2004–2008

sokol rároh (Falco cherrug)

09. 12. 2003

2004–2008

svišť vrchovský (Marmota marmota)

09. 12. 2003

2004–2008

jasoň červenooký (Parnassius apollo)

04. 04. 2005

2005–2009

blatniak tmavý (Umbra krameri)

04. 04. 2005

2005–2009

zubor hrivnatý (Bison bonasus)

23. 04. 2007

2007–2011

bobor vodný (Castor fiber)

15. 10. 2008

2009–2013

norok európsky (Mustela lutreola)

15. 10. 2008

2009–2013

motýle rodu Maculinea

15. 10. 2008

2009–2013

Druh/Spesies

165

Urban: Lesk a bieda programov záchrany a starostlivosti chránených druhov živočíchov Ich realizáciu každororočne vykonávali odborné organizácie ochrany prírody (najmä Štátna ochrana prírody Slovenskej republiky) v zmysle plánov hlavných úloh na príslušný kalendárny rok, v spolupráci s vedeckými inštitúciami i mimovládnymi organizáciami. Aktuálne informácie o  programoch záchrany jednotlivých druhov rastlín a  živočíchov na Slovensku je možné nájsť na stránke Štátnej ochrany prírody SR (http://www.sopsr.sk).

Problémy a nedostatky Vážnym nedostatkom programov záchrany je skutočnosť, že sa realizujú (realizovali, pretože v súčasnosti – máj 2014 – neprebieha realizácia žiadneho programu záchrany) len v rámci rezortu životného prostredia, hoci viaceré dôležité opatrenia by mali zabezpečovať aj iné rezorty (napr. pôdohospodárstva; dopravy, výstavby a  regionálneho rozvoja; školstva, vedy, výskumu a športu a pod.). Základným problémom pri realizácii schválených programov záchrany je nedostatok finančných prostriedkov a pri niektorých druhoch (taxónoch, resp. taxonomických skupinách) aj odborníkov na  získavanie, spracovanie a  vyhodnotenie potrebných informácií (U rban 2005, 2013). Druhová ochrana živočíchov, rovnako ako ochrana prírody všeobecne, prebieha v určitom konkrétnom časovom, politickom, ekonomickom a sociálnom rámci. Limitujúcim faktorom ochranárskych snáh je relatívny nedostatok finančných prostriedkov, resp. odborníkov. Inštitúcie a osoby zodpovedné za ochranu prírody musia preto využívať dostupné zdroje s maximálnou účinnosťou (Soulé et. al. 2005, U rban 2013). Pri podobnej dokumentácii, zameranej na  chránené územia, jestvovali programy záchrany i  programy starostlivosti, ktoré „sú podkladom na  zabezpečenie priebežnej starostlivosti o  chránené územia a  chránené stromy a  ich ochranné pásma a  územia medzinárodného významu“ (A nonymus 2003). V  prípade chránených druhov pôvodne ustanovil zákon a jeho vykonávacia vyhláška len programy záchrany. Tie by sa (striktne vzaté) mali vypracúvať iba pre kriticky ohrozené druhy (kategória CR). V skutočnosti je však aj pre väčšinu ďalších chránených druhov, ktoré nie sú kriticky ohrozené, potrebné vypracovať a  realizovať programy záchrany (manažmentové plány), sumarizujúce súčasný stav daných druhov a určujúce strategické ochranárske ciele a aktivity (vrátane časového harmonogramu a rozpočtu), potrebné na ich dosiahnutie. Preto sa programy záchrany zhotovovali aj pre druhy (taxóny), ktoré nie sú kriticky ohrozené, ale boli pre ne vypracované globálne manažmentové plány. Ide napríklad o tzv. akčné plány, tvorbu ktorých iniciujú, usmerňujú i  zabezpečujú renomované ochranárske inštitúcie, ako BirdLife International (pre globálne ohrozené druhy vtákov), skupiny špecialistov IUCN (napr. pre vydru), alebo vyplývajú z  plnenia Dohovoru o  ochrane európskych ­voľne žijúcich organizmov a  prírodných stanovíšť (Bernského dohovoru – akčné plány pre veľké šelmy). Okrem nich by mal výber druhov vychádzať aj z potrieb Dohody o ochrane netopierov v  Európe (Eurobatu), resp. Dohovoru o  ochrane sťahovavých druhov voľne žijúcich živočíchov (Bonnského dohovoru). Programy starostlivosti o  druhy európskeho významu a  druhy národného významu boli doplnené až do  zákona 506/2013 Z. z. (ktorým sa mení a  dopĺňa zákon č. 543/2002 Z.  z. o ochrane prírody a krajiny v znení neskorších predpisov a ktorým sa menia a  dopĺňajú niektoré zákony), ktorý nadobudol účinnosť 1. januára 2014, resp. Vyhlášky 158/2014 Z. z. (ktorou sa mení a dopĺňa vyhláška Ministerstva životného prostredia Slovenskej republiky č. 24/2003 Z. z., ktorou sa vykonáva zákon č. 543/2002 Z. z. o ochrane prírody a krajiny v znení neskorších predpisov), ktorá nadobudla účinnosť od 15. júna 2014.

166

Příroda, Praha, 32: 161 – 171, 2014 Ďalším problémom je výber druhov, pre ktoré je potrebné vypracovať a  realizovať programy záchrany. Zatiaľ je to viac-menej náhodný prístup, ovplyvnený potrebou ­v ypracovania akčných plánov a tiež špecializáciou väčšiny zoológov v radoch odbornej organizácie ochrany prírody na stavovce, najmä vtáky a cicavce. Pri výbere taxónov, pre ktoré je potrebné vypracovať a realizovať danú dokumentáciu ochrany prírody a  krajiny, je však nutné vychádzať z  ich ohrozenosti podľa červených zoznamov i skutočnosti, či je daný taxón cieľovým z  hľadiska ochrany prírody a krajiny (ide napr. o endemické a reliktné druhy, kľúčové druhy, dáždnikové druhy, vlajkové druhy, ohniskové druhy a pod.) (napr. Plesník 2003). V súčasnosti je navyše na Slovensku aktuálna potreba vypracovania nového červeného, resp. ekosozologického zoznamu cicavcov Slovenska (pretože v našich podmienkach sa zaužívali najmä termíny ekosozologický, ale aj sozologický či ochranársky status a zoznam, Jedlička et al. 2007, živočíchov i rastlín). Nateraz posledný červený zoznam bol vypracovaný v roku 2001 a nevychádzal z posledných kritérií. V roku 2001 IUCN akceptovala novú verziu kritérií a kategórií ekosozologického hodnotenia (verzia 3.1, IUCN 2001), ktoré sa mali záväzne používať pri všetkých hodnoteniach po roku 2001. Napriek tomu v procese hodnotenia jednotlivých taxónov opakovane vznikali problémy s nejednotným výkladom niektorých pojmov a z toho vyplývajúce ťažkosti pri aplikácii kritérií (Jedlička et al. 2007, Mace et al. 2008). Pre zjednotenie výkladu preto IUCN pripravila smernice pre uplatňovanie kritérií a  kategórií (IUCN 2005), v  ktorých došlo aj k  miernemu doplneniu pravidiel stanovených vo verzii 3.1 (IUCN 2001). Navyše, vzhľadom na problémy pri aplikácii globálne stanovených kritérií v procese regionálneho hodnotenia, takmer súbežne s vytvorením verzie 3.1 iniciovala Komisia pre záchranu druhov (Species Survival Commision – SSC) IUCN aj vypracovanie zásad pre regionálne hodnotenie. Tie boli publikované (Gärdenfors et al. 2001) a neskôr prijaté ako záväzné smernice pre regionálne hodnotenia (IUCN 2003; Jedlička et al. 2007). Po piatich rokoch realizácií sa skončili všetky vypracované programy záchrany. U viacerých nebola vyhodnotená účinnosť ich realizácie a nedošlo ani k vyhotoveniu ich aktualizácií, hoci stav daných druhov (taxónov, či taxonomickej skupiny) si to vyžaduje. Pokiaľ odborníci aj pripravili aktualizácie niektorých programov záchrany (napr. pre vydru riečnu na roky 2009–2013, K adlečík et al. 2009), tie dosiaľ neboli schválené.

Čo je potrebné? Okrem nevyhnutnej aktualizácie programov záchrany je potrebné vypracovať tieto dokumenty pre všetky taxóny, ktorých stav si to vyžaduje (t. j. kriticky ohrozené). Taktiež je nutné urýchlene vyhotoviť programy starostlivosti pre vybrané taxóny, vrátane konfliktných druhov živočíchov, ktoré spôsobujú „škody“, sú predmetom lovu i obchodu a dochádza k ich regulácii. Dosiaľ nie sú napríklad vypracované manažmentové plány pre veľké ­šelmy (medveďa, rysa, vlka), hoci sa v  prípade medveďa i  vlka každoročne realizuje ich lov (odstrel). Na tvorbe a recenzovaní uvedených dokumentov by sa mali podieľať príslušní špecialisti. Po schválení programov starostlivosti i záchrany je nutné zabezpečiť finančné krytie navrhnutých aktivít a ich realizáciu počas celého päťročného obdobia a potom vyhodnotiť ich efektívnosť a stanoviť ďalší postup. Ochrana a manažment chránených druhov živočíchov sa v súčasnosti uberajú cestou nových, moderných prístupov. Ide predovšetkým o zabezpečenie priaznivého stavu predmetu ochrany, hodnotenie efektívnosti manažmentu, participatívny prístup a  začleňovanie stakeholderov (všetkých zainteresovaných) do rozhodovania o chránenom území až po ekonomické hodnotenie ekosystémových služieb v chránených územiach (Getzner

167

Urban: Lesk a bieda programov záchrany a starostlivosti chránených druhov živočíchov & Jungmeier 2009). Na príprave programov záchrany by sa mali podieľať odborníci, ktorí majú skúsenosti s  podobnými aktivitami. Nevyhnutné je tiež budovanie širšej podpory zo strany zainteresovaných subjektov s cieľom zabezpečiť legitímnosť a dôveryhodnosť ochrany a manažmentu chránených druhov a ich biotopov, ako aj potrebnú finančnú a politickú podporu (Švajda & Sabo 2013).

Zhrnutie Programy záchrany a programy starostlivosti sú na Slovensku podľa zákona o ochrane prírody a krajiny významným nástrojom efektívnej druhovej ochrany živočíchov. Ich realizácia je však poznačená viacerými problémami, napríklad nedostatkom financií; záväznosťou len v rezorte životného prostredia; nereprezentatívnym výberom taxónov; nevypracovaním, resp. neschválením aktualizácie týchto programov.

Summary Action and management plans in Slovakia are an important tool for the effective protection of species of animals. Their implementation is affected by several problems and shortcomings, such as lack of finance; legal validity only in the Ministry of the Environment, the unrepresentative selection of taxa; updates to these programmes not receiving official approval etc.

Poďakovanie Autor sa aj touto formou chce poďakovať za  spoluprácu kolegom Michalovi Adamcovi a  Jánovi Kadlečíkovi (ŠOP SR Banská Bystrica), grantovým agentúram VEGA za podporu projektu č. 1/0836/08 a KEGA za podporu projektu č. 001UMB-4/2012, ako aj Jitke Uhlíkovej (AOPK ČR Praha) za trefné recenzné pripomienky.

Literatúra Anonymus (2002): Zákon NR SR č. 543/2002 Z. z. z  25. júna 2002 o  ochrane prírody a  krajiny, p. 5410–5465. – In: Zbierka zákonov Slovenskej republiky, ročník 2003, čiastka 212, Ministerstvo spravodlivosti Slovenskej republiky. Anonymus (2003): Vyhláška Ministerstva životného prostredia Slovenskej republiky č. 24 z 9. januára 2003, ktorou sa vykonáva zákon č. 543/2002 Z. z. o  ochrane prírody a  krajiny, p.  162–185. – In: Zbierka zákonov Slovenskej republiky, ročník 2003, čiastka 13, Ministerstvo spravodlivosti Slovenskej republiky. Anonymus (2013): Zákon č. 506/2013, ktorým sa mení a dopĺňa zákon č. 543/2002 Z. z. o ochrane prírody a  krajiny v  znení neskorších predpisov a  ktorým sa menia a  dopĺňajú niektoré zákony, p. 5574–5592. – In: Zbierka zákonov Slovenskej republiky, ročník 2013, čiastka 111, Ministerstvo spravodlivosti Slovenskej republiky. Anonymus (2014): Vyhlášky 158/2014 Z. z. ktorou sa mení a dopĺňa vyhláška Ministerstva životného prostredia Slovenskej republiky č. 24/2003 Z. z., ktorou sa vykonáva zákon č. 543/2002 Z. z. o ochrane prírody a krajiny v znení neskorších predpisov, p. 1162–1246. – In: Zbierka zákonov Slovenskej republiky, ročník 2013, čiastka 58, Ministerstvo spravodlivosti Slovenskej republiky. Čaputa A. (1984): Zásady zabezpečovania druhovej ochrany fauny. Edícia smerníc a  metodických pokynov č. 20. – ÚŠOP, Liptovský Mikuláš, SROP, Bratislava. Čaputa A. (1989): Osobitné režimy ochrany ohrozených druhov fauny. – In: Anonymus [ed.], Management chránených území a genofondu. Zborník prednášok, pp. 94–103, ÚŠOP, Liptovský Mikuláš, Dom techniky ČSTV, Žilina. Gärdenfors U., Hilton-Taylor C., Mace G. & Rodríguez J. P. (2001): The application of IUCN Red List Criteria at regional levels. – Conservation Biology 15: 1206–1212.

168

Příroda, Praha, 32: 161 – 171, 2014 Getzner M. & Jungmeier M. [eds] (2009): Improving Protected Areas. – Heyn, Klagenfurt. Gregor J. (1989): Osobitné režimy ochrany chránených častí prírody. – Poznaj a Chráň 1: 24. Groom M. J., Meffe G. K. & Caroll C. R. (2006): Principles of conservation biology, 3rd ed. – Sinauer Assoc. Inc. Sunderland, Mass. IUCN (2001): IUCN Red List Categories and Criteria: Version 3.1. – IUCN, The World Conservation Union [online]. – URL: http://www.iucnredlist.org/static/categories_criteria_3_1. IUCN (2003): Guidelines for Application of IUCN Red List Criteria at Regional Levels: Version 3.0. – IUCN Species Survival Commission, Gland, Switzerland and Cambridge, UK. IUCN (2005): Guidelines for Using the IUCN Red List Categories and Criteria. – IUCN, Gland, Switzerland and Cambridge, UK. Jedlička L., Kocian Ľ., Kadlečík J. & Feráková V. (2007): Hodnotenie stavu ohrozenia taxónov fauny a flóry. – ŠOP SR, Banská Bystrica; Univerzita Komenského, Bratislava. Johnson N. (1995): Biodiversity in the balance: approaches to setting geographic conservation priorities. – Biodiversity Support Program, Washington, D.C. Kadlečík J., Urban P., Kadlečíková Z. & Adamec M. (2009): Program záchrany vydry riečnej (Lutra lutra Linnaeus, 1758). Aktualizácia pre obdobie rokov 2009–2013. – Ms. [Depon. in: Štátna ochrana prírody Slovenskej republiky, Banská Bystrica.] Lisický M. J. (1983). Ekosozológia. Úvod do problematiky. – Prírodovecká fakulta UK, Bratislava. Mace G. & Balmford A. (2000): Patterns and processes in contemporary mammalian extinction. – In: Entwistle A. & Dunstone N. [eds], Priorities for the conservation of mammalian diversity. Has the panda had its day?, pp. 27–52, Cambridge University Press, Cambridge. Mace G. M., Collar N. J., Gaston K. J., Hilton-Taylor C., Resit Akçakaya H., Leader-Williams N., MilnerGulland E. J. & Stuart S. N. (2008): Quantification of extinction risk: IUCN‘s system for classifying threatened species. – Conservation Biology 22: 1224–1242. Machado A. (1997): Guidelines for Action Plans for animal species. Planning animal species recovery. Workshop on drafting and implementing Action Plans for threatened species, Bertiz (Navarra, Spain, 5–7 June 1997). – Council of Europe, Strasbourg. Maris V. & Béchet A. (2010): From adaptive management to adjustive management: a  pragmatic account of biodiversity values. – Conservation Biology 24: 966–973. Plesník J. (2003): Červené knihy a  červené seznamy ohrožených druhů jako podklad pro ochranu planě rostoucích rostlin a volně žijících živočichů a jejich stanovišť. – Příroda 22: 9–34. Plesník J. (2005): Dilema druhové ochrany: co vlastně chránit? – Ochrana přírody 8: 227–234. Primack R. B. (2004): A primer of conservation biology. 3rd edition. – Sinauer Associates, Inc. Publishers, Sunderland, Massachusetts, USA. Sabo P., Urban P., Považan R., Turisová I. & Herian K. (2010): Ohrozenie a  ochrana biodiverzity. Vybrané kapitoly z globálnych environmentálnych problémov. – Inštitút výskumu krajiny a regiónov ÚVV UMB, Banská Bystrica; Fakulta prírodných vied UMB, Banská Bystrica. Soulé M. (1985): What is Conservation Biology? A new synthetic discipline addresses the dynamics and problems. – BioScience 11: 727–734. Soulé M. E. [ed.] (1986): Conservation biology. The science of scarcity and diversity. – Sinauer Associates, Inc., Sunderland, Massachusetts. Soulé M. E., Estes J. A., Miller B. & Honnold D. L (2005): Highly interactive species: conservation policy, management, and ethics. – BioScience 55: 168–176. Švajda J. & Sabo P. (2013): Manažment chránených území. – Belianum, Banská Bystrica. Urban P. (2005): Ako ďalej s programami záchrany kriticky ohrozených druhov živočíchov. – Chránené územia Slovenska 66: 20–22. Urban P. (2013): Manažment chránených druhov živočíchov. Vybrané kapitoly. – Belianum, Banská Bystrica. van Dyke F. (2008): Conservation Biology: Foundations, Concepts, Applications, 2nd ed. – Springer Verlag.

169

Urban: Lesk a bieda programov záchrany a starostlivosti chránených druhov živočíchov

Obr. 1.  Jeden z prvých programov záchrany na Slovensku bol vypracovaný pre dropa fúzatého (Otis tarda). Foto P. Urban. Fig. 1.  One of the first action plans in Slovakia has been developed for the Great Bustard (Otis tarda). Photo P. Urban.

Obr. 2.  Primárnym faktorom ohrozujúcim populáciu orla skalného (Aquila chrysaetos) na Slovensku sú ľudské aktivity. Kresba E. Urbanová. Fig. 2.  The primary factor threatening the population of Golden Eagles (Aquila chrysaetos) in Slovakia are human activities. Author E. Urbanová.

170

Příroda, Praha, 32: 161 – 171, 2014

Obr. 3.  Zubor hôrny (Bison bonasus) bol úspešne reštituovaný do  Národného parku Poloniny v roce 2004. Foto P. Urban. Fig. 3.  European bison (Bison bonasus) was successfully reintroduced into Poloniny National Park in 2004. Photo P. Urban.

Obr. 4.  Medveď hnedý (Ursus arctos) patrí na Slovensku medzi chránené aj lovené druhy živočíchov, preto by mal byť pre tento druh vypracovaný program starostlivosti. Foto P. Urban. Fig. 4.  The Brown bear (Ursus arctos) is in Slovakia protected and hunted animal species and therefore a management plan should be prepared for this species. Photo P. Urban.

171

Příroda, Praha, 32: 173 – 184, 2014

Vyhodnocení výskytu cévnatých rostlin z agrárních valů a teras ve Verneřickém středohoří Analysis of the distribution of vascular plants on the agricultural ridges in the Verneřické středohoří Highlands Iva Machová1, K arel Kubát2 & Ladislava Filipová1 Fakulta životního prostředí UJEP, Králova výšina 7, CZ-400 96 Ústí n. L. [email protected] 2  Přírodovědecká fakulta UJEP, České mládeže 13, CZ-400 96 Ústí n. L. [email protected] 1 

Abstract: This paper is based on the field flora survey on hedgerows and terraces in Verneřické středohoří Highlands. Historical maps were used to determine the age of these hedgerows. The paper includes the description of hedgerow structures. 17 randomly chosen hedgerows were divided into sections of 20  m in length. The complete lists of herb and woody plant vascular species present in the defined 98 sections served for hedgerow flora characterisation. The species found are presented in graphs according to their declining frequency of occurrence. The species found in less then 10 % of relevés are mentioned separately. The non-indigenous species are distinguished. The diagram with the results of DCA is presented. Keywords: frequency of occurrence, non-indigenous species, vascular plants of hedgerows Abstrakt: Práce vznikla na základě terénního průzkumu flóry na agrárních valech (AV) a agrárních terasách (AT) části Verneřického středohoří. K určení stáří AV a AT byly využity historické mapy. V práci jsou uvedeny typy struktur AV. Sedmnáct náhodně vybraných AV bylo rozděleno na úseky 20 m dlouhé. Úplné soupisy druhů dřevin i bylin na takto definovaných 98 úsecích sloužily k charakterizování flóry. Zjištěné druhy rostlin byly uspořádány do grafů podle klesající četnosti výskytu ve snímcích. Druhy zjištěné na méně než 10 % snímků byly uvedeny samostatně. Jsou vyznačeny nepůvodní druhy. Je uveden diagram výsledků DCA. Klíčová slova: agrární valy a terasy, četnost výskytu cévnatých rostlin, nepůvodní druhy Nomenklatura: Kubát et al. 2002 Seznam použitých zkratek: AV – agrární val, AT – agrární terasa, NA – naturalizovaný archeofyt, IA – invazní archeofyt, IN – invazní neofyt.

Úvod Cílem práce je popsat typy agrárních struktur tj. AV a AT, které se nacházejí ve ­v ýchodní části Českého středohoří. Hlavním cílem je popsat druhovou skladbu porostů na  ně vázaných. Liniové agrární struktury jsou pod názvem „meze“ řazeny mezi významné krajinné ­prvky (zákon č. 114/92 Sb., o ochraně přírody a krajiny, v platném znění). V práci rozlišujeme „agrární valy“, což jsou vypuklé, obvykle souměrné, kamenité linie a „agrární terasy“ jako nesouměrné, hlinité až hlinito-kamenité svahy teras. Toto pojetí je v souladu

173

Machová et al.: Vyhodnocení výskytu cévnatých rostlin z agrárních valů a teras s  definicí ­Zapletala (Zapletal 1969). AV a  AT jsou zarostlé stromovou a  keřovou vegetací, která v ČR nebyla ve větším rozsahu cíleně studována. Výjimkou jsou práce Gábové (Gábová 1997) a Rieznera (Riezner 2007) ze severní Moravy. Porosty na podobných liniových strukturách v zemědělské krajině se zabývala Nováková (1995). Více výsledků na téma porosty AV a AT vzniklo na FŽP UJEP. Např. byl sledován porost a podmínky na AV a AT v Krušných horách (Procházková et al. 2010, Svítková 2010, Mynářová 2011, Bičanová 2012) atd. Můžeme předpokládat, že porost AV a  AT souvisí s  délkou období, která uplynula od vzniku těchto krajinných struktur do současnosti. Přesná doba vzniku není známa. Významným zdrojem pro odhad vzniku jsou historické mapy. Proto byly porovnány linie zobrazené na  pozadí ortofot se stavem stejného území na  historických mapách. Na  lokalitě severně od  silnice mezi obcemi Leština a  Zubrnice jsou zobrazeny na  mapách I. vojenského mapování (Josefské) z let 1764–1768 a 1780–1783 (rektifikace) (měřítko 1 : 28 800) souběžné linie, které můžeme ztotožnit s AT, které jsou v těchto místech do současnosti. Na lokalitě severně od Příbrami jsou na mapách II. vojenského mapování (Františkovo) z let 1836–1852 (stejného měřítka) patrné linie po spádnici v místech, kde jsou v současnosti úzké kamenité valy se shodným průběhem. Podle očekávání je největší shoda současného stavu se stavem na mapách III. vojenského mapování (Františko-Josefské) z let 1877–1880 (1 : 75 000). Na nich můžeme identifikovat vyobrazené linie východně od Zubrnic v místech, kde jsou v současnosti AT. Shoda s mapovým zákresem je i na lokalitách západně Příbrami a západně Kočičího vrchu. Na historických mapách se nepodařilo ověřit existenci valů severně obce Příbram, u Babětína a u Klínek (Laboratoř geoinformatiky FŽP UJEP 2012). Změny plochy porostů vázané na AV a AT ukazují na jejich rozvoj ve 2. polovině 20. stol. (Elznicová & Machová 2010). Studované území spadalo do území Sudet a můžeme předpokládat, že společenské změny vedly k poklesu intenzity zemědělského hospodaření v krajině v souvislosti s poklesem počtu obyvatel ve sledované oblasti (www.czso.cz, Beran 2012). Ze studované oblasti (obr. 1) bylo udáváno v roce 1930 celkem 5287 obyvatel a v roce 2001 (což je letopočet nejbližší období, ze kterého byly snímány letecké snímky území) již jen 1361 obyvatel. Nejrychlejší úbytek obyvatel nastal po 2. světové válce. V té době ve větších sídlech zůstalo pouze okolo 40 % obyvatel a některé obce jako Velké Stínky a Stará Homole zanikly úplně. Změny stavu krajiny a změny plochy agrárních valů můžeme vidět na specializované mapě „Vývoj agrárních valů a  teras ve  Verneřickém středohoří v  letech 1938 až 2002“ (Kolektiv 2012). Na historické mapě z roku 1938 je patrná nízká lesnatost a větší rozloha zemědělsky využívaných ploch v podobě malých políček či luk, rozdělených úzkými liniemi dřevin. Na mapě z roku 2002 je vidět nárůst lesních ploch, zvětšila se plocha porostů vázaných na  AV a  AT, došlo k  nárůstu ploch ladem ležící půdy s  keři a  ploch trvalých travních porostů (Machová & Elznicová 2011). Východní část Českého středohoří je chudá na botanicky významné druhy. Území náleží do fytogeografické oblasti mezofytika (fytogeografický okres 45. Verneřické středohoří, pod­ okres 45a Lovečkovické středohoří). Nižší botanická atraktivita se projevila mimo jiné sporadickým botanickým průzkumem území. Výsledky botanických výzkumů z  druhé poloviny 19. stol. shrnul Hantschel (1890), výsledky z druhé poloviny 20. stol. publikovali Kubát (1970), Kolbek & Petříček (1972, 1974). Nověji je Verneřické středohoří předmětem šetření studentů FŽP UJEP a výsledky jsou uveřejňovány formou bakalářských a diplomových prací (Rešová 2004, Pechová 2005, Uhrová 2005, Kysilková 2009, Zadáková 2010, Stojaspalová 2013). Studované území náleží do  geomorfologického celku České středohoří, podcelku Verneřické středohoří, okrsek Bukovohorské středohoří. Klimaticky podle Quitta náleží do mírně teplé oblasti MT3, MT4 a MT7. Území je geologicky velmi různorodé. Ve studované oblasti jsou horniny náležící mezi nezpevněné sedimenty čtvrtohorního stáří, třetihorní vyvřeliny i sedimenty a druhohorní sedimenty (Česká geologická služba 2012).

174

Příroda, Praha, 32: 173 – 184, 2014

Obr. 1.  Vymezení studovaného území ve Verneřickém středohoří na podkladě ortofotografické mapy (CENIA © MO ČR). Fig. 1.  Demarcation of the studied area in the Verneřické středohoří Highlands on the ortophotographic map (CENIA © MO ČR).

Na floristické složení vegetace má pravděpodobně vliv i reliéf území, orientace ke světovým stranám a  stavba AV a  AT. Studované valy byly zvoleny náhodně a  představují reprezentativní výběr typů v oblasti. V souboru jsou následné typy: 1. AV vypuklé, nízké, z drobných kamenů s průběhem po vrstevnici (j. od Rychnova a z. od Kočičího ­vrchu); 2. AV na horní hraně se skládanou zídkou z kamenů, která přechází v terasu; 3. AV s bočními stranami vyskládanými z kamenů jako suché zídky, které jsou vyplněny volně ukládanými kameny (Babětín) a 4. AV z velkých kamenů volně ukládaných s průběhem obvykle po spádnici (Klínky, s. Příbrami, v. Bukové hory, sv. Rytířova). V souboru jsou na více místech i AT jako široké hlinité svahy teras (z. Rytířova, sz. Příbrami tzv. U křížku, j. Čáslavi, mezi Zubrnicemi a Leštinou, mezi Zubrnicemi a Knínicemi). Pro výskyt AV a AT je typické, že jsou uspořádány obvykle paralelně. Pokud se nacházejí samostatně, může to být i důsledek odstranění sousedních valů. Typické uspořádání po spádnici je např. na svazích v tzv. lánových vsích, které byly založeny podél potoků. Tuto strukturu vykazují AV u obcí Příbram, Rychnov a Babětín.

Metodika Studovaná oblast (obr. 1) leží ve Verneřickém středohoří v okolí obce Verneřice a zaujímá plochu 2808 ha. Výskyt druhů cévnatých rostlin se opírá o terénní šetření porostů, které bylo provedeno na 17 AV či AT v letech 2007–2008. Ty byly vybrány pomocí generátoru náhodných čísel přiřazených k liniím na pozadí ortofot (z roku 2002) (obr. 2). V terénu byla délka ­každého valu rozdělena na úseky délky 20 m. Na těchto úsecích byl proveden po pa­ trech soupis všech druhů cévnatých rostlin. Celkem bylo analyzováno 98 úseků. Zjištěné druhy byly vyhodnoceny z hlediska původnosti druhů srovnáním s katalogem nepůvodních druhů rostlin ČR (P yšek et al. 2002).

175

Machová et al.: Vyhodnocení výskytu cévnatých rostlin z agrárních valů a teras

Obr. 2.  Příklad evidence AV a  AT, na  mapě jsou valy z. Kočičího vrchu (102) a  terasy sz. obce Příbram (98). Autor J. Elznicová. Fig. 2.  The example of a record of hedgerows and terraces, the map shows the hedgerows from the west side of Kočíčí vrch hill (102) and terraces of Příbram municipality (98). Author J. Elznicová.

K vyhodnocení ekologických nároků zjištěných druhů byl využit diagram, který vznikl zpracováním dat s použitím programu CANOCO for Windovs 4.5 (ter Braak & Šmilauer 1998). Výsledek detrendované korespondenční analýzy fytocenologických snímků pořízených na AV a AT ve sledovaném území odráží rozptyl druhů vůči osám. V grafickém výstupu analýzy jsou pro přehlednost uvedeny pouze druhy s váhou větší než 3 %. Pokud je u druhu uvedeno číslo (1–3), jedná se o přítomnost druhu v příslušném vegetačním patře (E1 bylinné, E2 keřové, E3 stromové). Na osách je patrný vliv abiotických faktorů na druhovou skladbu porostů. Dle rozložení druhů je zřejmé, že zleva doprava jsou druhy seřazeny podle klesajících nároků na živiny a shora dolů podle stoupajících nároků na světlo. Klimatické hodnocení bylo zjištěno na mapovém serveru (AOPK ČR 2012). Geologické složení matečné horniny ve  studované oblasti bylo odečteno z  map ­České geologické služby 1 : 50 000 (Česká geologická služba 2012).

Výsledky Na valech bylo zachyceno celkem 194 druhů cévnatých rostlin, které jsou dále ­rozděleny na dřeviny (viz obr. 3) a byliny (obr. 4). Většina druhů jsou druhy původní. Nepůvodní druhy byly rozlišeny na naturalizované archeofyty, invazní archeofyty a invazní neofyty. Nepůvodní druhy byly zastoupeny pouze s nižší četností. Nepůvodními dřevinami jsou ovocné a okrasné dřeviny.

176

Příroda, Praha, 32: 173 – 184, 2014 Dřeviny Charakter současného porostu určují dřeviny, které se vyskytují ve  dvou- a  častěji třípatrové struktuře. Za typické dřeviny AV a AT můžeme považovat nejčastěji zastoupené druhy: Fraxinus excelsior, Sambucus nigra, Corylus avellana a Crataegus sp. Fraxinus excelsior Sambucus nigra Corylus avellana Crataegus sp. Rosa canina Acer pseudoplatanus Prunus padus Sorbus aucuparia Rubus sp. Druh    Acer campestre Prunus avium Prunus spinosa Rubus idaeus Acer platanoides Quercus robur Euonymus europaea Ribes uva-crispa Cornus sanguinea Quercus petraea Crataegus monogyna Salix caprea

0

10

20

30

40 50 60 70 Přítomnost v %

80

90

100

Obr. 3.  Dřeviny na valech v oblasti Verneřicka s výskytem vyšším než na 10 % úseků AV a AT. Fig. 3.  Hedgerow woody plants with occurrence higher than 10% in the agricultural walls and terraces sections in the study area.

Dřeviny s výskytem nižším než na 10 % úseků (uspořádány dle klesající četnosti); zkratky u nepůvodní druhů jsou použity tak, jak je uvedeno v seznamu zkratek: Carpinus betulus, Fagus sylvatica, Rhamnus cathartica, Frangula alnus, Prunus ­domestica NA, Sambucus racemosa, Viburnum opulus, Crataegus laevigata, Humulus lupulus, ­Malus domestica NA, Ulmus glabra, Betula pendula, Pyrus communis NA, P.  pyraster, Sorbus aria, Symphoricarpos albus IN, Tilia cordata, T. platyphyllos, Ligustrum vulgare, Lonicera ­xylosteum, Malus sylvestris, Populus tremula, Salix pentandra, Syringa vulgaris IN. Byliny Mezi nejčastěji zaznamenanými druhy bylin jsou druhy vyžadující dostatek živin až nitrofilní druhy. Častěji jsou zachyceny také druhy stínomilné, vázané na křoviny a lesní lemy. Následují běžné druhy travních porostů a lesní druhy. V kategorii druhů s nízkým zastoupením jsou přítomny i jednoleté druhy či typické lesní druhy např. bučin.

177

Machová et al.: Vyhodnocení výskytu cévnatých rostlin z agrárních valů a teras Poa nemoralis Urtica dioica Dactylis glomerata Geranium robertianum Anthriscus sylvestris Galium aparine Geum urbanum Taraxacum sect. Ruderalia Polygonatum multiflorum Impatiens parviflora Aegopodium podagraria Veronica chamaedrys Viola reichenbachiana Poa pratensis Dryopteris filix-mas Elytrigia repens Galeopsis pubescens Rumex obtusifolius Scrophularia nodosa Galium odoratum Holcus mollis Milium effusum Hypericum perforatum Chaerophyllum aromaticum Alliaria petiolata Druh       Festuca gigantea Stellaria media Epilobium angustifolium Brachypodium pinnatum Lysimachia nummularia Agrostis capillaris Campanula trachelium Poa annua Poa trivialis Stellaria graminea Achillea millefolium Arrhenatherum elatius Cerastium holosteoides Heracleum sphondylium Lolium perenne Viola arvensis Anemone nemorosa Festuca ovina Fragaria moschata Moehringia trinervia Senecio ovatus Galium album Lamium album Pulmonaria obscura Rumex acetosella Tanacetum vulgare Fragaria vesca Galeopsis tetrahit Hypericum maculatum

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 Přítomnost v % Obr. 4.  Byliny na AV a AT v oblasti Verneřicka s výskytem vyšším než na 10 % jejich úseků. Fig. 4.  Hedgerow herbs with occurrence higher than 10% in the agricultural wall and terrace sections in the area of the Verneřice territory.

178

Příroda, Praha, 32: 173 – 184, 2014 Seznam druhů bylin s nižším výskytem než na 10 % úseků; uspořádány dle abecedy: Agrimonia eupatoria, Agrostis stolonifera, Achillea ptarmica, Alchemilla sp., Allium sp., A.  vineale, Alopecurus pratensis, Anagallis arvensis NA, Arabis glabra, Arctium lappa NA, A. minus  NA, A. tomentosum NA, Artemisia absinthium NA, A. vulgaris, Astragalus glycyphyllos, Athyrium filix-femina, Avenella flexuosa, Barbarea vulgaris, Bromus benekenii, B. inermis, B. sterilis  NA, Campanula patula, C. persicifolia, C. rapunculoides, C. rotundifolia, Capsella bursa-pastoris NA, Cardamine impatiens, Carduus acanthoides NA, C. crispus NA, Carex brizoides, C. muricata agg., C. ovalis, Chaerophyllum temulum, Cheli­donium majus NA, Chenopodium bonus-henricus NA, Cirsium arvense IA, C. vulgare IA, Clinopodium vulgare, Convallaria majalis, Convolvulus arvensis NA, Crataegus laevigata, Crepis biennis NA, Cruciata laevipes, Cystopteris fragilis, Deschampsia cespitosa, Dryopteris carthusiana, D. dilatata, Epilobium collinum, E. montanum, Equisetum arvense, Euphorbia cyparissias, Fallopia convolvulus NA, Festuca pratensis, F. rubra agg., Filipendula ulmaria, Fragaria viridis, Galeobdolon luteum, Galeopsis sp., Galium verum, Geranium columbinum NA, G.  pusillum  NA, G. pyrenaicum  IN, Geum rivale, Glechoma hederacea, Gnaphalium sylvaticum, Hepatica nobilis, Hieracium murorum, H. sabaudum, Hieracium sp., Holcus ­lanatus, Hordelymus ­europaeus, Humulus ­lupulus, ­Hylotelephium maximum agg., Hypochaeris radicata, Impatiens noli-tangere, Juncus effusus, Knautia ­arvensis, Lamium maculatum, Lapsana communis NA, Lathyrus pratensis, Leucanthemum ircutianum, Lilium martagon, Linaria vulgaris NA, Lotus corniculatus, Luzula luzuloides, Maianthemum bifolium, Matricaria discoidea IN, Melampyrum nemorosum, ­M elica uniflora, Mercurialis perennis, Mycelis muralis, Myosotis arvensis NA, Myosotis sylvatica, Oxalis acetosella, Paris quadrifolia, Persicaria maculosa, Petasites albus, Phleum pratense, Plantago major IA, Plantago media, Poa compressa, Polygonatum odoratum, Polypodium vulgare, Potentilla reptans, Prenanthes purpurea, Primula veris, Pulmonaria officinalis, Pyrethrum corymbosum, Pyrola sp., Ranunculus acris, R. auricomus agg., R. repens, Rumex acetosa, Sambucus racemosa, Sedum sexangulare, Sisymbrium officinale NA, Sonchus oleraceus NA, Stachys palustris, Stellaria holostea, Symphytum officinale, Torilis japonica, Tragopogon pratensis, Trifolium aureum, T. campestre, T. hybridum NA, T. pratense, T. repens, Trisetum flavescens, Ulmus glabra, Veronica arvensis NA, V. sublobata, V. officinalis, V. serpyllifolia, Vicia angustifolia NA, V. cracca, V. sepium, V. tetrasperma, Viola odorata IA, V. riviniana. Celkem bylo na valech zjištěno 33 nepůvodních druhů bylin a 5 druhů nepůvodních ­ řevin. Většina nepůvodních druhů se vyskytovala jen na méně než 10 % snímkovaných d ploch. ­Nepůvodní byliny patří většinou mezi ruderální druhy a polní plevele. Jde většinou o naturalizované archeofyty. Zjištěné fytocenologické snímky byly vyhodnoceny pomocí detrendované ­korespondenční analýzy. Na osách je odečitatelný vliv abiotických faktorů na druhovou skladbu porostů (obr. 5).

179

Machová et al.: Vyhodnocení výskytu cévnatých rostlin z agrárních valů a teras

Obr. 5.  Výsledek detrendované korespondenční analýzy fytocenologických snímků z valů ­Verneřicka. V grafu jsou pro přehlednost uvedeny pouze druhy s váhou větší než 3 %. Fig. 5.  Results of detrended correspondence analysis of phytosociological relevés from hedgerows of Verneřice territory. For the sake of simplicity, the graph consists only of species with the weight higher than 3%.

Komentář: Vlevo na grafu jsou druhy ze stanovišť bohatých na živiny včetně druhů nitrofilních, se kterými se setkáváme v dubohabřinách, doubravách, jejich lemech a náhradních porostech. Dle rozložení druhů je zřejmé, že podél osy x zleva doprava klesá náročnost druhů na živiny. Osa y je velmi pravděpodobně korelována s nabídkou světla. Směrem nahoru klesá množství dostupného světla.

Diskuse Na  historických mapách byla zjištěna dlouhodobá existence AV a  AT ve  Verneřickém středo­hoří, a to nejméně od 2. poloviny 18. stol. (19. stol.). Vliv stáří AV a AT nebyl cíleně studován. Je však zřejmé, že v  současnosti zastižené dřeviny (jedinci) mají nižší stáří než je doba vzniku AV a AT. Např. z. od Kočičího vrchu byl potvrzen výskyt AV z druhé poloviny 19. stol. a dřeviny vykazují mladší stáří (obr. 6). Nejstarší jedinci byli datováni ze 20. – 30. let 20. stol. (Machová & Klazar 2005). Pro studium porostů byly AV a AT vybrány náhodným výběrem a rozděleny na úseky 20 m dlouhé. Tato zjednodušující metoda se již dříve ukázala jako vhodná pro popis porostů, neboť výsledky druhové skladby porostů zjištěné na 98 úsecích náhodně vybraných AV a AT byly srovnatelné s výsledky úplného soupisu všech druhů z 98 celých AV a AT ve stejné oblasti (Machová 2011). Při úplném soupisu všech druhů byly na více než 50 % porostů AV a AT zastoupeny (v klesajícím pořadí) Rosa canina, Fraxinus excelsior, Corylus avellana, Sambucus nigra, Prunus avium, Acer campestre. Shoda výsledků potvrdila vhodnost použité metody i objektivizovala předkládané výsledky.

180

Příroda, Praha, 32: 173 – 184, 2014

Obr. 6.  Porost dřevin na části agrárního valu (č. 102). Foto I. Machová. Fig. 6.  Woody plant coverage in the hedgerow (no. 102). Photo I. Machová.

Na  studovaných valech bylo zjištěno 194 druhů cévnatých rostlin, což je v  druhově chudé oblasti poměrně vysoký počet. Tento počet je zvlášť vysoký, když si ­uvědomíme, že porosty na valech zaujímají v území 83 ha, což jsou 3 % plochy (Machová & Elznicová 2011). Pravděpodobný původ této rozmanitosti je v  heterogenitě studovaných AV a  AT. Kromě typických kamenitých AV a typických hlinitých až hlinito-­kamenitých AT existuje řada přechodných forem. Např. sv. od Rychnova je široká terasa a na ní uložené velké balvany. Severně od  Rychnova je smíšený val, kde se střídají úseky kamenité a  čistě hlinité terasy. Další přechodný typ je přirozená skalka přecházející v AT (v. ­Bukové hory). Vliv stanoviště byl prokázán i seřazením druhů dle gradientu ekologických nároků druhů na živiny. Vliv světla je obtížné vysvětlit, protože má jiný dopad na vyšší patra porostu, je ovlivněn šíří porostu či přítomností lemů (obvykle s  převažující Prunus spinosa) atd. ­Obdobně Riezner (2007) zjistil vliv živin a světla na vznik typických porostů na AV a AT v okolí Zlatých Hor na severní Moravě. Machová et al. (2010b) analyzovali porosty na  vybraných AV a  AT z  Verneřického středohoří. Významným faktorem ovlivňujícím druhovou skladbu porostů se uká­zala být nadmořská výška a geologické podmínky. Druhý jmenovaný faktor ovlivňuje na stanovišti nabídku živin, ale i strukturu valů. Vliv sousedních porostů na druhovou skladbu AV a AT studovali Machová et al. (2010a). Prokázali vliv vzdálenosti lesa na porosty AV a AT do 60 m od lesa a celkově klesající podíl lesních druhů s rostoucí vzdáleností. Jak bylo potvrzeno (Machová 2011), zjištěné druhy z  AV a  AT jsou pro V ­ erneřické středohoří typické. Jiná druhová skladba porostů na podobných stanovištích byla zjištěna na úpatí vrchu Oblíku v západní části Českého středohoří (Machová 2011). To můžeme interpretovat jako skutečnost, že druhová skladba porostů AV a AT má regio­nálně specifický charakter. Druhy jako Acer pseudoplatanus, A. platanoides, Prunus padus, Quercus robur a Sorbus ­aucuparia jsou na AV a AT Verneřického středohoří běžné, ale v termofytiku na úpatí Oblíku chybí. Naopak pro teplomilné dřeviny z AV a AT na ­úpatí Oblíku jako Viburnum lantata, Cornus mas, Ulmus minor, Cotoneaster integerrimus

181

Machová et al.: Vyhodnocení výskytu cévnatých rostlin z agrárních valů a teras ­ ejsou na Verneřickém středohoří vhodné podmínky (Machová et al. 2009). ­Regionálně n specifický charakter porostů byl potvrzen i studií z Krušných hor, kde v nejvyšších polohách byl zjištěn na AV Picea abies (Machová et al. 2011). Regionální rozdíly platí i u druhů bylin (Machová 2011, Machová et al. 2011). Ruderální druhy a druhy antropicky ovlivněných stanovišť lze vysvětlit všudypřítomností jejich diaspor a narušením teras a valů pastvou především skotu.

Závěr Agrární valy jsou relativně stabilní krajinný prvek, neboť z map je patrné, že některé existovaly již ve 2. polovině 18. a v 19. stol. V porostech AV a AT ve Verneřickém středohoří byl zjištěn výskyt 194 druhů cévnatých rostlin. Celkově vysoký počet zjištěných druhů pravděpodobně souvisí s rozmanitými podmínkami od hlinitých teras po téměř výhradně kamenité valy. Zjištěné druhy patří mezi běžně se vyskytující, se širokou ekologickou amplitudou. Jako nejčetněji zastoupené dřeviny byly zjištěny Fraxinus excelsior, Sambucus nigra, Corylus avellana a Crataegus sp. div. Nejhojněji zastoupené byliny: Poa nemoralis, Urtica dioica, Dactylis glomerata, Geranium robertianum, Anthriscus sylvestris, Galium aparine, Geum urbanum, Taraxacum sect. Ruderalia. Je zřejmé, že mezi četnějšími druhy jsou významně zastoupeny druhy ­nitrofilní. To podporují i výsledky zobrazené za použití grafu detrendované korespondenční analýzy, který ukazuje rozdíly v  druhovém složení vegetace v závislosti na přítomnosti živin a světelných podmínkách. Ve srovnání s druhy rostoucími na podobných stanovištích v jiných oblastech je patrný regionálni charakter porostů. Podle očekávání zde chybějí teplomilnější druhy, časté na podobných stanovištích na úpatí Oblíku v západní části Českého středohoří. Nízký počet nepůvodních druhů mezi druhy četněji zastoupenými ukazuje na  přirozený charakter porostů. Nepůvodní druhy patří především mezi naturalizované archeofyty.

Shrnutí Studované agrární linie představují širokou škálu typů zahrnující kamenité valy i hlinité ­terasy. Na náhodně vybraných valech ve Verneřickém středohoří byl zjištěn výskyt 194 druhů dřevin a bylin. Zjištěné druhy patří mezi běžné druhy se širokými životními nároky. S použitím DCA analýzy byl zjištěn gradient druhů vysvětlitelný materiálem valů, který ovlivňuje dostupnost živin a světelným gradientem. Přirozený charakter vegetace valů je patrný z nízkého počtu nepůvodních druhů zjištěných mezi četněji zastoupenými ­druhy. Nepůvodní druhy jsou především mezi bylinami a patří hlavně mezi naturalizované archeofyty.

Summary The studied hedgerows represent a wide scale of forms, including stone banks as well as clay terraces. The presence of 194 species of herbs and woody plants was ascertained in randomly selected hedgerows of the Verneřické středohoří Highlands. These species are among common species with a wide variety of life demands. Utilising DCA analysis, a certain gradient of species was found to be explainable through the hedgerow material, which influences nutrient availability and through the light gradient. The natural character of hedgerow vegetation is apparent from the low number of non-indigenous species found among the more frequent species. The non-indigenous species are mostly herbs which can be classified as naturalised archeophytes.

182

Příroda, Praha, 32: 173 – 184, 2014

Poděkování Článek vznikl s  podporou projektu ministerstva zemědělství QH82126 (Zajištění harmonizace krajinotvorné, hydrologické a  produkční funkce agrárních valů a  teras pro diverzifikaci aktivit na venkově). Poděkování patří také projektu IGA „Využití nástrojů GIS k vyhodnocení agrárních valů v Českém středohoří“ a Ing. V. Synkovi, Ph.D za pomoc při zpracování dat.

Literatura AOPK ČR (2012): Mapový server MapoMat. – URL: http://mapy.nature.cz/ Beran P. (2012): Zaniklé obce a objekty po roce 1945. – URL: http://www.zanikleobce.cz/ Bičanová K. (2012): Studie podmínek a flóry agrárních valů u obce Petrovice v Krušných horách. – Ms. [Bakal. pr.; depon. in: Knihovna UJEP, Ústí n. L.] Conert H. J. (1998): Poaceae. – In: Hegi G. [ed.], Illustrierte Flora von Mitteleuropa 1/3. Ed. 3. – Berlin. Česká geologická služba (2012): Geologická mapa 1 : 50 000. – URL: http://mapy.geology.cz/geocr_50/ Gábová K. (1997): Vegetace zemědělských hald u Malé Morávky ve vztahu k ekologickým faktorům prostředí. – Ms. [Diplom. pr.; depon. in: Knihovna Přírodovědecké fakulty University Palackého, Olomouc.] Elznicová J. & Machová I. (2010): Identifikace změn rozšíření agrárních valů na úpatí vrchu Oblíku. – Studia Oecologica 4: 5–14. Hantschel F. (1890): Botanischer Wegweiser im Gebiete des Nordböhmischen Excursions-Clubs. – Joh. Künstner, Leipa. Kolbek J. & Petříček V. (1972): Vegetační poměry státní přírodní rezervace Sedlo. – Čs. Ochr. Prír. 13: 125–166. Kolbek J. & Petříček V. (1974): Vegetace Bobří soutěsky a  její vztah k  povodí dolní Ploučnice. – Sborník Severočes. Mus., Přírodní Vědy 6: 3–45. Kolektiv (2012): Zajištění harmonizace krajinotvorné, hydrologické a produkční funkce agrárních valů a teras pro diverzifikaci aktivit na venkově. – URL: http://fzp.ujep.cz/projekty/QH82126/ Kubát K. (1970): Rozšíření některých druhů rostlin v Českém středohoří. – Fytogeografická studie. – Okresní muzeum, Litoměřice. Kubát K., Hrouda L., Chrtek J. jun., Kaplan Z., Kirschner J. & Štěpánek J. [eds] (2002): Klíč ke květeně České republiky. – Academia, Praha. Kysilková M. (2009): Floristický průzkum v okolí Bukové hory. – Ms. [Bakal. pr.; depon. in: Knihovna UJEP, Ústí n. L.] Laboratoř geoinformatiky FŽP UJEP (2012): Prezentace starých mapových děl z území Čech, Moravy a Slezska. URL – http://oldmaps.geolab.cz/ Machová I. (2011): Floristicko-fytocenologická studie agrárních valů v CHKO České středohoří. – Ms. [Dizert. pr.; depon. in: Knihovna ČZU, Praha.] Machová I. & Elznicová J. (2011): Změny agrárních valů a  teras ve  Verneřickém středohoří a  jejich monitorování s využitím nástrojů GIS. – In: Kolejka J. [ed.], Krajina Česka a Slovenska v současném výzkumu, pp. 180–195, Masarykova univerzita, Brno. Machová I & Klazar R. (2005): Věková struktura dřevin na agrárních valech. – Severočes. Přír. 36–37: 111–121. Machová I., Kubát K., Česká J. & Synek V. (2009): Vyhodnocení výskytu cévnatých rostlin z agrárních valů a teras na úpatí vrchu Oblíku v Českém středohoří. – Příroda 28: 185–202. Machová I., Elznicová J. & Synek V. (2010a): Význam agrárních valů a teras jako migračního prostředí lesních druhů. – Severočes. Přír. 41: 75–82. Machová I., Synek V. & Fiedlerová K. (2010b): Flóra valů a hodnocení příčin jejího složení. – Studia Oecologica 4: 40–49. Machová I., Synek V. & Kubát K. (2011): Flóra agrárních valů a teras Krušných hor. – Příroda 30: 3–18. Mynářová M. (2011): Vyhodnocení agrárních valů a luk u obce Krásný Les v Krušných horách. – Ms. [Bakal. pr.; depon. in: Knihovna UJEP, Ústí n. L.] Nováková J. (1995): Proces ruderalizace liniových struktur v  zemědělské krajině. – Zpr. Čes. Bot. Společ. 30, Materiály 12: 103–107. Pechová Š. (2005): Přírodní poměry s důrazem na vegetaci agrárních valů v okolí Heřmanova-Fojtovic. – Ms. [Diplom. pr.; depon. in: Knihovna UJEP, Ústí n. L.]

183

Machová et al.: Vyhodnocení výskytu cévnatých rostlin z agrárních valů a teras Procházková P., Vahala M. & Machová I. (2010): Přiblížení podmínek vegetace agrárních teras u obce Domašín v Krušných horách. – Studia Oecologica 4: 50–58. Pyšek P., Sádlo J. & Mandák B. (2002): Catalogue of alien plants of the Czech Republic. – Preslia 74: 97–186. Riezner J. (2007): Agrární formy reliéfu a jejich vegetace v kulturní krajině Jesenicka. – Ms. [Disert. pr.; depon. in: Knihovna Geografického ústavu MU Brno.] Rešová P.  (2004): Charakteristika stanovišť s  výskytem rozptýlené zeleně v  části Verneřického středohoří. – Ms. [Bakal. pr.; depon. in: Knihovna UJEP, Ústí n. L.] Stojaspalová Ž. (2013): Studie agrárních valů a  pastvin u  obce Tašov v  Českém středohoří. – Ms. [Bakal. pr.; depon in: Knihovna UJEP, Ústí n. L.] Svítková V. (2010): Vegetační kryt agrárních teras a  jejich okolí mezi obcemi Domašín a  Louchov v Krušných horách. – Ms. [Bakal. pr.; depon. in: Knihovna UJEP, Ústí n. L.] ter Braak C. J. F. & Šmilauer P. (1998): CANOCO. Reference manual and user´s guide to Canoco for Windows: Software for canonical comunity ordination (version 4.5). – CPRO-DLO, Wageningen. Uhrová S. (2005): Flóra území části Verneřického středohoří s důrazem na agrární valy. – Ms. [Bakal. pr.; depon. in: Knihovna UJEP, Ústí n. L.] Zadáková M. (2010): Floristická studie agrárních teras a valů mimo les na vrchu Kohout u Blankartic. – Ms. [Bakal. pr.; depon. in: Knihovna UJEP, Ústí n. L.] Zapletal L. (1969): Úvod do antropogenní geomorfologie. – UP, Olomouc.

184

Příroda, Praha, 32: 185 – 195, 2014

Složení potravy čolka horského (Ichthyosaura alpestris) z vybraných lokalit České republiky Composition of the diet of the Alpine Newt (Ichthyosaura alpestris) from selected localities in the Czech Republic Oldřich Kopecký1, František Šusta2, Jiří Vojar3 & Ivan Rehák 2,4 Katedra zoologie a rybářství, Fakulta agrobiologie, potravinových a přírodních zdrojů, Česká zemědělská univerzita, Kamýcká 1176, CZ-165 21 Praha 6 – Suchdol [email protected] 2  Zoologická zahrada Praha, U Trojského zámku 3/120, CZ-171 00 Praha 7 – Troja 3  Katedra ekologie, Fakulta životního prostředí, Česká zemědělská univerzita Kamýcká 1176, CZ-165 21 Praha 6 – Suchdol 4  Katedra zoologie, Přírodovědecká fakulta, Univerzita Karlova Viničná 7, CZ-128 00 Praha 2 1 

Abstract: The composition of the diet of Alpine Newts (Ichthyosaura alpestris, L aurenti 1768) was studied during season 1997 at four localities in the Czech Republic. A total of 261 individuals were examined by the stomach flushing technique and 2375 prey items were obtained. The prey belonged to 23 orders from 32 families. Overall, the most numerous prey items were Cladocera (66.40%). The most frequent prey items presented in the stomachs of newts were Isopoda (16.36%). Oligochaeta from Lumbricidae family were the heaviest taxon of prey (38.67%). Earthworms were also the most important consumed prey. Keywords: Alpine newt, Amphibia, diet, feeding, predation, Urodela Abstrakt: V sezóně 1997 bylo na čtyřech lokalitách ležících v České republice studováno složení potravy čolků horských (Ichthyosaura alpestris, L aurenti 1768). Vyšetřeno bylo 261 jedinců, z nichž bylo získáno metodou výplachu žaludků 2375 kusů kořisti. Kořist náležela k 23 řádům z 32 čeledí. Celkově nejpočetnější kořistí byla Cladocera (66,40 %). Nejčastěji zastoupenou kořistí v žaludcích čolků byla Isopoda (16,36 %). K celkové váze zkonzumované kořisti nejvíce přispěla Oligochaeta z čeledi Lumbricidae (38,67 %). Žížaly byly též celkově nejdůležitější konzumovanou kořistí. Klíčová slova: Amphibia, čolek horský, lov, potrava, predace, Urodela

Úvod Evropští čolci rodů Triturus, Ichthyosaura a  Lissotriton jsou, stejně jako většina obojživelníků (Lissamphibia), příslušníky střední vrstvy trofických pyramid (Kutrup et al. 2005). Míst, kde jsou čolci vrcholovými predátory, není mnoho a tento stav je spíše výjimečný (Schabetsberger & Jersabek 1995). Čolci jsou neselektivními predátory – největší podíl v  přijímané potravě má obvykle ta složka, která na  dané lokalitě převažuje (Griffiths 1996). To je dobře patrné zejména na lokalitách, kde je přítomen nebo početně dominuje pouze jeden druh čolka a  konkurence s  ostatními druhy ho nijak neomezuje ve  výběru mikrohabitatů ani potravy (Joly & Giacoma 1992, Braz & Joly 1994). Během svého života dospělí čolci každoročně střídají pobyt na  souši s  pobytem ve  vodě, kde dochází k  rozmnožování (G riffiths 1996). Při pobytu ve  vodě se ­č olci shromažďují v nádržích stojatých vod obvykle ve vyšších hustotách než na souši (­H oeck & Garner 2007). Proto je tradičně toto období využíváno ke  studiu čolků a ­většina

185

Kopecký et al.: Složení potravy čolka horského (Ichthyosaura alpestris) z vybraných lokalit informací o jejich autekologii pochází právě z období vodní fáze (D enoël 2004). Velká pozornost je věnována složení potravy (D olmen & Koksvik 1983, Kutrup et al. 2005), potravním preferencím (G riffiths 1986, D enoël & J oly 2001) i překryvu potravních nik (G riffiths & M ylotte 1987, J oly & G iacoma 1992, J ehle et al. 2000). Složení potravy čolků bylo studováno v nedávné minulosti i na území ČR, přičemž zkoumaným druhem byl zejména čolek horský (Ichthyosaura alpestris). Potravní rozbory našich populací čolků horských v době vodní fáze prováděli O patrný & Tomanová (1990) na Českomoravské vrchovině a na Liberecku, Rulík (1993) na Chrudimsku a Křivoklátsku a Šusta (1999) na Českomoravské vrchovině a Sokolovsku. Z dat sbíraných v rámci diplomové práce Šusty (1999) vychází tento článek. Poprvé jsou tak prezentovány originální výsledky, z nichž většina byla pro účely publikování vyhodnocena s využitím nových, v původní práci nepoužitých, postupů. Zaměřili jsme se především na  kvantitativní souhrnné zhodnocení potravního spektra a  na  porovnání složení kořisti mezi sledovanými lokalitami.

Metodika Lokality Sběr dat probíhal v období rozmnožovací sezóny čolků (duben–červen) roku 1997 na následujících čtyřech lokalitách ležících v České republice: Pivovarský potok – meliorační nádrž v údolí Pivovarského potoka v nadmořské výšce 400 m n. m., leží v katastru obce Ledeč nad Sázavou. Maximální hloubka nádrže je 0,8 m. Dno je bahnité. Pokryv nádrže vodními rostlinami je slabý, nejhojnějšími druhy v nádrži jsou okřehek menší (Lemna minor) a hvězdoš jarní (Callitriche palustris). Čolek horský je na lokalitě dominantním druhem obojživelníka, syntopicky se vyskytují ještě čolek obecný (Lissotriton vulgaris) a skokan hnědý (Rana temporaria). Sádky – nyní nepoužívané zařízení pro odchov rybího plůdku leží cca 3  km od  lokality Pivovarský potok (katastr obce Ledeč nad Sázavou) ve  stejné nadmořské výšce. Maximální hloubka je 0,3 m. Dno je bahnité. Téměř celá nádrž je pokryta vodními rostlinami, a to především vodním morem kanadským (Elodea canadensis), hvězdošem jarním a zblochanem vodním (Glyceria maxima). Nejpočetnějším druhem obojživelníka na této lokalitě byl čolek horský, ojediněle byli pozorováni i čolci obecní, z žab pak skokan hnědý. Na  lokalitě Pivovarský potok i  Sádky byly učiněny tři návštěvy, při nichž byla sbírána data o složení potravy čolků horských, a to v dubnu, květnu a červnu vždy mezi 15.–20. dnem daného měsíce. Kámen – lokalita leží v nadmořské výšce 800 m n. m. a je tvořena soustavou několika kaluží na  nezpevněné lesní cestě, na  niž navazují tři drobné uměle vytvořené nádrže s maximální hloubkou 0,6 m. I zde převládá mezi obojživelníky čolek horský, dalšími druhy jsou čolek obecný, čolek hranatý (Lissotriton helveticus), skokan hnědý a ropucha obecná (Bufo bufo). Lokalita leží v katastru obce Kraslice (okres Sokolov). Trojka – lokalita je tvořena třemi uměle vytvořenými nádržemi, leží ve smrkovém lese v  nadmořské výšce 750  m n. m. v  katastru obce Kraslice (okres Sokolov). Maximální hloubka nádrží je 0,6 m. V době výzkumu byly nádrže cca 1 rok staré a doposud nezarostlé vodním rostlinstvem. Spolu s čolky horskými se na lokalitě vyskytují i čolek hranatý, čolek obecný a skokan hnědý. Na  lokalitách Kámen a  Trojka byla data sbírána pouze v  rámci měsíce května, a  to jednorázově. Ryby v nádržích na studovaných lokalitách přítomny nebyly.

186

Příroda, Praha, 32: 185 – 195, 2014 Sběr dat a jejich analýza Všem odchyceným jedincům byl při prvním odchytu proveden výplach žaludku dle Opatr(1980). Opakovaně odchyceným čolkům nebyl vyplachován žaludek z důvodu možné pseudoreplikace výsledků. Po výplachu byl každý jedinec individuálně označen pomocí zastřižení prstů (Ferner 1979) a vypuštěn zpět do nádrže. Materiál získaný výplachem žaludků byl konzervován 60–70% lihem a určen dle dostupné literatury (Rozkošný 1980, Buchar et al. 1995) pod binokulární lupou. Následně byly jednotlivé taxony kořisti zařazeny do jedné ze čtyř váhových kategorií (0,001 g; 0,01 g; 0,1 g; 1 g), které byly vytvořeny vzhledem k nemožnosti vážit veškeré získané vzorky kořisti. Kategorizace taxonů kořisti do váhových kategorií vychází z dříve publikovaných prací (Opatrný 1968, Opatrný 1976), případně se opírá o ústní sdělení Buchara a Vilímkové. Přítomnost nepotravních složek v  žaludcích čolků (bahno, rostlinné zbytky, exuvie) byla zaznamenána, pokud byly tyto složky viditelné ve vzorku pouhým okem. Pro stanovení důležitosti jednotlivých složek potravy pro čolka horského bylo použito těchto indexů (Sládek 1970, Rulík 1993): ného

Početnost % ne = (ne / Σ n) * 100 pro stanovení procentuálního podílu taxonu kořisti e na celkovém počtu kusů kořisti. Frekvence % fe = (fe / Σ f) * 100 pro stanovení procentuálního podílu čolků, u nichž byl taxon kořisti e nalezen. Hmotnost % me = (me / Σ m) * 100 pro stanovení procentuálního podílu taxonu kořisti e na celkové hmotnosti kořisti. Z  indexů frekvence (% fe) a  hmotnosti kořisti e (% me) byl následně spočítán index důležitosti (importance) taxonu kořisti e pro čolky horské, a to jako: Důležitost (importance) Ie = (% fe + % me) / 2 K výpočtu diverzity (D) a vyrovnanosti (E) kořisti na jednotlivých lokalitách bylo využito Simpsonova indexu (Begon et al. 1997): D = 1 / Σ pe ² E=D/S kde taxon e přispívá k celkovému složení kořisti podílem pe a písmeno S značí celkový počet taxonů zjištěných jako kořist.

Výsledky Z 261 odchycených čolků bylo získáno celkem 2375 kusů kořisti (tab. 1). V rámci identifikované kořisti bylo rozlišeno 23 řádů a 32 čeledí (tab. 2). Podíl jednotlivých taxonů na celkovém složení kořisti přibližuje obr. 1. Ze všech kusů kořisti pouze 1,8 % pocházelo z terestrického prostředí. Důležitost jednotlivých taxonů kořisti pro čolky prezentuje obr. 2., který vychází ze souhrnných dat ze všech lokalit. U  souhrnného vzorku všech jedinců bylo zjištěno 4,21 % prázdných žaludků. V 18,00 % žaludků byly nalezeny exuvie čolků, v 31,03 % rostlinné zbytky a ve 12,26 % bylo nalezeno bahno.

187

Kopecký et al.: Složení potravy čolka horského (Ichthyosaura alpestris) z vybraných lokalit Tab. 1.  Počet vyšetřených jedinců čolka horského (Ichthyosaura alpestris) a celkového počtu kusů kořisti z nich získaných dle příslušnosti k lokalitě. Table 1.  Number of sampled Alpine Newts (Ichthyosaura alpestris) and total number of prey items that they contained, sorted by localities.

lokalita

jedinců

kusů kořisti

Pivovarský potok

97

1169

Sádky

93

264

Kámen

38

834

Trojka

30

108

Obr. 1.  Srovnání 10 hlavních taxonů zastoupených v kořisti čolků horských pomocí indexů frekvence (% f), početnosti (% n) a hmotnosti (% m). Fig. 1.  Comparison of 10 major taxa presented in the diet of the Alpine Newts by indexes of frequency (% f), abundance (% n) and weight (% m).

Při hodnocení jednotlivých lokalit dle indexu důležitosti (I) samostatně jsme došli k závěru, že hlavními zdroji potravy pro čolky z  lokality Pivovarský potok jsou Oligochaeta (28,71 %), vajíčka skokanů rodu Rana (12,35 %) a Cladocera (10,13 %); pro čolky z lokality Sádky jsou to Isopoda (49,68 %), Oligochaeta (13,34  %) a  vajíčka skokanů rodu Rana (11,50 %); pro čolky z  lokality Trojka jsou nejdůležitějšími zdroji potravy taxony: Rana, vajíčka (42,10 %), larvy řádu Plecoptera (27,08 %) a Oligochaeta (7,46 %); čolci z lokality Kámen využívají jako hlavního zdroje potravy Oligochaeta (42,38 %), Cladocera (19,67 %) a Cyclopoida (18,31 %).

188

Příroda, Praha, 32: 185 – 195, 2014 Tab. 2.  Přítomnost taxonů kořisti v potravě čolka horského na jednotlivých lokalitách (1 – zjištěn, 0 – nezjištěn). Table. 2.  Presence of prey taxa in diet of the Alpine Newt at particular localities (1 – present, 0 – absent). Pivovarský potok 0 Cephalorhyncha Nematomorpha Gordea Gordiidae 1 Platyhelmintes Turbellaria 1 Annelida Clitellata Oligochaeta Lumbricidae 1 Mollusca Gastropoda Basommatophora Lymnaidae 1 Planorbidae 1 Bivalvia Veneroida Sphaeridae 0 Arthropoda Arachnida Araneida Linyphiidae 0 Amaurobiidae 0 Agelenidae 0 Lycosidae 0 Opilionida Nemastomatidae 0 Acarina 1 Crustacea Cladocera 1 Cyclopoida 1 Amphiopoda 1 Isopoda Asellidae 1 Ligidiidae 0 Chilopoda Lithobiomorpha 0 Geophilomorpha Geophiidae 1 Insecta Ephemeroptera 1 Odonata 1 Plecoptera 0 Auchenorrhyncha Cicadelidae 1 Megaloptera Sialidae 1 Trichoptera 1 Lepidoptera Tortricidae 1 Pyralidae 0 Diptera Tipulidae 0 Cecidomyiidae 1 Culicidae 1 Chironomidae 1 Bibionidae 0 Stratiomyidae 0 Tabanidae 0 Hymenoptera Apocrita 1 Coleoptera Dytiscidae 1 Haliplidae 0 Hydrophilidae 0 Straphylinidae 0 Coccinellidae 0 Chrysomelidae 0 Curculionidae 1 Chordata Lissamphibia Ecaudata Ranidae kmen

třída

řád

čeleď

Sádky

Kámen

Trojka

1 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 1 0 1 0 0 0 1 0 1 0 0 1 0 0 1 0 1 1 0 0 1 0 1 0 1 0 0 0 0 1

0 0 1 0 0 0 1 1 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 1 1 1 1 0 0 1 0 1 1 0 0 0 0 0 0 1 0 0

1 0 1 0 0 0 0 0 1 1 1 1 0 1 0 0 0 1 1 0 0 1 1 0 0 1 1 0 1 0 1 0 1 1 1 0 0 0 1 1 1 1 1

189

Kopecký et al.: Složení potravy čolka horského (Ichthyosaura alpestris) z vybraných lokalit

Obr. 2.  Celková důležitost (importance) vybraných taxonů kořisti pro čolky – souhrnná data ze všech námi studovaných lokalit. Fig. 2.  The overall importance (based on an index of importance) of selected prey taxa in the diet of the Alpine Newt – summarized data from all studied localities.

Zastoupení kořisti dle jednotlivých potravních indexů (% n, % f, % m) přibližuje obr. 3. Charakter jednotlivých lokalit se projevil i v počtu taxonů, které čolci využívali jako kořist a tím i na hodnotách diverzity a vyrovnanosti (tab. 3). Jedincem, který obsahoval nejpočetnější vzorek kořisti, byla samice z lokality Kámen, v  jejímž žaludku bylo celkem 159 kusů kořisti (154 Cladocera, 5 Cyclopoida). ­Nejtěžší ­vzorek kořisti byl získán ze samice z  lokality Sádky; obsah jejího žaludku vážil 1,6  g (1 Lumbricus, 6 Asselus aquaticus). Tab. 3.  Vybrané indexy druhové bohatosti založené na přítomnosti taxonů kořisti v potravě čolků horských pro jednotlivé lokality. Table 3.  Indexes of species richness based on the presence of prey taxa in diet of the Alpine Newts for particular localities. lokalita

diverzita (D)

vyrovnanost (E)

počet taxonů (S)

Pivovarský potok

1,594

0,069

23

Sádky

3,015

0,177

17

Kámen

1,780

0,119

15

Trojka

4,682

0,204

23

Diskuse Poznámky k použité metodice a interpretaci výsledků Při interpretaci výsledků, zejména při porovnání složení kořisti na jednotlivých lokalitách, je nutné počítat se skutečností, že lokality Pivovarský potok a Sádky byly, na rozdíl od lokalit Kámen a Trojka, sledovány po celou dobu reprodukční aktivity čolků. Poskytují tak komplexnější obraz potravního složení než lokality Kámen a  Trojka. Zde negativní vliv pouze jednoho sběru dat částečně zmírňuje fakt, že byl proveden ve vrcholu vodní fáze života čolků, tj. v měsíci květnu.

190

Příroda, Praha, 32: 185 – 195, 2014

Obr. 3.  Zastoupení hlavních taxonů v kořisti čolka horského (vždy pět s nejvyššími hodnotami) dle indexů početnosti (% n), frekvence (% f) a hmotnosti (% m) na jednotlivých lokalitách. Fig. 3.  Main prey taxa in the diet of the Alpine Newt (five with highest score are listed in figures) according to the indexes of abundance (% n), frequency (% f) and weight (% m), sorted by localities.

Na preference a tím i složení potravy na jednotlivých lokalitách má vliv její nabídka. Ta byla vzhledem k technické i časové náročnosti stanovována pouze povrchním, nesoustavným sběrem, a proto jsme takto získané údaje do této práce nezahrnuli. Problémem při hodnocení důležitosti kořisti je vypovídací hodnota dat dosazovaných do zvolených indexů. Námi zvolený klasický index pro výpočet důležitosti kořisti (Sládek 1970) např. opomíjí početnost dané kořisti (% n). Zároveň samotná váha kořisti nemusí odrážet její výživovou hodnotu; např. v  kategorii váha 0,1  g byla v  našem případě jak

191

Kopecký et al.: Složení potravy čolka horského (Ichthyosaura alpestris) z vybraných lokalit Isopoda, tak vajíčka skokanů rodu Rana, jejichž výživová hodnota bude zřejmě výrazně v­ yšší. Vzhledem k  technické náročnosti přesného zjišťování obsahu energie v  jednotlivých typech kořisti nebylo toto zjišťování prováděno. To je v  studiích potravní ekologie relativně běžný jev (Mariano -Jelicich et al. 2007, Denoël & Demars 2008) a  např. Rulík (1993) místo hodnot hmotnosti kořisti dosazoval hodnoty průměrné plochy, kterou daný taxon kořisti zabíral na milimetrovém papíře. Na výsledky výpočtů důležitosti potravy je tak nutno pohlížet jako na generalizované hodnoty. Potrava čolků horských v rámci celého areálu rozšíření V  potravě dospělých čolků horských v  době vodní fáze v  rámci celoevropského areálu nejčastěji početně dominují korýši (Crustacea), zejména Cladocera (Bannikov et al. 1977, Kminiak 1978, Joly & Giacoma 1992, Denoël & Andreone 2003). Někdy jsou nejpočetnějším taxonem kořisti Ostracoda (L ác 1961, Kminiak 1978) či Isopoda (Ščerbak & Ščerban 1980, Joly & Giacoma 1992). Významnou složkou, která dle nabídky na lokalitě může v potravě převažovat, je hmyz (Insecta) (Roček et al. 2003), a  to hlavně Diptera, konkrétně larvy Ephemeroptera (L ác 1961) a larvy a kukly Chironomidae (Ščerbak & Ščerban 1980, Denoël & A ndreone 2003). Larvy Chironomidae jsou také hojně konzumovány juvenilními čolky, kteří po metamorfóze zůstali ve vodě (Denoël 2004). Potrava čolků horských v ČR Nejpočetnějším typem kořisti jsou u našich populací čolků horských Cladocera, v doposud realizovaných studiích tvořili 53,18 % (Rulík 1993), 66,40 % (Šusta 1999) a 68,16 % (Opatrný & Tomanová 1990). Na Cladocera se čolci zaměřují zejména na konci reprodukčního období (v našem případě měsíc červen), kdy velké hustoty této kořisti umožňují lov bez větších energetických výdajů a s téměř 100% úspěšností (Šusta 1999). Dostupnost této kořisti tedy převažuje preference čolků horských pro větší kusy kořisti (Denoël & Joly 2001). I Cyclopoida, která tvořila v souhrnu dat z našich lokalit celkem 11,20 %, byly početnou kořistí i na dalších českých lokalitách – 13,88 % (Rulík 1993), 12,70 % (Opatrný & Tomanová 1990). Naopak relativně překvapivou je vysoká početnost taxonu Isopoda v našich vzorcích (5,90 %), protože Rulík (1993) je v kořisti jím vyšetřovaných čolků nezaznamenal vůbec, stejně jako Opatrný & Tomanová (1990). Při zohlednění frekvence výskytu kořisti a její hmotnosti se při celkovém pohledu jeví pro čolky dle našich dat jako nejdůležitější Oligochaeta, konkrétně pak žížaly rodu Lumbricus. Žížaly jsou čolky často konzumovány již mrtvé a čolci tohoto zdroje využívají zejména na počátku vodní fáze (Kubečková ústní sdělení). Díky zaměření čolků z lokality Sádky na konzumaci druhu Asellus aquaticus, která je dle dosavadních studií z ČR spíše výjimečnou (Opatrný & Tomanová 1990, Rulík 1993), jsou dle našich dat druhým celkově nejdůležitějším taxonem kořisti Isopoda. Třetím významným zdrojem potravy byla vajíčka skokanů rodu Rana. Ta jsou krom své relativně vysoké hmotnosti (0,1 g) výhodná i tím, že jsou zřejmě energeticky bohatá a zároveň jde o kořist, která je imobilní (Denoël & Demars 2008) a čolkům dostupná ve velkých počtech. Index důležitosti na lokalitách studovaných Rulíkem (1993) ukázal, že pro čolky jsou hlavním zdrojem potravy Cladocera, dále pak Lumbricidae a Ostracoda. Čolci v době rozmnožování někdy svou potravu doplňují o potravu z terestrického prostředí, např. o hmyz spadlý na vodní hladinu (Rulík 1993, Denoël & Schabetsberger 2003). Tato potrava může být pro čolky významná zejména na lokalitách s oligotrofními vodami (Schabetsberger & Jersabek 1995, Denoël & Andreone 2003). Na námi studovaných lokalitách v potravě čolků výrazně převažovala kořist z vodního prostředí.

192

Příroda, Praha, 32: 185 – 195, 2014 Srovnání námi zkoumaných lokalit Porovnání lokalit pomocí indexů diverzity a vyrovnanosti odhalilo, že druhové zastoupení a vyrovnanost kořisti je nejvyšší u lokality Trojka. Důvodem je, že na této lokalitě byly taxony kořisti distribuovány rovnoměrně (18 z 23 taxonů kořisti bylo zaznamenáno pouze v  jednom exempláři), což pozitivně ovlivňuje jak diverzitu, tak vyrovnanost. Překvapivý je i vysoký absolutní počet zastoupených taxonů kořisti na lokalitě Trojka. Ta byla totiž v době sběru dat ze všech studovaných lokalit nejmladší, stará pouze cca 1 rok. Taxony Cladocera a Trichoptera ze všech sledovaných lokalit chybí v kořisti čolků pouze na této lokalitě, stejně jako příslušníci kmene Mollusca. Absence těchto skupin se dá vysvětlit právě nedávným vznikem lokality. Naopak četná přítomnost taxonů z třídy Insecta ukazuje na vhodně zvolené místo pro vytvoření nádrží. Na lokalitě Kámen, kde byly též vytvořeny nádrže za účelem reprodukce obojživelníků, bylo v absolutním součtu nalezeno naopak nejméně taxonů kořisti. Nádrže byly vytvořeny (stejně jako na lokalitě Trojka) s pomocí nepropustné fólie a též zde v kořisti čolků zcela chybí příslušníci kmene Mollusca. Krom stáří se obě tyto lokality liší i v umístění nádrží – lokalita Trojka leží na úzkém průseku v hospodářském smrkovém lese, kdežto lokalita Kámen na podmáčené pastvině. Z ledečských lokalit (Pivovarský potok a Sádky) je – přes vyšší absolutní počet taxonů v kořisti čolků na lokalitě Pivovarský potok – diverzita i vyrovnanost vyšší na lokalitě Sádky, což je způsobeno naprostou početní dominancí Cladocer v kořisti čolků z Pivovarského potoka. Významnost terestrické složky potravy je nejvyšší na lokalitě Trojka, kde se ve všech ukazatelích (% n, % f, % m) objevují Arachnida (obr. 3). Tento jev je výsledkem malého celkového počtu kusů kořisti na této lokalitě, kde veškerá Arachnida (6 kusů) byla zkonzumována třemi samicemi, spíše než odrazem vyššího zaměření na terestrickou kořist této populace. Další aspekty potravní ekologie čolků horských vycházející z  Šustovy práce (Šusta 1999) jako prezence materiálu, který neslouží k obživě, mezipohlavní rozdíly v příjmu potravy a změny složení potravy v průběhu vodní fáze života čolků, jsou rozpracovány v dalších manuskriptech autorů (Kopecký et al. 2011, Kopecký et al. 2012).

Poděkování Práce byla finančně podpořena výzkumným záměrem Fakulty agrobiologie, potravinových a přírodních zdrojů České zemědělské univerzity v  Praze MSM 6046070901. Sběr dat byl prováděn v  souladu s povolením od MŽP č. 8754/97-410/2453/97. Autoři děkují za pročtení a připomínky k textu článku Mgr. Lence Jeřábkové.

Literatura Bannikov A. G., Darevskii I. S., Ischenko V. G., Rustamov A. K. & Ščerbak N. N. (1977): Opredelitel zemnovodnych i presmykajuščijesja fauny SSSR. – Moskva. Begon M., Harper J. L & Townsend C. R. (1997): Ekologie: jedinci, populace a  společenstva. – Vydavatelství Univerzity Palackého, Olomouc. Braz E. & Joly P. (1994): Micro-habitat use, resource partitioning and ecological succesion in a sizestructured guild of newt larvae (g. Triturus, Caudata, Amphibia). – Arch. Hydrobiol. 131: 129–139. Buchar J., Růžička V. & Kůrka A. (1995): Check list of the spiders of Czech Republic. – In: Růžička V. [ed.], Proceedings of the 15th European Colloquium of Arachnology, pp. 35–53, Institute of Entomology, České Budějovice. Denoël M. (2004): Terrestrial versus aquatic foraging in juvenile Alpine newts (Triturus alpestris). – Ecoscience 11: 404–409.

193

Kopecký et al.: Složení potravy čolka horského (Ichthyosaura alpestris) z vybraných lokalit Denoël M. & Andreone F. (2003): Trophic habits and aquatic microhabitat use in gilled immature, paedomorphic and metamorphic Alpine newts (Triturus alpestris apuanus) in a  pond in central Italy. – Bel. J. Zool. 133: 95–102. Denoël M. & Demars B. (2008): The benefits of heterospecific oophagy in a top predator. – Acta Oecol. 34: 74–79. Denoël M. & Joly P. (2001): Size-related predation reduces intramorph competition in paedomorphic Alpine newts. – Can. J. Zool. 79: 943–948. Denoël M. & Schabetsberger R. (2003): Resource partitioning in two heterochronic populations of Greek Alpine newts, Triturus alpestris veluchiensis. – Acta Oecol. 24: 55–64. Dolmen D. & Koksvik J. I. (1983): Food and feeding habits of Triturus vulgaris (L.) and T. cristatus (Laurenti)(Amphibia) in two bog tarns in central Norway. – Amphibia-Reptilia 4: 17–24. Ferner J. W. (1979): A review of marking techniques for amphibians and reptiles. – Herpetol. Circular 9: 1–41. Griffiths R. A. (1986): Feeding niche overlap and food selection in smooth and palmate newts, Triturus vulgaris, and T. helveticus, at a pond in mid-Wales. – J. Anim. Ecol. 55: 201–214. Griffiths R. A. & Mylotte V. J. (1987): Microhabitat selection and feeding relations of smooth and warty newts, Triturus vulgaris and T. cristatus, at an upland pond in mid-Wales. – Holartic Ecol. 10: 1–7. Griffiths R. A. (1996): Newts and salamanders of Europe. – T. & A. D. Poyser Natural History, London. Hoeck P. E. A. & Garner T. W. J. (2007): Female alpine newst (Triturus alpestris) mate initially with males signalling fertility benefits. – Biol. J. Linn. Soc. 91: 483–491. Jehle R., Bouma P., Sztatecsny M. & Arntzen J. W. (2000): High aquatic niche overlap in the newts Triturus cristatus and T. marmoratus (Amphibian, Urodela). – Hydrobiologia 437: 149–155. Joly P. & Giacoma C. (1992): Limitation of similarity and feeding habits in three syntopic species of newts (Triturus, Amphibia). – Ecography 15: 401–411. Kminiak M. (1978): Food composition of certain amphibians at the beginning of their seasonal activity. – Acta Fac. Rer. nat. Univ. Com.- Zoologia, Bratislava 23: 105–114. Kopecký O., Vojar J., Šusta F. & Rehák I. (2011): Non-prey items in stomachs of Alpine newts (Mesotriton alpestris, Laurenti 1768). – Pol. J. Ecol. 59: 631–635. Kopecký O., Vojar J., Šusta F. & Rehák I. (2012): Composition and scaling of prey between male and female Alpine newts (Mesotriton alpestris), with related site and seasonal effects. – Ann. Zool. Fenn. 49: 231–239. Kutrup B., Bulbul U. & Yilmaz N. (2005): Age structure in two populations of Triturus vittatus ophryticus at different altitudes. – Amphibia-Reptilia 26: 49–54. Lác J. (1961): Obojživeľníky povodia Oravy. – Biol. Práce SAV II: 33–59. Mariano-Jelicich R., Madrid E. & Faverol M. (2007): Sexual dimorphism and diet segregation in the Black Skimmer Rynchops niger. – Ardea 95: 115–124. Opatrný E. (1968): Příspěvek k  poznání potravy našich vodních skokanů (Rana ridibunda Pallas, Rana esculenta Linné). – Acta Univ. Palackinae Olomoucensis, Fac. Rer. Nat. 28: 133–139. Opatrný E. (1976): Potrava ropuchy zelené (Bufo viridis Laurenti, 1768). – Ms. [Disert. pr.; depon.in: Knih. kat. Zool. Přír. Fak. UPOL, Olomouc.] Opatrný E. (1980): Food sampling in live amphibians. – Věst. Čs. Spol. Zool. 44: 268–271. Opatrný E. & Tomanová M. (1990): Příspěvek k  poznání potravy čolků Triturus vulgaris a  Triturus alpestris (Amphibia: Salamandridae). – Acta Univ. Palackinae Olomoucensis, Fac. Rer. Nat. 99, Biologica 30: 199–205. Roček Z., Joly P.  & Grossenbacher K. (2003): Bergmolch – Triturus alpestris (Laurenti, 1768). – In: Böhme W., Handbuch der Reptilien und Amphibian Europas, pp. 607–656, AULA Verlag, Wiebelsheim. Rozkošný R. (1980): Klíč vodních larev hmyzu. – ČSAV, Praha. Rulík M. (1993): Contribution to the knowledge of the diet of the newt, Triturus alpestris. – Fol. Zool. 42: 33–45. Schabetsberger R. & Jersabek Ch. D. (1995): Alpine newt (Triturus alpestris) as top predators in a highaltitude karst lake: daily food cansumption and impact on the copepod Arctodiaptomus alpinus. – Freshwater Biol. 33: 47–61. Sládek J. (1970): Poznámky k  metodike kvantitativného vyhodnocovania rozborov žalúdkov u polyfágnych masožravcov. – Lynx 11: 109–112.

194

Příroda, Praha, 32: 185 – 195, 2014 Ščerbak N. N. & Ščerban M. I. (1980): Zemnovodnyje i  presmykajuščijesja Ukrainskych Karpat. – Izd. Naukova dumka, Kijev. Šusta F. (1999): Potravní a populační biologie čolka horského Triturus alpestris (Laurenti, 1768). – Ms. [Dipl. pr.; depon.in: Knih. kat. Zool. Přír. Fak. UK, Praha.]

195

Příroda, Praha, 32: 197 – 211, 2014

Změny rozšíření a diverzity obojživelníků v CHKO Třeboňsko Changes in distribution and diversity of Amphibians in Třeboňsko PLA Oldřich Kopecký1, Markéta Neudertová1 & Zdeňka Neudertová 2 Katedra zoologie a rybářství, Fakulta agrobiologie, potravinových a přírodních zdrojů, Česká zemědělská univerzita, Kamýcká 1176, CZ-165 21 Praha 6 – Suchdol [email protected] 2  Správa CHKO Třeboňsko, Valy 121, CZ-379 01 Třeboň 1 

Abstract: The distribution of amphibians in the Czech Republic has been monitored by NCA CR since 1960. We evaluated the changes in the distribution of amphibians, which are a conservation-important group of vertebrates, in the Třeboňsko PLA. Trends in the amphibian occupancy of Třeboňsko PLA were evaluated on a scale of quadrants of faunistic squares (the PLA extends into 30 quadrants). Evaluation was based on the comparison of data sets from the last stage of mapping of amphibians in the Czech Republic (2008– 2010) with the previous period (1960–2007). In Třeboňsko PLA, 15 species of amphibians were found. No species have been newly discovered nor did any of them disappear in Třeboňsko PLA during the mapping (1960 to 2010). We identified the Green Toad (Bufo viridis), Natterjack Toad (Bufo calamita) and Marsh Frog (Rana ridibunda) as critically endangered amphibians in Třeboňsko PLA. The significant decline of the Common Frog (Rana temporaria) is also alarming. The least endangered species in the PLA is the Common Spadefoot (Pelobates fuscus). The highest diversity of amphibians is in quadrants 6854a and 6854c, which contains numerous fish-farming ponds and also non-productive water areas. Keywords: amphibian conservation, Czech Republic, distribution, faunistic squares, fluctuation of abundances, Třeboňsko PLA Abstrakt: Data o  rozšíření obojživelníků jsou shromažďována AOPK ČR od  roku 1960. V předkládané práci jsme vyhodnotili změny rozšíření této ochranářsky významné skupiny obratlovců pro oblast CHKO Třeboňsko. Zde se dlouhodobě protínají hospodářské zájmy člověka s  ochranou přírody. Pro naši studii jsme zvolili postup hodnocení trendů vývoje obsazenosti území obojživelníky v rámci faunistických čtverců (do CHKO zasahuje 30 kvadrantů). Základem hodnocení bylo porovnání dat získaných z poslední etapy mapování obojživelníků (2008 až 2010) s předchozím obdobím (1960–2007). Celkem bylo v oblasti zaznamenáno 15 druhů obojživelníků, žádný z  nich se mezi lety 1960–2010 v  oblasti nově neobjevil, ani z ní žádný nevymizel. Za kriticky ohrožené obojživelníky CHKO můžeme označit ropuchu zelenou (Bufo viridis), ropuchu krátkonohou (Bufo calamita) a skokana skřehotavého (Rana ridibunda). Alarmující je i  značný pokles obsazenosti u  skokana hnědého (Rana temporaria), námi zařazeného do  kategorie ohrožený. Naopak nejméně ohroženým druhem je blatnice skvrnitá (Pelobates fuscus). Nejvyšší diverzitu obojživelníků dlouhodobě hostí kvadranty 6854a spolu s 6854c, kde se krom rybníků nachází i celá škála hospodářsky nevyužívaných vodních ploch. Klíčová slova: Česká republika, faunistické čtverce, fluktuace početností, CHKO Třeboňsko, obojživelníci, ochrana obojživelníků, pokryvnost Nomenklatura: Vyhláška MŽP č. 395/1992 Sb., v platném znění

197

Kopecký et al.: Změny rozšíření a diverzity obojživelníků v CHKO Třeboňsko

Úvod Obojživelníci jsou skupinou obratlovců, která v posledních letech dramaticky ubývá (např. Blaustein & Olson 1991, Wake 1991, Halliday 1998). Mechanismy poklesu populací obojživelníků jsou složité a zapojeno je několik negativních faktorů: ztráta přirozených habitatů, introdukce invazních druhů (K ats & Ferrer 2003), chemická kontaminace prostředí (Blaustein et al. 2003), nemoci (Daszak et al. 2003) a klimatické změny (Carey & Alexan der 2003). Tyto faktory spolu mohou interagovat (Blaustein & Kiesecker 2002, Stuart et al. 2004). Výše uvedené problémy se týkají i České republiky, kde za hlavní faktor můžeme označit ztráty reprodukčních habitatů a fragmentaci krajiny (Mikátová & Vlašín 1998, Mikátová & Vlašín 2007, Vojar 2007). Veškerá ochranářská opatření musí vycházet z komplexních údajů, prioritou je přitom co nejdetailnější znalost rozšíření daného taxonu. Problémem obojživelníků, který znesnadňuje možnosti jejich ochrany (v porovnání s jinými skupinami obratlovců), jsou naše nízké znalosti o  jejich základní ekologii a rozšíření – 22,5 % druhů je dle IUCN vedeno jako nedostatečně prozkoumaných (Brito 2008). Tento stav souvisí s historickým upřednostňováním studia jiných skupin (Grim 2006) a projevuje se i na úrovni České republiky. Nejen v  ČR jsou tak velice dobře prozkoumanou skupinou obratlovců především ptáci (Šťastný et al. 1987, Šťastný et al. 1996, Šťastný et al. 2006). Jde o oblíbenou skupinu, a  proto se jejich studiu dlouhodobě věnuje široká základna neprofesionálních mapovatelů. O rozšíření dalších skupin obratlovců – ryb a částečně i savců – máme informace od tradičních zájmových sdružení, tedy rybářů a myslivců. V porovnání s ostatními obratlovci tak obojživelníci (společně s plazy) stáli relativně dlouho mimo zájem širší veřejnosti, a proto o jejich výskytu máme relativně nejméně dat. Jejich souhrn je uveden v referenční publikaci – Atlas rozšíření obojživelníků v České republice (Moravec 1994). Tento stav se snaží napravit AOPK ČR, která od roku 2008 organizuje projekt Mapování obojživelníků a plazů. Toto mapování se opírá o jednotnou metodiku a síť stálých mapovatelů, většinou z řad zaměstnanců AOPK ČR a profesionálních herpetologů (Jeřábková 2008). V současnosti máme tedy k dispozici data, která byla v průběhu výzkumu faunistiky obojživelníků shromážděna různými metodami i autory, a tak i s různou přesností a věrohodností. Zajímavým územím z hlediska hodnocení vývoje diverzity a početnosti obojživelníků je Třeboňsko. Oblast, která je již od  12. století přetvářena člověkem. Na  obojživelníky přitom přetváření mokřadů do  podoby rybničních soustav mělo zřejmě spíše pozitivní vliv. Ovšem zintenzivnění zemědělství a rybářského hospodaření počínající v 19. století (Šusta 1884), které kulminovalo v 80. letech 20 stol. (zvyšování trofie, vyhrnování rybníků a neúměrné zvyšování obsádky ryb), mělo spolu s výstavbou odvodňovacích objektů naopak negativní vliv na obojživelníky Třeboňska. Jaký je tedy stav obojživelníků na území CHKO nyní? Na které druhy by měl být zaměřen ochranářský zájem? Která část CHKO je z pohledu této skupiny obratlovců nejatraktivnější? Na tyto otázky se snažíme odpovědět v tomto článku. Vycházíme přitom ze všech dostupných dat shromažďovaných AOPK ČR od roku 1960. Vzhledem k velikosti území používáme při našem hodnocení škálu kvadrantů faunistických čtverců (Pruner & Míka 1996).

Metodika Popis zájmového území CHKO Třeboňsko bylo vyhlášeno v  roce 1979 z  důvodu ochrany všech hodnot místní krajiny, jejího vzhledu, typických znaků i  přírodních zdrojů (MK ČSR č. j. 22737/1979).

198

Příroda, Praha, 32: 197 – 211, 2014 ­ řeboňsko je jedna z  mála CHKO vyhlášených v  rovinaté krajině, po  staletí kultivovaT né člověkem. Přesto se zde zachovaly mimořádně cenné přírodní hodnoty. Na  mnoha ­místech lze dosud hovořit o harmonické krajině, kde jsou lidské aktivity v určité rovnováze s přírodou. Proto je Třeboňsko vyhlášeno i jednou ze šesti českých biosférických rezervací programu Člověk a biosféra (MAB) UNESCO. Většina plochy CHKO leží v pánevních oblastech, jejichž podkladem jsou převážně druhohorní sedimenty (Malecha 1988). Klimaticky lze území zařadit do kategorie mírně teplé (Quitt 1971). Je zde 33 maloplošných chráněných území (dále MZCHÚ), 17 území spadá do soustavy chráněných území NATURA. Z celkové rozlohy CHKO je celých 10 % tvořeno vodními plochami rozličného původu i charakteru; především jde o rybníky různých velikostí, jež jsou napájeny říčními toky i  systémy umělých stok. Kromě toho se zde vyskytují i  jiné biotopy s velkým významem pro obojživelníky: drobné lesní i nelesní pískovny, vhodně zrekultivované okraje velkých těžeben štěrkopísku, tůně, malé zatopené lomy či tůně v rašeliništích. CHKO Třeboňsko zasahuje celkově nebo částečně do 10 kvadrátů faunistického mapování a celkem 30 kvadrantů (Pruner & Míka 1996). Níže uvádíme stručnou charakteristiku jednotlivých kvadrátů, s důrazem na krajinné prvky a chráněná území, která jsou významná pro námi studovanou skupinu živočichů. V závorce za číslem kvadrátu jsou uvedena i písmena jednotlivých kvadrantů zasahujících alespoň částečně na území CHKO: 6853 (b, d): Hlavní vodní plochy v  kvadrátu jsou: Horusický rybník, Bošilecký rybník a Záblatský rybník. Nachází se zde tři chráněná území – PR Horusická blata, PR ­Záblatské louky a z části PP Lhota u Dynína. Pro obojživelníky jsou nejvýznamnější přírodní rezervací Záblatské louky (zatopená rašeliniště, která jsou po většinu roku podmáčená). 6854 (a, b, c, d): Vodní plochy tvoří téměř polovinu kvadrátu. Obojživelníci zde využívají nejen rybníky, ale také řadu pískoven (zejména písníky u  Vlkovské pískovny, pískovnu Hliníř – součást EVL Hliníř-Ponědrážka, lesní pískovnu u NPP Ruda) a tůně v nivách řek Lužnice a Nežárky. Chráněná území – NPP Ruda, PR Rašeliniště Hovízna a PR Rod. Pro obojživelníky je atraktivní PR Rod z důvodu rozsáhlého litorálního pásma a omezování rybí obsádky v rezervaci, ale především drobné písníky bez rybí obsádky. 6855 (a, c): Leží zde dvě drobné pískovny, jedna v blízkosti Kardašovy Řečice a druhá v území lesního porostu u Kramářského potoka. Obojživelníci též využívají k reprodukci drobné rybníky v povodí Holenského potoka. 6953 (b): Nachází se zde dva rybníky – Stržka a Ptačí blato. Významnou lokalitou pro více druhů obojživelníků je v tomto kvadrátu pískovna u Záblatí. 6954 (a, b, c, d): Pokrytí vodní plochou je v tomto kvadrátu více než poloviční. Nachází se zde rybníky Rožmberk, Velký Tisý a Koclířov. Z chráněných území jsou zde NPR Velký a Malý Tisý, PR Výtopa Rožmberka a část NPR Stará řeka. Pro obojživelníky je atraktivní především NPR Velký a Malý Tisý z důvodu většího množství malých rybníků s nízkými rybími obsádkami. Dále též drobnější vodní plochy – paintballové hřiště s tůněmi u Nové Hlíny, tůně v okolí Staré řeky a zatopený lom na Dunajovické hoře. 6955 (a, c, d): Z MZCHÚ se zde nachází část NPR Stará řeka, PR Rybníky u Vitmanova, PR Novořecké močály a PR Losí blato u Mirochova. U obce Plavsko a Stráž nad Nežárkou jsou pískovny. Všechny výše uvedené lokality tvoří významná území pro obojživelníky. PR Novořecké močály jsou součástí EVL Třeboňsko – střed, významného území pro kuňku obecnou.

199

Kopecký et al.: Změny rozšíření a diverzity obojživelníků v CHKO Třeboňsko 7054 (a, b, c, d): Leží zde dva velké rybníky – Svět a Opatovický rybník. Mezi maloplošná chráněná území patří PR Ruda u Kojákovic, PR Soví les, PP Branské doubí. Z vyjmenovaných území má pro obojživelníky význam zejména PR Ruda u Kojákovic (výtopa rybníka). Je zde též řada drobnějších pískoven (u Spolí, Branné a Domanína). 7055 (a, b, c, d): Chlumecká rybniční soustava, též rybník Staňkov. Mezi maloplošná chráněná území patří PR Meandry Lužnice, PR Staré jezero, PR Rašeliniště Pele, NPP Vizír, PR Na Ivance, PR Bukové kopce a PR Široké blato. Z nich má pro obojživelníky význam především PR Na  Ivance a  PR Meandry Lužnice. V  kvadrátu je více drobných lesních pískoven a též rozsáhlá Cepská pískovna (EVL Cepská pískovna a okolí). 7154 (b, d): Menší rybníky u Šalmanovic. Jediným MZCHÚ je NPR Červené blato, kde je pravidelně zaznamenáno více druhů obojživelníků. Významná je též menší pískovna u obce Bor. 7155 (a, b, c, d): V  nivě Lužnice je velké množství slepých ramen a  tůní, které tvoří ­v ýznamné lokality pro výskyt obojživelníků. Nachází se zde PR Horní Lužnice, NPR ­Žofinka, PR Trpnouzské blato, PR Dračice a  PP Pískovna u  Dračice. Severovýchodně od obce Rapšach leží dvě drobné lesní pískovny (Bosna a Velký Londýn). Zpracování dat Pro hodnocení změn výskytu obojživelníků na území CHKO Třeboňsko byla použita data ze tří etap mapování obojživelníků (AOPK ČR 2010): 1. etapa 1960–1994, veškeré nálezy učiněné během této etapy byly shrnuty prací Atlas rozšíření obojživelníků v České republice (Moravec 1994). Pro území CHKO Třeboňsko pochází z této etapy 282 nálezů. 2. etapa 1995–2007, v  této etapě nejsou data nijak celkově shrnuta, neproběhl žádný plošný průzkum výskytu obojživelníků. Též je tato etapa v porovnání s etapou předchozí relativně časově krátká. Obsahuje také nejméně nálezů – 104. 3. etapa 2008–2010, během této etapy proběhl projekt Mapování obojživelníků a plazů organizovaný AOPK ČR. I přes pouhé tři roky, kdy projekt probíhal, jsou data z tohoto období nejkomplexnější (588 nálezů). Jejich výhodou a příslibem do budoucna je i jednotná a stálá metodika jejich sběru. Jak je patrné, data o  rozšíření obojživelníků měla značný rozptyl, co se týče jejich informativní hodnoty. Nálezová data nebyla během celkového období sbírána standardizovanými metodami a v každé etapě se na ní podílel jiný počet různě erudovaných mapo­ vatelů. Detailní lokální znalosti o  přesném výskytu a  sofistikovaném odhadu početnosti tak stojí proti údajům obsahujícím jen jméno nalezeného druhu a  lokalizaci spočívající v uvedení geograficky nejbližší obce. Uvedené problémy jsou běžným jevem při sestavování atlasů rozšíření různých skupin živočichů (Beneš et al. 2002). Proto jsme při hodnocení změn výskytu obojživelníků zvolili konzervativní přístup, podobně jako autoři publikace Motýli České republiky (Beneš et al. 2002). Vzhledem k velikosti studovaného území jsme pro detailnější pohled upřednostnili data z jemnější škály kvadrantů před kvadráty, když: T = (1 – Nr / N) * 100 T N r N

200

trend vývoje změn výskytu daného druhu obojživelníka, počet obsazených kvadrantů z poslední etapy mapování (2008–2010), kumulativní počet obsazených kvadrantů během všech etap mapování.

Příroda, Praha, 32: 197 – 211, 2014 Dle procentické hodnoty trendu byly všechny druhy obojživelníků Třeboňska zařazeny do kategorií různých stupňů ohrožení (uvedených v závorce): T = 100 T > 66 T ≥ 33,33 T < 33,33

druh z území CHKO vymizel (Extinct – EX), druh vymizel z více než dvou třetin CHKO (Critically endangered – CE), druh vymizel z více než třetiny CHKO (Endangered – E), druh vymizel z méně než třetiny CHKO (Low Interest – LI).

Diverzitu kvadrantu představuje prostý součet všech druhů, které byly v  kvadrantu zaznamenány alespoň během jedné z mapovacích etap. Ukazuje na heterogenitu a vhodnost prostředí v kvadrantu. Uváděné názvy druhů obojživelníků vychází z  platné vyhlášky (vyhláška MŽP č. 395/1992 Sb., v platném znění) a neodrážejí tak recentní posun v taxonomii celé skupiny (Frost et al. 2006).

Výsledky Od  roku 1960 do  roku 2010 se na  sledovaném území CHKO Třeboňsko vyskytovalo 15 druhů obojživelníků, z toho 12 druhů žab a 3 druhy ocasatých obojživelníků. Během celého období mapování z území CHKO Třeboňska žádný druh nevymizel, zároveň se zde žádný druh po roce 1960 nově neobjevil (tab. 1, obr. 1–15). Tab. 1.  Přehled počtu obsazených kvadrantů (N), trendů výskytu (T) a  stupně ohrožení (O) pro obojživelníky vyskytující se v CHKO Třeboňsko. Table 1.  Numbers of occupied quadrants (N), trends in distribution (T) and levels of endangerment (O) for all amphibian species in Třeboňsko PLA. druh

1960–1994

1995–2007

2008–2010

N

T (%)

O

mapa č.

Bombina bombina

14

6

16

21

23,81

LI

1

Bufo bufo

15

0

24

27

11,11

LI

2

Bufo calamita

8

1

3

9

66,67

CE

3

Bufo viridis

14

0

4

16

75,00

CE

4

Hyla arborea

20

4

25

29

13,79

LI

5

Pelobates fuscus

12

3

21

22

4,55

LI

6

Rana arvalis

10

1

8

13

38,46

E

7

Rana dalmatina

8

4

22

24

8,33

LI

8

Rana temporaria

16

0

7

18

61,11

E

9

Rana esculenta

16

3

21

23

8,70

LI

10

Rana lessonae

14

1

11

21

47,62

E

11

Rana ridibunda

1

3

1

5

80,00

CE

12

Triturus cristatus

12

10

12

18

33,33

E

13

Triturus alpestris

12

4

10

15

33,33

E

14

Triturus vulgaris

13

3

14

19

26,32

LI

15

201

Kopecký et al.: Změny rozšíření a diverzity obojživelníků v CHKO Třeboňsko Během poslední etapy mapování bylo zaznamenáno v  kvadrantu průměrně nejvíce druhů (průměr ± SD = 6,67 ± 3,16; medián = 7), menší průměrný počet druhů na kvadrant byl zaznamenán během první etapy (6,13 ± 4,48; medián = 5) a nejmenší během etapy druhé (1,4 ± 1,99; medián = 1). Z  pohledu diverzity jednotlivých kvadrantů pro výskyt obojživelníků se dle námi zvolených kritérií nejlépe jeví kvadrant 6854c, v němž byly zaznamenány všechny druhy obojživelníků obývající CHKO, zároveň tu byl jejich výskyt relativně stálý (tab. 2.). Tab. 2.  Kumulativní počet druhů obojživelníků pro jednotlivé kvadranty CHKO Třeboňsko. Table 2.  Cumulative species diversity of amphibians in particular quadrants of PLA Třeboňsko. a

b

c

d

6853

–

7

–

7

6854

15

6

15

8

6855

8

–

7

–

6953

–

7

–

–

6954

12

7

11

14

6955

11

–

14

5

7054

8

12

4

12

7055

10

10

12

8

7154

–

9

–

0

7155

14

10

6

11

Diskuse Použitá metodika Je nutné si uvědomit, že absolutní nárůst počtu obsazených kvadrantů obojživelníky nemusí odpovídat zlepšení prostředí na  území CHKO Třeboňska, příp. kolonizaci nových území, ale může být čistě artefaktem vzešlým z  rozdílného úsilí při sběru dat. Největší nebezpečí by v tomto případě leželo v absolutních změnách počtu jedinců. Porovnávány jsou totiž pouze nálezy na hrubé škále kvadrantů (absence vs. prezence druhu), kde je např. jeden zaznamenaný jedinec roven celé vitální populaci. Hodnocení kvality jednotlivých kvadrantů předpokládá, že celému území CHKO byla při dané etapě mapování obojživelníků věnována stejná pozornost. Pokud vyloučíme subjektivní lokální preference mapovatelů (které ovšem mohou hrát roli – rádi se vracíme tam, kde jsme něco zajímavého viděli) a budeme předpokládat schopnost vyrovnat se s hledáním obojživelníků v  různě obtížném terénu, pak druhým problémem je stejný přístup ke kvadrantům, které zasahují do území CHKO pouze částečně. Zde lze očekávat možné podhodnocení. Na druhou stranu tento přístup vyjadřuje absolutní důležitost daného kvadrantu pro obojživelníky CHKO. Vzhledem k objemu i kvalitě nálezových dat z poslední etapy je jasné, že zanedlouho budeme schopni hodnotit nejen změny výskytu obojživelníků, ale i jejich abundance, příp. populační trendy, a to statisticky sofistikovanějšími postupy.

202

Obr. 1.  Rozšíření kuňky obecné (Bombina bombina) v CHKO Třeboňsko v letech 1960–2010. Fig. 1.  Distribution of Fire-bellied Toad (Bombina bombina) in Třeboňsko PLA during the period 1960–2010.

Obr. 2.  Rozšíření ropuchy obecné (Bufo bufo) v CHKO Třeboňsko v letech 1960–2010. Fig. 2.  Distribution of Common Toad (Bufo bufo) in Třeboňsko PLA during the period 1960–2010.

Obr. 3.  Rozšíření ropuchy krátkonohé (Bufo calamita) v CHKO Třeboňsko v letech 1960–2010. Fig. 3.  Distribution of Natterjack Toad (Bufo calamita) in Třeboňsko PLA during the period 1960–2010.

Příroda, Praha, 32: 197 – 211, 2014

203

Obr. 4.  Rozšíření ropuchy zelené (Bufo viridis) v CHKO Třeboňsko v letech 1960–2010. Fig. 4.  Distribution of Green Toad (Bufo viridis) in Třeboňsko PLA during the period 1960–2010.

Obr. 5.  Rozšíření rosničky zelené (Hyla arborea) v CHKO Třeboňsko v letech 1960– 2010. Fig. 5.  Distribution of European Tree Frog (Hyla arborea) in Třeboňsko PLA during the period 1960–2010.

Obr. 6.  Rozšíření blatnice skvrnité (Pelobates fuscus) v CHKO Třeboňsko v letech 1960– 2010. Fig. 6.  Distribution of Common Spadefoot (Pelobates fuscus) in Třeboňsko PLA during the period 1960–2010.

Kopecký et al.: Změny rozšíření a diverzity obojživelníků v CHKO Třeboňsko

204

Obr. 7.  Rozšíření skokana ostronosého (Rana arvalis) v CHKO Třeboňsko v letech 1960–2010. Fig. 7.  Distribution of Moor Frog (Rana arvalis) in Třeboňsko PLA during the period 1960–2010.

Obr. 8.  Rozšíření skokana štíhlého (Rana dalmatina) v CHKO Třeboňsko v letech 1960– 2010. Fig. 8.  Distribution of Agile Frog (Rana dalmatina) in Třeboňsko PLA during the period 1960–2010.

Obr. 9.  Rozšíření skokana hnědého (Rana temporaria) v CHKO Třeboňsko v letech 1960– 2010. Fig. 9.  Distribution of Common Frog (Rana temporaria) in Třeboňsko PLA during the period 1960–2010.

Příroda, Praha, 32: 197 – 211, 2014

205

Obr. 10.  Rozšíření skokana zeleného (Rana esculenta) v CHKO Třeboňsko v letech 1960– 2010. Fig. 10.  Distribution of Edible Frog (Rana esculenta) in Třeboňsko PLA during the period 1960–2010.

Obr. 11.  Rozšíření skokana krátkonohého (Rana lessonae) v CHKO Třeboňsko v letech 1960–2010. Fig. 11.  Distribution of Pool Frog (Rana lessonae) in Třeboňsko PLA during the period 1960–2010.

Obr. 12.  Rozšíření skokana skřehotavého (Rana ridibunda) v CHKO Třeboňsko v letech 1960–2010. Fig. 12.  Distribution of Marsh Frog (Rana ridibunda) in Třeboňsko PLA during the period 1960–2010.

Kopecký et al.: Změny rozšíření a diverzity obojživelníků v CHKO Třeboňsko

206

Obr. 13.  Rozšíření čolka velkého (Triturus cristatus) v CHKO Třeboňsko v letech 1960– 2010. Fig. 13.  Distribution of Great Crested Newt (Triturus cristatus) in Třeboňsko PLA during the period 1960–2010.

Obr. 14.  Rozšíření čolka horského (Triturus alpestris) v CHKO Třeboňsko v letech 1960– 2010. Fig. 14.  Distribution of Alpine Newt (Triturus alpestris) in Třeboňsko PLA during the period 1960–2010.

Obr. 15.  Rozšíření čolka obecného (Triturus vulgaris) v CHKO Třeboňsko v letech 1960– 2010. Fig. 15.  Distribution of Common Newt (Triturus vulgaris) in Třeboňsko PLA during the period 1960–2010.

Příroda, Praha, 32: 197 – 211, 2014

207

Kopecký et al.: Změny rozšíření a diverzity obojživelníků v CHKO Třeboňsko Trendy Velmi zhruba můžeme v historii území dnešní CHKO Třeboňsko vylišit čtyři hlavní etapy se zásadním vlivem na obojživelníky. První etapou je stav přírodní mokřadní krajiny před zásahy člověka; ty počínají ve 12. století a tato druhá etapa je charakterizována přeměnou mokřadů v rybníky, jež byly v porovnání s třetí etapou, charakterizovanou zintenzivněním rybničního i zemědělského hospodaření, relativně přírodě blízké. Poslední etapou je pak období posledních cca 20 let, kdy vzrůstá společenská podpora ochrany přírody, která staví na vědeckých základech. Faunistická data získaná AOPK ČR tak částečně postihují třetí a zcela čtvrtou etapu vývoje na území CHKO. Během tohoto období nedošlo k vymizení ani objevu nového druhu obojživelníka pro území CHKO. Patnáct druhů obojživelníků je známo z oblasti od roku 1968 (Berka & K aňka 1968). Dle naší studie můžeme jako kriticky ohrožené obojživelníky Třeboňska označit ropuchu zelenou (Bufo viridis), ropuchu krátkonohou (Bufo calamita) a skokana skřehotavého (Rana ridibunda). Ropucha zelená je v CHKO nacházena hlavně v pískovnách (Hanák et al. 1990, Moravec 1994). Úbytek je patrný jak na severu, tak na jihu CHKO, stabilní je výskyt ve středu CHKO. Ropucha zelená obecně rapidně plošně ubývá v celé České republice (Zavadil et al. 2011). Tradičně je označována za druh iniciálních stádií vodních ploch a za dobrého kolonizátora antropogenně vzniklých nádrží (Roth & Zavadil 1997), což potvrzují i změny společenstev obojživelníků na  severočeských výsypkách, kde je v  nejmladších tůních ropucha zelená ­dominantním druhem, který postupně ubývá se stářím tůně (Vojar 2000). Je možné, že úpravy a  rekultivace pískoven prováděné během posledních cca 15 let již díky sukcesi svým charakterem neodpovídají nárokům ropuchy zelené. Překvapivé jsou proto výsledky Chobotské (2009), která ropuchu zelenou uvádí z pískoven Třeboňska jako nejtolerantnější druh vůči rybí obsádce (což je spíše znak starších nádrží). Z nálezů posledních let, které byly učiněny v intravilánech města Třeboň, Lomnice nad Lužnicí, Majdalena a Ponědrážka vyplývá, že výskyt ropuchy je na Třeboňsku vázán (přinejmenším potravně) na lidská sídla a jejich země­dělsky využívané okolí (Neudertová – nepublikovaná data). Podobné biotopové nároky jako ropucha zelená má i ropucha krátkonohá. Úbytek ropuchy krátkonohé na Třeboňsku souvisí tedy především se změnami nerybničních vodních ploch. Ropucha krátkonohá zde trpí zejména zánikem vhodných biotopů – otevřených prostorů pískoven s  periodickými nádržkami bez vegetace, udržovaných v  raných stádiích sukcese (Z avadil 1996, Chobotská 2009). Vznik takových biotopů v minulosti souvisel s potřebou písku pro stavebnictví a otevřením větších těžeben štěrkopísku na území CHKO v  80. letech 20. století (Hlásek 2000). Bohužel po  ukončení těžby byla většina pískoven necitlivě zrekultivována, těžebny rychle změnily svůj charakter a ropucha krátkonohá z nich vymizela. Dnes je výskyt ropuchy vázán na aktivní těžbu (těžebna Krabonoš) nebo v konkrétním případě PP Pískovny u Dračice je výskyt vázán na umělé blokování sukcese a obnovu menších vodních nádrží ze strany orgánu ochrany přírody (Hátle 2010). Skokan skřehotavý byl i v předešlých etapách mapování nalézán v CHKO spíše sporadicky. Vysoká míra současného ohrožení tak odráží historicky malé rozšíření (v počtu jednotek nálezů) – každá změna je pak výraznější. Tento druh je zřejmě také snadno zamě­nitelný s  ostatními zelenými skokany – dodnes není zcela vyjasněn vztah morfo­ logie a genotypu jednotlivých „druhů“ tohoto komplexu (Kierzkowski et al. 2011). Tyto taxo­ nomické nejasnosti se projevují např. u Hanákova (Hanák 1969) hodnocení ­obojživelníků Třeboňska a zřejmě i v pozdním objevu skokana skřehotavého pro tuto oblast (Berka & K aňka 1968). Z tohoto důvodu jsou v obdobných studiích hodnoceni „zelení skokani“ jako jeden druh (Bonk & Pabijan 2010). Skokan skřehotavý na  jiných místech svého areálu

208

Příroda, Praha, 32: 197 – 211, 2014 pravidelně ­v yužívá pro rozmnožování i zarybněné vodní plochy (Král 1992), kterých je na Třeboňsku dostatek. Vzhledem k výše uvedenému považujeme závěry o kritické ohroženosti tohoto druhu na území CHKO za nejméně věrohodné. Dle zvolených kritérií je nejblíže kategorii kriticky ohrožených druhů na  Třeboňsku skokan hnědý (Rana temporaria) s trendem vývoje ústupu z území o 61,11 %. Tento stav je pro Třeboňsko o to více alarmující, že už po skončení první etapy mapování byl jeho výskyt zde uváděn jako nehojný (Moravec 1994). I když pro ČR zatím nebyla provedena žádná studie na  toto téma, lokální subjektivní pohled mapovatelů na  stav tohoto druhu v  ČR je jednotný – rapidní pokles (Kerouš ústní sdělení, Šandera ústní sdělení, Vojar ústní sdělení, Zavadil ústní sdělení, Kopecký nepublikovaná data). To potvrzují i výsledky z oblasti jihovýchodních nížin Polska, kde je skokan hnědý nejvíce ustupujícím druhem (Bonk & Pabijan 2010). Na  vině je zřejmě fragmentace biotopů (Vojar – ústní sdělení) – tento druh totiž využívá pro zimování vodu tekoucí, pro rozmnožování vodu stojatou a většinu roku tráví na souši. Možnou nápravu komplikuje skutečnost, že skokan hnědý je, spolu s ­čolkem dunajským (Triturus dobrogicus), jediným druhem obojživelníka v ČR, který nepožívá zvláštní ochrany (vyhláška MŽP č. 395/1992 Sb., v  platném znění). Doporučujeme proto centrálním orgánům AOPK ČR prioritně pro tento druh co nejrychleji vyhodnotit existující data pro celou ČR. Skokan ostronosý (Rana arvalis), čolek velký (Triturus cristatus) a čolek horský (Triturus alpestris) byli do kategorie ohrožený (E) pro Třeboňsko zařazeni s relativně nízkými trendy úbytku. Obecně jde o druhy se specifickými, nikterak však striktními nároky na prostředí (Roček 1992a, Roček 1992b, Rehák 1992). V rámci CHKO tyto druhy upřednostňují spíše starší nádrže, čolci též během povodní nezaplavované nádrže bez ryb (Chobotská 2009). Údaje pro skokana ostronosého jsou zatíženy stejnými problémy jako data o  rozšíření skokana skřehotavého, viz výše. Ostatní druhy v CHKO nijak výrazně nezmenšily svou plochu výskytu a jejich stav je v tomto směru uspokojivý. Vůbec nejmenší úbytek (trend = 4,55 %) byl zaznamenán překvapivě pro blatnici skvrnitou (Pelobates fuscus). To je pravděpodobně způsobeno lepší informovaností mapovatelů a  zaváděním nových metod sledování batrachofauny. Nové nálezy blatnice na území ČR totiž často korelují s používáním zábran s padacími pastmi (Mikátová & Vlašín 1998). Kvalita kvadrantů Při pohledu na mapu CHKO a hodnoty diverzity obojživelníků je velice pravděpodobná vazba druhově bohatých společenstev na  celkovou plochu vodních nádrží v  kvadrantu a zřejmě i na jejich heterogenitu. Diverzita je vysoká v kvadrantech 6854a, 6854c, 6954d, 6955c, kde jsou přítomny jak velké rybníky, tak i řada menších nádrží a nerybničních vodních biotopů (písníků a tůní). Při porovnání jednotlivých etap je zřejmé, že průměrný počet druhů v kvadrantech roste. V  poslední etapě byl nejvyšší. Zároveň v  porovnání s  první etapou odhaluje nižší směrodatná odchylka větší homogenitu nálezových dat. Ta může být způsobena lepšími metodami sběru, zvýšením intenzity průzkumu i zlepšením v rovině lidského faktoru nebo celkovým zlepšování prostředí pro obojživelníky na celém území CHKO Třeboňsko. Avšak pouze během první etapy byly zaznamenány kvadranty s výskytem 14 druhů (v poslední etapě bylo v kvadrantu nalezeno max. 11 druhů). Pokud je tedy za zvýšením průměrného počtu druhů obojživelníků v kvadrantech CHKO Třeboňsko skutečně změna prostředí, pak je tato změna charakterizována homogenizací jednotlivých kvadrantů.

209

Kopecký et al.: Změny rozšíření a diverzity obojživelníků v CHKO Třeboňsko

Poděkování Autoři děkují Lence Jeřábkové (AOPK ČR, Praha) za poskytnutí dat z nálezové databáze AOPK ČR. Martinu Kováčikovi za pomoc při vytváření síťových map rozšíření obojživelníků a Magdaléně Kopecké za první pročtení rukopisu. Kvalitu článku významně zvýšilo zohlednění připomínek recenzenta Jiřího Vojara (FŽP, ČZU Praha).

Literatura AOPK ČR (2010): Nálezová databáze ochrany přírody. – URL: http://portal.nature.cz Beneš J., Konvička M., Dvořák J., Fric Z., Havelda Z., Pavlíčko A., Vrabec V & Weidenhoffer Z. (2002): Motýli České republiky: Rozšíření a ochrana I. – SOM, Praha. Berka F. & Kaňka M. (1968): Lokalitní zastoupení žab na Soběslavsku. – Ochrana Přírody 23: 35–36. Blaustein A. R. & Kiesecker J. M. (2002): Complexity in conservation: lessons from the global decline of amphibian populations. – Ecol. Letters 5: 597–608. Blaustein A. R. & Olson D. H. (1991): Declining amphibians. – Science 247: 1033–1034. Blaustein A. R., Romansic J. M., Kiesecker J. M. & Hatch A. C. (2003): Ultraviolet radiation, toxic chemicals and amphibian population declines. – Divers. Distrib. 9: 123–140. Bonk M. & Pabijan M. (2010): Changes in a regional batrachofauna in south-central Poland over a 25 year period. – North-Western J. Zool. 6: 225–244. Brito D. (2008): Amphibian conservation: Are we on the right track? – Biol. Conserv. 141: 2912–2917. Carey C. & Alexander M. A. (2003): Climate change and amphibian declines: is there a link? – Divers. Distrib. 9: 111–121. Daszak P., Cunningham A. A. & Hyatt A. D. (2003): Infectious disease and amphibian population declines. – Divers. Distrib. 9: 141–150. Frost D., Grant T., Faivovich J., Bain R. H., Haas A., Haddad C. F. B., De Sá R. O., Channing A., Wilkinson M., Donnellan S. C., Raxworthy C. J., Campbell J. A., Blotto B. L., Moler P., Drewes R. C., Nussbaum R. A., Lynch J. D., Green D. M. & Wheeler W. C. (2006): The Amphibian Tree of Life. – Bull. Am. Mus. Nat. Hist. 297: 1–370. Grim T. (2006): Kde jsou ochranářské priority? Medializace kontra ochrana přírody. – Vesmír 85: 140. Halliday T. R. (1998): A declining amphibian conundrum. – Nature 394: 418. Hanák P. (1969): Obojživelníci a plazi. – In: Boháč D. et al., Zvířena jižních Čech, pp. 116–120, KPÚ, České Budějovice. Hanák P., Vošta J. & Tuma V. (1990): Vertebrates of abandoned sand pits, their function and links with other components of the ecosystem. – In: Krupauer V. et al., Extracted Sand Pits: Man-made Ecosystem of Trebon Biosphere Reserve, pp. 91–101, Academia, Praha. Hátle M. (2010): Plán péče o  přírodní památku Pískovna u  Dračice 2011–2020. – Ms. [Depon. in: Správa CHKO Třeboňsko, Třeboň.] Hlásek J. (2000): CHKO Třeboňsko v posledních 10 letech. – In: Pokorný J. et al., Třeboňsko 2000. Ekologie a ekonomika Třeboňska po dvaceti letech, pp. 22–45, UNESCO/MaB, ENKI o.p.s., Třeboň. Chobotská H. (2009): Analýza populací obojživelníků drobných pískoven v CHKO Třeboňsko. – Ms. [Disert. pr.; depon. in: Knih. kat. Zool. Zem. Fak. JU České Budějovice.] Jeřábková L. (2008): Metodika mapování obojživelníků a plazů. – URL: http://biomonitoring.cz Kats L. B. & Ferrer R. P. (2003): Alien predators and amphibian declines: a review of two decades of science and the transition to conservation. – Divers. Distrib. 9: 99–110. Kierzkowski P., Pasko L. & Rybacki M. (2011): Genome dosage effect and hybrid morphology – the case of the hybridogenetic water frogs of the Pelophylax esculentus complex. – Ann. Zool. Fenn. 48: 56–66. Král B. (1992): Skokan skřehotavý (Rana ridibunda). – In: Baruš V. & Oliva O., Obojživelníci, Fauna ČSFR, pp. 188 – 199, Academia, Praha. Malecha A. (1988): Geologická mapa ČSR. List 33-11 Třeboň. – Ústřední ústav geologický, Praha. Mikátová B. & Vlašín M. (1998): Ochrana obojživelníků. – ČSOP, Brno. Mikátová B. & Vlašín M. (2007): Rozšíření kuňky ohnivé (Bombina bombina) na  Královéhradecku v letech 1985 až 2006. – In: Bryja et al., Zoologické dny, pp. 116, AVČR, Brno.

210

Příroda, Praha, 32: 197 – 211, 2014 Moravec J. (1994): Atlas rozšíření obojživelníků v České republice. – Národní Muzeum, Praha. Pruner L. & Míka P. (1996): Seznam obcí a jejich částí v České republice s čísly mapových polí pro síťové mapování fauny. – Klapalekiana 32 (suppl.): 1–175. Quitt E. (1971): Klimatické oblasti Československa. – Studia Geographica 16: 1–79. Rehák I. (1992): Skokan ostronosý (Rana arvalis). – In: Baruš V. & Oliva O., Obojživelníci, Fauna ČSFR, pp. 239–257, Academia, Praha. Roček Z. (1992a): Čolek velký (Triturus cristatus). – In: Baruš V. & Oliva O., Obojživelníci, Fauna ČSFR, pp. 115–122, Academia, Praha. Roček Z. (1992b): Čolek horský (Triturus alpestris). – In: Baruš V. & Oliva O., Obojživelníci, Fauna ČSFR, pp. 127–132, Academia, Praha. Roth P. & Zavadil V. (1997): Bufo viridis (Laurenti, 1768). – In: Nečas P. et al., Czech Recent and Fossil Amphibians and Reptiles. An Atlas And Field Guide, pp. 54–55, Chimaira, Frankfurt am Main. Stuart S. N., Chanson J. S., Cox N. A., Young B. E., Rodrigues A. S. L., Fischman D. L. & Waller R. W. (2004): Status and trends of amphibian declines and extinctions worldwide. – Science 306: 1783–1786. Šťastný K., Bejček V. & Hudec K. (1987): Atlas hnízdního rozšíření ptáků v ČSSR 1973/77. – Academia, Praha. Šťastný K., Bejček V. & Hudec K. (1996): Atlas hnízdního rozšíření ptáků v  ČSSR 1985–1989. – Academia, Praha. Šťastný K., Bejček V. & Hudec K. (2006): Atlas hnízdního rozšíření ptáků v  ČSSR 2001–2003. – Academia, Praha. Šusta J. (1997): Výživa kapra a jeho družiny rybničné. – Carpio, Třeboň. Vojar J. (2000): Sukcese obojživelníků na výsypkách. – Živa 48: 41–43. Vojar J. (2007): Ochrana obojživelníků, doplněk k metodice č.1. – ČSOP, Hasina Louny. Wake D. B. (1991): Declining amphibian populations. – Science 253: 860. Zavadil V. (1996): Ropucha krátkonohá, Bufo calamita Laurentii 1768. Historické a aktuální rozšíření v České republice, s poznámkami o její biologii a ochraně. – Ochrana Přírody 51: 135–137. Zavadil V., Sádlo J. & Vojar J. (2011): Biotopy našich obojživelníků a jejich management, Metodika AOPK ČR. – AOPK ČR, Praha.

211

Příroda, Praha, 32: 213 – 233, 2014

Nové a další význačné druhy motýlů (Lepidoptera) zjištěné v Národním parku Podyjí New and other significant Lepidoptera species recorded in the Podyjí National Park Jan Šumpich1, Jan Sitek 2, Milan Švestka3, Jan Liška4, Gustav Elsner5, K amil Eliáš6 & Ivo Dvořák7 Entomologické oddělení, Národní muzeum, Cirkusová 1740 CZ-193 00 Praha 9 – Horní Počernice, [email protected] 2  Hasičská 3031, CZ-738 01 Frýdek-Místek, [email protected] 3  Coufalova 19, CZ-669 02 Znojmo, [email protected] 4  Lesní ochranná služba, VÚLHM, v.v.i., Strnady 136, CZ-156 00 Praha 5 – Zbraslav [email protected] 5  Hůlkova 304, CZ-197 00 Praha – Kbely, [email protected] 6  Henčov 73, CZ-586 01 Jihlava, [email protected] 7  Tylova 23, CZ-586 01 Jihlava, [email protected] 1 

Abstract: In this paper, 96 significant Lepidoptera species recently recorded in Podyjí National Park are presented, of which 34 species are mentioned for the first time from this territory. The occurrence of another nine species was confirmed after a longer absence, of which Thymelicus acteon (Rottemburg, 1775) and Melitaea phoebe (Denis & Schiffermüller, 1775) were considered to be extinct. Records of Zelleria hepariella Stainton, 1849, Megacraspedus albovenata Junnilainen, 2010, Coleotechnites piceaella (Kearfott, 1903), Dichomeris rasilella (Herrich-Schäffer, 1854), Polyommatus bellargus (Rottemburg, 1775), Melitaea aurelia Nickerl, 1850 and Cydalima perspectalis (Walker, 1859) can be regarded as the result of their subrecent spread in the territory of the Czech Republic. Records of Argynnis pandora (Denis & Schiffermüller, 1775) and Polyphaenis sericata (Esper, 1787) are probably results of their short-term irruptions from southern parts of Europe. The first information on the bionomics of Monopis neglecta Šumpich & Liška, 2011 is also given. Keywords: Czech Republic, Lepidoptera, new records, Podyjí National Park Abstrakt: V  příspěvku je prezentován přehled 96 význačných druhů motýlů, které byly ­recentně zjištěny na  území Národního parku Podyjí. 34 druhů je z  tohoto území uvedeno poprvé. Výskyt dalších devíti druhů byl v  této oblasti potvrzen po  delší době, přičemž ­Thymelicus acteon (Rottemburg, 1775) a  Melitaea phoebe (Denis & Schiffermüller, 1775) zde byly považovány za vymřelé. Nálezy Zelleria hepariella Stainton, 1849, Megacraspedus albovenata Junnilainen, 2010, Coleotechnites piceaella (Kearfott, 1903), Dichomeris ­rasilella (Herrich-Schäffer, 1854), Polyommatus bellargus (Rottemburg, 1775), Melitaea aurelia Nickerl, 1850, Cydalima perspectalis (Walker, 1859) mohou být dokladem jejich subrecentního šíření na území ­České republiky. Nálezy Argynnis pandora (Denis & Schiffer­müller, 1775) a  Polyphaenis sericata (Esper, 1787) jsou pravděpodobně důsledkem krátkodobých irupcí z jižních částí Evropy. Jsou prezentovány první informace k bionomii druhu Monopis neglecta Šumpich & Liška, 2011. Klíčová slova: Česká republika, Lepidoptera, Národní park Podyjí, nové nálezy

213

Šumpich et al.: Nové a význačné druhy motýlů v NP Podyjí

Úvod Fauna motýlů NP Podyjí byla nedávno komplexně zpracována (Šumpich 2011), což umožňuje snazší posuzování nových nálezů v kontextu jejich historického a aktuálního rozšíření v této oblasti. V uvedené faunistické monografii je prezentován výskyt 2205 druhů motýlů, které byly do roku vydání práce známy z území NP Podyjí. Po vydání této práce bylo z území NP Podyjí publikováno pouze několik málo nálezů motýlů. Jmenovitě Sitek (2013) uveřejnil zjištění druhu Lecithocera nigrana (Duponchel, 1836), kterého ulovil v Popicích v roce 2012 a také v práci připojil další faunistické údaje k můře Apamea syriaca (Osthelder, 1933). Nálezy několika druhů motýlů (avšak bez dalších faunistických detailů) z okolí Mašovic (Mašovická střelnice) publikovali Vrba et al. (2012). Mezi těmito nálezy je i hnědásek černýšový (Melitaea aurelia), který byl na území NP Podyjí od roku 1960 nezvěstný (Šumpich 2011). Motýlům zájmového území význačným z hlediska ochrany přírody se komplexně věnoval Šumpich (2012). V předloženém příspěvku jsou doplněny další nálezy význačných druhů motýlů, které rozšiřují míru stávajících znalostí o jejich rozšíření a ekologických nárocích nejen v rámci NP Podyjí ale podstatné jsou i  v  širším kontextu. Pro řadu z  nich je totiž Podyjí zjevně stěžejní oblastí jejich výskytu u  nás, což musí nutně vést k  trvalé pozornosti ochránců přírody i tímto směrem.

Metodika Prezentovaná nálezová data byla získána terénním pozorováním a v nezbytně nutné míře sběrem studijního materiálu. K tomuto účelu bylo využito běžných entomologických metod, především lov do síťky a vábení dospělců na různé zdroje ultrafialového záření. Veškeré nálezy byly učiněny v úzké spolupráci se Správou NP Podyjí, část údajů byla získána v ­rámci dlouhodobého sledování, formálně zaštítěného touto institucí. Nomenklatura je převzata z aktuálního seznamu motýlů České republiky (Laštůvka & Liška 2011), české názvy vycházejí z práce Novák et al. (1992). Názvy lokalit odpovídají názvům uvedeným v práci Šumpich (2011). Z této práce jsou také čerpány výchozí faunistické informace o výskytu jednotlivých druhů v NP Podyjí, a proto není již tato citace u jednotlivých komentářů opakována. Přehled lokalit Čížov – Chřástalova louka (48°52ʼ36,411”N, 15°51ʼ45,855”E) Čížov – Zadní louka (48°52ʼ44,441”N, 15°51ʼ29,778”E) Hardeggská stráň (48°51ʼ17,83”N, 15°52ʼ09,45”E) Hardeggská vyhlídka (48°51ʼ26,78”N, 15°51ʼ40,13”E) Havraníky (48°48ʼ55,41”N, 15°59ʼ59,58”E) Hnanice (48°48ʼ25,49”N, 15°59ʼ24,15”E) Hradiště (48°51ʼ25,83”N, 16°02ʼ03,36”E) Jejkal (48°52ʼ36,10”N, 15°47ʼ55,65”E) Kozí stezky (48°51ʼ40,80”N, 15°52ʼ27,76”E) Kraví hora (48°50ʼ49,66”N, 16°02ʼ20,87”E) Lipinská louka (48°49ʼ04,23”N, 15°57ʼ45,62”E) Mašovická střelnice (48°50ʼ54,96”N, 15°58ʼ06,97”E) Nad Papírnou (48°49ʼ09,67”N, 15°59ʼ07,76”E) Pod Ledovými slujemi (48°53ʼ07,63”N, 15°50ʼ26,82”E) Pod Šobesem (48°48ʼ45,14”N, 15°58ʼ38,16”E)

214

Příroda, Praha, 32: 213 – 233, 2014 Popice (48°49ʼ11,48”N, 16°00ʼ42,50”E) Pustý kopec u Konic (48°48ʼ46,04”N, 16°02ʼ16,14”E) Šobes (48°49ʼ08,48”N, 15°58ʼ26,16”E) Vraní skála (48°50ʼ59,65”N, 15°53ʼ44,05”E) Přehled použitých zkratek ex. – jedinec; leg. – sebral; det. – určil; coll. – uloženo ve sbírce; leg. et det. – sebral a laboratorně určil bez zachování dokladu; gen. prep. – doklad byl určen na základě prohlídky genitálií; NMPC – Národní muzem Praha; NP – národní park; ČR – Česká republika.

Výsledky Eriocraniidae Paracrania chrysolepidella (Zeller, 1851) (drobnokřídlík šedohlavý) Materiál: Hardeggská vyhlídka, 22. 3. 2014, 1 ex., J. Sitek leg., det. et coll. Pravděpodobně značně rozšířený druh, ale pro svoji nenápadnost a časný výskyt unikající pozornosti. Na  Moravě je dosud znám pouze z  NP Podyjí, kde byl zjištěn na  Hardeggské vyhlídce a sousedních Kozích stezkách. Adelidae Nemophora dumerilella (Duponchel, 1839) (adéla) Materiál: Popice, 18. 7. 2013, 1 ex., J. Sitek leg., det. et coll. Spíše teplomilný a obecně vzácný druh, známý z několika lokalit středních Čech (Soldát & Starý 1978, Novák 2011) a  jižní a  jihovýchodní Moravy (L aštůvka 1994, Elsner et al. 1998). Housenka se vyvíjí na Hypericum spp. Nový druh pro NP Podyjí. Tineidae Matratinea rufulicaput Sziráki & Szőcz, 1990 (mol) Materiál: Šobes, 23. 7. 2013, 1 ex., J. Šumpich leg., det. et coll. Velmi vzácný mol popsaný relativně nedávno z Maďarska. V ČR zjištěn dosud pouze v NP Podyjí, kde byl poprvé objeven v roce 2007 právě na Šobesu (Šumpich et al. 2009). Později byl výskyt potvrzen i  mimo střední Evropu, a  to na  více lokalitách Balkánského poloostrova (Gaedike 2010, Šumpich, 2013). Bionomie druhu není známa. Eudarcia confusella (Heydenreich, 1851) (mol) Materiál: Hardeggská vyhlídka, 28. 6. 2012, 1 ex., J. Sitek leg., det. et coll.; Vraní skála, 23. 7. 2013, 1 ex., J. Šumpich leg., det. et coll. Velmi lokální druh, v Podyjí dosud známý pouze z lokalit xerotermních skalních hran podél kaňonu Dyje. Teprve třetí a čtvrtý doklad výskytu v oblasti. Bionomie druhu není dosud přesně objasněna. Montescardia tessulatellus (Zeller, 1846) (mol) Materiál: Hardeggská vyhlídka, 26. 7. 2013, 1 ex., J. Sitek observ. et det. V  ČR široce rozšířený druh obývající různé typy biotopů, především světlejší listnaté a smíšené lesy ve středních a vyšších polohách. Housenka se vyvíjí v tlejícím dřevě, na choroších apod. Nový druh pro NP Podyjí.

215

Šumpich et al.: Nové a význačné druhy motýlů v NP Podyjí Nemapogon falstriella (Bang-Haas, 1881) (mol) Materiál: Hardeggská vyhlídka 18. 8. 2011, 1 ex., J. Sitek leg., det. et coll. V ČR dosud málo poznaný druh, veškeré dosavadní nálezy z území Česka shrnuje Šumpich (2011). V  NP Podyjí byl dosud zjištěn pouze na  Šobesu a  Nad Papírnou. Zdá se, že druh je v zájmovém území vázán především na xerotermní rozvolněné svahové doubravy a navazující skalnaté hrany. Bionomie není dosud známa. Monopis neglecta Šumpich & Liška, 2011 (mol) Materiál: Hnanice, 18. 5. 2013, 1 ex., J. Šumpich leg., det. et coll.; Šobes, 9. 5. 2014, 1 ex., G. Elsner leg., det. & coll. Druh recentně popsaný právě z Podyjí, jehož areál dle dosavadních poznatků v prostoru jihozápadní Moravy vyznívá (z oblasti Čech výskyt doložen není), zatímco na jižní Moravě a v sousedících zemích (Rakousku, Slovensku, Maďarsku) je známa celá řada nálezů. Od doby popisu byl např. publikován výskyt od Vídně a též byla provedena molekulární analýza DNA (Huemer 2013), která potvrdila validitu druhu. V NP Podyjí byl dosud zjištěn pouze na xerotermních strmých úbočích kaňonu Dyje, prezentovaný nález je první z vřesovišť ve východní části NP. Bionomie druhu není dosud blíže známa, jednotlivé vylíhnutí druhu ze zduřelých částí dubových větví napadených ochmetem při chovu jiných motýlů (J. Uřičář leg.) je potřebné potvrdit bližším studiem. Yponomeutidae Zelleria hepariella Stainton, 1849 (předivka) Materiál: Kraví hora, 29. 4. 2012, 1 ex., J. Sitek observ. et det. V ČR se druh v posledních letech nápadně rozšířil. Zatímco před rokem 2004 nebyl z území znám žádný nález, v současnosti je druh rozšířen prakticky celoplošně (např. Šumpich 2006, Šumpich et al. 2006, 2009). Housenka se v našich podmínkách pravděpodobně vyvíjí pouze na jasanu (Fraxinus spp.). Nový druh pro NP Podyjí. Argyresthiidae Argyresthia abdominalis Zeller, 1839 (molovka) Materiál: Havraníky, 18. 6. 2013, 1 ex., J. Šumpich leg., det. et coll. Na Moravě ­poměrně rozšířený druh, v  Čechách o  poznání vzácnější. V  NP Podyjí byl druh cíleně hledán na  vhodných lokalitách s  hojným výskytem jeho živné rostliny Juniperus communis (přede­vším na Hardeggských svazích), objeven byl ale na Havranických vřesovištích, kde je jalovec poměrně vzácný. Nový druh pro NP Podyjí. Glyphipterigidae Glyphipterix thrasonella (Scopoli, 1763) (klínovníček sítinový) Materiál: Popice, 7. 6. 2012, 1 ex., J. Sitek leg., det. et coll. Široce rozšířený vlhkomilný druh, který je schopen na různých typech mokřadů dosahovat velmi vysoké abundance. Housenka se vyvíjí na Juncus spp. Nový druh pro NP Podyjí. Blastobasidae Hypatopa inunctella (Zeller, 1839) (drsnohřbetka) Materiál: Popice, 5. 7. 2012, 1 ex., J. Sitek observ. et det. Druh často se ­v yskytující v  mokřadních biotopech (např. v  olšinách), ale také na  xerotermních stanovištích,

216

Příroda, Praha, 32: 213 – 233, 2014 v  ČR poměrně vzácný. Na  Znojemsku byl zjištěn dosud pouze V. Elsnerem ve  Vevčicích (20. 7. 1992, V. Elsner – nepubl. údaj). Housenka je polyfágní. Nový druh pro NP Podyjí. Oecophoridae Pleurota malatya Back, 1973 (krásněnka) Materiál: Popice, 7. 6. 2012, 1 ex., J. Sitek leg. et det. Teplomilný stepní druh, který je v přírodě snadno zaměnitelný s hojnějším Pleurota pyropella (Denis & Schiffermüller, 1775). Oba druhy jsou v NP Podyjí úzce vázány na otevřená vřesoviště ve východní části NP. Těžiště výskytu obou druhů leží u nás na jižní Moravě; P. pyropella je známa ze starších nálezů i ze středních Čech (Posázaví), zatímco P. malatya doprovází pouze oblast moravského termofytika. Nový druh pro NP Podyjí. Lypusidae Pseudatemelia elsae Svensson, 1982 (krásněnka) Materiál: Popice, 20. 6. 2013, 1 ex., J. Sitek leg. et det. Nenápadný druh snadno unikající pozornosti – možná i  proto byl v  ČR objeven až v  poslední době (cf. Liška et al. 2001, 2008). Bionomie není dosud dostatečně objasněná. Nový druh pro NP Podyjí. Elachistidae Elachista cinereopunctella (Haworth, 1828) (trávníček) Materiál: Hardeggská stráň, 19. 5. 2011, 1 ex., J. Sitek leg. et coll., J. Liška det. Třetí nález trávníčka v zájmovém území, přičemž oblast středního Podyjí představuje do současnosti nejzápadnější známé výskytiště v  rámci českých zemí. Živnými rostlinami jsou hlavně ostřice (Carex spp.). Elachista luticomella Zeller, 1839 (trávníček) Materiál: Braitava, 29. 6. 2010, 1 ex., J. Sitek leg. et coll., J. Liška det. Druhý nález tohoto „lesního druhu“ trávníčka z území NP Podyjí, pocházející z opačného břehu Dyje. Živné rostliny tohoto výrazně oligofágního druhu představují různé rody trav (např. Bromus, Melica, Poa, Festuca). Elachista griseella (Duponchel, 1843) (trávníček) Materiál: Šobes, 22. 5. 2013, 1 ex., J. Liška leg., 18. 4. 2014, 20 ex., J. Liška observ. (8 ex. coll.); Únanov u Znojma, 1. 6. 1991, 1 ex., V. Elsner leg., J. Liška det. et coll. Teplomilný druh trávníčka, s centrem rozšíření v jižní a jihovýchodní Evropě. Ze ­střední Evropy uváděn z Česka, Rakouska, Maďarska, Slovenska a Polska (K aila 2013), nepublikované nálezy jsou známy také ze Slovinska (J. Liška leg.). V rámci českých zemí je výskyt doložen pouze z oblasti jižní Moravy, odkud byl poprvé publikován Zimmermannem (Zimmermann 1926) z  okolí Lednice (starší literární údaje o  přítomnosti druhu v  Čechách se ve  skutečnosti vztahují k příbuznému a habituálně podobnému taxonu E. orstadii Palm, 1943, cf. Novák et al. 1997). Do současnosti je z Moravy již k dispozici více údajů, především z Hustopečska, Břeclavska a Hodonínska (J. Liška, nepublikované nálezy). Druh je považován za široce oligofágní na lipnicovitých (Poaceae). Prezentované nálezy ze ­Znojemska představují pravděpodobně nejzápadnější známé lokality výskytu druhu v Česku. Nový druh pro NP Podyjí.

217

Šumpich et al.: Nové a význačné druhy motýlů v NP Podyjí Elachista collitella (Duponchel, 1843) (trávníček) Materiál: Šobes, 22. 5. 2013, 5–10 ex., J. Liška observ. (1 ex. coll.). Druhý nález ze záj­ mové oblasti, tentokrát pocházející z vlastního území NP (doposud byla přítomnost druhu známa pouze z nejbližšího okolí parku, z Pustého kopce u Popic). Drobný druh trávníčka, unikající pozornosti, jehož výskyt je doložen pouze z moravskoslezské části Česka (L aš tůvka & Liška 2011). Živnými rostlinami jsou hlavně kostřavy (Festuca spp.). Elachista nitidulella (Herrich-Schäffer, 1855) (trávníček) Materiál: Šobes, 8. 5. 2014, 2 ex., J. Liška observ. Druhé pozorování ze zájmového území, pocházející z nepříliš vzdálené lokality, situované na opačné straně kaňonu Dyje (dosud výskyt znám z okolí Popic). Jeden z nejmenších druhů trávníčků, jehož živnou rostlinou jsou tzv. tenkolisté kostřavy (Festuca spp.). Elachista obliquella Stainton, 1858 (trávníček) Materiál: Hardeggská stráň, 21. 5. 2013, 1 ex., J. Liška leg., det. et coll. Druhý nález ze zájmového území, pocházející z obdobné a nepříliš vzdálené lokality (dosud výskyt znám z Hardeggské vyhlídky). Druh je široce oligofágní na lipnicovitých (Poaceae). Agonopterix conterminella (Zeller, 1839) (plochuška) Materiál: Hardeggská stráň, 2. 7. 2012, 1 ex., J. Sitek leg. et det. Spíše podhorský a horský druh, který se ve vyšších polohách vyskytuje napříč celou ČR. V NP Podyjí může podobně jako řada dalších druhů nacházet vhodné životní podmínky v chladnějších polohách podél Dyje. Housenka se vyvíjí na vrbách. Nový druh pro NP Podyjí. Agonopterix oinochroa (Turati, 1879) (plochuška) Materiál: Kraví hora, 17. 9. 2011, 17. 3. 2012; Popice, 11. 9. 2011, 5. 7. 2012, 2. 8. 2012, 20. 8. 2012, 4. 9. 2012, 5. 9. 2013, vše J. Sitek observ. et det.; Hnanice, 26. 8. 2013, 1 ex., 4. 9. 2013, 1 ex., J. Šumpich leg., det. et coll. Jeden z nejtypičtějších druhů pro NP Podyjí (v  současnosti se u  nás jinde nevyskytuje), obecně je však velmi vzácný (včetně např. sousedního Rakouska) (Šumpich 2011). Bionomie byla až donedávna neznámá; housenka se vyvíjí na Genista spp. (Lepiforum 2014). Coleophoridae Coleophora prunifoliae Doets, 1944 (pouzdrovníček) Materiál: Šobes, 10. 7. 2013, 1 ex., J. Liška leg., det. et coll. Druhý nález v  zájmovém území, dokládající větší rozšíření druhu, vázaného na teplomilné křoviny svazu Prunion spinosae (hlavní živnou rostlinu představují slivoně – Prunus spp.). Coleophora lithargyrinella Zeller, 1849 (pouzdrovníček) Materiál: Šobes, 22. 5. 2013, 1 ex., J. Liška leg., det. et coll. Z oblasti Moravy druh poprvé uvádějí až Gregor et al. (1984) z okolí Brna, Hustopečska a údolí říčky Chvojnice, autoři však upozorňují na jeho hojný výskyt na lokalitách a pravděpodobné přehlížení, vzhledem ke skrytému způsobu života (jde o převážně lesní druh, jehož hlavní živnou rostlinu představují ptačince – Stellaria spp. a rožce – Cerastium spp.). Nový druh pro NP Podyjí. Coleophora glaucicolella Wood, 1892 (pouzdrovníček) Materiál: Hardeggská stráň, 7. 7. 2011, 1 ex., J. Sitek leg., det. et coll.; Šobes, 10. 7. 2013,

218

Příroda, Praha, 32: 213 – 233, 2014 1 ex., J. Liška leg., det. et coll. Druhý a třetí nález ze zájmového území. Jedná se o obecně rozšířený, avšak přehlížený druh, vyvíjející se na sítinách (Juncus spp.). Coleophora saxicolella (Duponchel, 1843) (pouzdrovníček) Materiál: Šobes, 10. 7. 2013, 1 ex., J. Liška leg., det. et coll. Druhý nález ze zájmového území. Jedná se o druh s roztroušeným výskytem, vázaný na nelesní stanoviště (často ruderálního charakteru), vyvíjející se na rostlinách čeledi Chenopodiaceae. Coleophora squamosella Stainton, 1856 (pouzdrovníček) Materiál: Hardeggská stráň, 19. 7. 2011, 1 ex., J. Sitek leg., det. et coll. Široce rozšířený, ale lokální druh, který preferuje otevřená xerotermní stanovištně. Housenka se vyvíjí na turanech (Erigeron spp., Asteraceae). Nový druh pro NP Podyjí. Coleophora trochilella (Duponchel, 1843) (pouzdrovníček) Materiál: Popice, 20. 6. 2013, 1 ex., J. Sitek leg., det. et coll. Rozšířený stepní druh, jehož housenka je oligofágní na Asteraceae. Nový druh pro NP Podyjí. Gelechiidae Megacraspedus albovenata Junnilainen, 2010 (makadlovka) Materiál: Popice, 7. 6. 2012, 1 ex., J. Sitek leg. et det. Nedávno popsaný druh z  jiho­ uralských stepí, který byl ve stejném období zjištěn i na Moravě (Vávra et al. 2008, publikován jako M. fallax Mann, 1867). Nálezy pocházely z Hustopečska a byly zároveň prvními ze střední Evropy. Vzápětí byl druh nalezen i  na  Znojemsku, konkrétně na  Ječmeništi (okolí Dyjákoviček), kde dosahoval velmi vysoké početnosti (Šumpich et al. 2011). S ohledem na toto zjištění není nález v NP Podyjí již tak překvapivý. V současnosti je znám také ze Slovenska (Šumpich & Skyva 2012). Bionomie druhu není dosud objasněna, ale stanovištně je úzce vázán na stepní společenstva. Nový druh pro NP Podyjí. Monochroa cytisella (Curtis, 1837) (makadlovka) Materiál: Hardeggská vyhlídka, 26. 7. 2013, 1 ex., J. Sitek leg., det. et coll. Velmi lokální druh, jehož nálezy byly u nás dosud omezeny na jehličnaté lesy s výskytem živné rostliny Pteridium aquilinum. V poslední době byl ale druh zjištěn i na dalších netypických místech jižní Moravy (I. Dvořák, osobní sdělení). Faunisticky pozoruhodný nález. Nový druh pro NP Podyjí. Coleotechnites piceaella (Kearfott, 1903) (makadlovka) Materiál: Hardeggská vyhlídka, 26. 7. 2013, 1 ex., J. Sitek leg., det. et coll. Do  Evropy zavlečený druh ze Severní Ameriky. V Česku objevený teprve nedávno a dosud známý pouze z NP Podyjí. Housenka je vázána na smrky (Picea spp.). Sophronia consanguinella Herrich-Schäffer, 1854 (makadlovka) Materiál: Havraníky, 18. 6. 2013, 3 ex., J. Šumpich leg., det. et coll. Velmi lokální druh, v Podyjí dosud zjištěn pouze jednou, též na Havranických vřesovištích. Je ­pravděpodobné, že druh zde nebude vzácný. Housenka preferuje Artemisia campestris. Athrips rancidella (Herrich-Schäffer, 1854) Materiál: Šobes, 10. 7. 2013, 1 ex., J. Liška leg., det. et coll. Třetí lokalita výskytu v rámci zájmového území. Jde o druh zjištěný na Moravě až v relativně nedávné době, a to poprvé právě z oblasti Podyjí. Housenky se vyvíjejí na keřích čeledi Rosaceae.

219

Šumpich et al.: Nové a význačné druhy motýlů v NP Podyjí Syncopacma vinella (Bankes, 1898) (makadlovka) Materiál: Hardeggská stráň, 7. 7. 2011, 2 ex., J. Sitek leg., det. et coll. V  ČR byl druh ­objeven relativně nedávno, nejprve na  Moravě (L aštůvka et al. 1993) a  vzápětí i  v  Čechách (Novák et al. 1997). Ze Znojemska je znám pouze z  nepublikovaných nálezů V. Elsnera (V. Elsner, osobní sdělení). Housenka je oligofágně vázaná na bobovité rostliny. Nový druh pro NP Podyjí. Dichomeris rasilella (Herrich-Schäffer, 1854) (makadlovka) Materiál: Kraví hora, 4. 9. 2011, 1 ex.; Popice 20. 8. 2012, 1 ex., vše J. Sitek leg., det. et coll.; Hnanice, 19. 8. 2013, 1 ex., 26. 8. 2013, 1 ex., J. Šumpich leg., det. et coll. Charakteristický druh Lounského středohoří, které představuje těžiště jeho výskytu v  českých zemích (Novák et al. 1997, Šumpich & Skyva 2012, Šumpich et al. 2013). V posledních letech byl druh objeven také na  Moravě, konkrétně v  Bořím lese (Liška et al. 2005). Opakovaná zjištění v  NP Podyjí mohou ukazovat na  subrecentní šíření v  rámci areálu druhu. ­Housenka je oligofágní na Asteraceae. Nový druh pro NP Podyjí. Tortricidae Phtheochroa inopiana (Haworth, 1811) (obalečík) Materiál: Hnanice, 1. 8. 2013, 1 ex., J. Šumpich leg., det. et coll. Obecně velmi lokální a vzácný druh, vyskytující se na suchých i vlhčích místech. V NP Podyjí byl zjištěn pouze jednou, a to ve Felicitině údolí v roce 2010. Housenka preferuje Artemisia campestris. Phtheochroa annae Huemer, 1990 (obalečík) Materiál: Kraví hora, 29. 4. 2012, 1 ex., A. Florian leg., J. Sitek det. et coll. Velmi vzácný druh, relativně nedávno odlišený od  příbuzného Phtheochroa rugosana (Hübner, 1799). V  ČR je doposud znám pouze z  jižní Moravy (L aštůvka et al. 1993, J. Šumpich – nepublikovaný údaj), přičemž jeden z těchto nálezů pochází ze Znojemska: Přímětice, 19. 5. 1984, V. ­Elsner leg. (L aštůvka et al. 1993, V. Elsner, osobní sdělení). Housenky se vyvíjejí na Bryonia dioica (Lepiforum 2014). Nový druh pro NP Podyjí. Cochylimorpha woliniana (Schleich, 1868) (obalečík) Materiál: Popice, 18. 7. 2013, 1 ex., J. Sitek leg. et det. V ČR velmi vzácný a lokální druh. Na Moravě byl zjištěn teprve nedávno na Pálavě (Liška et al. 2000) a později i na Zno­ jemsku, konkrétně na Ječmeništi (Šumpich et al. 2011), z Čech existuje pouze jediný doklad staršího data z Kácova (Šumpich et al. 2011). Housenka se vyvíjí na pelyňku pravém (­Artemisia absinthium). Nový druh pro NP Podyjí. Cochylimorpha elongana (Fischer von Röslerstamm, 1839) (obalečík) Materiál: Hardeggská stráň, 9. 5. 2014, 1 ex., G. Elsner leg., det. et coll. Obecně vzácný druh, v NP Podyjí nalezen dosud pouze v Popicích. Housenka je oligofágni na Asteraceae. Potvrzený výskyt v NP Podyjí. Aethes williana (Brahm, 1791) (obalečík) Materiál: Popice, 18. 7. 2013, 1 ex., J. Sitek leg. et det. V českých zemích vzácný stepní druh, jehož výskyt je omezen pouze na klimaticky teplé oblasti. Na Znojemsku byl zjištěn pouze v Rudlicích v roce 1980 (V. Elsner, osobní sdělení). Housenka je polyfágní na stepních bylinách. Nový druh pro NP Podyjí.

220

Příroda, Praha, 32: 213 – 233, 2014 Aethes margarotana (Duponchel, 1836) (obalečík) Materiál: Hnanice, 26. 7. 2013, 1 ex., J. Šumpich leg., det. et coll. Poměrně vzácný stepní druh, v Podyjí nalezen dosud pouze V. Elsnerem v roce 1977 v Popicích (Šumpich 2011). Housenka je vázána na Eryngium spp. Potvrzený výskyt v NP Podyjí. Aethes bilbaensis (Rössler, 1877) (obalečík) Materiál: Popice, 5. 7. 2012, 1 ex., J. Sitek leg., det. et coll. Lokální teplomilný druh, v ­Česku známý pouze z oblasti moravskoslezského regionu (Elsner & Elsner 1985). V NP Podyjí zjištěn vzácně, dosud pouze na vřesovištích v okolí Hnanic. Housenka je oligofágní na Apiaceae (Crithmum maritimum, Carum verticillatum). Falseuncaria ruficiliana (Haworth, 1811) (obalečík) Materiál: Popice, 2. 8. 2012, 1 ex., 20. 8. 2012; Kraví hora 19. 8. 2012, 1 ex., vše J. Sitek leg. et det.; Hnanice, 15. 8. 2013, 1 ex., J. Šumpich leg. et det. Obecně rozšířený a většinou i početně se vyskytující druh, který v NP Podyjí poněkud překvapivě dosud unikal pozornosti. Housenka je polyfágní na bylinách. Nový druh pro NP Podyjí. Acleris permutana (Duponchel, 1836) (obaleč) Materiál: Popice, 11. 9. 2011, 2 ex., J. Sitek leg., det. et coll.; Hnanice, 14. 9. 2013, 2 ex., 15. 9. 2013, 1 ex., 17. 9. 2013, 2 ex., 24. 9. 2013, 3 ex., 27. 9. 2013, 1 ex., J. Šumpich leg., det. et coll. Obecně vzácný druh, který byl na Moravě potvrzen teprve nedávno, po cca 150 letech, a to právě na Hnanicích (Šumpich et al. 2011). Četnost dalších nálezů ukazuje, že druh je zde v době výskytu relativně hojný. Housenka žije na růžích a trnkách. Philedonides lunana (Thunberg, 1784) (obaleč) Materiál: Hnanice, 18. 3. 2012, 1 ex., I. Dvořák leg., det. et coll.; Pod Šobesem, 18. 3. 2012, 1 ex., I. Dvořák leg., det. et coll. Teplomilný druh, kvůli časnému výskytu unikající pozornosti. V  Čechách i  na  Moravě patří spíše ke  vzácným druhům. Housenka je ­polyfágní. Nový druh pro NP Podyjí. Lobesia abscisana (Doubleday, 1849) (obaleč) Materiál: Hardeggská vyhlídka, 26. 7. 2013, 1 ex., J. Sitek leg. et det. Mokřadní druh, který bývá jen výjimečně pozorován ve vyšší početnosti. Zjištěný jedinec pravděpodobně zalétl na Hardeggské svahy z chladnějšího a vlhčího údolí Dyje. Housenka se vyvíjí na Cirsium spp. a Carduus spp. Nový druh pro NP Podyjí. Epinotia abbreviana (Fabricius, 1794) (obaleč) Materiál: Hnanice, 21. 6. 2013, 1 ex., J. Šumpich leg., det. et coll. Poměrně rozšířený druh, v NP Podyjí ale dosud zpozorován pouze ojediněle v západní části NP. Housenka preferuje jilmy. Gypsonoma minutana (Hübner, 1799) (obaleč) Materiál: Havraníky, 18. 6. 2013, 1 ex., J. Šumpich leg., det. et coll. Lokální, ale obecně poměrně rozšířený druh. V  NP Podyjí byl zjištěn opakovaně V. Elsnerem v  90. letech 20. století v Popicích (Šumpich 2011), v rámci nedávných průzkumů však unikal pozornosti. Housenka je vázaná na Populus spp. Potvrzený výskyt v NP Podyjí. Cydia coniferana (Saxesen, 1840) (obaleč) Materiál: Popice, 20. 8. 2012, 1 ex., J. Sitek leg. et det.; Hnanice, 18. 5. 2013, 1 ex., J.  Šumpich leg., det. et coll. Řídce nalézaný druh, v  NP Podyjí zjištěn pouze jednou,

221

Šumpich et al.: Nové a význačné druhy motýlů v NP Podyjí a to Nad Papírnou v roce 2009. Housenka je oligofágní na borovicovitých (Pinaceae). Potvrzený výskyt v NP Podyjí. Grapholita gemmiferana Treitschke, 1835 (obaleč) Materiál: Hnanice, 29. 5. 2013, 1 ex., J. Šumpich leg., det. et coll. Na jižní Moravě široce rozšířený druh, v Čechách ale vzácný a velmi lokální. Druh byl v rámci recentního zpracování motýlí fauny NP Podyjí zařazen do celkového druhového přehledu, jediný doklad byl však pořízen těsně za hranicí NP na lokalitě Pustý kopec u Konic. Housenka je oligofágní na rodu Lathyrus (např. L. sylvestris, L. pannonicus). Pammene populana (Fabricius, 1787) (obaleč) Materiál: Popice, 11. 9. 2011, 1 ex., J. Sitek leg., det. et coll. Velmi lokální druh, o jehož výskytu v českých zemích jsou k dispozici pouze ojedinělé zmínky (Sterneck & Zimmermann 1933, Skala 1944). Druh doprovází vlhčí listnaté lesy, luhy a vodní toky lemované vrbami, na kterých se vyvíjí jeho housenky. Nový druh pro NP Podyjí. Zygaenidae Zygaena brizae (Esper, 1800) (vřetenuška třeslicová) Materiál: Mašovická střelnice, 6. 7. 2013, 5 ex., J. Šumpich leg., det. et coll. Jedna z nejvzácnějších českých vřetenušek, která u nás nachází hlavní útočiště právě v NP Podyjí. Zde se vyskytuje pouze na Mašovické střelnici, přičemž v době výskytu zde není vzácná. Z hlediska ochrany přírody se jedná o jeden z klíčových druhů motýlů v NP. Housenka se vyvíjí na Cirsium spp. Zygaena punctum Ochsenheimer, 1808 (vřetenuška čtverotečná) Materiál: Hradiště, červenec 2010, více ex., M. Švestka observ. V  NP Podyjí poměrně rozšířený druh, který zde ale není hojný. Hradišťské terasy jsou další lokalitou tohoto druhu v oblasti. Mimo území NP byl zjištěn například v Kadově a Hostěradicích (Vítek 1987). Housenka se vyvíjí na Eryngium spp. Hesperiidae Thymelicus acteon (Rottemburg, 1775) (soumračník žlutoskvrnný) Materiál: Hardeggská stráň, 11. 7. 2013, 1 ♀, M. Švestka leg., det. et coll. Obecně velmi vzácný druh, který vymizel z mnoha lokalit a v současné době je považován za ohrožený druh (Farkač et al. 2005). Zvláště vzácný se stal na Moravě, přičemž ze Znojemska byl ­dosud znám pouze jediný doklad o  výskytu, a  to z  Vranova nad Dyjí z  roku 1955. ­Housenka je oligofágní na travách. Potvrzený výskyt v NP Podyjí. Lycaenidae Satyrium w-album (Knoch, 1782) (ostruháček jilmový) Materiál: Pod Ledovými slujemi, červenec 2012, více ex., M. Švestka observ.; Mašovická střelnice, 6. 7. 2013, 5–10 ex., J. Šumpich observ., Čížov – Zadní louka, 23. 7. 2013, 1 ex., J. Šumpich leg., det. et coll. Obecně vzácný druh, který byl po roce 2000 zjištěn v NP Podyjí jen dvakrát. Housenka je vázaná na jilmy (Ulmus spp.). Glaucopsyche alexis (Poda, 1761) (modrásek kozincový) Materiál: Hradiště, 11.–21. 6. 2011, 1 ex., M. Švestka leg., det. et coll.; Hnanice, 9. 6. 2013,

222

Příroda, Praha, 32: 213 – 233, 2014 1 ex., P.  Dítě leg., det. et coll.; Mašovická střelnice, 6. 7. 2013, 2 ex., J. Šumpich leg., det. et coll. V posledních letech zřejmě šířící se modrásek, obecně ale stále velmi vzácný. Housenka je oligofágní na Fabaceae. Polyommatus bellargus (Rottemburg, 1775) (modrásek jetelový) Materiál: Pod Šobesem, 4. 9. 2011, 1 ex., K. Eliáš leg., det. et coll.; Šobes, 11. 5. 2012, 1 ex., K. Eliáš leg., det. et coll.; Hnanice, 27. 5. 2012, 5–10 ex., K. Eliáš observ., 9. 6. 2013, 1 ex., 14. 8. 2013, 1 ex., P. Dítě leg., det. et coll.; Havranické vřesoviště, 1. 6. 2013, 1 ex., 8. 6. 2013, 1 ex., P. Dítě leg., det. et coll.; Čížov – Chřástalova louka, 24. 9. 2013, 1 ex., J. Šumpich leg., det. et coll., Mašovice, 5. 8. 2012, 1 ex., M. Švestka leg., det. et coll. V posledních letech se v NP Podyjí znovu stává hojným druhem, což potvrzují nálezy na  dalších, dosud neuváděných lokalitách. Druh je na  Znojemsku pozorován i  mimo území NP, např. na Ječmeništi (J. Šumpich, nepublikované nálezy). Housenka je oligofágní na Fabaceae. Polyommatus daphnis (Denis & Schiffermüller, 1775) (modrásek hnědoskvrnný) Materiál: Havraníky, 23. 7. 2012, 1 ex., K. Eliáš leg., det. et coll.; Hraběcí hora, 26. 7. 2013, 1 ex., P. Dítě leg., det. et coll.; Hnanice, 14.–16. 7. 2013, 15–20 ex., M. Švestka observ. Ještě před 20 lety patřil tento modrásek k rozšířeným a lokálně hojným druhům na stepích, ale i různých sušších loučkách, dnes se stává téměř všude vzácným druhem. Housenka se vyvíjí na čičorce pestré (Securigera varia). Nymphalidae Argynnis pandora (Denis & Schiffermüller, 1775) (perleťovec červený) Materiál: Hnanice, 21. 7. 2013, 1 ♂, M. Švestka leg., det. et coll. Převážně mediteránní druh, jen částečně zasahující do střední Evropy, na území ČR velmi vzácně zalétá v klimaticky příznivých letech. Pravděpodobně i první zjištění v NP Podyjí (a zároveň na celém Znojemsku) je důsledkem náhodného zalétnutí z jihu. Housenka preferuje Viola spp. Nový druh pro NP Podyjí. Brenthis ino (Rottemburg, 1775) (perleťovec kopřivový) Materiál: Jejkal, 13. 6. 2013, 3 ex., M. Švestka observ.; Mašovická střelnice, 15. 6. 2009, 1 ♂, M. Švestka observ. Široce rozšířený druh ve středních a vyšších polohách, kde patří k charakteristickým druhům zachovalých vlhkých luk. V nízkých polohách je naopak poměrně vzácný, což potvrzuje i velmi nízký počet dosavadních nálezů z NP Podyjí. Housenka se vyvíjí na Filipendula ulmaria a Sanguisorba officinalis. Nymphalis polychloros (Linnaeus, 1758) (babočka jilmová) Materiál: Lipinská louka, 13. 4. 2013, 6 ex., K. Eliáš leg., det. et coll.; Pod Šobesem, 1 ex., 18. 3. 2012, K. Eliáš leg., det. et coll.; Hardeggská stráň, 18. 3. 2012, 1 ex., K. Eliáš leg., det. et coll.; Šobes, 10. 3. 2014, 1 ex., M. Švestka observ.; Pod Ledovými slujemi, 8. 7. 2013, 30–40 ex., M. Švestka observ. Spíše vzácnější druh, v NP Podyjí stejně tak i na zbylém území Znojemska pozorován jen ojediněle. Housenka je polyfágní. Limenitis populi (Linnaeus, 1758) (bělopásek topolový) Materiál: Hnanice, 30. 5. 2012, 1 ♂, M. Švestka leg., det. et coll. Obecně vzácný, obvykle jednotlivě se vyskytující druh, který byl na  území Znojemska včetně NP Podyjí zjištěn pouze několikrát. Housenka se vyvíjí na osikách.

223

Šumpich et al.: Nové a význačné druhy motýlů v NP Podyjí Limenitis camilla (Linnaeus, 1764) (bělopásek dvouřadý) Materiál: Pod Šobesem, 9. 7. 2010, 1 ex., M. Švestka observ.; Hardeggská stráň, 10. 7. 2011, 1 ex., K. Eliáš leg., det. et coll. Vzácný druh, v NP Podyjí zjištěn pouze pětkrát, po roce 2000 pouze na Hardeggských svazích. Housenka žije na Lonicera spp. Melitaea phoebe (Denis & Schiffermüller, 1775) (hnědásek diviznový) Materiál: Hnanice, 19. 6. 2011, 1 ♂, 21. 6. 2011, 1 ♂, M. Švestka leg., det. et coll. Ve ­střední Evropě velmi vzácný druh, jehož historický výskyt na Moravě shrnul Švestka (1986). Poslední nález ze Znojemska pochází z roku 1978 z okolí Tvořihráze (Švestka 1986). V NP Podyjí byl zjištěn pouze dvakrát, naposledy v roce 1958 na Býčí skále. Z tohoto důvodu byl druh v NP Podyjí považován za vyhynulý. Housenky se vyvíjejí na chrpách (Centaurea s. l.). Potvrzený výskyt v NP Podyjí. Melitaea aurelia Nickerl, 1850 (hnědásek černýšový) Materiál: Mašovická střelnice, 6. 7. 2013, více než 100 ex., J. Šumpich observ. (15 ex. coll. et gen. prep.) V rámci nedávné revize dostupného dokladového materiálu příbuzných druhů hnědásků z rodu Melitaea z území NP Podyjí byl tento druh potvrzen pouze u staršího materiálu (50.–60. léta 20. století) a druh zde byl řazen mezi nezvěstné. V nepublikovaných zprávách uložených na Správě NP (V. Křivan, in litt.) však byl z posledních let uváděn syntopický výskyt obou druhů právě na Mašovické střelnici, bohužel dokladový materiál se nepodařilo dohledat (V. Křivan, osobní sdělení). Vzápětí byl výskyt druhu na Mašovické střelnici potvrzen Vrbou et al. (Vrba et al. 2012) . V roce 2013 byli hnědásci rodu Melitaea na této lokalitě cíleně monitorováni a s překvapením zde byl ve velmi vysoké početnosti zjištěn M. aurelia, zatímco tradičně udávaný výskyt M. britomartis (Assmann, 1847) se zde nepodařilo potvrdit [v práci Vrba et al. (2012) jsou uváděny oba druhy]. V současné době se M. aurelia objevuje i na řadě nových míst v Českém středohoří (Šumpich et al. 2013) a je tudíž možné, že druh je populačně na vzestupu. Housenka se vyvíjí na jitrocelích. Pyralidae Sciota hostilis (Stephens, 1834) (zavíječ) Materiál: Hnanice, 7. 6. 2013, 1 ex., J. Šumpich leg., det. et coll. Rozšířený druh potravně vázaný na různé dřeviny (především osiky), který v NP Podyjí dosud unikal pozornosti. Jeho objevení není proto velkým překvapením. Nový druh pro NP Podyjí. Acrobasis glaucella Staudinger, 1859 (zavíječ) Materiál: Nad Papírnou, 6. 8. 2011, 1 ex., J. Sitek leg. et det.; Šobes, 10. 7. 2013, 5–10 ex., J. Liška observ. (3 ex. coll.). V zájmovém území jde o druhou lokalitu výskytu druhu, přičemž i první nález je zcela recentní, z roku 2009 (cf. Šumpich 2011). Teplomilný zavíječ, vyvíjející se na dubech (Quercus spp.), u něhož v posledním období ve střední Evropě pravděpodobně dochází k nárůstu početnosti a rozšiřování areálu výskytu – a s tím souvisí i zvyšující se počet jeho pozorování na Moravě (cf. Šumpich et al. 2011). Ancylosis oblitella (Zeller, 1848) (zavíječ) Materiál: Nad Papírnou, 6. 8. 2011, 1 ex., J. Sitek observ. et det. Obecně lokální a ­vzácný druh, v  Čechách recentně udávaný pouze z  oblasti Českého středohoří (Šumpich et al. 2013). Z  území Moravy jej v  poslední době publikovali L aštůvka (1994) z  Pálavy a ­Kuras et  al. (2010) z vrchu Svinec u Nového Jičína, kde v devadesátých letech minulého století nebyl vzácný. Housenka je polyfágní na bylinách. Nový druh pro NP Podyjí.

224

Příroda, Praha, 32: 213 – 233, 2014 Crambidae Heliothela wulfeniana (Scopoli, 1763) (zavíječ) Materiál: Popice, 2. 8. 2012, 1 ex., J. Sitek leg., det. et coll. Převážně heliofilní druh, ­teplo­milný a v Česku značně lokální. Z NP Podyjí je znám pouze jediný doklad z ­Havraníků. Housenka je pravděpodobně oligofágní na Lamiaceae. Catoptria osthelderi (Lattin, 1950) (travařík) Materiál: Popice, 7. 6. 2012, 1 ex., 20. 6. 2013, 1 ex., J. Sitek leg., det. et coll. Snadno zaměnitelný druh, kvůli čemuž nejsou z ČR k dispozici dostatečné znalosti o jeho rozšíření. V NP Podyjí zjištěn dosud pouze na dvou místech. Vzhledem k mírné preferenci k vyšším vegetačním stupňům lze v Podyjí předpokládat vzácný výskyt. Housenky se vyvíjí na nižších rostlinách. Pediasia contaminella (Hübner, 1796) (travařík) Materiál: Popice, 20. 6. 2013, 1 ex., J. Sitek observ. et det. Obecně vzácný druh, v NP Podyjí dosud znám pouze jeden doklad ze Znojma (lokalita Na vyhlídce). Housenky se vyvíjí zejména na kořenech travin. Epascestria pustulalis (Hübner, 1823) (zavíječ) Materiál: Hnanice, 22. 6. 2013, 1 ex., 4. 7. 2013, 1 ex., 17. 7. 2013, 1 ex., 25. 8. 2013, 1 ex., J. Šumpich leg., det. et coll.; Popice, 5. 9. 2013, 1 ex., J. Sitek observ. et det. Velmi teplomilný druh, v NP Podyjí známý pouze z hnanických vřesovišť. Nové nálezy ukazují, že druh na vřesovištích prosperuje i v současnosti. Housenka preferuje Anchusa sp. Pyrausta sanguinalis (Linnaeus, 1767) (zavíječ krvavý) Materiál: Hnanice, 18. 5. 2013, 3 ex., J. Šumpich leg., det. et coll. Teplomilný druh, v Podyjí znám pouze ze suchých vřesovišť. Housenka žije na  mateřídoušce, šalvějích a  zřejmě i na jiných bylinách čeledi Lamiaceae. Sitochroa palealis (Denis & Schiffermüller, 1775) (zavíječ zelenavý) Materiál: Hardeggská stráň, 19. 7. 2011, 1 ex., J. Sitek observ. et det. Nápadný druh zavíječe, který je v oblastech českého a moravského termofytika poměrně rozšířen. Zjištění v  NP Podyjí se tudíž dalo předpokládat. Housenka se vyvíjí na  miříkovitých rostlinách (Apiaceae). Nový druh pro NP Podyjí. Udea accolalis (Zeller, 1867) (zavíječ) Materiál: Hnanice, 18. 5. 2013, 1 ex., J. Šumpich leg., det. et coll. Teplomilný druh, který je v rámci svého areálu zpravidla velmi lokální. V českých zemích je znám pouze z ­moravského termofytika, hojnější je např. v lužních lesích na Břeclavsku (J. Šumpich – nepublikované údaje). Housenka je částečně oligofágní na Asteraceae. Nový druh pro NP Podyjí. Cydalima perspectalis (Walker, 1859) (zavíječ) Materiál: Hnanice, 2. 8. 2013, 1 ex., J. Šumpich leg., det. et coll. Druh pocházející z jihovýchodní Asie (z Číny), který byl u nás poprvé nalezen právě v NP Podyjí. Nedávno byl zjištěn též v Brně (Šefrová et al. 2013) a později byl nalezen na jiné lokalitě Znojemska: Ječmeniště – terasy (48°44ʼ44,391”N, 16°8ʼ56,836”E), 14. 7. 2013, 1 ex., K. Eliáš leg., det. et coll.; Ječmeniště – Lampelberg (48°45’10,22”N, 16°08’14,17”E), 21. 8. 2014, 4 ex., J. Šumpich leg. et det., coll. NMPC. Housenka je schopna způsobovat holožíry na  introdukovaných okrasných zimostrázech Buxus spp.

225

Šumpich et al.: Nové a význačné druhy motýlů v NP Podyjí Brahmaeidae Lemonia dumi (Linnaeus, 1761) (pabourovec jestřábníkový) Materiál: Havraníky, 26. 10. 2013, 2 ex., K. Eliáš leg., det. et coll. Vzácný a obecně spíše mizející druh. V  NP Podyjí je znám pouze z  vřesovišť ve  východní části území, odkud ­pochází i prezentovaný materiál. Housenky se vyvíjejí na Taraxacum spp. a ­Hieracium spp. a pravděpodobně i dalších druzích. Sphingidae Proserpinus proserpina (Pallas, 1772) (lišaj pupalkový) Materiál: Pustý kopec u  Konic, 7. 5. 2013, 1 ex., K. Eliáš leg., det. et coll. V  NP Podyjí zjištěn pouze jednotlivě na několika málo lokalitách (šest nálezů ve východní části NP), z Pustého kopce dosud neuváděn. Hyles euphorbiae (Linnaeus, 1758) (lišaj pryšcový) Materiál: Hnanice, 10. 6. –  27. 7. 2013, 2 ex., J. Šumpich leg., det. et coll. Obecně ubývající druh, v  českých zemích zvláště na  Moravě. Proto je potěšující opětovné potvrzení druhu v rámci dlouhodobého sledování na Hnanicích, byť početnost je stále velmi nízká (za deset let byl tento lišaj zjištěn pouze v 11 jedincích). Housenka se vyvíjí na pryšcích. Geometridae Archiearis parthenias (Linnaeus, 1761) (černoproužka březová) Materiál: Pod Šobesem, 18. 3. 2012, 1 ex., I. Dvořák leg., det. et coll.; Hnanice, 23. 2. 2014, 1 ex., K. Eliáš leg., det. et coll. Široce rozšířený druh, ale v NP Podyjí zjištěn pouze dvakrát (Konice a Trauznické údolí), naposled před 30 lety. Housenka je úzce vázaná na břízy. Potvrzený výskyt v NP Podyjí. Boudinotiana notha (Hübner, 1803) (černoproužka osiková) Materiál: Pod Šobesem, 18. 3. 2012, 1 ex., K. Eliáš leg., det. et coll.; Hnanice, 18.  3.  2012, 10 ex., K. Eliáš et I. Dvořák leg., det. et coll.; Hardeggská stráň, 18. 3. 2012, 3 ex., K. Eliáš et I. Dvořák leg., det. et coll.; Pod Šobesem, 18. 3. 2012, 1 ex., I. Dvořák leg., det. et coll. V  NP Podyjí velmi vzácný druh, který zde byl zjištěn pouze dvakrát, po roce 2000 pouze na Hraběcí hoře. Mimo NP je z území Znojemska uváděn pouze z  Mramotic (J ordán & Vítek 1990). Housenka se vyvíjí na Populus spp. a Salix spp. Boudinotiana puella (Esper, 1787) (černoproužka topolová) Materiál: Hnanice, 23. 2. 2014, 1 ex., K. Eliáš leg., det. et coll. Výrazně teplomilný druh, v současné době známý pouze z nejteplejších míst jižní Moravy, ze Znojemska dosud neuváděn; z Čech jsou známy pouze velmi staré nálezy. Jeho dlouhodobé přehlížení v NP Podyjí se jeví jako málo pravděpodobné a naskýtá se otázka, zda se sem druh nerozšířil až v poslední době. Housenka se vyvíjí na Populus alba. Nový druh pro NP Podyjí.

226

Příroda, Praha, 32: 213 – 233, 2014 Notodontidae Clostera anastomosis (Linnaeus, 1758) (vztyčnořitka topolová) Materiál: Hnanice, 8. 8. 2013, 1 ex., J. Šumpich leg., det. et coll. Spíše lužní druh doprovázející dřeviny podél vodních toků (Populus spp., Salix spp.). Z NP Podyjí je znám z více míst, ale prezentovaný nález je prvním zjištěním v rámci monitoringu motýlů hnanických vřesovišť. Erebidae Coscinia striata (Linnaeus, 1758) (přástevník jestřábníkový) Materiál: Havraníky, 28. 6. 2011, 1 ex., 19. 6. 2012, 2 ex., 22. 6. 2012, 1 ex., 7. 7. 2013, 10  ex., 14. 7. 2013, více než 100 ex., 26. 10. 2013, 20 housenek, vše K. Eliáš observ., (5  ♂  coll.); Hnanice, 14. 7. 2013, 2 ex., 26. 10. 2013, 5 housenek, vše K. Eliáš observ. S ohledem na početné prezentované nálezy na havranických vřesovištích bude druh v NP Podyjí pravděpodobně rozšířen, ale z  období po  roce 2000 je k  dispozici pouze jediný nález z Mašovické střelnice (Vítek 2011). Mimo NP Podyjí byl druh na Znojemsku zjištěn pouze v okolí Oblekovic (Vítek 2011). Ekologicky se jedná o význačný druh, který je úzce vázán na otevřená suchá stanoviště, výrazně preferuje písčité biotopy. Zanclognatha lunalis (Scopoli, 1763) (žlutavka hnědavá) Materiál: Hardeggská stráň 19. 7. 2011, 1 ex., 28. 6. 2012, 2 ex., 2. 7. 2012, 1 ex., D. Vacula observ., leg., det. et coll., 23. 7. 2013, 1 ex., J. Šumpich leg., det. et coll.; Kozí stezky 23. 7. 2013, 2 ex., J. Šumpich leg., det. et coll. Velmi teplomilný druh vázaný v NP Podyjí pouze na řídké lesy a skalní stepi podél Dyje. Housenka je polyfágní. Eublemma minutata (Fabricius, 1794) (světlopáska maličká) Materiál: Hnanice, 8. 7. –  7. 8. 2013, 32 ex., J. Šumpich leg., det. et coll.; Popice, 5. 7. 2012, 2. 8. 2012, 18. 7. 2013, J. Sitek observ. et det. Rozpětím křídel drobný druh, e ­ kologickými nároky však velmi význačný. Je úzce spjatý se suchými vřesovišti a v roce 2013 byl v ­rámci monitoringu na Hnanicích i Popicích zjištěn v neobvykle vysoké početnosti. Housenka je úzce vázaná na smil písečný (Helichrysum arenarium). Lygephila lusoria (Linnaeus, 1758) (hnědoskvrnka největší) Materiál: Šobes, 10. 7. 2013, 1 ex., J. Liška leg., det. et coll. Vzácný a ustupující druh, známý z NP Podyjí pouze z několika roztroušených lokalit, žijící na vikvích (Vicia spp.) a  kozincích (Astragalus spp.). Doklad potvrzující recentní přítomnost hnědoskvrnky v zájmovém území. Noctuidae Cucullia chamomillae (Denis & Schiffermüller, 1775) (kukléřka heřmánková) Materiál: Hnanice, 18. 5. 2013, 1 ex., J. Šumpich leg., det. et coll. Poměrně rozšířený druh, který je ale jen místy hojnější. Z vřesovišť u Hnanic byl dosud znám pouze z nálezu jedné housenky, v rámci monitoringu je ale zjištěn poprvé a zároveň se jedná o teprve druhý recentní nález (po roce 2000) v oblasti. Housenka se vyvíjí na různých druzích hvězdnicovitých rostlin.

227

Šumpich et al.: Nové a význačné druhy motýlů v NP Podyjí Meganephria bimaculosa (Linnaeus, 1767) (pestroskvrnka dvouskvrnná) Materiál: Popice, 5. 9. 2013, 1 ex., J. Sitek leg., det. et coll. Pozoruhodný nález ­v ýznačného druhu, jehož výskyt na území Česka byl dosud publikován pouze z Valticka, ­Mikulovska a  Břeclavska (z  Čech jsou k  dispozici pouze dva velmi staré a  málo věrohodné údaje, cf.  Sterneck 1929, Laštůvka & Liška 2011). Stanovištně druh preferuje teplé, suché lesy, housenka je disjunktně oligofágní na Ulmus spp. a Prunus spp. Nový druh pro NP Podyjí. Polyphaenis sericata (Esper, 1787) (blýskavka žlutokřídlá), obr. 1–3 Materiál: Hnanice, 19. 7. 2013, 1 ex., J. Šumpich leg., det. et coll. Dosud byl z České republiky publikován pouze jediný starší nález z roku 1960 z Luhačovic (­Šumpich et al. 2002) a nedávno byla zveřejněna zmínka o potvrzeném výskytu v Tvarožné Lhotě v roce 2007 (L aštůvka & Liška 2011). Souběžně s nálezem v NP Podyjí byl zjištěn i na další znojem­ ské lokalitě: Ječmeniště – Lampelberg (48°45ʼ12,759”N, 16°8ʼ11,418”E), 14. 7. 2013, 1 ex., K. Eliáš leg., det. et coll., 23. 7. 2014, 1 ex., J. Šumpich leg. et det., coll. NMPC. ­Celkem se jedná již o třetí recentní nález na jižní Moravě, což prakticky vylučuje náhodnost zjištění. Trvalejší přítomnost druhu na  jižní Moravě je však nutné doložit dalšími nálezy v ­budoucnu. Housenka se vyvíjí na různých rostlinách, např. Ligustrum, Cornus, ­Lonicera a další. Nový druh pro NP Podyjí. Lenisa geminipuncta (Haworth, 1809) (rákosnice dvoutečná) Materiál: Hnanice, 4. 8. 2013, 1 ex., J. Šumpich leg., det. et coll. Mokřadní druh, známý pouze z  teplejších oblastí. Na  Znojemsku byl druh v  minulosti zjištěn na  více místech (Jordán 1990), v NP Podyjí pouze v roce 1973 v Popicích. Druh je monofágem na rákosu (Phragmites spp.), imága však disponují podobně jako jiné druhy rákosnic schopností zalétat na vzdálenější místa. Potvrzený výskyt v NP Podyjí. Photedes morrisii (Dale, 1837) (travařka bělavá) Materiál: Hnanice, 21. 6. 2013, 1 ex., J. Šumpich leg., det. et coll. Velmi vzácný druh, stanovištně úzce vázaný na mokřady v nejteplejších oblastech státu (v Čechách dosud nezjištěn). Z NP Podyjí dosud existuje jediný nález z roku 1987 z Konic, ze stejného ­období pochází i poslední nález z území mimo NP, konkrétně z Přímětic (17. 7. 1985, V. Elsner leg., det. et coll.). Prezentovaný nález byl pořízen na suchých vřesovištích, kam byl pravděpodobně přilákán na světlo z vlhčích míst v údolí Dyje. Housenka je vázána na Festuca arundinacea. Potvrzený výskyt v NP Podyjí. Jodia croceago (Denis & Schiffermüller, 1775) (zlatokřídlec vzácný) Materiál: Kraví hora, 17. 9. 2011, 1 ex., J. Sitek leg., det. et coll.; Šobes, 11. 5. 2012, 1 ex., I. Dvořák leg., det. et coll. Teplomilný druh můry vázané na  světlé doubravy. V  českých zemích se vyskytuje pouze v nejteplejších oblastech, na Moravě o poznání vzácněji než v Čechách. V NP Podyjí byla dosud známa pouze ze Šobesu a z lokality Nad Papírnou. Housenka se vyvíjí na listech dubů. Atethmia ambusta (Denis & Schiffermüller, 1775) (zlatokřídlec hrušňový) Materiál: Kraví hora, 4. 9. 2011, 1 ex., D. Vacula leg., det. et coll. Druh je považován za velmi vzácný, což může být z části zapříčiněno neochotou dospělců přilétat na světlo. Na Znojemsku byl druh dosud uváděn pouze z Tavíkovic – dva nálezy z let 1923 a 1924 (Skala 1936) a později byl zjištěn v Příměticích – 1. 9. 1984, 1 ex., V. Elsner leg., det. et coll. Druh preferuje staré opuštěné sady a lesostepi s výskytem starých hrušní, na které je potravně úzce vázán. Nový druh pro NP Podyjí.

228

Příroda, Praha, 32: 213 – 233, 2014 Scotochrosta pulla (Denis & Schiffermüller, 1775) (dřevobarvec úzkokřídlý) Materiál: Hnanice, 18. 9. 2013, 1 ex., J. Šumpich leg., det. et coll. Velmi teplomilný druh, z  Čech dosud neznámý, na  Moravě se vyskytující např. na  Pálavě (L aštůvka 1994). ­Housenka preferuje duby. Nový druh pro NP Podyjí. Spaelotis ravida (Denis & Schiffermüller, 1775) (osenice ptačincová) Materiál: Hnanice, 14. 9. 2013, 1 ex., P. Dítě leg., det. et coll. V NP Podyjí ojediněle pozorovaný druh, po roce 2000 pouze na havranických vřesovištích. Housenka je polyfágní.

Diskuse a závěr V příspěvku jsou uvedena nálezová data z území NP Podyjí k 96 druhům motýlů, které lze z různých úhlů pohledu považovat za význačné nejen pro toto území, ale i v širším kontextu. Vesměs se jedná o teplomilné druhy, které v českých zemích nacházejí útočiště pouze v českém a moravském termofytiku, ve více případech ale pouze na jižní Moravě. Celkem 34 druhů je uvedeno pro území NP Podyjí poprvé, výskyt dalších osmi druhů byl v této oblasti potvrzen po delší době. Nedávná revize dostupných nálezových dat z území NP Podyjí přinesla konkrétní informace o výskytu 2205 druhů motýlů (Šumpich 2011), jeden nový druh je uveden v práci Sitek (2013), čímž spolu s prezentovanými údaji dosahuje počet druhů známých z tohoto NP hodnoty 2240. Z tohoto počtu bylo 2145 druhů motýlů zjištěno v NP Podyjí během posledních cca 17 let (v drtivé většině po roce 2000), čímž se NP Podyjí řadí k oblastem s nejvyšší mírou aktuální prozkoumanosti na území ČR ­(téměř 96 %). Nejvíce nových druhů bylo zjištěno na  otevřených stanovištích mezi ­Znojmem a Hnanicemi (obr. 4 – 5), která jsou v rámci ČR unikátní především díky vysokému zastoupení teplomilných vřesovištních formací. Lepidopterologické průzkumy na místních vřesovištních přinesou v budoucnu nepochybně další zajímavé výsledky. Zároveň je ale nutné těmto stanovištním věnovat mimořádnou ochranářskou pozornost s cílem udržet alespoň stávající charakter bio­topů a zabránit postupnému zmenšování ploch.

Summary In this paper, faunistic records of 96 Lepidoptera species from the territory of the Podyjí National Park are given. Most of them are exceptionally significant in a broader context, not only in terms of the fauna of Podyjí. Many of them are to thermophilous species, which prefer the Bohemian or Moravian Thermophyticum, some of these species occur only in southern Moravia. In total, 34 species were reported from Podyjí National Park for the first time, the occurrence of seven species is confirmed here after a  long absence. In accordance with recent revision of all faunistic Lepidoptera records, 2205 species were hitherto known from Podyjí National Park (Šumpich 2011). One new species was mentioned by Sitek (2013). Today, the number of species known from this area, including the records presented here, reaches the value of 2240, of which 2145 were recorded during the last approximately 17 years (mostly after 2000). Thus, concerning the lepidopteran fauna, Podyjí National Park belongs to the areas with the highest value of recent knowledge within Czechia (near 96%).

Poděkování Autoři příspěvku děkují kolegům V. Elsnerovi (Zlín), A. Florianovi (Brno), D. Vaculovi a  P.  Dítě (Brno) za poskytnutí doplňujících údajů k výskytu prezentovaných druhů. J. Uřičářovi děkujeme za  informace k  bionomii mola Monopis neglecta. Z. Laštůvkovi jsme zavázáni za  řadu věcných

229

Šumpich et al.: Nové a význačné druhy motýlů v NP Podyjí připomínek a  pečlivé pročtení textu. Předložená práce vznikla za  finanční podpory Ministerstva kultury v  rámci institucionálního financování dlouhodobého koncepčního rozvoje výzkumné organizace Národní muzeum (DKRVO 2014/12, 00023272) (J. Šumpich). Výzkum byl částečně umožněn díky poskytnuté institucionální podpoře na dlouhodobý koncepční rozvoj výzkumné organizace MZe ČR – Rozhodnutí č. RO0114 (č.j. 8653/2014- MZE-17011) (J. Liška).

Literatura Elsner G. & Elsner V. (1985): Faunistic records from Czechoslovakia. Lepidoptera. – Acta Entomologica Bohemoslovaca 82: 395–397. Elsner V., Gottwald A., Janovský M., Kopeček F., Laštůvka A., Marek J. & Dufek T. (1998): Motýli jihovýchodní Moravy. 5. díl. – Přírodovědný klub v Uherském Hradišti, Uherské Hradiště. Farkač J., Král D. & Škorpík M. [eds] (2005): Červený seznam ohrožených druhů České republiky. Bezobratlí. List of threatened species in the Czech Republic. Invertebrates. – AOPK ČR, Praha. Gaedike R. (2010): New and poorly known Palaearctic Microlepidoptera (Tineidae, Acrolepiidae, Douglasiidae, Epermeniidae). – Nota Lepid. 33: 9–24. Gregor F., Laštůvka A., Laštůvka Z. & Marek J. (1984): Zur Verbreitung der Coleophora-Arten in der Tschechoslowakei (Lepidoptera, Coleophoridae). – Biológia (Bratislava) 39: 1023–1032. Huemer P.  (2013): Die Schmetterlinge Österreichs (Lepidoptera). Systematische und faunistische Checkliste. – Tiroler Landesmuseen, Innsbruck. Jordán K. (1990): Některé faunisticky zajímavé a významné nálezy motýlů na Znojemsku – 1. část – Noctuidae. – Zprávy Čs. Společ. Entomol. ČSAV 26: 152–157. Jordán K. & Vítek P. (1990): Motýli Znojemska. – Entomologický zpravodaj 20: 9–64. Kaila L. (2013): Fauna Europaea: Elachistidae. – In: Karsholt O. et al., Fauna Europaea: Lepidoptera, Moths, Fauna Europaea version 2.6, http://www.faunaeur.org. Kuras T., Sitek J. & Dandová J. (2010): Motýli (Lepidoptera) Přírodní rezervace Svinec (okres Nový Jičín) a návrh na změnu managementu území. – Acta Musei Beskidensis 2: 139–156. Laštůvka Z. (1994): Motýli rozšířeného území CHKO Pálava. – AF VŠZ, Brno. Laštůvka Z., Elsner V., Gottwald. A., Janovský M., Liška J., Marek J. & Povolný D. (1993): Katalog motýlů moravskoslezského regionu (Lepidoptera). – Agron. fakulta VŠZ v Brně, Brno. Laštůvka Z. & Liška J. (2011): Komentovaný seznam motýlů České republiky. Annotated checklist of moths and butterflies of the Czech Republic (Insecta: Lepidoptera). – Biocont Laboratory, Brno. Lepiforum (2014): Bestimmungshilfe für die in Europa nachgewiesenen Schmetterlingsarten. – URL: http://www.lepiforum.de. Liška J., Laštůvka Z., Elsner G., Elsner V., Vávra J., Dufek T., Gregor F., Janovský M., Jaroš J., Laštůvka A., Marek J., Petrů M., Skyva J. & Šumpich J. (2000): Faunistic records from the Czech Republic – 101. – Klapalekiana 36: 161–169. Liška J., Laštůvka Z., Jaroš J., Marek J., Němý J., Petrů M., Elsner G., Skyva J. & Franz J. (2001): Faunistic records from the Czech Republic – 142. Lepidoptera. – Klapalekiana 37: 275–278. Liška J., Laštůvka A., Laštůvka Z., Petrů M. & Vávra J. (2005): Faunistic records from the Czech Republic – 182. Lepidoptera. – Klapalekiana 41: 81–83. Liška J., Vávra J., Petrů M., Králíček M., Laštůvka A., Laštůvka Z., Marek J., Šumpich J. & Uřičář J. (2008): Faunistic records from the Czech Republic – 262. Lepidoptera. – Klapalekiana 44: 289–292. Novák I. (2011): Motýli (Lepidoptera) Chráněné krajinné oblasti Křivoklátsko. – Bohemia Centralis 31: 301–319. Novák I., Laštůvka Z., Vávra J., Marek J., Zelený J., Liška J., Králíček M., Gottwald A., Pipek P., Spitzer K., Jaroš J., Vančura B., Ašmera J., Janovský J., Lekeš V. & Krampl F. (1992): Česká jména motýlů. – Zpr. Čs. Společ. Entomol. ČSAV 28 (1): 1–54. Novák I., Liška J., Elsner G., Jaroš J., Petrů M., Skyva J., Spitzer K., Špatenka K., Vávra J. & Weidenhoffer Z. (1997): Katalog motýlů (Lepidoptera) Čech. – Klapalekiana, 33 (Suppl.): 1–159. Sitek J. (2013): Faunistic records from the Czech Republic – 348. – Klapalekiana 49: 109–110. Skala H. (1936): Zur Lepidopterenfauna Mährens und Schlesiens. – Arbeiten aus der Entomologischen Abteilung des Landesmuseums in Brünn 3: 1–197. Skala H. (1944): Beitrag zur Falterfauna Mährens und Schlesiens. – Entomol. Listy 7: 111–116.

230

Příroda, Praha, 32: 213 – 233, 2014 Soldát M. & Starý B. (1978): Fauna drobných motýlů Karlštejnska. – Bohemia Centralis 7: 105–149. Sterneck J. (1929): Prodromus der Schmetterlingsfauna Böhmens. – Jakob Sterneck, Karlsbad. Sterneck J. & Zimmermann F. (1933): Prodromus der Schmetterlingsfauna Böhmens II. (Microlepidoptera). – Jacob Sterneck, Karlsbad. Šefrová H., Laštůvka Z., Tóth P.  & Schoříková A. (2013): Zavíječ zimostrázový působí škody už i na území České republiky. – Zahradnictví 12: 52–53. Šumpich J. (2006): Zelleria hepariella Stainton, 1849 in the Bohemian Forest Region (Lepidoptera: Yponomeutidae). – Silva Gabreta 12: 147–150. Šumpich J. (2011): Motýli Národních parků Podyjí a Thayatal. – Správa Národního parku Podyjí, Znojmo. Šumpich J. (2012): Motýli Národního parku Podyjí: přehled druhů význačných z  hlediska ochrany přírody a poznámky k jejich ochraně. – Thayensia (Znojmo) 9: 33–50. Šumpich J. (2013): Faunistic Records of Some Microlepidoptera from Croatia. – Entomologia Croatica 17: 13–33. Šumpich J., Žemlička M., Mikát M., Dvořák M. & Jakeš O. (2002): Faunistic records from the Czech Republic – 147. Lepidoptera. – Klapalekiana 38: 115–116. Šumpich J., Liška J., Elsner G., Žemlička M., Marek J., Dvořák I., Dvořák M., Dobrovský T. & Skyva J. (2006): Faunistic records from the Czech Republic – 202. Lepidoptera. – Klapalekiana 42: 181–187. Šumpich J., Mikát M., Maršík I., Dufek T., Marek J. & Elsner V. (2007): Faunistic records from the Czech Republic – 239. Lepidoptera. – Klapalekiana, 43: 215–220. Šumpich J., Liška J., Jakeš O., Sitek J., Skyva J., Feik V., Marek J., Vávra J., Laštůvka Z., Vítek P., Bartas R., Čelechovský A., Dobrovský T., Dvořák I., Maršík L., Mikát M., Šafář J., Vodrlind B., Žemlička  M., Dvořák M. & Hula V. (2009): Faunistic records from the Czech Republic – 287. Lepidoptera. – Klapalekiana, 45: 267–279. Šumpich J., Liška J., Sitek J., Marek J., Skyva J.,Uřičář J., Fiala F., Jakeš J., Dvořák I., Maršík L., Potocký P., Laštůvka A., Elsner V., Laštůvka Z., Mikát M. & Kačírek A. (2011): Faunistic records from the Czech Republic – 326. Lepidoptera. – Klapalekiana 47: 281–298. Šumpich J. & Skyva J. (2012): New faunistic records for a  number of Microlepidoptera, including description of three new taxa from Agonoxenidae, Depressariidae, and Gelechiidae (Gelechioidea). – Nota Lepid. 35: 161–179. Šumpich J., Žemlička M. & Dvořák I. (2013): Příspěvek k fauně motýlů (Lepidoptera) severních Čech – I. – Sborník Severočeského Muzea, Přírodní Vědy 31: 67–168. Vávra J., Liška J., Němý J., Dobrovský T., Elsner G., Laštůvka A., Laštůvka Z., Petrů M., Šiman L., Šumpich J. & Tomáš P. (2008): Faunistic records from the Czech Republic – 255. Lepidoptera. – Klapalekiana 44: 87–92. Vítek P.  (1987): Příspěvek k  poznání motýlí fauny Lepidopter jižní Moravy. – Zprávy Čs. Společ. Entomol. ČSAV 23: 43–45. Vítek P. (2011): Přástevníci (Lepidoptera: Arctiidae) Národního parku Podyjí. – Thayensia (Znojmo) 8: 293–309. Vrba P., Čížek O., Marhoul P., Zámečník J., Beneš J. & Konvička M. (2012): Opuštěné vojenské prostory jako významná refugia motýlí fauny. – Živa 5: 251–254. Zimmermann F. (1926): III. Nachtrag zur Lepidopterenfauna Mähren. – Lotos, Prag 74: 19–28.

231

Šumpich et al.: Nové a význačné druhy motýlů v NP Podyjí

Obr. 1–3.  Polyphaenis sericata (Esper, 1787). 1. Rozšíření v Česku:   – nálezy mezi lety 1950–1999,  – nálezy po roce 2000. 2. Doklad z Hnanic (7161), 19. 7. 2013. 3. Doklad z Ječmeniště (7262), 14. 7. 2013. Foto J. Šumpich (obr. 2) a K. Eliáš (obr. 3). Figs. 1–3.  Polyphaenis sericata (Esper, 1787). 1. Distribution in Czechia:   – records between 1950–1999,  – records since 2000. 2. Specimen from Hnanice (7161), 19. vii. 2013. 3. Specimen from Ječmeniště (7262), 14. vii. 2013. Photo J. Šumpich (Fig. 2) and K. Eliáš (Fig. 3).

232

Příroda, Praha, 32: 213 – 233, 2014

Obr. 4–5.  Lokality, na kterých bylo v NP Podyjí zjištěno mnoho nových druhů motýlů pro Moravu nebo ČR. 4. Monitorovací plocha Hnanice se světelným lapačem uprostřed, v okolí vřesoviště a otevřená společenstva suchých trávníků. 5. Travnatá společenstva v okolí Havraníků. Foto J. Šumpich. Figs 4–5.  Localities in Podyjí National Park where many lepidopteran species, which are new for Moravia or the whole of Czechia, were found. 4. Communities of heathland and dry grassland in the monitoring site of Hnanice with a light trap in the middle. 5. Grassland communities near Havraníky. Photo J. Šumpich.

233