UNIVERZITA KARLOVA V PRAZE
PŘÍRODOVĚDECKÁ FAKULTA KATEDRA ZOOLOGIE
VLIV AGRO-ENVIRONMENTÁLNÍCH PROGRAMŮ NA KOROPTEV POLNÍ (PERDIX PERDIX ) INFLUENCE OF AGRI-ENVIROMENTAL SCHEMES ON THE GREY PARTRIDGE (PERDIX PERDIX )
BAKALÁŘSKÁ PRÁCE BACHELOR’S THESIS
AUTOR PRÁCE
HANA VITNEROVÁ
AUTHOR
VEDOUCÍ PRÁCE SUPERVISOR
PRAHA 2012
prof. Mgr. MIROSLAV ŠÁLEK, DR.
ABSTRAKT Intenzifikace zemědělství ve druhé polovině 20.století změnila podobu evropské krajiny i jednotlivých polí. Mnoho organismů kulturní krajiny prošlo prudkým poklesem početnosti. Vznikly obavy o osud těchto druhů a o udržitelnost moderního zemědělství. Cílem agroenvironmentálních opatření je ochránit vodní zdroje, úrodnost půdy, biodiverzitu a tradiční krajinné prvky. Míra, do které mohou změnit stav současných agroekosystémů, je sporná. Tato práce vyhodnocuje jejich potenciál stabilizovat, případně zregenerovat stavy koroptve polní (Perdix perdix ). Trend evropské populace koroptve je dlouhodobě negativní. Mohou ho agroenvironmentální opatření změnit?
KLÍČOVÁ SLOVA koroptev polní, Perdix perdix, agroenvironmentální opatření, zemědělská intenzifikace, ekologie
ABSTRACT The agricultural intensification has changed the appearance of both the European landscape and individual fields in the second half of the 20th century. Many farmland organisms have undergone a rapid decline. Worries have emerged for the fate of those species and for sustainability of the modern agriculture. The goal of the agri-environment schemes is to protect water sources, soil fertility, biodiversity and traditional landscape features. The extent, to which they can change the state of recent agroecosystems, is not clear. This paper is evaluating their potential to stabilize or restore the stocks of the grey partridge (Perdix perdix ). The trend of the grey partridge‘s European population is longterm negative. Can the agri-environment schemes change it?
KEYWORDS grey partridge, Perdix perdix, agri-environment schemes, agricultural intensification, ecology
VITNEROVÁ, Hana Vliv agro-environmentálních programů na koroptev polní (Perdix perdix): bakalářská práce. Praha: Univerzita Karlova v Praze, Přírodovědecká fakulta, Katedra Zoologie, 2012. 32 s. Vedoucí práce byl prof. Mgr. Miroslav Šálek, DR.
PROHLÁŠENÍ Prohlašuji, že svou bakalářskou práci na téma „Vliv agro-environmentálních programů na koroptev polní (Perdix perdix )“ jsem vypracoval samostatně pod vedením vedoucího bakalářské práce a s použitím odborné literatury a dalších informačních zdrojů, které jsou všechny citovány v práci a uvedeny v seznamu literatury na konci práce. Jako autor uvedené bakalářské práce dále prohlašuji, že v souvislosti s vytvořením této bakalářské práce jsem neporušil autorská práva třetích osob, zejména jsem nezasáhl nedovoleným způsobem do cizích autorských práv osobnostních a jsem si plně vědom následků porušení ustanovení S 11 a následujících autorského zákona č. 121/2000 Sb., včetně možných trestněprávních důsledků vyplývajících z ustanovení S 152 trestního zákona č. 140/1961 Sb.
Praha
...............
.................................. (podpis autora)
PODĚKOVÁNÍ Ráda bych poděkovala vedoucímu bakalářské práce panu prof. Mgr. Miroslav Šálekovi, DR. za odborné vedení, vstřícnost a inspiraci k práci.
Praha
...............
.................................. (podpis autora)
OBSAH 1 Úvod 2 Koroptev polní 2.1 Obecná charakteristika . . . . . . . . . . . . . . . 2.2 Vývoj početnosti koroptve polní v Evropě a v ČR 2.3 Příčiny snížení stavů . . . . . . . . . . . . . . . . 2.3.1 Mortalita v období přezimování . . . . . . 2.3.2 Predace v období hnízdění . . . . . . . . . 2.3.3 Přežívání kuřat . . . . . . . . . . . . . . .
6
. . . . . .
. . . . . .
. . . . . .
. . . . . .
. . . . . .
. . . . . .
. . . . . .
. . . . . .
. . . . . .
. . . . . .
. . . . . .
8 8 9 10 11 12 13
3 Agro-environmentální opatření 16 3.1 Typy AEO a dotačních titulů . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 16 4 AEO vhodná k podpoře zotavení populace koroptve polní
18
5 Vliv změn v hospodaření na početnost koroptve polní
21
6 Závěr a diskuze
24
Literatura
25
1
ÚVOD
Zemědělská půda pokrývá 37,6% souše a 44,3% povrchu Evropy (FAOSTAT 2008). Velká část terestrické biodiverzity tedy závisí na zemědělsky využívané půdě (Krebs et al. 1999). Toto prostředí prošlo ve druhé polovině 20.století výraznými změnami. Používání pesticidů a umělých hnojiv umožnilo zjednodušení rotace plodin. Mechanizace zemědělství zvýhodnila větší lány a umožnila úplné oddělení rostlinné a živočišné produkce (na to mělo vliv i používání chemických hnojiv), také provádění zemědělských prací rychle a velkoplošně za krátkou dobu. Došlo k regionální specializaci zemědělství a snížení diverzity pěstovaných plodin (Meeus, 1993). Většina intenzifikace proběhla v období 1970-1988 (Chamberlain et al. 2000). Do souvislosti se zemědělskou intenzifikací je kladeno snižování početnosti řady druhů vyskytujících se v evropské zemědělské krajině (Siriwardena et al. 1998). Používání herbicidů má výrazný vliv na početnost a výskyt druhů polních rostlin (Potts, Ewald, Aebischer 2010). Ptáci jsou považováni za poměrně spolehlivé indikátory celkové biodiverzity (v zemědělské krajině) (Gregory et al. 2000). V Anglii a Walesu v období 1962-1995 následkem intenzifikace zemědělství došlo k populačnímu poklesu řady ptačích druhů zemědělské krajiny (Chamberlain et al. 2000). Byla odhalena souvislost mezi intenzitou zemědělství a populačními trendy ptačích druhů vázaných na zemědělskou krajinu. V zemích s intenzivnějším zemědělstvím bylo snižování početností ptačích druhů závislých na zemědělské krajině větší než v zemích s nižší intenzitou zemědělství. Obecně bylo zemědělství intezivnější v západní Evropě než v zemích bývalého východního bloku (Donald, Green, Heath 2001). Vývoj zemědělství a trendy ptačích populací však nebyly ve všech západoevropských zemích stejné. Například ve Švédsku a Dánsku nebylo zemědělství zdaleka tak intenzivní jako v Británii, proto ani populační trendy ptáků zemědělské krajiny nebyly stejné (Wretenberg et al. 2007, Fox 2004). Vysoká intenzita západoevropského zemědělství byla v EU umožněna podporou zemědělství podle Common Agricultural Policy (CAP) (Pain, Pienowski 1997, Citováno podle Donald, Green, Heath 2009). Kromě snížení biodiverzity se objevila řada dalších problémů způsobených intenzivním zemědělstvím, například vyšší riziko eroze a agrochemické znečištění (Stoate et al. 2001).Finanční ztráty způsobené těmito problémy v Británii byly odhadnuty na 2 343 milionů liber ročně (Pretty et al. 2000). Po intenzifikaci tedy vznikla potřeba učinit opatření k ochraně úrodnosti půdy, vodních zdrojů a biodiverzity. Jako jedno z možných řešení vzniklé situace byla vytvořena koncepce agroenvironmentálních opatření (dále AEO). Dotace umožňují provádění postupů, které mají prospět mimo jiné biodiverzitě a populacím ohrožených organismů. Od vzniku AEO uplynula poměrně dlouhá doba a byla provedena řada studií zabývajících se jejich působením na různé skupiny organismů. Byla zaznamenána řada dílčích úspě-
6
chů, avšak zůstává otázkou, zda je pomocí AEO možné dosáhnout prokazatelného zlepšení situace na velké ploše, například na celostátní úrovni. Koroptev polní (Perdix perdix) může posloužit jako příklad druhu postiženého změnami v zemědělství. Odhadovaná velikost současné evropské populace je 1 600 000 - 3 100 000 párů (Birdlife International 2004). Přitom jen na území Československa byl ve 30.letech 20.století možný odstřel přes 1 milion jedinců ročně a odhadované kmenové stavy zde v roce 1935 byly 6 milionů kusů. Tato práce se snaží vyhodnotit potenciál, jaký AEO mají jako nástroj pro zotavení populace jednoho konkrétního druhu zemědělské krajiny, koroptve polní (Perdix perdix).
7
2 2.1
KOROPTEV POLNÍ Obecná charakteristika
Koroptev polní (Perdix perdix) je pták z řádu hrabavých (Galliformes), čeleď bažantovití (Phasianidae). Většina dnešní populace koroptve je vázána na zemědělskou krajinu a okolí lidských sídel. Hnízdí jednou ročně, v případě neúspěchu mohou následovat další pokusy o zahnízdění. Hnízdí v párech, které se vytvářejí každý rok v březnu, při teplém počasí i v únoru, rozpadem zimních hejn. Hnízdo staví samice, umístěno bývá na zemi. Vajec bývá mezi 12-20. Snášení probíhá převážně v dubnu až květnu, snášení náhradních snůšek je možné až do srpna. Sezení trvá přibližně 25 dní, sedí pouze samice, která hnízdo většinou opouští jen dvakrát denně a zvláště ke konci inkubace sedí velmi pevně. Samec se většinu času zdržuje v okolí hnízda a doprovází samici na cestách za potravou. Mláďata z první snůšky se líhnou koncem května až v červnu, mláďata z náhradních snůšek se líhnou až do srpna. Letu jsou schopná ve stáří 16 dní (Hudec, Černý 2005). Od pozdního léta se shlukováním rodin, párů bez mladých a jednotlivých ptáků tvoří hejna. Hejna v kvalitnějším prostředí s dostatkem potravy jsou v průměru větší (Šálek a Marhoul 1999). Koroptev je stálým ptákem, většina opětovných nálezů kroužkovaných ptáků není od místa kroužkování vzdálena víc než pět kilometrů (Hudec, Černý 2005). Potrava dospělých koroptví je převážně rostlinná, na jaře a v létě s malým podílem živočišné složky. Rostlinná složka potravy je tvořena zelenými částmi rostlin (stonky, listy) a jejich semeny, v období po sklizni a osetí polí převažují obilná zrna, ale důležitá jsou i semena plevelů, která jsou k dispozici větší část roku. V prvních 3 týdnech života v potravě mláďat převládá živočišná potrava (Janda 1966). V zimě se koroptve živí pouze rostlinnou potravou (Churchwell, Ratti, Edelmann 2004, Janda 1966). Koroptev se v průběhu roku pohybuje na poměrně malé ploše, takže její populační hustota na určitém místě by měla bezprostředně odrážet stav prostředí. Je pro ni životně důležitá dostupnost jak živočišné, tak rostlinné potravy. Početné snůšky umožňují koroptvi rychle reagovat na zlepšení podmínek zvýšením stavů. Tyto vlastnosti z ní dělají dobrý indikátorový druh.
8
2.2
Vývoj početnosti koroptve polní v Evropě a v ČR
Na počátku 20. století byla koroptev polní (Perdix perdix) v evropské zemědělské krajině běžným, velmi početným druhem (Potts, Aebischer 1995 a Hudec, Černý 2005). V letech s krutými zimami byly zaznamenány prudké poklesy početnosti, v příznivých letech však populace narostla na původní hodnoty (Farský, Mrkos 1949). Ve druhé polovině 20. století došlo k prudkému poklesu početnosti koroptve polní v Evropě. Na našem území bylo zlomové období 1954-1956, kdy došlo ke snížení početnosti bez následné regenerace a stavy nadále klesaly. V roce 1965 už odhad velikosti populace v tehdejším Československu činil jen 772 824 kusů oproti 6 milinům kusů z roku 1935 (Hudec, Černý 1977). Podobné poklesy početnosti se odehrály i jinde v Evropě, např. v Británii (Potts 1969) a v Dánsku (Strandgaard 1968). V 70. letech snižování stavů koroptve pokračovalo. Mezi obdobími 1971-1973 a 1996-1997 se stavy korptve polní snížily o 72% (Chamberlain et al. 2001). Koroptví populace se v nížinách UK v období 1970-2001 zmenšila o 86%, v období 1994-2002 činil pokles 18% (Gregory, Noble, Custance 2004). V Německu byl nejstrmější pokles početnosti koroptve v 70. letech (Knauer, Kuchenhoff, Pilz 2010). Průběh těchto změn nebyl ve všech zemích stejný. Zatímco například v Dánsku, Velké Británii a tehdejším Českosovensku se setrvale klesající trendy objevily už v 50. a 60. letech, v Polsku bylo snižování početnosti zaznamenáno až v 80. letech (Pielowski et al. 1993). V 90.letech pokles početnosti pokračoval (Panek 2005). V období 1990-2000 došlo v některých evropských zemích k nárůstu početnosti v Rusku, Rumunsku, Řecku, Rakousku a ČR. V ostatních státech však buď nedošlo ke změně, nebo stavy koroptve poklesly. Celkový evropský trend byl v tomto období negativní, úbytek přesáhl 30% (Birdlife International 2004). Britská populace je od roku 1999 poměrně stabilní (Aebischer, Ewald 2010). V moderní zemědělské krajině můžeme v lepším habitatu očekávat 4 páry/km2 , v horším habitatu 2 páry/km2 (Aebischer a Ewald 2010). Ve Francii hustota hnízdní populace koroptve kolísá mezi více než 50 páry/ km2 , a méně než 5 páry/ km2 , podle regionu. Ve stejný rok se populace v různých oblastech jevily jako stabilní, rostoucí nebo zmenšující se (Bro et al. 2000b). Zatímco v roce 1993 byla hnízdní hustota v Polsku ve sledovaných oblastech 4,6-20 párů/ km2 , v roce 2004 to bylo už jen 0,4-8,3 párů/ km2 (Panek 2005). V mozaice polí a rumištních ploch v okolí Prahy byla v letech 1997/1998 vysoká hustota populace koroptve polní dosahující 24-33 párů/ km2 . Ve stejnou dobu byla jarní hustota na Písecku 2-5 párů/ km2 (Šálek, Marhoul 1999).
9
Ve 20.století tedy došlo k prudkému poklesu početnosti evropské populace koroptve polní. Obzvlášť výrazná byla tato změna v zemích Západní Evropy.
2.3
Příčiny snížení stavů
Příčina tohoto dlouhodobého populačního trendu leží ve změně zemědělských postupů. Jako klíčový faktor bylo ve Velké Británii určeno přežívání kuřat. Vliv na populační hustotu má také struktura krajiny, konkrétně hustota lineárních prvků (km/km2 ). Snížení této hustoty má za následek vyšší mortalitu samic (Potts 1986). Po zavedení pesticidů přežívání kuřat kleslo z 49% na 32%. Tam, kde bylo nadále prováděno tlumení predátorů, však nebyl pokles populační hustoty tak zřetelný. Spolu se zvýšenou mortalitou kuřat se na snížení početnosti podílí úmrtnost způsobená predací, která je pravděpodobně nejvýznamnější v hnízdním období (Potts, Aebischer 1995). Ve srovnání s údaji o britské populaci z doby před intenzifikací zemědělství mají evropské populace v době intenzivního zemědělství nižší přírůstky a vyšší úmrtnost od jara do léta a vyšší podzimní úmrtnost. Početnosti populací v nové zemědělské krajině více oscilují mezi jednotlivými roky (DeLeo et al. 2004). Ve Francii byly zaznamenány regionální rozdíly v populačních trendech. Zatímco SZ populace byly stabilní, JV populace procházely snižováním stavů. Srovnáním těchto různých populací určili jako parametr klíčový pro klesající populační trendy v době výzkumu přežívání samic při prvním pokusu o hnízdění. Ke stabilizaci populace by však podle sestaveného demorafického modelu nestačilo jen zvýšit přežívání samic při hnízdění. Spolu s ním by se zároveň muselo zvýšit přežívání v zimě, přežívání kuřat a úspěšnost prvního pokusu o zahnízdění (v průběhu roku, ne v životě jednotlivců) (Bro et al. 2000b). Dle statistické analýzy vývoje populací lišky obecné (Vulpes vulpes) a koroptve polní (Perdix perdix) v letech 1958 - 1998 v některých německých regionech. Mezi populacemi koroptve a lišky byl negativní vztah, ale populace koroptve měla silný dlouhodobý klesající trend, který byl silnější než vliv vztahu k populaci lišky. Autoři předpokládají, že se jedná o působení změn prostředí. Největší pokles početnosti populace koroptve se odehrál ve druhé polovině 70. Let (Knauer, Küchenhoff, Pilz 2010). V polské populaci se během poklesu početnosti v období 1991-2004 snížila úspěšnost hnízdění i přežívání kuřat, pokleslo i přežívání dospělých ptáků. Úspěšnost hnízdění a přežívání dospělých ptáků byly pravděpodobně ovlivněny nárůstem stavů predátorů hnízd a inkubujících samic, zejména lišky obecné (Vulpes vulpes). Přežívání kuřat bylo pravděpodobně zhoršeno intenzivnějším používáním pesticidů (Pa-
10
nek 2005). Populační trendy koroptve polní jsou ovlivňovány řadou faktorů. Mezi nejčastěji uváděné příčiny dlouhodobých trendů patří přežívání kuřat a predace v období hnízdění.
2.3.1
Mortalita v období přezimování
Demografický model sestavený Bro et al. (2000b) určuje zimní mortalitu jako jednu z proměnných, které by bylo třeba zlepšit ke stabilizaci populací na JV Francie, které v 90. letech procházely snižováním početnosti. DeLeo et al. (2004) při srovnávání demografie populace koroptve v období před zemědělskou intenzifikací s demografií populace z období po zemědělské intenzifikaci zjistili, že před zemědělskou intenzifikací byla zimní mortalita vyšší. Autoři tento jev přičítají výraznější disperzi v tomto období. Vysoká mortalita v nepříznivém zimním počasí způsobuje krátkodobé prudké poklesy populační hustoty (Farský, Mrkos 1949). Vytváření větších skupin na zimu má především funkci antipredační strategie (Tillmann 2009, Watson et al. 2007) a termoregulace během noci. Čím větší skupina, tím je vzájemné zahřívání efektivnější - měřeno od jednoho ptáka po devítičlennou skupinu (Putaala et al. 1995). Pravděpodobnost úspěšného přezimování je závisí na velikosti hejna, ve kterém se jedinec nachází - ptáci ve větších hejnech nemusí věnovat sledování svého okolí při sběru potravy v průměru tolik času jako ti v malých hejnech. Koroptve jsou pozornější v malém hejnu, ve vyšší vegetaci a v oblastech se zvýšeným rizikem predace. Malá hejna v oblastech se zvýšeným rizikem predace častěji využívala vysokou vegetaci. Takovéto porosty v polích jsou často zdrojem semen plevelů a jiných rostlin, množství potravy v nich je vyšší než v okolních polích a mohou ptákům sloužit jako úkryt. Vzniká trade-off mezi okamžitou bezpečností a potravou a tím i dlouhodobým přežitím. Zvýšená ostražitost (vigilance) může mít totiž za následek větší individuální riziko predace (Watson et al. 2007). Při nižší početnosti, v horším prostředí na Písecku mělo největší pozorované zimní hejno 11 členů. V prostředí s vyšší populační hustotou na okraji Prahy mělo největší hejno 33 členů a opakovaně bylo pozorováno hejno s 26 členy. Průměrný počet ptáků ve skupině byl na Písecku v listopadu 10, u Prahy 14. Na pražské lokalitě zimovali nejen zde hnízdící ptáci, ale i jedinci z okolí (Šálek & Marhoul 1999). Častý výskyt predátorů a nedostatek vysoké vegetace v zimním období nevylučují vysoké hnízdní hustoty (Bro et al. 2004). Experimentální snížení predačního tlaku v období rozmnožování ukázalo, že vliv samotné zimní predace není tak významný. Intenzivní regulace početnosti vybraných druhů predátorů - lišky (Vulpes
11
vulpes), straky (Pica pica) a vrány (Corvus corone) byla prováděna pouze v hnízdním období po dobu tří let. Početnost těchto predátorů na pokusném území se v pozdním létě vždy obnovila na výchozí hodnoty, přesto zde stavy koroptve setrvale stoupaly (Tapper, Potts, Brockless 1996). Přežití zimy závisí na bilanci energetických příjmů a výdejů jedince a na efektivitě vyhýbání se predátorům. Vliv může mít množství potravy, její dostupnost i struktura vegetace a krajiny v okolí zdrojů potravy. Přestože snížení dostupnosti potravy v zimním období pravděpodobně nepatří k hlavním příčinám poklesu početnosti, může již tak špatný stav populace zhoršovat. V oblastech, kde se koroptve nemohou shlukovat do větších hejn (ať už kvůli nízké populační hustotě, nebo kvůli malé potravní nabídce), může být snížena efektivita termoregulace a antipredačního chování.
2.3.2
Predace v období hnízdění
Od úspěšnosti hnízdění se odvíjí výše přírůstku pro daný rok. Většina ztrát v období hnízdění (hlavně samic a vajec) je způsobena predací (Bro et al. 2001b). Některé studie odhalily jako lokální příčinu zmenšování populace zvýšenou úmrtnost hnízdících samic (Bro et al. 2000a) a s ní spojenou nízkou hnízdní úspěšnost. V některých studiích byl odhalen negativní vztah mezi populací koroptve a populací některého z jejích predátorů. Knauer, Küchenhoffer a Pilz (2010) odhalili takový vztah mezi koroptví a liškou obecnou (Vulpes vulpes), (Bro, Arroyo & Migot 2006) pro koroptev a motáka lužního (Circus cyaneus), přestože v tomto případě nebylo jasné, zda je kauzální příčinou tohoto vztahu predace motákem, nebo měly populační trendy obou druhů společnou příčinu ve změnách prostředí. Snížení hnízdní úspěšnosti koroptve v Polsku mohlo být způsobené zvýšením početnosti lišky obecné (Vulpes vulpes) (Panek 2005). Míra predace prvních snůšek měla pozitivní vztah s výskytem lasicovitých šelem (Bro et al. 2000b). Ne nutně však musí být výsledkem výskytu většího množství predátorů nízké stavy koroptve, jak je vidět na příkladu velké populační hustoty koroptve polní v okolí Prahy navzdory přítomnosti řady druhů schopných predovat koroptev, přičemž na tomto území nebyla v posledních desetiletích prováděna žádná kontrola predátorů (Šálek et al. 2004). Umístění hnízda je z hlediska bezpečnosti před predátory klíčové. Meze jsou u nás upřednostňovaný hnízdní habitat, druhý nejobsazovanější habitat je pole s pícninou, třetí obilné pole (Hudec, Černý 2005). Naproti tomu většina francouzských hnízd byla umístěna v obilném poli poblíž okraje, lineární prvky mezi poli však byly hned druhý nejvíce využívaný hnízdní habitat (Bro et al. 2000a). Většina hnízd je umístěna do 15m od okraje pole. Koroptve upřednostňují pro umístění hnízda hustý
12
a vysoký bylinný porost, pokud je hnízdo dál od kraje, často je poblíž nepravidelnosti v podobě vyježděných kolejí, polních cest, vyčnívajících vysokých rostlin. Pro umístění hnízda jsou také často vybírána místa s vysokou diverzitou pěstovaných plodin v okruhu 300m (Reitz, Le Goff, Fuzeau 2002). Hnízda umístěná v lineárních krajinných prvcích (meze apod.) trpí zvýšenou predací, obilná pole jsou pro hnízda nejbezpečnější (Bro et al. 2000b). Přežívání samic při menší hustotě lineárních prvků klesá (Potts 1986). Lineární prvky, rohy a malé plochy s porostem odlišným od okolí jsou přednostně navštěvovány liškou při vyhledávání potravy (Kuehl, Clarke 2002). Pozornost predátorů tedy mohou přitahovat i malá pole umístěná mezi velkými poli, nejen lineární prvky. To by mohlo vysvětlit pozitivní vztah počtu mladých ptáků v rodince a množství ploch s trvalou vegetací v okolí v malých polí v oblasti jak s velkými, tak s malými poli (Panek 1997). Agregace hnízd v místech s vyšší diverzitou habitatů a porostu může mít za následek vyšší hnízdní predaci. Obzvláště při sníženém počtu těchto prvků v současné krajině může docházet k agregaci koroptví i jiných živočichů zemědělské krajiny a s nimi i jejich predátorů (Šálek, Pintíř, Marhoul 2004). Procentuální ztráty na samicích a vejcích jsou nyní pravděpodobně vyšší než byly v době před intenzifikací. Tyto ztráty mají souvislost s početností predátorů. Úlohu zde však hrají také změny struktury krajiny, které činí koroptev zranitelnější obzvlášť v období hnízdění, kdy jsou ptáci vázáni na hnízdo a jeho bezprostřední okolí.
2.3.3
Přežívání kuřat
Přežívání kuřat bylo určeno jako jedna z demografických proměnných, které mají významný vliv na na populační trendy koroptve (Potts, Aebischer 1995). Úbytek koroptve kolem poloviny 20.století byl pravděpodobně způsoben nedostatkem hmyzu, který je potravou malých kuřat. V Anglii se v té době snížila početnost tří skupin, které jsou součástí jídelníčku mladých koroptví na orné půdě a v porostech na jejích okrajích: pilatek (Tenthredinidae), mravence Lasius flavius a býložravých ploštic. Kuřata se tak stala závislejšími na mšicích. V polovině 50.let se přežívání kuřat stalo 5,8krát citlivějším k jarním teplotám než bylo předtím (Potts 1970). Hmyz a bezobratlí tvoří 90% jídelníčku mláďat do tří týdnů věku, od čtvrtého týdne tvoří jen 30% objemu potravy. Mláďata do 3 týdnů věku se živí převážně hmyzem do velikosti 10mm, starší kuřata se živí větším hmyzem (5-25mm), mezi skupiny členovců sloužících jim za potravu patří např. Heteroptera, Aphidoidea, Cicadellidae, mravenčí kukly, Collembola (Janda 1966). Nejdůležitějšími skupinami v potravě kuřat ve Východní Anglii byly Aphidoidea, Coleoptera a Heteroptera. Do stáří 10 dnů bezobratlí tvořili drtivou většinu hmotnosti sušiny jejich jídelníčku, pak
13
se podíl rostlinné složky postupně zvyšuje (Green 1984). 10 dní je zároveň věkem, ve kterém kuřata získávají schopnost efektivnější termoregulace díky zlepšení třesové termogeneze v prsních svalech (Marjoniemi, Hohtola, 1999). Kuřata v Severním Finsku preferovala skupiny Delphacidae, Carabidae, Silphidae (larvy), Chrysomelidae, další Coleoptera a Aphidoidea. Kuřata konzumovala méně bezobratlých ze skupin Diptera a Araneae, než by se dalo očekávat podle jejich početnosti zjištěné v okolí (Itamies et al. 1996). Snížené množství či kvalita živočišné potravy má za důsledek pomalý růst a rychlejší prochladnutí (Liukkonen-Anttila, Putaala & Hissa 2002) a pravděpodobně i zhoršenou funkci imunitního systému, která způsobuje náchylnost k parazitární infekci, která by dobře živeného jedince neohrozila (Browne et al. 2005). Kuřata, jejichž krmivo je bohaté na 𝛽-karoten, mají lepší imunitní systém a rostou lépe než kuřata, jejichž potrava je na 𝛽-karoten chudá (Cucco 2006). Mezi přežíváním kuřat a teplotou v červnu a červenci je pozitivní vztah, ale není jasné, jestli je to způsobeno citlivostí kuřat vůči chladu, nebo vlivem teploty na množství potravy pro kuřata (Green 1984). Pozitivní vztah mezi množstvím ploštic v polích a přežíváním koroptvích kuřat je způsoben závislostí obou proměnných na počasí (Panek 1992). K dobrému růstu kuřata potřebují dostatečné množství kvalitní živočišné potravy, přičemž záleží i na poměrech jednotlivých složek. Potrava, kterou se živí divoká kuřata, mohou odrážet spíš nejdostupnější kořist než preferovanou potravu. Nejlepší je, když kolem 7% potravy tvoří mšice - když je jich míň nebo i víc, zpomaluje se růst. Pokud se kuřatům poskytnou mšice i dostatek jiné potravy, sama konzumují 7% mšic (Borg, Toft, 2000). Kuřata preferují ploštice, larvy a pomalé, obecně velké a zelenožlutě zbarvené druhy hmyzu před mravenci a brouky a hnědými, černými a rychle se pohybujícími druhy. Preferované druhy hmyzu jsou výživnější, méně chitinizované a proto lépe stravitelné (Moreby et al. 2006). Ve studii z Východní Anglie (Browne et al. 2005) bylo zjištěno, že divoká kuřata, v jejichž potravě byl větší podíl dospělých mravenců, přežívala hůře než jejich lépe živení vrstevníci. Přestože jsou mravenci častými mezihostiteli parazitů, prvotní příčinou zvýšené úmrtnosti těchto kuřat byla nejspíš podvýživa (vedoucí ke snížené imunitě nebo snazší predaci), protože v kontrolní skupině kuřat odchovaných v zajetí při stálé teplotě a dostatečném krmení nebyl zaznamenán jediný případ parazitace, přestože dostala velké množství potenciálních mezihostitelů parazitů. Používání pesticidů bylo určeno jako příčina snížení přežívání kuřat (Potts 1986). Používání insekticidů přímo snižuje početnost hmyzu, přičemž biodiverzitu (i početnost) víc postihuje jarní či letní aplikace, po níž se v polích výrazně na poměrně dlouhé období snižuje početnost členovců (Hart et al. 2006). Herbicidy působí na množství hmyzu v polích nepřímo tím, že odstraní živné rostliny hmyzu. Pokud je na okrajích polí ponechán pruh bez postřiku herbicidy a fungicidy, je počet mláďat,
14
která se dožijí počátku září, vyšší než na polích, která jsou postřiky ošetřena celá. Množství hmyzu, který slouží kuřatům jako potrava, je také vyšší. Vynechání postřiků na okrajích nepřineslo v průběhu pokusu snížení výnosu obilí (Rands 1985). Omezení nebo vyloučení aplikace herbicidů zvyšuje početnost hmyzu (Frampton, Dorne 2007). Významně dostupnost potravy pro kuřata zasáhlo scelování polí, které vedlo ke zmenšení plochy okrajových porostů a trvalých porostů mezi poli, mezí atp.. Neobdělávané plochy fungují jako zdroje hmyzu, kromě poskytnutí živných rostlin (a částečného refugia před pesticidy) umožňuje trvalá vegetace lepší přezimování hmyzu, které je v polích narušováno orbou (Barker, Brown, Reynolds, 1999). V Polsku proběhla studie vlivu struktury krajiny na četnost hmyzu a přežívání koroptvích kuřat. Ve dvou oblastech byla měřena velikost polí a podíl trvalé vegetace. V Czempińi s jak velkými, tak i malými poli, a v Kutnu, kde byla jen malá pole (do 5 ha) a větší podíl trvalé vegetace. V Czempińi byly zaznamenány vyšší počty hmyzu v blízkosti trvalé vegetace, v Kutnu zůstávala početnost hmyzu stejná. Průměrná početnost hmyzu byla větší v malých polích, ale v blízkosti trvalé vegetace nehrála velikost pole roli. Počet mláďat v hejnku stoupal v malých polích v Czempińi se vzrůstajícím podílem permanentní vegetace, v Kutnu ne (bylo tam celkově víc trvalé vegetace). Nebyla odhalena závislost mezi průměrným počtem mladých v hejnku a velikostí pole (Panek 1997). Nedostatek kvalitní živočišné potravy snižuje životaschopnost kuřat. Postřiky pesticidy dostupnost této potravy redukují, zvlášť herbicidy, které odstraněním živných rostlin mají na společenstvo bezobratlých dlouhodobější vliv než insekticidy.
15
3
AGRO-ENVIRONMENTÁLNÍ OPATŘENÍ
Opatření na ochranu životního prostředí pod Společnou Zemědělskou Politikou (CAP) se původně opírala o Vyhlášku 797/85, odstavec 19. Ze začátku byla tvorba AEO pro členské státy dobrovolná. V reformě CAP z roku 1992 pak bylo od členských států požadováno, aby pod doprovodnými opatřeními (Vyhláška 2078/92) vytvořily argro-environmentální opatření, s 50% finančních zdrojů poskytnutými Evropskou Komunitou (75% v cílových oblastech 1). Pod reformou ’Agenda 2000’ byla agroenvironmentální opatření opřena o Vyhlášku o Rozvoji Venkova (1257/99), maximální podíl podíl Evropské Komunity na financování bylo 60% (85% v cílových oblastech 1). V současnosti se AEO opírají o Vyhlášku 1698/2005. Členské státy EU tvoří každý svůj vlastní agro-environmentální program, který se pak dělí do agro-environmentálních opatření. Opatření se dále dělí na dotační tituly. Budoucí vykonavatel AEO se k jejich provádění dobrovolně smluvně zaváže. Za poskytování těchto služeb jsou mu potom vypláceny dotace. Úpravy hospodaření mohou být různé podle zaměření konkrétního dotačního titulu. Mezi cíle AEO patří ochrana vodních zdrojů a podpora zadržování vody v krajině, snižování rizika eroze, ochrana biodiverzity a strukturální biotopové diverzity, ochrana kulturní krajiny a jejích charakteristických rysů, podpora genetické diverzity - tradičních odrůd zemědělských plodin a plemen hospodářských zvířat. Přitom řada dotačních titulů má potenciál podpořit více než jeden z těchto cílů (European Commission 2005, Natural England 2010). Tato práce se zabývá převážně opatřeními proti degradaci krajiny, ztrátě biodierzity a ztrátě strukturální biotopové diverzity na orné půdě.
3.1
Typy AEO a dotačních titulů
Většina dotačních titulů snižuje intenzitu obhospodařování. Častým prvkem je omezení či vyloučení používání hnojiv a pesticidů. Používání hnojiv může výrazně ovlivnit druhové složení a strukturu porostu, pesticidy mají vliv na druhové složení flóry a fauny a na početnosti jednotlivých druhů. Dalším prvkem je omezení zásahů do porostu, případně také úprava načasování těchto zásahů. Jako příklad mohou posloužit dotační tituly pro travní porosty nebo odložení orby strnišť na jaro. Některé tituly slouží k tvorbě vzácných habitatů nebo doplnění chybějících zdrojů. Příkladem je tvorba travních porostů nebo na orné půdě nebo naopak podpora pěstování okopanin v regionech s převahou pastvin. Do této skupiny je také možné zařadit úhory, nebo péči o křoviny mezi poli. Nejběžnější AEO jsou určena pro konvenční (tj. ne ekologické) zemědělství, kde
16
je upraveno hospodaření jen na půdě pod dotačními tituly, zatímco zbytek je obhospodařován jako obyčejně. V Anglii byl vypracován komplexní bodový systém. Každý dotační titul má na jednotku plochy nebo délky (pokud se jedná o lineární prvek) přiděleno určité množství bodů. Je určno množství bodů, kterého musí být dosaženo, aby byla farma přijata do programu. Budoucí provozovatel si smí zvolit, které dotační tituly bude na své půdě provádět. Pokud si například zvolí méně náročné tituly, ohodnocené méně body, musí jimi pokrýt větší plochu. Základní varianta programu, Entry Level Stewardship (ELS), je méně náročná a dotace jsou menší. Jedná se o tzv. "mělká"opatření, aplikovatelná kdekoliv. Na farmách, kde je potvrzen výskyt některého ze vzácných druhů, je možné provádět specializované a lépe placené tituly "hlubokých"opatření, Higher Level Stewardship (HLS) (Natural England 2010). Ekologické zemědělství: principem ekologického zemědělství je produkovat potraviny bez použití syntetických hnojiv a pesticidů. K hnojení se používají statková hnojiva, na orné půdě je potřeba praktikovat osevní postupy, které umožní obnovování živin. Nezbytností je zařazení bobovitých rostlin a meziplodin do rotace plodin. K hubení škodlivých organismů je povoleno jen několik vybraných chemikálií, jinak se ekologické zemědělství spoléhá, co se týče chorob rostlin, plevele a škodlivých živočichů, na osevní postupy, mechanické pletí a biologickou kontrolu škůdců. Chovaný dobytek musí mít vždy přístup do výběhu, nakládání se zvířaty se věnuje celá řada dalších předpisů (Nařízení Komise (EC) 889/2008, Ministerstvo Zemědělství ČR 2011). Integrované zemědělství: v integrovaném zemědělství je povoleno používat syntetická hnojiva a pesticidy, ale jejich použití je omezeno. Mají být prováděny pouze nutné zásahy. Zakázány jsou chemikálie, které jsou obzvlášť škodlivé zdraví a životnímu prostředí. Zásahy proti škodlivým organismům se v některých případech mohou provádět až po zjištění jejich přítomnosti. Je třeba zaznamenávat denně počasí a aspoň jednou za tři roky provést rozbor půdy. Provádí se i rozbor produktů (Ministerstvo Zemědělství ČR 2011). Set-aside: původní funkcí bylo snížení nadprodukce potravin. Pokud chtěl zemědělec obdržet dotace, musel vyřadit část své půdy z produkce. Set-aside měl v zemích EU nařízenou pokryvnost zemědělské půdy min. 15%, pak 10%. V roce 2008 byl zcela zrušen. Mohl být pohyblivý (rotující) nebo trvalý. Část půdy pod set-aside byla využívána pro opatření zacílená na ochranu biodiverzity a poskytnutí potravy a úkrytu zejména ptákům a lovné zvěři.
17
4
AEO VHODNÁ K PODPOŘE ZOTAVENÍ POPULACE KOROPTVE POLNÍ
Od vzniku AEO bylo vytvořeno velké množství dotačních titulů. Z tohoto množství ale jen některé tituly mají potenciál významně se podílet na tvorbě habitatu schopného podpořit vysoké populační hustoty koroptve polní. Aby mohla populace koroptve růst, je třeba především snížit predaci hnízd a samic při hnízdění a zajistit dostatek kvalitní živočišné potravy pro kuřata. Vhodné je také vytvoření habitatů, které poskytují ptákům potravu v zimním období. Pro snížení predačního tlaku v době hnízdění je nezbytné zvýšit heterogenitu krajiny. Toho je možné dosáhnout pěstováním pestřejší škály plodin (Joannon et al. 2008), rozdělením velkých polí a tvorbou trvalé vegetace mezi poli. Heterogenitu krajiny zvyšují prakticky všechny dotační tituly určené pro ornou půdu. Důležité je, aby bylo takových prvků vytvořeno dostatečné množství a aby byly pravidelně rozloženy na dostatečně velkém území. Přitom je nutné mít na paměti, že nejčastěji používané dotační tituly mají podobu pásů a malých ploch, na které se obzvlášť při ojedinělém umístění v jinak jednotvárné krajině soustředí pozornost jak koroptve, tak jejích predátorů (Šálek et al. 2004, Kuehl, Clarke 2002). Přežívání samic souvisí s hustotou lineárních prvků (Potts 1986). Pro zlepšení přežívání kuřat je třeba, aby byla dostatečně velká část bylinných porostů v zemědělské krajině ponechána bez ošetření herbicidy (Rands 1985), nejlépe pak úplně bez postřiků pesticidy. Aby přežívání kuřat dosáhlo hodnoty 0,44, bylo by potřeba, aby plocha bez postřiku tvořila přibližně 6% orné půdy (Aebischer, Ewald 2004). Valná většina AEO zahrnuje omezení používání pesticidů. Ekologické zemědělství vylučuje používání pesticidů na veškeré půdě obhospodařované pod tímto titulem. Ekologické zemědělství má pozitivní vliv na společenstva zejména rostlin (Fuller et al. 2005). Byl zaznamenán i podobný účinek na ptáky (Batáry et al. 2010). Méně výrazná reakce živočichů je přičítána malé rozloze a izolovanosti jednotlivých farem (Fuller et al. 2005). Vyšší diverzita hmyzu žijícího na pcháči osetu Cirsium arvense v ekologickém zemědělství je způsobena vyšší pokryvností živné rostliny (Clough, Krues, Tscharntke 2007). Ekologické farmy izolované v intenzivně obdělávaných konvenčních polích nemají vyšší diverzitu ani početnosti hmyzích opylovačů (Brittain et al. 2010). Vliv na výskyt hmyzu má také zastoupení polopřirozených habitatů v krajině (Duelli, Obrist 2003) a heterogenita krajiny. V komplexní krajině je možné v konvenčně obdělávaných polích nalézt společenstva rostlin a hmyzu, blížící se diverzitou a početností společenstvům polí na ekologických farmách (Roschewitz et al. 2005, Holzschuh et al. 2007). Různorodá krajina má tedy potenciál alespoň částečně kompenzovat používání pesticidů na většině její zemědělské půdy. Struktura
18
krajiny ovlivňuje i přežívání koroptvích kuřat. Pokud jsou pole malá, je přežívání zhruba stejné nezávisle na okolních habitatech. V krajině, kde jsou zastoupena velká pole, je přežívání kuřat vyšší v blízkosti trvalé vegetace (Panek 1997). Prokazatelný význam pro přežívání kuřat v konvenčních polích mají dotační tituly předepisující ponechání okrajů obilných polí bez postřiku herbicidy. V takových porostech byla prokázána vyšší početnost hmyzu (Frampton, Dorne 2007) a byl prokázán i jejich pozitivní vliv na přežívání koroptvích kuřat (Rands 1985). Z dalších dotačních titulů mají velký potenciál úhory, ponechané přirozené regeneraci. Vznikne porost raného sukcesního stadia, který je pro koroptve vhodným habitatem (Šálek 2004). Pásy travní vegetace, které jsou v rámci AEO často tvořeny, bývají vyloučeny z postřiku pesticidy a zvyšují počtnost a diverzitu hmyzu v polích (Walker et al. 2007, Field et al. 2006, Field et al. 2007). Travní porosty, ať trvalé nebo dočasné, mohou zvýšit početnost pilatek, jejichž larvy byly v dobách před zemědělskou intenzifikací významným zdrojem potravy pro koroptví kuřata (Potts 1970). Kultivace polí má vliv na přežívání larev pilatek v půdě. Z půdy, která byla po sklizni zorána, se na jaře vylíhl téměř poloviční počet dospělců ve srovnání s nezoraným polem. Na porostech jílku (Lolium perenne) bylo šestkrát více larev rodů Dolerus a Pachynematus než na obilných polích a intenzivně využívaných pastvinách. Při laboratorním experimentu larvy nejlépe prospívaly na jílku, pšenice a ječmen nejsou pro pilatky dobrými živnými rostlinami (Barker, Brown, Reynolds, 1999). Proto je důležitá přítomnost trvalé vegetace nebo polních porostů, ponechaných přes zimu bez zásahu, například úhoru, strniště, nebo meziplodiny vytvořené podsetím obiloviny travní směsí. Přežívání zimy mohou zlepšit dotační tituly, které poskytnnou koroptvím dostatek potravy a vhodný vegetační kryt. Ze všech habitatů zimní krajiny koroptve preferují strniště ponechané po sklizni obiloviny bez zásahu (Butler et al. 2005, Whittingham et al. 2006, Gillings et al. 2008). Další dotační titul, zaměřený na poskytování potravy a úkrytu zrnožravým ptákům hlavně v zimě a časném jaru, je pěstování směsi plodin produkujících semena, tzv. "wildlife cover". Složení směsi se může mezi jednotlivými případy lišit, většinou obsahují obiloviny, zdroj olejnatých semen jako len a slunečnice, krmnou kapustu a další. Tato směs může bát pěstována v několikametrových pásech nebo v rozlehlejších plochách. Porost není sklizen a přes zimu je ponechán bez zásahu. U nás je podobný dotační titul znám pod názvem biopásy (Ministerstvo Zemědělství ČR 2011, Natural England 2010). Tyto porosty jsou koroptvemi využívány (Perkins, Maggs, Wilson 2008) a mohou jim prospět i jako zdroje potravy pro kuřata, protože bývají vynechány z ošetření pesticidy a většinou nejsou ani hnojeny. Vhodnými prostředky pro zvýšení populační hustoty koroptve polní jsou tedy zvýšení habitatové diverzity a rozmanitosti zemědělské krajiny, vynechání postřiků
19
pesticidy na části orné půdy, a ponechání části půdy nezorané až do jara. Obzvlášť významné jsou dotační tituly předepisující vylouční obilných polí nebo jejich krajů z ošetření pesticidy, ponechání strnišť nezoraných přes zimu pěstování meziplodin. Prospěšná je také tvorba a udržování trvalé vegetace mezi poli. Přitom se musí věnovat pozornost tomu, zda je půda pod AEO rozložena tak, aby pozornost predátorů nebyla soustředěna na jednom místě.
20
5
VLIV ZMĚN V HOSPODAŘENÍ NA POČETNOST KOROPTVE POLNÍ
Protože koroptev je v mnoha zemích řazena mezi lovnou zvěř, bylo jí věnováno více pozornosti než jiným ptákům zemědělské krajiny. Byly podniknuty mnohé pokusy o zvýšení její početnosti. Zde je uvedeno několik příkladů, kdy byla jako nástroj k dosažení tohoto cíle použita AEO. V Herfortshiru se podařilo zvýšit jarní denzitu párů, zatímco celostátní sčítání neukazovalo žádnou podstatnou změnu od roku 1999. Sčítání a management probíhaly v letech 2002-2009. Management se opíral především o set-aside. Ten v roce 2003 dosáhl maxima - 21% plochy pokusného území, do roku 2008 však klesl na 3%. Jarní denzita se po pěti letech managementu zvýšila na šestinásobek původního stavu (3 páry/ km2 - 18 párů/ km2 ), a následně se snížila na čtyřnásobek původní hodnoty. Tento pokles se odehrál v letech 2007 a 2008. Částečně se mohlo jednat o vliv špatného počasí, ale zároveň byl v té době zrušen rotující set-aside. Hustota populace měla pozitivní vztah k rotujícímu set-aside, zvlášť k porostům směsi plodin poskytujících úkryt a potravu ptákům, nebyl však odhalen žádný vztah k trvalému set-aside. Zatímco plocha pokrytá trvalou vegetací v těchto letech dokonce vzrostla, podíl habitatu klíčového pro odchov mláďat klesl (jedná se o habitaty na orné půdě úhory, kraje obilných polí bez pesticidů, wildlife cover). V průběhu studie se zvyšoval podíl půdy pod AEO, přesto byla v roce 2008 plocha habitatu pro odchov kuřat o polovinu menší než v roce 2003. V průběhu experimentu bylo prováděno intenzivní tlumení predátorů (Aebischer, Ewald 2010). Další úspěšný pokus o zvýšení početnosti koroptve byl podniknut v oblasti Sussex Downs, kde od roku 1968 probíhá výzkum ekologie zemědělské krajiny. Pokles početnosti koroptve zde probíhal od roku 1967 až do roku 2003, kdy byl na ploše 150ha započat management zaměřený na zotavení populace. V roce byla 2007 plocha rozšířena na 1100ha. V rámci managementu byla pole rozdělena vytvořením "beetle banks"(hřebeny zeminy navršené do výšky 40cm, široké 2m, oseté travami tvořícími trsy), nových pásů křovin a pruhů neobdělávané půdy mezi poli. Tím byla průměrná velikost pole v oblasti snížena z 17 na 7ha. Podél těchto hranic mezi poli byly vysety pásy krmné kapusty (Brassica oleracea var. Acephala) jako kryt před dravými ptáky. Na okrajích obilných polí byly ponechány 10m široké pásy, na něž nebyly aplikovány pesticidy ani hnojiva. Od podzimu do časného jara byli ptáci přikrmováni zrním. Na pokusném území byl zaveden odstřel predátorů. Na okrajích obilných polí vznikla bohatá společenstva rostlin a stoupla zde početnost mnoha druhů hmyzu. Populační hustoty řady ptáků zemědělské krajiny vzrostly. Hnízdní hustota koroptve v roce 2009 přesáhla hodnoty z roku 1968 (Potts 2009).
21
Některé dotační tituly současných anglických AEO pro ornou půdu byly před zavedením do praxe vyzkoušeny v oblastech Východní Anglie a West Midlands. Jednalo se o strniště ponechaná přes zimu, jarní obiloviny s podsevem, okraje obilných polí vyloučené z ošetření insekticidem, tvorba travnatých pásů v polích a na jejich okrajích a wildlife cover. Opatření nebyla zavedena na celistvém pokusném území jako v předchozích připadech, dohody uzavíraly jednotlivé farmy (Bradbury, Allen 2003). Farmy vstoupily do programu v roce 1998, dohody platily pět let. Ve Východní Anglii byl zaznamenán menší úbytek koroptví na farmách s AEO oproti kontrolním farmám (přestože to neplatilo pro samotné počty dospělých ptáků, které se na obou typech farem snížily na polovinu, což je přičítáno horší reprodukci v 90. letech kvůli počasí), podíl mladých ptáků ke starým byl čtyřikrát vyšší než na kontrolních farmách. Ve West Midlands naproti tomu byl zaznamenán trend většího poklesu stavů na farmách s AEO než bez nich. Tento rozdíl je zdůvodňován tím, že ve West Midlands byla nižší celková hustota koroptví, v jejímž důsledku se počty koroptví výrazně lišily mezi jednotlivými farmami a činily tak přesné zaznamenání populační hustoty a podílu starých a juvenilních ptáků velmi obtížným (Bradbury et al. 2004). Byl hodnocen vliv jednotlivých dotačních titulů na početnost koroptví v jejich okolí. Beetle banks, kraje obilných polí bez pesticidů a porosty podobné českým biopásům měly pozitivní vliv. Naopak negativní účinek měly dotační tituly zaměřené na péči o travní porosty a křoviny. Dotační tituly s pozitivním účinkem však nejsou většinou provozovatelů AEO oblíbeny. Předepisují totiž změny v obdělávání části polí (Ewald et al. 2010). Protože je účast v AEO dobrovolná a účastníci si mohou vybírat, které tituly budou na své půdě vykonávat, může se stát, že některé náročnější tituly nebudou moc zastoupeny. Přes 50% finančních prostředků vynaložených na ELS bylo vloženo do titulů zabývajících se managementem hranic mezi poli, jako jsou třeba pásy křovin. Opatření, která předepisují změnu managementu v polích, nejsou zdaleka tak oblíbená (Boatman et al. 2007). Jen 0,35% bodů v ELS dohodách tvoří "in-field options"(Hodge & Reader 2010). Ve Francii proběhla studie účinnosti tamějších opatření využívajících set-aside. Pokusná území byla velká, 12-20 km2 , s velkými poli a s nízkou diverzitou pěstovaných plodin. Bylo na nich vytvořeno množství poměrně rozsáhlých pásů, rovnoměrně rozmístěných. Většina byla oseta směsí kukuřice (Zea mays), čiroku (Sorghum bicolor) a prosa (Panicum miliaceum), ale byly vytvořeny i pásy travních porostů, vojtěšky nebo směsi s převahou krmné kapusty. První směs byla navržena hlavně jako úkryt před predátory v období po sklizni, zatímco ostatní měly zvýšit množství potravy pro kuřata. Hnízdní hustota na pokusných plochách se nezvětšila. V pásech zimního krytu pravděpodobně došlo k agregaci predátorů (Bro et al. 2004). Na podobných plochách byl nalezen dostatek hmyzu, který slouží jako potrava kuřatům
22
(Ronchi et al. 2008). Nejlepších výsledků bylo dosaženo kombinací mnoha prvků na souvislých plochách. Potvrdila se důležitost habitatu poskytujícího potravu kuřatům. Byl prokázán pozitivní vliv beetle banks, nestříkaných okrajů obilných polí a porostů "wildlife cover". Pilotní studie anglických AEO ukázala, že AEO mají potenciál za určitých podmínek alespoň zpomalit snižování početnosti. Není jisté, zda aplikace AEO tak, jak probíhá ve většině případů, postačí k vytvoření pozorovatelného dopadu na populaci koroptve. Malá velikost a izolovaný výskyt mohou způsobit nedostatek reakce živočichů (Fuller 2005). Řešením by mohla být tvorba "chráněných území"tvořených jednou nebo více farmami (Whittingham 2006).
23
6
ZÁVĚR A DISKUZE
Zemědělská intenzifikace změnila životní prostředí koroptve, což mělo za následek snížení její početnosti. Nejzávažnější změnou je pravděpodobně používání pesticidů, které snížilo dostupnost živočišné potravy pro mladá kuřata, která jsou na ní životně závislá. Výrazný vliv na početnost koroptve má také zjednodušení krajiny - spojování polí a likvidace většiny trvalé vegetace na hranicích původních, menších ploch. Tím dochází ke shromažďování hnízdících koroptví v blízkosti zbývajících hranic polí, kde je také zvýšená koncentrace predátorů. Zjednodušení krajiny má tak za následek vyšší ztráty na inkubujících samicích a vejcích. Snížená nabídka potravy v zimním období může mít za následek vyšší mortalitu. V rámci AEO byla vytvořena řada dotačních titulů, které umožňují existenci ploch neošetřených pesticidy i v moderní krajině. Jiné dotační tituly podporují tvorbu travnatých pásů a jiné trvalé vegetace na orné půdě. Existují i tituly zaměřené na poskytování zdrojů potravy pro zrnožravé ptáky v době, kdy je většina zbylých polních porostů zaorána. Zkušenosti z praxe ukázaly, že nejdůležitější je pro zotavení populace koroptve co nejvyšší plocha habitatu vhodného pro odchov kuřat. Vhodná je také úprava velkých polí na mozaiku menších ploch. Pozitivní vliv na koroptev byl prokázán u tří dotačních titulů: kraje obilných polí bez pesticidů, beetle banks a wildlife cover. Jedná se však o poměrně nepopulární tituly. Zdá se také, že promyšlené úpravy, prováděné na celé ploše orné půdy na souvislém území, jsou úspěšnější než roztroušená aplikace AEO. Bylo by proto vhodné podpořit tvorbu dotačního titulu, který by takový management podpořil. Obliba koroptve by tak mohla prospět mnoha dalším organismům. Protože v oblastech, kde proběhly úspěšné pokusy o zvýšení populační hustoty koroptve pomocí úprav habitatu, probíhala intenzivní regulace početnosti predátorů, bylo by dobré prozkoumat, jaké by bylo chování predátorů a následně jaká by byla reakce populace koroptve, kdyby tato regulace prováděna nebyla. Vysoká početnost koroptve je možná i na místech, kde nebyl odstřel predátorů prováděn celé roky (Šálek et al. 2004), ale pro účely AEO by bylo dobré zjistit, jaká musí být minimální rozloha upravované plochy, aby se nestala ekologickou pastí.
24
LITERATURA [1] Aebischer NJ, Ewald JA Grey partridge Perdix perdix in the UK: recovery status, set aside and shooting. (2010), Ibis 152: 530-542 [2] Barker AM, Brown NJ, Reynolds CJM Do host-plant requirements and mortality from soil cultivation determine the distribution of graminivorous sawflies on farmland? (1999), Journal of Applied Ecology 36: 271-282 [3] Batáry P, Matthiesen T, Tscharntke T Landscape-moderated importance of hedges in conserving farmland bird diversity of organic vs. conventional croplands and grasslands. (2010), Biological Conservation 143: 2020-2027 [4] BirdLife International Birds in Europe: population estimates, trends and conservation status (2004) [5] Boatman ND, Brickle NW, Hart JD, Milsom TP, Morris AJ, Murray AWA, Murray KA, Roberson PA Evidence for the indirect effects of pesticides on farmland birds. (2004), Ibis 146: 131-143 [6] Borg C, Toft S Importance of insect prey quality for grey partridge chicks Perdix perdix: A self-selection experiment. (2000), Journal of Applied Ecology 37:557563 [7] Bradbury R.B., Allen D.S. Evaluation of the impact of the pilot UK Arable Stewardship Scheme on breeding and wintering birds. (2003), Bird Study 50: 131-141 [8] Bradbury RB, Browne SJ, Stevens DK, Aebischer NJ Five-year evaluation of the impact of the Arable Stewardship Pilot Scheme on birds. (2004), Ibis 146(Suppl. 2):171-180 [9] Brittain C, Bommarco R, Vighi M, Sattele J, Potts SG Organic farming in isolated landscapes does not benefit flower-visiting insects and pollination. (2010), Biological Conservation 143: 1960-1867 [10] Bro E, Arroyo B, Migot P Conflict between grey partridge Perdix perdix hunting and hen harrier Circus cyaneus protection in France: a review. (2006), Wildlife Biology 12:233-247 [11] Bro E, Mayot P, Corda E, Reitz F Impact of habitat management on grey partridge populations: assessing wildlife cover using a multisite BACI experiment. (2004), Journal of Applied Ecology 41:846-857
25
[12] Bro E, Reitz F, Clobert J Nest-site selection of grey partridge (Perdix perdix) on agricultural lands in North-Central France. (2000a), Game and Wildlife Science 17: 1-16 [13] Bro E, Reitz F, Clobert J, Mayot P Nesting success of grey partridges (Perdix perdix) on Agricultural land in North-Central France: Relation to nesting cover and predator abundance. (2001b), Game and Wildlife Science 17:199-218 [14] Bro E, Sarrazin F, Clobert J, Reitz F Demography and the decline of the grey partridge Perdix perdix in France. (2000b), Journal of Applied Ecology 37:432448 [15] Browne SJ, Aebischer NJ, Moreby SJ, Teague L The diet and disease susceptibility of grey partridges Perdix perdix on arable farmland in East Anglia, England. (2005), Wildlife Biology 12: 3-10 [16] Butler SJ, Bradbury RB, Whittingham MJ Stubble height affects the use of stubble fields by farmland birds. (2005), Journal of Applied Ecology 42: 469476 [17] Clough Y, Kruess A, Tscharntke T Local and landscape factors in differently managed arable fields affect the insect herbivore community of a non-crop plant species. (2007), Journal of applied ecology 44: 22-28 [18] Cucco M, Guasco B, Malacarne G, Ottonelli R Effects of beta-carotene supplementation on chick growth, immune status and behaviour in the grey partridge, Perdix perdix. (2006), Behavourial processes 73: 325-332 [19] De Leo GA, Focardi S, Gatto M, Cattadori IM The decline of the grey partridge in Europe: comparing demographies in traditional and modern agricultural landscapes. (2004), Ecological modelling 177: 313-335 [20] Donald PF, Green R E, Heath MF Agricultural intensification and the collapse of Europes farmland bird populations. (2001), Proceedings of the royal society London B. 268 : 25 - 29 [21] Duelli P, Obrist MK Regional biodiversity in an agricultural landscape: the contribution of semi-natural habitat islands. (2003), Basic and Applied Ecology 4: 129-138 [22] European Commission, Directorate General for Agriculture and Rural Development, Unit G-4-Evaluation of Measures Applied to Agriculture Agrienvironment measures. Overview on general principles,types of measures, and application. (2005)
26
[23] Ewald JA, Aebischer NJ, Richardson SM, Grice PV, Cooke AI The effect of agri-environment schemes on grey partridges at the farm level in England. (2010), AGRICULTURE ECOSYSTEMS & ENVIRONMENT 138: 55-63 [24] Farský O., Mrkos J. Ztráty na zvěři za krutých zim na Moravě, Zemský studijní a plánovací ústav v Brně. (1949), [sec. rec. from Hudec, Černý (1977)] [25] Field RG, Gardiner T, Mason CF, Hill J Countryside Stewardship Scheme and butterflies: a study of plant and butterfly species richness. (2006), Biodiversity and conservation 15: 443-452 [26] Field RG, Gardiner T, Mason CF, Hill J Agri-environment schemes and butterflies: the utilisation of 2m arable field margins. (2007), Biodiversity and conservation 16: 465-474 [27] Fox AD Has Danish agriculture maintained farmland bird populations? (2004), Journal of Applied Ecology 41:315-334 [28] Frampton GK, Dorne JLCM The effects on terrestrial invertebrates of reducing pesticide inputs in arable crop edges: a meta-analysis. (2007), Journal of Applied Ecology 44: 362-373 [29] Fuller RJ, Norton LR, Feber RE, Johnson PJ, Chamberlain DE, Joys AC, Mathews F, Stuart RC, Townsend MC, Manley WJ, Wolfe MS, Macdonald DW, Firebank LG Benefits of organic farming vary among taxa. (2005), Biology letters 1:431-434 [30] Gillings S, Wilson AM, Conway GJ, Vickery AJ, Fuller RJ Distribution and abundance of birds and their habitats within the lowland farmland of Britain in winter. (2008), Bird Study 55:8-22 [31] Green RE The feeding ecology and survival of partridge chicks (Alectoris rufa and Perdix perdix) on arable farmland in East Englia. (1984), J Appl Ecol 21:817-830 [32] Gregory R D, Noble DG, Campbell LH & Gibbons DW The state of the Uks birds. (2000), Sandy, Bedforshire: Royal Society for the Protection of Birds and British Trust for Ornithology. [33] Gregory RD, Noble DG, Custance J The state of play of farmland birds: population trends and conservation status of lowland farmland birds in the United Kingdom. (2004), Ibis 146: 1-13
27
[34] Hart JD, Milsom TP, Fisher G, Wilkins V, Moreby SJ, Murray AWA, Robertson PA The relationship between yellowhammer breeding performance, arthropod abundance and insecticide applications on arable farmland. (2006), Journal of Applied Ecology 43: 81-91 [35] Hodge I, Reader M The introduction of Entry Level Stewardship in England: Extension or dilution in agri-environment policy? (2010), Land Use Policy 27: 270-282 [36] Holzschuh A, Steffan-Dewenter I, Kleijn D, Tscharntke T Diversity of flowervisiting bees in cereal fields: effects of farming system, landscape composition and regional context. (2007), Journal of Applied Ecology 44: 41-49 [37] Hudec K & Černý W (eds) Fauna ČR, Ptáci 2. (2005), Academia, Praha [38] Chamberlain DE, Fuller RJ Contrasting patterns of change in the distribution and abundance of farmland birds in relation to farming system in lowland Britain. (2001), Global Ecology & Biogeography 10:399-409 [39] Chamberlain DE, Fuller RJ, Bunce RGH Changes in the abundance of farmland birds in relation to the timing of agricultural intensification in England and Wales. (2000), Journal of Applied Ecology 37: 771-188 [40] Churchwell R, Ratti JT, Edelmann F Comparison of fall and winter food habits for sympatric chukar and gray partridge in Hells Canyon of Idaho and Oregon. (2004), Northwest Science 78: 42-47 [41] Itämies J, Putaala A, Pirinen M, Hissa R The food composition of grey partridge chicks Perdix perdix in central Finland. (1996), Ornis fennica 73:17-34 [42] Janda J Přirozená potrava koroptve polní Perdix perdix (Linné) v přírodě, Symposium o koroptvi. (1966), Výzkumný ústav lesního hospodářstvi a myslivosti & ČMS, Praha: 93-99 [43] Joannon A, Bro E, Thenail C, Baudry J Crop patterns and habitat preferences of the grey partridge farmland bird. (2008), Agronomy for sustainable development 28: 379-387 [44] Knauer F, Küchenhoff H, Pilz S A statistical analysis of the relationship between red fox Vulpes vulpes and its prey species (grey partridge Perdix perdix, brown hare Lepus europaeus and rabbit Oryctolagus cuniculus) in western Germany from 1958 to 1998. (2010), Wildlife biology 16: 56-65
28
[45] Krebs JR, Wilson JD, Bradbury RB & Siriwardena GM The second silent spring? (1999), Nature 400: 611-612 [46] Kuehl AK & Clarke WC Predator activity related to landscape features in northern Iowa. (2002), Journal of Wildlife Management 66: 1224-1234 [47] Liukkonen-Anttila I, Putaala A, Hissa R Feeding of hand-reared grey partridge Perdix perdix chicks - importance of invertebrates. (2002), Wildlife Biology 8: 11-19 [48] Marjoniemi K, Hohtola E Shivering thermogenesis in leg and breast muscle of galliform chicks and nestlings of the domestic pigeon. (1999), Physiological and biochemical zoology 72: 484-492 [49] Meeus JHA The Transformation of Agicultural Landscapes in Western-Europe. (1993), Science of Total Environment 129: 171-190 [50] Ministerstvo zemědělství ČR Metodika k provádění nařízení vlády č. 79/2007 Sb., o podmínkách provádění agroenvironmentálních opatření, ve znění pozdějších předpisů. (2011) [51] Moreby SJ, Aebischer NJ, Southway S Food preference of grey partridge chicks, Perdix perdix, in relation to size, colour and movement of insect prey. (2006), Animal behaviour 71:871-878 [52] Natural England Entry Level Stewardship: Environmental Stewardship Handbook. (2010) [53] Natural England Higher Level Stewardship: Environmental Stewardship Handbook. (2010) [54] Olson DM, Wackers FL Management of field margins to maximize multiple ecological services. (2007), Journal of Applied Ecology 44: 13-21 [55] Pain DJ & Pienowski MW Farming and birds in Europe. The common agricultural policy and its implications for bird conservation. (1997), London: Academic Press. [sec. rec. from Donald, Green, Heath (2009)] [56] Panek M The effect of environmental factors on survival of grey partridge (Perdix perdix) chicks in Poland during 1987–89. (1992), J Appl Ecol 29:745–750 [57] Panek M ensity-dependent brood production in the grey partridge Perdix perdix in relation to habitat quality. (1997), Bird Study 34: 787-792
29
[58] Panek M Demography of grey partridges Perdix perdix in Poland in the years 1991 – 2004: reasons of population decline. (2005), European Journal of Wildlife Research 51: 14-18 [59] Perkins AJ, Maggs HE, Wilson JD Winter bird use of seed-rich habitats in agrenvironmant schemes. (2008), Agriculture, ecosystems and environment 126: 289-194 [60] Potts GR The Partridge: Pesticides, Predation and Conservation. (1986), London: Collins [sec. rec. from Aebischer NJ, Ewald JA (2004): Managing the UK Grey Partridge Perdix perdix recovery: population change, reproduction, habitat and shooting. Ibis 146(Suppl. 2):181-191 [61] Potts, G. R. Partridge Survival Project. Rep. Game Res. Assoc. (1969), [sec. rec. from Aebischer NJ, Ewald JA (2004): Managing the UK Grey Partridge Perdix perdix recovery: population change, reproduction, habitat and shooting. Ibis 146(Suppl. 2):181-191] [62] Potts GR Recent Changes in Farmland Fauna with Special Reference to Decline of Grey Patridge. (1970), Bird Study 17, 145-& [63] Potts D Long term partridge studies in Sussex, BOU’s Annual Conference Proceedings (2009), Online [64] Potts GR, Aebischer NJ Population dynamics of the grey partridge Perdix perdix 1793–1993: monitoring, modelling and management. (1995), Ibis 137: S29–S37 [65] Potts GR, Ewald JA, Aebischer NJ Long-term changes in the flora of the cereal ecosystem on the Sussex Downs, England, focusing on the years 1968-2005. (2010), Journal of Applied Ecology 47: 215-226 [66] Pielowski Z, Kamieniarz R, Panek M Report about game animals in Poland. PanstwowaInspekcja Ochrony S rodowiska, Warszawa. (1993),[sec. rec. from Panek (2005)] [67] Pretty JN, Brett C, Gee D, Hine RE, Mason CF, Morison JIL, Raven H, Rayment MD, van der Bijl G An assessment of the total external costs of UK agriculture. (2000), Agricultural Systems 65: 113-136 [68] Putaala A, Hohtola E, Hissa R The Effect of Group-size on Metabolsim in Huddling Grey Patridge (perdix perdix). (1995), Comparative biochemistry and Physiology B-Biochemistry & Molecular Biology 111: 243-247
30
[69] Rands MRW Pesticide use on cereals and the survival of partridge chicks: a field experiment. (1985), Journal of Applied Ecology 22: 49–54 [70] Reitz F, le Goff E & Fuzeau M Landscape selection by grey partridge (Perdix perdix) for nesting in the fields of French cereal agrosystems. (2002), Game and Wildlife Science, 19: 209-220 [71] Ronchi M, Cantot P, Emile J-C Capacité d’accuéit des jachérs pour la perdix grise dans les plaines céréaliéres du Poitou. (2008), Fourrages 196: 473–484 [72] Roschewitz I, Gabriel D, Tscharnke T The effects of landscape complexity on arable weed species diversity in organic and conventional farming. (2005), Journal of applied ecology 42: 873-882 [73] Stoate C, Boatman ND, Borralho RJ, Carvalho CR, de Snoo GR, Eden P Ecological impacts of arable intensification in Europe. (2001), Journal of environmental management 63: 337-365 [74] STRANDGAARD, H. 25 art jagtudbytte af agerhons i Danmark. (1968), Dansk Vildtforskning, 1967-68:26-27. [sec. rec. from Potts GR (1970): Recent Changes in Farmland Fauna with Special Reference to Decline of Grey Patridge. Bird Study 17, 145-] [75] Šálek M, Marhoul P Sezónní dynamika a příčiny ztrát koroptve polní (Perdix perdix): výsledky sčítání a telemetrického sledování v letech 1997 – 1999. (1999), Sylvia 35: 55-67 [76] Šálek M, Marhoul P, Pintíř J, Kopecký T, Slabý L Importance of unmanaged wasteland patches for the grey partridge Perdix perdix in suburban habitats. (2004), Acta Oecologica 25: 23-33 [77] Šálek M, Pintíř J & Marhoul P Vliv zástavby a lesa na prostorový výskyt populace koroptve polní (Perdix perdix) v zemědělské krajině. (2004), Sylvia 40: 89-97 [78] Tapper SC, Potts GR & Brockless The effect of an experimental reduction in predation pressure on the breeding success and population density of grey partridges Perdix perdix. (1996), Journal of Applied Ecology 33: 965-978 [79] Tillmann JE Fear of the dark: night-time roosting and antipredation behaviour in grey partridge Perdix perdix. (2009), Behaviour 146: 999-102 [80] Walker KJ, Critchley CNR, Sherwood AJ, Large R, Nuttall P, Hulmes S, Rose R, Mountford JO The conservation of arable plants on cereal field margins: An
31
assessment of new agri-environment scheme options in England, UK. (2007), Biological conservation 136: 260-270 [81] Watson M, Aebischer NJ, Cresswell W Vigilance and fitness in grey partridges Perdix perdix: the effects of group size and foraging-vigilance trade-offs on predation mortality. (2007), Journal of Animal Ecology 76: 211-221 [82] Whittingham MJ, Devereux CL, Evans AD, Bradbury RB Altering percieved predation risk and food availibility: management prescriptions to benefit farmland birds on stubble fields. (2006), Journal of Applied Ecology 43: 640-650 [83] Wretenberg J, Lindstrom A, Svensson S, Part T Linking agricultural policies to population trends of Swedish farmland birds in different agricultural regions. (2007), Journal of applied ecology 44: 933-941
32
