OBSAH 1. ÚVOD..............................................................................................................10 2. CHARAKTERISTIKA ÚZEMÍ KRNAP............................................................12 2.1. Přírodní poměry........................................................................................12 2.1.1. Geologie a geomorfologie...........................................................12 2.1.2. Hydrologie...................................................................................13 2.1.3. Pedologie....................................................................................13 2.1.4. Klima...........................................................................................14 2.1.5. Flóra............................................................................................15 2.1.6. Lesní vegetace Krkonoš..............................................................16 2.1.7. Fauna..........................................................................................20 2.2. Ochrana přírody Krkonoš..........................................................................21 2.3. Zonace Krkonošského národního parku...................................................24 2.4. Základní údaje o sídlech v zájmovém území LHC Vrchlabí.....................24 2.5. Návštěvnost územíKrkonošského národního parku.................................25 2.6. Lesní hospodářství a myslivost na území Krkonošského národního parku........................................................................................28 2.6.1. Lesní hospodářství......................................................................28 2.6.1.1. Historický vývoj..............................................................28 2.6.1.2. Současný stav...............................................................31 2.6.2. Myslivost.....................................................................................35 2.6.2.1. Strategie........................................................................35 2.6.2.2. Škody zvěří a přezimovací obůrky.................................36 2.6.2.3. Vývoj početnosti a úlovků jelení zvěře...........................38 2.7. Rešerše literárních pramenů k řešené problematice................................39 2.7.1. Potravní chování.........................................................................39 2.7.2. Migrace.......................................................................................42 2.7.3. Preference a velikost biotopu.....................................................44 3. MATERIÁL A METODIKA..............................................................................46 3.1. Cíl práce...................................................................................................46 3.2. Území.......................................................................................................46 3.3. Materiál.....................................................................................................49 3.4. Metodika...................................................................................................50
8
4. VÝSLEDKY.....................................................................................................56 4.1. Teoretická část.........................................................................................56 4.1.1. Klid..............................................................................................56 4.1.2. Kryt..............................................................................................57 4.1.2.1. Charakteristika Oblastí I – III.........................................58 4.1.2.2. Distribuce polygonů v rámci oblastí...............................61 4.1.3. Pastevní biotop...........................................................................62 4.1.3.1. Kategorie pastevních biotopů........................................62 4.1.3.2. Charakteristika oblastí I – III..........................................63 4.1.4. Klid, kryt, pastevní biotop – syntéza kritérií.................................66 4.1.4.1. Charakteristika oblastí I – III..........................................66 4.2. Ověření modelu v praxi............................................................................67 4.2.1. Charakteristika oblastí I – III.......................................................67 4.3. Výsledky – obrazová část.........................................................................70 5. DISKUSE.........................................................................................................87 6. ZÁVĚRY A DOPORUČENÍ.............................................................................90 7. SUMMARY......................................................................................................91 8. LITERATURA..................................................................................................92 9. PŘÍLOHY.........................................................................................................98
9
1. ÚVOD V současnosti je člověk dominantním faktorem ovlivňujícím přírodní prostředí. Imisní zatížení během uplynulých 30 let ovlivnilo vývoj lesních ekosystémů v celé střední Evropě (Homolka 1995). Prostřednictvím změny druhové, věkové i prostorové struktury lesních porostů došlo ke změně i v kvalitě a množství potravní nabídky pro zvěř (Homolka 1996). V podmínkách hustě osídlené Evropy jsou velcí býložravci vystavováni vlivu fragmentace krajiny. Většina území, kterou obývají má charakter mozaiky přírodních, zemědělských a urbanizovaných ploch. V extrémním případě jsou stávaniště zvěře ostrůvkovitě rozmístěny v krajině bez možnosti migrace mezi nimi. Podle intenzity
využívání
krajiny
je
možné
přistoupit
k odpovídajícím
opatřením na zlepšení životního prostředí zvěře. V podmínkách západní Evropy dominují v krajině rozsáhlá urbanizovaná území. Zde je proto zvažována umělá restaurace biotopů, především z hlediska jelení zvěře (Bruinderink et al. 2003). Představa vychází z vytvoření soustavy biotopů, která bude odpovídat velikostí i ostatními charakteristikami potřebám zvěře. Jednotlivé biotopy jsou v návrhu propojené „biokoridory“ do ucelené sítě. Je sporné do jaké míry lze tato opatření realizovat s ohledem na jejich nákladnost, dlouhodobou realizaci a neustále se vyvíjející využívaní krajiny. V chráněných územích jsou podmínky pro život velkých býložravců lepší, i když platí, že i tato území jsou větším, nebo menším ostrovem v okolní krajině. Vážným zásahem do lesních ekosystémů těchto území byl vznik kalamitních ploch. Krkonoše a další pohoří na severní hranici České republiky byly kalamitami postihovány od počátku 70. let 20. století. Holiny vznikaly především na místě monokulturních porostů, často nevhodné provenience. V Krkonoších, na území zkoumaného LHC Vrchlabí, se první rozsáhlá větrná kalamita objevila v roce 1967 v porostech oslabených gradací obaleče modřínového (Zeiraphera griseana) (Nechanický 2006, ústní sdělení). Hřebenové partie Krkonoš byly dále v důsledku imisního zatížení postihovány větrnými kalamitami především v období 1977 – 1994 (Schwarz 1996). V těchto letech bylo vytěženo při nahodilých imisních těžbách celkem 7 000 ha lesních porostů.
10
Současný stav lesních porostů Krkonošského národního parku nese známky výrazného snížení imisního zatížení. Zalesněné holiny dorostly do věku, kdy poskytují zvěři jak kryt, tak i pastevní biotop. Ke zkvalitnění životního prostředí zvěře přispívá i změna strategie lesního hospodářství. Přechod k přírodě blízkému způsobu hospodaření vede ke vzniku druhově, věkově i prostorově diferencovaných lesních porostů. Lesy patří k nejcennějším ekosystémům Krkonoš. Hlavním cílem hospodaření je zachovat přírodní a přírodě blízké fragmenty lesních porostů. V ostatních porostech
jsou
odpovídající
zásahy
realizovány
tak,
aby
postupně
vedly
ke schopnosti autoregulace porostů (kolektiv 1998). Na území Krkonošského národního parku se nachází trojice lesních biotopů hodnocených v rámci soustavy Natura 2000 jako prioritní. Jedná se o lesy typu Tilio-Acerion na svazích, sutích a ve stržích (kód 9180), dále rašelinné lesy (kód 91D0) a lužní lesy s olší lepkavou (Alnus glutinosa) a jasanem ztepilým (Fraxinus excelsior) (Alno-Padion, Alnion incanae, Salicion albae) (kód 91E0).
Poděkování Rád bych vyjádřil poděkování mému školiteli, Ing. Josefu Feuereiselovi, Ph.D., za umožnění vypracování diplomové práce na dané téma. Dále můj dík patří kolegům z Odboru péče o les, především Ing. Aloisi Grundmannovi, Ing. Janu Hřebačkovi, Josefu Nechanickému a vedoucím lesních správ v rámci LHC Vrchlabí, za ochotu a poskytování praktických mysliveckých a lesnických rad a zkušeností. Kolegům z Odboru ochrany přírody a informatiky, zejména Ing. Tomáši Lhotovi, děkuji za pomoc při zpracovávání dat a RNDr. Jiřímu Flouskovi, Ph.D. a RNDr. Janu Vaňkovi za podporu a pomoc při studiu.
11
2. CHARAKTERISTIKA ÚZEMÍ KRNAP 2.1.
Přírodní poměry
Popisu přírodních podmínek Krkonoš se věnuje velké množství publikovaných prací. Pro účely předkládané diplomové práce byly jako zdroj informací o přírodních poměrech použity následující publikace: Fanta 1969, Šourek 1969, Schleger 1974, Sýkora 1983, Jahn 1985, Soukupová et al., 1995, Flousek a Gramsz, 1999, Chytrý a kol., 2001, Lesprojekt Hradec Králové, s.r.o., 2003, Štursa 2003, Horáková 2005, Potocki, Štursa, 2006. 2.1.1. Geologie a geomorfologie Geologicky jsou Krkonoše součástí vývojově staršího Českého masívu a spolu s některými okolními horskými celky vytvářejí tzv. krkonošsko-jizerské krystalinikum. To je budováno proterozoickými až paleozoickými krystalickými břidlicemi (zvláště svory, fylity a ortoruly; stáří 600 - 1000 milionů let). Z dalších podružných hornin jsou tu křemence, čedič a krystalické vápence. Obecně lze říct, že Krkonoše mají pestrou geologickou stavbu (Obr. 1, Přílohy). Starohorní komplex tvoří horskou část při styku s krkonošsko - jizerským plutonem; skládá se převážně ze svorů a fylitů, s četnými vložkami kvarcitů, erlanů, krystalických vápenců, amfibolitů a zelených břidlic. Odlišné složení a stavbu má prvohorní komplex s horninami méně intenzívně regionálně metamorfovanými. Spolu se starohorním komplexem byly tyto horniny na konci siluru zvrásněny a regionálně přeměněny. Vznikly tak různé fylity, sericitické kvarcity, metadiabasy a krystalické vápence. Tyto horniny lemují celé pohoří z jihu a zasahují až do oblasti Rýchor, kde se významně uplatňují vápence. Do krystalinika pronikl během karbonu při druhém vrásnění žulový pluton, vytvářející větší část hlavního hřebene a téměř celou polskou část pohoří. S jeho existencí je spojen vznik tvrdého kontaktního pásma, majícího zásadní vliv na další geomorfologický vývoj pohoří. Mimo to jsou na něj vázána i nejvýznamnější rudní ložiska Krkonoš. V druhohorách a první polovině třetihor, kdy panovalo na našem území tropické
resp.
subtropické
klima,
byly
Krkonoše
modelovány
chemickým
zvětráváním, což vedlo ke vzniku plochého a měkkého reliéfu, tzv. zarovnaných povrchů. K výrazné změně došlo v mladších třetihorách, kdy byly horotvornými
12
pohyby, vyvolanými vrásněním v sousední alpské a karpatské oblasti, etapovitě vyzdviženy i Krkonoše. Dosáhly přitom již přibližně dnešní výšky, což vedlo k prudkému oživení vodní eroze a tím i následnému rozčlenění zarovnaných povrchů do podoby členitého horského reliéfu, jak ho známe dnes. Významným geomorfologickým činitelem bylo i zalednění pohoří, k němuž došlo v ledových dobách ve čtvrtohorách, kdy byl reliéf modelován jak horskými ledovci (vznik karů, jezer, morén atd.), tak mrazovými procesy (vznik kryoplanačních teras, mrazových srubů a sutí, polygonálních a brázděných půd atd.). V oblasti ledovcových karů a údolí se zásadním způsobem uplatňují žíly vyvřelin, především porfyrity. Z pokryvů, kromě kamenitých svahovin, hrají významnou roli sedimenty ledovcové – balvanité morény a glacifluviální štěrky. Na náhorních plošinách jsou značně rozšířená ombrogenní vrchoviště. V poledové době jsou hlavními modelačními činiteli v Krkonoších vodní eroze, svahové sesuvy a antropogenní vlivy; v méně nápadné formě se uplatňuje i mrazové a biologické zvětrávání a lavinová eroze, ve vápencích přistupuje ještě krasovění.
2.1.2. Hydrologie Říční síť Krkonoš vznikla ve třetihorách a čtvrtohorách. Jde o horní úseky toků s charakterem bystřin. Jejich údolí jsou úzká, sevřená a hluboká. Na některých místech v subalpínském i v montánním stupni vznikla v terénních depresích nebo na výronech podzemních vod rašeliniště, která jsou většinou hlavními prameništi vodních toků (např. Labe, Úpa, Mumlava).
2.1.3. Pedologie V Krkonoších je vyvinuta výrazná výšková půdní stupňovitost od podhorských po vysokohorské půdy. Ve vývoji všech typů půd se však projevuje vliv chladného a velmi vlhkého klimatu. S výjimkou rendzin, na plošně nepatrných ostrůvcích krystalických vápenců, jsou všechny krkonošské půdy kyselé. V nejnižších částech národního parku převládají hnědé půdy kyselé, výše přecházejí do rezivých půd (hnědé půdy podzolované), které jsou v Krkonoších vůbec nejrozšířenějším typem. Ostrůvkovitě se vyskytují rankery, zvláště na příkrých
13
svazích, v subalpínském stupni často porostlé klečí. Nad 1000 m n.m. nastupují podzolované půdy, které přecházejí ve vrcholových partiích v alpínské půdy, s častým výskytem mrazem modelovaných půd (tzv. arktické půdy), jejichž výskyt je v rámci Čech krkonošským specifikem. Lokálně se vyskytují nivní půdy, provázející údolní nivy, glejové půdy, zvláště na prameništích a ve svahových prohlubních, a rašelinišťní půdy v podobě lesních vrchovišť a přírodovědecky významných subarktických vrchovišť v hřebenových částech pohoří nad alpínskou hranicí lesa. Krkonošská rašeliniště, zvláště vrcholová, jsou převážně vývojově stagnující a jejich mocnost nepřesahuje 2 - 3 m (většinou menší než 1 - 1,5 m). 2.1.4. Klima Krkonoše náleží do klimatického mírného pásu, pro nějž je typické střídání ročních období. Vzhledem k blízkosti Atlantického oceánu a k převládajícímu západnímu větrnému proudění tvoří hřebeny Krkonoš nejvyšší překážku proudům vlhkého, chladného vzduchu od oceánu, což se projevuje vysokým množstvím srážek (dešťových a sněhových) a nízkými teplotami. Ve srovnání s ostatními horskými pásmy českých území mají Krkonoše v celoročním průměru nejdrsnější podnebí. Průměrná roční teplota v Krkonoších kolísá mezi +6oC až 0oC. Srážky přibývají s nadmořskou výškou: na úpatí Krkonoš je roční úhrn zhruba 800 mm, na hřebenech 1200 až 1400 mm. Sníh padá v Krkonoších prakticky po celý rok (alespoň v nejvyšších polohách), trvale zůstává ležet průměrně 7 měsíců (zhruba od poloviny října do poloviny května). Průměrná výška sněhové pokrývky se pohybuje mezi 150 až 200 cm. Větrné poměry jsou složité vzhledem k velké členitosti pohoří. Převládají jihozápadní a severozápadní větry, časté jsou i vichřice o rychlostech přes 150 km/hod. Větrné proudění je v Krkonoších výrazně ovlivněno reliéfem (orografickými poměry), vznikají zde zvláštní větrné systémy lokálního charakteru, které jsou společně s dalšími přírodními procesy (ukládání srážek, sluneční svit, vlhkost vzduchu, laviny) podstatou existence tzv. anemo-orografických systémů, zásadním způsobem ovlivňujících dlouhodobý vývoj přírodních poměrů Krkonoš.
14
2.1.5. Flóra Z dosavadních poznatků vyplývá, že v Krkonoších roste více jak 1250 taxonů cévnatých rostlin a několikanásobně vyšší počet druhů rostlin bezcévných. V pestrosti zdejší vegetace se odráží zvláštní biogeografická poloha Krkonoš: kontakt severské tundry a alpínských trávníků v době zalednění, utváření jejich reliéfu i nadmořská výška zasahující nad alpínskou hranici lesa (1250 až 1350 m n. m.). Svědčí o tom mimo jiné řada pozůstatků z doby ledové (glaciálních reliktů), jako jsou ostružiník moruška (Rubus chamaemorus), všivec krkonošský (Pedicularis sudetica), lomikámen sněžný (Saxifraga nivalis), šídlatka jezerní (Isoëtes lacustris), rašeliník Lindbergův (Sphagnum lindbergii). V době poledové vedla dlouhodobá izolace krkonošských hřebenů, oproti středoevropské lesní krajině, ke vzniku osamoceného ostrova vysokohorské přírody, v němž se začaly vyvíjet nové druhy, poddruhy a variety - krkonošské endemity. Mezi ně náleží především jeřáb krkonošský (Sorbus sudetica), zvonek krkonošský (Campanula bohemica), lomikámen pižmový (Saxifraga moschata basaltica), bedrník skalní (Pimpinela saxifraga rupestris) a téměř třicet druhů jestřábníků rodu Hieracium. Z hlediska vertikálního členění vegetace jsou v Krkonoších čtyři zřetelně vytvořené výškové (vegetační) stupně: 1. Submontánní stupeň (400-800 m n. m.) je tvořen především listnatými a smíšenými lesy s převahou buku lesního (Fagus sylvatica), javoru klenu (Acer pseudoplatanus), jasanu ztepilého (Fraxinus excelsior), jeřábu ptačího (Sorbus aucuparia) a také olší šedou (Alnus incana). V minulosti tyto lesy byly z velké části vykáceny a nahrazeny smrkovými monokulturami. V nejnižších polohách tohoto stupně se vyskytují podmáčené lesíky s olší lepkavou (Alnus glutinosa) a vrbami (Salix spp.). 2. Montánní stupeň (800-1200 m n. m.) tvoří horské smrčiny (přirozené i člověkem vysázené). Z období budního hospodářství (18. století) se datuje vznik bezlesých enkláv s druhově velmi bohatými horskými loukami. 3. V subalpínském stupni (1200-1450 m n. m.) se koncentrují na náhorních plošinách a v jejich okolí nejcennější ekosystémy Krkonoš, mezi než patří klečové porosty, přirozené i druhotné smilkové louky a severská/subarktická rašeliniště. Bohatý je výskyt endemických a reliktních druhů.
15
4. Alpínský stupeň (1450-1602 m n. m.) představují nejvyšší, vzájemně izolované vrcholky Krkonoš (Sněžka, Luční a Studniční hora, Vysoké Kolo, Kotel). Jsou pokryté pouze sporou bylinnou vegetací, mechorosty a lišejníky. Zvláštní složkou krkonošské přírody jsou ledovcové kary, které vznikly v závěrech horských údolí a oplývají druhově nejpestřejší flórou ze všech vegetačních stupňů. Přírodní vývoj je v nich dlouhodobě ovlivňován činností větrných systémů, ukládáním mohutných vrstev sněhu, opakovanými sesuvy sněhových a zemních lavin, sedimentací půdních částic, semen a drobných živočichů, výchozy minerálně bohatších hornin, příznivým klimatem a řadou dalších faktorů. Na svazích karů se nalézá pestrá mozaika vysokostébelných a kapradinových niv, svahových pramenišť a „krivolesů“. Na základě nejnovějších poznatků, synteticky hodnotících přírodovědné charakteristiky Krkonoš, byla v rámci subalpínského a alpínského stupně a ledovcových karů vymezena tzv. sudetská arkto-alpínská tundra. Jedná se unikátní oblast nad horní hranicí lesa, formovanou do značné míry mrazovými, sněhovými a větrnými procesy. Její charakteristické rysy vznikaly během chladných období pleistocénu a na začátku holocénu a jsou stále udržovány současným lokálním klimatem připomínajícím podmínky výše uvedených období, především průměrnými ročními teplotami kolem 0oC, přítomností regelačních jevů, vysokým podílem pevných srážek a intenzívní větrnou činností v hřebenových partiích. Arkto-alpínská tundra v Krkonoších pokrývá pouhých 16 km2 (necelá 3 % rozlohy), ale tvoří přírodovědně nejcennější část pohoří. Právě zde jsou koncentrovány krkonošské endemity a glaciální relikty či druhy s arkto-alpínským a boreo-alpínským typem rozšíření. 2.1.6. Lesní vegetace Krkonoš Lesní porosty Krkonoš pokrývají více než 80% rozlohy národního parku. Vyskytuje se v nich 60 druhů dřevin. Druhové složení lesů bylo změněno v návaznosti na jejich obhospodařování. Původní krkonošské lesy byly tvořeny smrkem, jedlí a bukem. V polohách nad 1200 m n. m. porosty smrku přecházely v porosty kleče. Ve 13. století, s příchodem člověka do hor, začaly zásahy do pralesů. Na plochách odlesněných kácením, klučením i vypalováním vznikala sídliště a pastviny. Následující ubývání lesů 16
v Krkonoších způsobil rozvoj průmyslu, jako bylo hutnictví, sklářství a důlní činnost. Počátkem 16. století byly krkonošské lesy z větší části vytěženy. K systematické umělé obnově lesů bylo přistoupeno na počátku 19. století. V této době již byla dřevinná skladba lesních porostů odlišná od přirozené. Buk a jedle se vyskytovaly jen omezeně, stejně jako původní porosty smrku. Na obnovovaných plochách byl vysazován smrk a vznikaly tak rozsáhlé smrkové monokultury. V současnosti se na území Krkonoš nacházejí následující typy přirozených lesních porostů: a. Bučiny Současný rozsah bukových porostů neodpovídá jejich původnímu rozšíření. Přes to jsou
bučiny
v Krkonoších
významně
zastoupeným
biotopem.
Vyskytují
se
rovnoměrně na ploše přes 10 tisíc ha. Nejčastěji se jedná o stanoviště na úpatí hor, v ochranném pásmu a ve třetí zóně národního parku. Nejvýše doložený výskyt buku, pouze v keřovité formě, pochází z Kotelních jam (1290 m n.m.). Květnaté bučiny (svaz Fagion) se nacházejí v nižších polohách na humózních půdách, obvykle kambizemích. Ve stromovém patře dominuje buk lesní (Fagus sylvatica), ojediněle jsou přimíšeny javor klen (Acer pseudoplatanus) a jedle bělokorá (Abies alba). Bylinný podrost květnatých bučin je druhově bohatý. Vyskytují se mařinka vonná (Galium odoratum), bažanka vytrvalá (Mercurialis perennis), kopytník evropský (Asarum europaeum), lilie zlatohlavá (Lilium martagon) nebo vraní oko čtyřlisté (Paris quadrifolia). Acidofilní bučiny (svaz Luzulo-Fagion) rostou ve vyšších polohách, kde buky osidlují chudší půdy na kyselých horninách. Stromovému patru dominuje buk lesní (Fagus sylvatica), jako přimíšená dřevina se vyskytuje smrk ztepilý (Picea abies). V podrostu acidofilních doubrav převažují trávy a kapradiny, jako třtina chlupkatá (Calamagrostis villosa), bika hajní (Luzula luzuloides), kapraď osténkatá (Dryopteris carthusiana) nebo bukovinec osladičovitý (Gymnocarpium dryopteris). Horské klenové bučiny (svaz Fagion) se vyskytují obvykle na prudších svazích s půdami typu rankeru, nebo rankerové kambizemě. Půdy jsou dostatečně vlhké díky srážkám a vodě z tajícího sněhu. Často se jedná o plošně málo rozlehlé porosty na návětrné straně hor. Ve stromovém patře dominuje buk lesní (Fagus
17
sylvatica) s příměsí javoru klenu (Acer pseudoplatanus) a jeřábu ptačího (Sorbus aucuparia). V bylinném podrostu se vyskytují druhy jako oměj šalamounek (Aconitum callibotryon), havez česnáčková (Adenostyles alliariae), mléčivec alpský (Cicerbita alpina) nebo devětsil bílý (Petasites albus). b. Smrčiny Původní horské smrčiny se zachovaly v úzkém pruhu kolem alpínské hranice lesa. Věk těchto porostů se pohybuje od 120 po 200 let. Výjimkou však nejsou i stromy staré přes 300 let. Horské třtinové smrčiny (svaz Piceion excelsae) se vyskytují na svazích v nadmořské výšce 1000 – 1350 m na kamenitých podzolech vzniklých na minerálně chudých silikátových horninách. Ve dřevinném patře zcela převládá smrk ztepilý (Picea abies), vtroušeně se objevuje jeřáb ptačí (Sorbus aucuparia). V bylinném podrostu jsou zastoupeny třtina chloupkatá (Calamagrostis villosa), podbělice alpská (Homogyne alpina) a šťavel kyselý (Oxalis acetosella). Objevují se rovněž porosty borůvky (Vaccinium myrtillus). Horské papratkové smrčiny (svaz Athyrio alpestris-Piceion) jsou vzácně rozšířeny na vlhčích a hlubších půdách bohatých na živiny v nadmořské výšce 1100 – 1300 m. Jsou charakteristické pro polohy chráněné proti větru a dobře zásobené vodou. Dřevinné patro je tvořeno smrkem ztepilým (Picea abies) a vtroušeným jeřábem ptačím (Sorbus aucuparia). Bylinné patro je ve srovnání s třtinovými smrčinami druhově pestřejší. Vyskytují se mléčivec alpský (Cicerbita alpina), havez česnáčková (Adenostyles alliariae), starček hajní (Senecio nemoralis) nebo ptačinec hajní (Stellaria nemorum). Rašelinné a podmáčené smrčiny (svaz Piceion excelsae) se v horských polohách vyskytují na okrajích vrchovišť na glejových nebo rašelinných půdách. V Krkonoších se nacházejí ve vyšších polohách pohoří, při horní hranici lesa. Dřevinné patro tvoří rozvolněný porost smrku ztepilého (Picea abies) menšího vzrůstu. Méně často se vyskytují další druhy dřevin jako bříza pýřitá (Betula pubescens) nebo jeřáb ptačí (Sorbus aucuparia). V podrostu se vyskytují především mechorosty jako rašeliníky (Sphagnusm spp.). Dále se vyskytují porosty borůvky (Vaccinium myrtillus), vlochyně (Vaccinium uliginosum) nebo brusinky (Vaccinium vitis-idaea).
18
c. Lesy svazu Alnion incanae V Krkonoších se vyskytují v aluviích potoků a řek, v terénních sníženinách a na svahových lesních prameništích. Horské olšiny s olší šedou se vyskytují na často zaplavovaných březích bystřin na slabě vyvinutých půdách. Z dřevin se vyskytuje především olše šedá (Alnus incana). Na některých místech je sekundárně rozšířena nepůvodní olše zelená (Alnus viridis), která se rozmáhá na úkor původní olše šedé (Horák et al. 2005). V bylinném patře se vyskytují druhy oměj šalamounek (Aconitum callibotryon), mléčivec alpský (Cicerbita alpina) nebo kýchavice bílá Lobelova (Veratrum album subsp. lobelianum). Údolní
jasanovo-olšové
luhy
jsou
charakteristické
pro
břehy
toků
v nejnižších polohách Krkonošského národního parku na glejích a lužních půdách s dostatečnou zásobou živin. Ve stromovém patře se vyskytují olše šedá (Alnus incana), olše lepkavá (Alnus incana), jasan ztepilý (Fraxinus excelsior) a vrba křehká (Salix fragilis). Z keřů bývá zastoupen bez černý (Sambucus nigra). Pro bylinné patro jsou chrakteristické mokrýš střídavolistý (Chrysosplenium alternifolium), bršlice kozí noha (Aegopodium podagraria) a v jarním odbobí bohaté porosty bledule jarní (Leucojum vernum). d. Suťové lesy Vyskytují se roztroušeně po celém podhůří Krkonoš na strmých svazích nebo skalních výchozech. Typické jsou skeletnaté půdy bohaté na živiny. Ve stromovém patře se vyskytují javor klen (Acer pseudoplatanus), jasan ztepilý (Fraxinus excelsior), lípa srdčitá (Tilia cordata) a buk lesní (Fagus sylvatica). V keřovém patře jsou zastoupeny líska obecná (Corylus avellana) a bez černý (Sambucus nigra). Bylinný odrost je bez výrazných dominant, časté jsou nitrofilní druhy kopřiva dvoudomá (Urtica dioica) nebo kakost smrdutý (Geranium robertianum) a druhy vyžadující dostatek vody jako ptačinec hajní (Stellaria nemorum) nebo hluchavka skvrnitá (Lamium maculatum). e. Klečové porosty Porosty kosodřeviny se nacházejí v alpínském pásmu v rozpětí nadmořských výšek 1300 – 1500 m. Zaujímají plochu přibližně 2500 ha. Část porostů je tvořena původní
19
krkonošskou klečí dosahující stáří přes 200 let. Druhá část pochází z umělé obnovy realizované během 19. a 20. století. V rámci klečových porostů se vtroušeně vyskytují další dřeviny jako bříza karpatská (Betula carpatica), jeřáb ptačí (Sorbus aucuparia) a vrba slezská (Salix silesiaca). Časté jsou porosty borůvky (Vaccinium myrtillus), vlochyně (Vaccinium uliginosum), brusinky (Vaccinium vitis-idaea) nebo vřesu (Caluna vulgaris).
2.1.7. Fauna Současná živočišná společenstva se zformovala v závěru poslední doby ledové a především v holocénu. V nižších partiích pohoří představují typický vzorek eurosibiřské fauny z pásma listnatých lesů. V polohách nad 800 m n. m. patří Krkonoše zoogeograficky do provincie variských pohoří (pásmo tajgy). S přibývající nadmořskou výškou narůstá podíl horských druhů. Hřebenové partie s dokonale vyvinutým subalpínským stupněm a zasahující až do stupně alpínského poskytují vhodné podmínky pro existenci řady chladnomilných severských druhů, vděčících za krkonošskou část svého areálu rozšíření již dříve popsané poloze Krkonoš a místním poměrům v době zalednění. Ve srovnání s nejbližšími středoevropskými pohořími je podíl glaciálních reliktů ve fauně Krkonoš vysoký. Mezi bezobratlými živočichy lze uvést plže vrkoče severního (Vertigo arctica), pavouka slíďáka ostnonohého (Acantholycosa norvegica sudetica), vážky lesklici horskou (Somatochlora alpestris) a šídlo horské (Aeschna caerulea), jepici horskou (Ameletus inopinatus), střevlíky Nebria gyllenhali a Amara erratica nebo některé zástupce motýlů (Lepidoptera), brouků (Coleoptera), dvoukřídlého hmyzu (Diptera) či vodních roztočů (Acarina), z obratlovců mimo jiné kosa horského severoevropského (Turdus torquatus torquatus), čečetku zimní (Carduelis flammea), slavíka modráčka tundrového (Luscinia svecica svecica), kulíka hnědého (Charadrius morinellus) nebo hraboše mokřadního (Microtus agrestis). Naopak počet endemitů v krkonošské fauně je malý, především ve srovnání s flórou. V současnosti je popsán pouze jediný endemický druh - jepice krkonošská (Rhithrogena corcontica) a dva endemické poddruhy - plž vřetenovka krkonošská (Cochlodina dubiosa corcontica) a motýl huňatec žlutopásý (Torula quadrifaria sudetica).
20
Mezní poloha Krkonoš ve střední Evropě vytváří severní hranici v rozšíření řady živočichů. Platí to pro plnou polovinu zjištěných druhů jepic (Ephemeroptera) či některé druhy ptáků, pěvušku podhorní (Prunella collaris) nebo lindušku horskou (Anthus spinoletta). 2.2.
Ochrana přírody Krkonoš
První snahy o ochranu přírody v Krkonoších se objevily v 70. a 80. letech 19. století. Různé druhy hospodářské činnosti, v Krkonoších rozvíjené na stále větší ploše, působily stále silněji
na zdejší
životní prostředí. Hornická činnost
se soustřeďovala pouze na rentabilní ložiska, zato kácení lesů postihlo podstatně větší plochy. Neporušená tak zpočátku zůstala pouze krajina v subalpínském a alpínském stupni hor. Později se však pastva rozšířila i nad horní hranici lesa – na subalpínských loukách byly zakládány pastviny a s jejich rozšiřováním byly likvidovány porosty kosodřeviny. První počátky progresivních opatření v hospodaření s horskými lesy, např. zákaz lesní pastvy, zákaz vyřezávání klečových porostů, sběr semen autochtonních dřevin, moderní způsoby obnovy zničených horských lesů, zůstanou natrvalo spojené se jmény lesníků Jahnela, Cotty, Schmidta či Judeicha a především s osvícenou rodinou Harrachů. Rozvoj bylinkářství a v posledních desetiletích 19. století také masová turistika způsobily intenzivnější pronikání lidí do obtížně přístupných oblastí. Vzrůstající škody na horské přírodě vedly k prvním zákonným snahám o jejich zamezení. První konkrétní krok ve prospěch ochrany přírody byl učiněn na české straně hor. Dne 16. března 1904 vydalo c. k. místodržitelství v Praze výnos o ochraně krkonošské květeny. Téhož roku hrabě Jan Harrach zřídil ve svém panství první přírodní rezervaci „Strmá stráň“. Navíc byl veškerý lesní personál na jeho panství poučen o potřebách ochrany přírody. Hrabě Harrach také jmenoval zvláštního hajného, jehož úkolem bylo zamezit ničení kosodřeviny a vysokohorských luk, brzy poté dal i příkaz k přísnému střežení území Kotelních jam. V roce 1907 byla zřízena Janem Bucharem první ukázková botanická zahrádka krkonošských horských rostlin pod Martinovou boudou. Po skončení první světové války nastalo opět zhoršení tlaku na krkonošskou přírodu. To vedlo v roce 1919 k vydání vyhlášky o ochraně krkonošského rostlinstva, dovolující pohraniční stráži a lesníkům trestat osoby ničící rostliny. 21
V roce 1922 pověřilo Ministerstvo školství Františka Schustlera, profesora botaniky na Karlově Univerzitě přípravou projektu přírodní rezervace v Krkonoších. Schustler si již tehdy správně uvědomil, že je nutné chránit velké územní celky, a nikoli jen jednotlivé druhy rostlin či zvířat. Schustlerův návrh předpokládal vytvoření Národního parku krkonošského, který měl obsáhnout celé české Krkonoše, včetně Rýchor a sousedních Jizerských hor. Na rozlehlém území parku měl platit částečný režim ochrany, zabezpečující ochranu krajinného rázu a usilující o návrat původního charakteru rostlinstva. V nejcennějších partiích hor navrhoval prof. Schustler zřízení rezervací s vyloučením jejich hospodářského využití. Komplikovaná politická situace v pohraničí i předčasná Schustlerova smrt způsobily, že se jeho návrh nedočkal realizace. Jediným zřetelným úspěchem ochrany přírody na české straně hor tak bylo vytvoření rezervace Kotelské rokle, vyhlášené roku 1931 z podnětu prof. Karla Kaviny. Na německé straně Krkonoš můžeme v meziválečné době zaznamenat větší ochranářské úspěchy. V roce 1922 vznikla rezervace v Malé Sněžné jámě. Z iniciativy dr. Peschela byla při Krkonošském horském spolku zřízena roku 1927 horská stráž, jejímž úkolem byla ochrana rostlin, zvířat a památek neživé přírody. Dne 3. května 1933 byly z rozhodnutí úřadů lehnického regentství vytvořeny tři přírodní rezervace, zahrnující všechny ledovcové kotle. První rezervace, složená ze dvou částí, obsahovala Sněžné jámy a Černou jámu, druhá oblast Velkého a Malého Stavu, třetí rezervace Kotel Lomničky spolu se severním svahem Sněžky nad hranicí lesa. K témuž datu byla vyhlášena Oblast ochrany rostlin, která zahrnovala část Krkonoš (nad obydleným územím). Zároveň bylo vyhlášeno velmi mnoho přírodních památek - do této formy ochrany byly zahrnuty mj. všechny zajímavější skály v Krkonoších. Dodržování předpisů hlídala lesní stráž, která měla pravomoci trestat pokutami (do 150 marek) nebo vězením. Dalším krokem bylo vyhlášení zákona o ochraně přírody v Říši dne 26. června 1935. Po 2. světové válce, roku 1946 zaslali
pražští přírodovědci vládě
memorandum, ve kterém žádali o zřízení velkého chráněného území v Krkonoších a Jizerských horách. Ani jejich návrh se tehdy realizace nedočkal. V Krkonoších začali pracovat čeští vědečtí pracovníci, např. Odolen Kodym, Alois Zlatník, Josef Mařan. Prvním konkrétním výsledkem jejich práce a prvním krokem k utvoření národního parku (tzv. první etapa) bylo vyhlášení osmi (šesti přísných a dvou částečných) přírodních rezervací dne 4. března 1952. Byly to Kotelné jámy, 22
Pančavská louka, Labský důl, Úpská rašelina, Obří důl, Černohorská rašelina, Západokrkonošská
a Východokrkonošská
řízená
přírodní
rezervace
(později
přejmenované na Prameny Úpy a Prameny Labe). Dohromady zaujímaly rozlohu více než 8000 hektarů. Na polské straně byla situace jiná. Již v roce 1946 požadoval zřízení národního parku v Krkonoších botanik Adam Wodziczko z Poznaně (v rámci projektu rezervací v nových západních územích Polska). Později se iniciativy ujali vratislavští přírodovědci, profesoři Stefan Macko (botanik), Stanisław Tołpa (botanik a odborník na rašeliniště) a Kazimierz Sembrat (zoolog). V roce 1948 se usnesla Státní rada ochrany přírody ve věci záměru vyhlásit národní park - právní podklad k tomu vytvořil zákon o ochraně přírody schválený polským sejmem roku 1949. V roce 1952 skupina vědců z Vratislavi jednala s ministrem lesního hospodářství o vytvoření velké rezervace (kolem 53000 ha), o rok později Státní rada ochrany přírody začala pracovat na zřízení národního parku. V roce 1953 vznikla rezervace na Chojniku, ve které se nacházely přirozené podhorské lesy. Vyvrcholením ochranářských snah bylo vyhlášení polského Krkonošského národního parku (Karkonoski Park Narodowy, KPN) na základě rozhodnutí Rady ministrů ze dne 16. ledna 1959. V roce 1960 byly na české straně hor vyhlášeny další čtyři rezervace V Bažinkách, Rýchorská studánka, Rýchorská květnice a Dvorský les. Mezitím již došlo k postupné zastavení důlní činnosti v Krkonoších, byl připraven plán obnovy lesních porostů nad alpínskou hranicí lesa, zpracována delimitace travních ploch k pastevnímu využívání a byly stanoveny hlavní zásady pro využívání všech funkcí, které má oblast Krkonoš plnit. Po zpracování a schválení územního plánu rajonu Krkonoš (1962), kde již byla strategie péče o budoucí národní park částečně obsažena, dochází konečně 17. května 1963 ke zřízení Krkonošského národního parku vládním nařízením č. 41/1963 Sb. Krkonošský národní park (KRNAP) se tak stal prvním národním parkem České republiky, na ploše přibližně 385 km2.
23
2.3.
Zonace Krkonošského národního parku
První zóna se rozkládá na ploše 4 400 ha. Nachází se v nejvyšších částech pohoří (Obr. 2, Přílohy). Při ochraně tohoto území je prioritní zachování samořídících funkcí ekosystému. Předmětem ochrany jsou zde kromě geobiocenóz rovněž význačné geomorfologické formy. Druhá zóna má rozlohu 4 000 ha a tvoří pás okolo první zóny nad horní hranicí lesa (Obr. 2, Přílohy). Ochrana přírody sleduje v této zóně stejné priority, jako na území první zóny. Samořídící procesy ale nejsou podporovány v případě horských květnatých luk. Tento sekundární biotop potřebuje pro zachování druhové pestrosti společenstev řízené obhospodařování. Třetí zóna se rozkládá ve středních a nižších polohách Krkonoš na ploše 27900
ha
(Obr.
2,
Přílohy).
Do
této
zóny
je
soustředěna
hlavní
část
managementových zásahů. V rámci lesního hospodářství se jedná o rekonstrukci porostů směrem ke zvýšení jejich ekologické stability. Nelesní biotopy jsou obhospodařovány
s cílem
podporovat
druhovou
pestrost
společenstev
prostřednictvím řízeného zemědělství. Ochranné pásmo zabezpečuje území národního parku před přímým účinkem rušivých vlivů vně i uvnitř národního parku (Obr. 2, Přílohy). To se vztahuje na rekreační a sportovní centra tvořící tzv. vnitřní ochranné pásmo (Harrachov, Špindlerův Mlýn, Pec pod Sněžkou a Velká Úpa). Dále na území při jižní hranici parku se sídelními celky, s průmyslovou výrobou a intenzívní zemědělskou činností. 2.4.
Základní údaje o sídlech v zájmovém území LHC Vrchlabí
Tab. 1. Základní údaje o sídlech na území LHC Vrchlabí. nadmořská
počet trvale
celková
výška
bydlících
výměra
(m n.m.)
obyvatel
(ha)
Špindlerův Mlýn
718
1302
7691
0,17
Strážné
798
152
1767
0,09
Vrchlabí
477
12898
2766
4,66
Dolní Dvůr
641
243
1531
0,16
Černý Důl
684
753
2219
0,34
sídlo
počet obyvatel/ha
24
2.5.
Návštěvnost území Krkonošského národního parku
Turistický ruch je jedním z nejrizikovějších faktorů z hlediska kvality životního prostředí zvěře. Ke kvantifikaci zatížení území probíhá v Krkonoších sledování počtu návštěvníků. V rámci projektu VaV/610/8/00 (zhotovitel Kolpron CZ, s.r.o.), který probíhal v letech 2000 – 2002, byl stanoven odhad celkového počtu turistů za rok a v průběhu jednotlivých sezón. Roční odhad počtu turistů dosáhl hodnoty 5,4 miliónu. Pro účely sčítání rozdělil autoři projektu území národního parku na 3 části (Obr. 3). Sektor střed přibližně odpovídá zájmovému území diplomové práce, LHC Vrchlabí. Tento sektor je nejnavštěvovanější částí Krkonoš (Graf. 1).
Obr. 3 Sektory sledování návštěvnosti (převzato z Kolpron CZ, s.r.o. 2002).
25
Turistický tlak na území národního parku není v průběhu roku homogenní. Rozložení intenzity návštěvnosti do jednotlivých sezón dokumentuje Graf 2. Nejvyšších hodnot dosahují zimní počty návštěvníků, více než 320000, během prosince. Kulminační body návštěvnosti byly zaznamenány na konci tohoto měsíce v době oslav vánočních svátků a silvestra. Dále na přelomu ledna a února, kdy začínají jarní prázdniny.
Celkový počet návštěvníků Krkonoš v členění dle sektorů (za 10 dnů šetřeného období) 140 000 120 000
sektor střed počet návštěvníků
100 000
sektor východ sektor západ I
80 000
sektor západ II 60 000 40 000 20 000 0 2000
2001 jaro
2002
2000
2001 léto
2002
2000
2001 podzim
2002
2000
2001
2002
zima
Graf 1. Rozložení návštěvníků podle sledovaných sektorů (převzato z Kolpron CZ, s.r.o. 2002). Letní období je z hlediska dosahovaných maxim početnosti návštěvníků méně exponované, počet turistů v období měsíců červen – srpen nepřesahuje 220000. Ve srovnání se zimním obdobím se dosažené letní hodnoty drží delší dobu na stejné úrovni. Zima představuje větší zátěž pro území KRNAP z hlediska výskytu krátkodobých maxim počtu návštěvníků. Letní období je naproti tomu charakteristické absencí krátkodobých píků počtu návštěvníků. Úroveň dosažená na počátku letních prázdnin se nemění po dobu trvání měsíců července a srpna. Koncem srpna mírně klesá. Odlišná je i lokalizace maximálního počtu návštěvníků. Zimní turisté se koncentrují do sportovních areálů za účelem provozování zimních sportů, zimní
26
turistika je zastoupena minimálně. Naopak v období jaro-podzim přibývá těch návštěvníků, kteří upřednostňují pěší turistiku nebo cykloturistiku. Graf 2. Rozložení počtu návštěvníků v jednotlivých ročních obdobích (převzato z Kolpron CZ, s.r.o. 2002). Odhad celoroční návštěvnosti Krkonoš (počet návštěvníků v dekádách) 350 000
300 000 zima
jaro
léto
podzim
počet návštěvníků
250 000
200 000
150 000
100 000
50 000
0
1
2 prosinec
3
1
2 leden
3
1
2 únor
3
1
2 březen
3
1
2 duben
3
1
2 květen
3
1
2 červen
3
1
2 červenec
3
1
2 srpen
3
1
2 září
3
1
2 říjen
3
1
2
3
listopad
27
2.6.
Lesní hospodářství a myslivost na území Krkonošského národního parku
Tento oddíl je zaměřen na popis managementu lesních porostů a populace jelení zvěře, jako objektu zájmu diplomové práce. Nelesní ekosystémy jsou rovněž nedílnou součástí životního prostředí zvěře. Popis jejich managementu zde není uveden, vymyká se rámci předkládané práce. Při zpracovávání kapitoly o lesním hospodářství a mylsivosti byly použity údaje ze zákona č. 114/1992 Sb. na ochranu přírody a krajiny (ČNR 1992) v platném znění, dále ze zákona č. 449/2001 o myslivosti (Parlament ČR 2001) v platném znění a z připravované směrnice MŽP k managementu volně žijících živočichů, kteří jsou zvěří (péče o zvěř a myslivost) na území národních parků (MŽP 2006). Z managementových dokumentů byly použity současný plán péče (kolektiv 1994), platný LHP 2003 - 2012 (Lesprojekt Hradec Králové, s.r.o. 2003) a Strategie péče o lesní porosty v Krkonošském národním parku (kolektiv 1999). Informace byly rovněž čerpány z odborných publikací Lochman 1976, Hošek 1981, Lochman 1982, Sýkora a kol. 1983, Schwarz 1996, Vacek a Souček, 1997 a Štursa 2003. 2.6.1. Lesní hospodářství 2.6.1.1.
Historický vývoj
Pohraniční lesy byly ekonomicky využívány pouze omezeně, sloužily především jako ochrana hranic území Čech. Strategický vojenský význam ztratily lesy na českopolské hranici ve 14. století, kdy se Slezsko stalo součástí České koruny. Z této doby je uváděn zvýšený rozvoj osídlení v oblasti Krkonoš. V souvislosti s nově příchozími obyvateli vzrůstala potřeba ekonomicky využitelného prostoru. Proto docházelo ke kácení a vypalování lesů za účelem přeměny na pastviny a pole a k vysušování mokřadů. Nejprve se nové zemědělské plochy soustředily okolo komunikací. Postupně se rozšiřovaly dále na méně dostupná místa. Během 16. století se osídlení Krkonoš dále rozvíjelo. Bylo to kvůli narůstajícím hornickým aktivitám ve vnitrozemí. Objevila se nutnost plynulé dodávky dřeva pro důlní díla. Do Krkonoš byli povoláni lesníci a dřevaři z Alp. Spolu s nimi se objevuje nový typ osídlení mimo údolní osady. Byly zakládány skupiny bud na nově vzniklých enklávách uprostřed lesních porostů. V této době docházelo k významné devastaci
28
lesů kvůli rozsáhlé těžbě dřeva pro důlní práce, stavby a topení. Dalším negativním faktorem z pohledu stability lesních porostů byla pastva v lesích, která bránila přirozené obnově. Dřevní hmota byla těžena holosečně na svazích hor, především ve východní části Krkonoš. V roce 1569 byla zásoba odhadnuta na 80 let. Uvedený způsob těžby zamezoval zmlazování stínomilných druhů dřevin jako jedle bělokorá (Abies alba) a buk lesní (Fagus sylvatica). Ve východní části Krkonoš byla těžba ukončena v roce 1609 a přemístěna do Orlických hor. Popsaným způsobem bylo za 43 let z krkonošských lesů vytěženo přibližně 1,5 miliónů m3 dřeva. Formování budního hospodářství s možností ekonomického využívání horské půdy se od 17. století podílelo na likvidaci a přeměně porostů i v oblasti nad horní hranicí lesa. Vypalováním kosodřeviny byla ekologicky významná horní hranice lesa místy posunuta z původní nadmořské výšky 1250 m na 1000 m. Stav krkonošských lesů v 18. století byl velmi špatný. Kvalitní porosty byly vykáceny a dodávky dřeva pro sklárny a železárny plynule pokračovaly. V tomto období se projevuje rovněž vliv vzrůstajícího loveckého tlaku a pytláctví na zvěř. Došlo k likvidaci populací velkých šelem, jako byl medvěd hnědý (Ursus arctos), vlk obecný (Canis lupus) a rys ostrovid (Lynx lynx). Na přelomu 18. a 19. století bylo přistoupeno k systematickému zalesňování holin. Zásadním problémem byl nedostatek sadebního materiálu. Zpočátku se používala semena místního původu. Později bylo veškeré osivo dováženo z Německa a Rakouska. Při obnově lesa byla zpočátku aplikovaná síje. Nejdříve byla používána plnosíje, později síje řádková, misková nebo na kopečky. Lesní porosty založené celoplošnou síjí jsou obtížně odlišitelné od porostů vzniklých přirozeným zmlazením. Mají charakter stejný („řady“, „trsy“, chůdovité kořeny) jako porosty vzniklé z přirozeného náletu semen. Přirozeně nalétlé plochy po větrných kalamitách nelze v dospělém porostu jednoznačně odlišit od holin po těžbě zalesněných síjí. Od poloviny 19. století se začíná především z ekonomických důvodů prosazovat sadba. Na Vrchlabsku a Maršovsku převládla sadba zcela po roce 1870, na panství Jilemnice o deset let později. Sázelo se v pravidelném sponu zprvu 6 - 11 tis. sazenic na 1ha, od r. 1892 cca 5,4 tis a od r. 1899 cca 4 tis. sazenic na 1 ha. Po r. 1902 bylo území Krkonoš děleno na podhorské a horské polohy. V podhorských polohách se sázelo cca 4,4 tis. sazenic na 1 ha, v horských polohách
29
3 tis. sazenic na 1 ha. Po roce 1920 se na některých lokalitách upouští od pravidelného sponu a sazenice se vysazují do ochrany kořenových náběhů. Na příkrých svazích byla vždy používána sadba jamková pro zabránění odplavování a pro zachycení zeminy a humusu. Na ostatních lokalitách byla pro větší přírůst sazenic používána sadba kopečková. V
důsledku
různého
původu
sadebního
materiálu
smrku
ztepilého
(Picea abies) byl z převážné části Krkonoš vytlačen jeho původní, odolný ekotyp. Navíc byly introdukovány i exotické druhy dřevin, které se v Krkonoších přirozeně nevyskytovaly jako modřín sibiřský (Larix sibirica) nebo
borovice limba
(Pinus cembra). V první polovině 20. století byla hřebenová oblast Krkonoš nejvíce ovlivněna druhou světovou válkou. Pro zabezpečení severní hranice Československa byl vybudován systém pohraničního opevnění. V rámci prací byly vykáceny pruhy lesa a kosodřeviny, vybudována síť příjezdových komunikací, zákopy i nadzemní části bunkrů. V letech okupace byla opět zvýšena těžba dřeva pro německý válečný průmysl. Lesní porosty nebyly vychovávány ani chráněny. Důsledky jsou na území Krkonoš patrné až do současnosti. Hospodářská úprava lesa Na jilemnickém panství byly v roce 1878 rozlišeny 3 hospodářské skupiny lesa. Pro nejnižší bylo charakteristické pasečné hospodářství s přirozenou obnovou buku. Vyšší skupina byla rovněž obhospodařována pasečným způsobem s delší dobou obmýtí, hlavní dřevinou byl smrk ztepilý (Picea abies). V nejvyšší skupině bylo uplatňováno výběrné hospodářství. Klečové porosty nebyly do hospodářského lesa zařazeny. Později byly na Vrchlabsku stanoveny zprvu dvě skupiny kmenovin, a to holosečné hospodářství v nižších polohách a ve vyšších výběrný les nebo těžba úzkými sečemi s delším obmýtím. Hranicí mezi těmito skupinami přibližně odpovídá horní hranici přirozeného výskytu buku, 1050 m n. m. Výběrný les měl být těžen jednou za 40 let pro podporu diferenciace věkových tříd. Stanovení zásahů respektovalo rovněž potřeby myslivosti. Porosty sloužící jako tetřeví tokaniště byly ponechány bez zásahu. Na počátku 20. století byla vyšší hospodářská skupina
30
rozdělena podle způsobu obhospodařování na dvě, a to skupinu výběrného lesa a skupinu s úzkými sečemi. Obdobný způsob hospodářské úpravy byl zvolen rovněž v oblasti Maršovska od roku 1883. V nadmořských výškách 700 – 1000 m bylo uplatňováno holosečné hospodářství, od 1000 – do 1150 m n.m. byly porosty těženy v úzkých sečích a nad 1150 m n. m. byly seče omezeny šíří 25 m, těžilo se i sečí toulavou. S vývojem hospodářských skupin souvisí rovněž vývoj délky obmýtí. Jeho délka v Krkonoších od 19. století do třicátých let 20. století stoupá od 80 let směrem ke 120 rokům. Na obmýtí navazuje vývoj obnovních těžeb. Od konce 19. století přechází rozsáhlé holé seče na úzké. Experimentálně byly ověřovány různé směry pasek. Porosty byly rozčleňovány rozlukami a okraje zpevňovány odlukami. Nakonec bylo přistoupeno k vnitřnímu zpevňování porostů proti větru. 2.6.1.2.
Současný stav
Území KRNAP spadá do dvou přírodních lesních oblastí. Jedná se hlavně o PLO 22 – Krkonoše, která pokrývá většinu území národního parku (31 447,02 ha porostní půdy, 92,2%). Do území ochranného pásma zasahuje PLO 23 – Podkrkonoší, která zabírá 2 662,78 ha porostní půdy, což odpovídá 7,8% z její celkové výměry. Obhospodařování lesních porostů na území Krkonošského národního parku patřilo od jeho založení v roce 1963 pod správu Východočeských státních lesů Hradec Králové. Území národního parku bylo rozděleno na tři lesní závody, Harrachov, Vrchlabí a Horní Maršov. V roce 1994 došlo na základě zákona č. 114/1992 Sb. o ochraně přírody a krajiny k převodu práva hospodaření k lesům, lesnímu půdnímu fondu a jinému lesnímu majetku ve státním vlastnictví od LČR, s. p. Hradec králové na Správu národního parku Krkonoše ve Vrchlabí. Lesní závody zůstaly
zpočátku
zachované.
Později
došlo
k jejich
zrušení
a
k zavedení
dvoustupňového řízení provozu, ve kterém existuje devět lesních správ (Obr. 4, Přílohy) přímo podléhajících ústředí na Správě KRNAP. Administrativně jsou lesní správy rozděleny do třech lesních hospodářských celků, LHC Harrachov, LHC Vrchlabí a LHC Maršov (Obr. 5, Přílohy). S přechodem péče o lesní porosty v Krkonoších do působnosti Správy KRNAP nastaly v této oblasti velmi rozsáhlé změny. Především bylo upuštěno
31
od holosečného hospodaření. Došlo k přepracování druhové skladby dřevin v jednotlivých hospodářských souborech, k nové definici zajištěné kultury, ke snížení hektarových počtů sazenic a byla změněna druhová skladba již založených kultur. S ohledem na výskyt hodnotných rostlinných populací a společenstev byly vymezeny tzv. botanické lokality se speciálním managementem zaměřeným na podporu jejich existence. Management lesních porostů se liší podle jednotlivých zón národního parku. První zóna zahrnuje území nejvyšší přírodovědné hodnoty s výskytem unikátních ekosystémů krkonošské arkto-alpínské tundry. Vzhledem k poslání národního parku a vzhledem ke stavu přírodního prostředí bude toto území ponecháno přírodním procesům bez podstatného vlivu člověka. V úvahu připadají pouze zásahy zaměřené na podporu schopnosti samovolného vývoje a ochrany přirozených společenstev. V případě nutnosti podpory přirozeného zmlazení a obnovy porostů je možno provádět umělé zalesnění (doporučena je forma podsadby odumírajících nebo přestárlých porostů). Realizace těchto opatření je nutně podmíněna speciálními projekty tvořenými společně s oddělením ochrany přírody. Výsadby budou prováděny v nepravidelném sponu, na trvale zamokřená místa a místa nevhodná pro výsadbu nebude zalesňováno. Geograficky nepůvodní dřeviny a porosty budou v rámci již založených porostů redukovány postupně. Plošná redukce nebude realizována. Geneticky nepůvodní porosty s nevhodnou strukturou jak druhovou, tak i prostorovou je možno obnovovat maloplošnou holosečí, pokud nelze řešit jinak. Přirozená obnova jako prostředek obnovy těchto porostů nebude podporována. Úmyslná těžební činnost jako prostředek obnovy původních porostů nebude v této zóně prováděna. Výjimkou může být konkrétní případ ohrožení bezpečnosti lidí např. v blízkosti cestní sítě, nebo jiné případy (dochází k asanaci pouze jednotlivých stromů). Veškerá dřevní hmota z těchto zásahů bude ponechávána na místě. Na celém území I. zóny nebude prováděno pálení klestu. Současná cestní síť (včetně turistických cest) bude udržována ve funkčním stavu. Patřičná pozornost bude věnována tvorbě a udržování funkčního informačního systému a rozvoji strážní a informační služby. Realizace veškerých opatření v I. zóně je nutně podmíněna speciálními
32
projekty, tvořenými společně s oddělením ochrany přírody Druhá zóna zahrnuje území s významnými přírodními hodnotami v oblasti horní hranice lesa, tvořené horskými smrčinami, svahovými rašeliništi a bezlesými enklávami s květnatými horskými loukami. Lesní i nelesní ekosystémy zde byly v
průběhu
staletí
značně
pozměněny
lidskou
činností,
zejména
lesním
a zemědělským hospodařením. Lesní porosty jsou v současné době na mnoha místech ve stadiu imisního rozpadu, který je urychlen i nevhodnou genetickou strukturou horských smrčin. Prostorová propojenost s I. zónou NP je však příčinou značně vysoké biodiverzity území II. zóny. Vyžaduje proto mimořádnou péči o fragmenty přirozených a přírodě blízkých ekosystémů
i
prosazení
cíleného
managementu,
který
by vedl ke zvýšení stability lesních a lučních ekosystémů. Ekologicky šetrný lesnický management by měl vedle ochrany prostorové a druhové diverzity sloužit i k zachování krajinářských hodnot II. zóny a jejich zcela zásadního významu pro trvale udržitelný rozvoj turismu. Vzhledem k současnému stavu porostů, jsou lidské zásahy v druhé zóně nevyhnutelné. Velmi šetrné zásahy směřující k nastartování přírodních procesů jsou předpokladem následného sloučení I. a II.zóny. Z hlediska obnovy porostů je prvořadá odpovídající genetická kvalita a použití vhodných druhů dřevin na základě stanovištních podmínek, s možností podpory přirozeného zmlazení dřevin pionýrských (extrémní stanoviště). Cílové dřevinné složení nebude prosazováno na úkor sukcesních stádií. Vhodná je i kombinace umělé obnovy s přirozenou, u stanovištně odpovídajících dřevin. Preferovány budou intenzivní zásahy v mladých porostech a podpora druhové diverzity. Životaschopná podúroveň nebude likvidována. Je žádoucí podpora volně rostoucích skupin a jejich vytváření v rámci výchovy mladých lesních porostů. Geograficky nepůvodní dřeviny a porosty budou v rámci již založených porostů redukovány postupně. Plošná redukce nebude realizována. Geneticky nepůvodní porosty s nevhodnou strukturou jak druhovou, tak i prostorovou je možno obnovovat maloplošnou holosečí, pokud nelze řešit jinak. Přirozená obnova, jako prostředek obnovy těchto porostů, nebude úmyslně volena. Pěstební zásahy ve starších porostech budou uskutečňovány s uplatněním principu individuálního selektivního výběru (pokud to situace a stav porostu
33
dovoluje), doporučuje se např. realizace postupného výběru založeného na cílových stromech, s nutností ponechání cílových stromů v porostu, až do doby jejich odumření. Tyto principy se uplatní již v pěstebních zásazích v porostech středního věku. Při obnově lesa jsou možné i jiné varianty podrostního způsobu. Cílem pěstebních zásahů je maximální prodloužení životnosti stávajících porostů. Veškeré souše budou ponechávány stojící na místě. Jen při odůvodněném pěstebním záměru budou pokáceny, ponechány na místě, případně odumřelé dřevo pomístně sházeno do hromad. Toto opatření nebude aplikováno po celé ploše. Cestní síť bude udržována ve funkčním stavu, vzhledem k jemným zásahům bude umožněna tvorba dočasného dopravního zpřístupnění. Snížení prostorové kapacity
některých
nepotřebných,
již
existujících
svážnic
bude
důsledně
podporována. Třetí zóna a ochranné pásmo národního parku zaujímá střední část a úpatí Krkonoš, kde se nacházejí lesní a nelesní ekosystémy v minulosti silně pozměněné lesním a zemědělským hospodařením. V současnosti je toto území intenzívně využívané pro rekreaci a turistiku. Ochranné pásmo není součástí území KRNAP, ale tvoří jednak přechod mezi III. zónou národního parku a volnou, intenzívně využívanou krajinou Podkrkonoší, jednak jsou to jednotlivé intravilány hlavních krkonošských středisek a přiléhající sportovní areály. Hlavním posláním ochranného pásma je ztlumení všech nežádoucích vlivů a lidských aktivit, které by narušovaly stabilitu chráněné krajiny NP a jejích ekosystémů. Je to území určené pro trvale udržitelný rozvoj turistického ruchu a pro ekologicky šetrné formy hospodaření s lesními a lučními ekosystémy, které
jsou
většinou
druhotného
původu.
Podstata
trvalé
udržitelnosti
při
obhospodařování lesních ekosystémů spočívá v důsledné podpoře přírodních procesů, podpoře kvality genetické i ostatní, podpoře druhové diverzity, zachování dosavadních původních a klimaxových společenstev. Prostřednictvím zásahů posilovat stabilitu, vitalitu a regenerační schopnosti lesních dřevin. Základní formou obnovy porostů bude přirozená obnova s důslednou individuální, skupinovitou i plošnou podporou jedle a listnatých dřevin. Zalesňování bude prováděno geneticky odpovídajícím materiálem, dle schválených dřevinných skladeb. Zajištěná kultura nebude pojímána jako plocha s rovnoměrně rozmístěnými dřevinami (viz.schválená definice zajištěné kultury pro KRNAP). Při obnově porostů bude vhodně kombinována přirozená obnova s umělou. Modřínu bude možno 34
používat ve smyslu platnosti výjimky vydané MŽP ČR pro použití ve směsích do 10% celkového zastoupení. Vzhledem k horským podmínkám bude náležitá péče věnována mladým porostům. Zejména u smrku je nutno formovat hluboce nasazené koruny. Ve smrkových porostech s jednotlivou příměsí je nutné se zaměřit na podporu druhové diverzity ve prospěch listnatých dřevin. Uvolnění korun je vhodné i v případě např. buku, javoru atd. U listnatých dřevin rostoucích ve skupinách bude výchova lesních porostů podporovat fyziologické parametry jednotlivých dřevin. Pěstební zásahy budou směřovány do úrovně vychovávaných porostů. Životaschopná podúroveň nebude likvidována. Doporučená forma je např. probírka založená na vyznačení tzv. cílových stromů. Tvorba vhodného druhového složení je závislá od daných stanovištních podmínek. Geograficky nepůvodní dřeviny a porosty budou v rámci již založených porostů redukovány postupně. Plošná redukce nebude realizována. Geneticky nepůvodní porosty s nevhodnou strukturou jak druhovou, tak i prostorovou je možno obnovovat maloplošnou holosečí. Přirozená obnova jako prostředek obnovy těchto porostů nebude podporována. Lesní dopravní síť ve třetí zóně a ochranném pásmu je nutné běžným způsobem udržovat a nepřipustit vznik eroze. Soustřeďování dřeva provádět co nejšetrnějším způsobem, vzniklé terénní rýhy okamžitě asanovat, provádět potěžební úpravu pracovišť. 2.6.2. Myslivost Myslivost v má v národním parku své zvláštní postavení a je ve smyslu definice IUCN účelově podřízena jeho poslání. Výkon práva myslivosti je součástí celkového managementu komplexní ochrany území a druhové rozmanitosti. Myslivost nelze provozovat na komerční bázi. Na výkonu práva myslivosti se v současnosti podílí vedle Správy KRNAP i čtyři myslivecká sdružení.
2.6.2.1.
Strategie
Základním cílem managementu volně žijících živočichů, kteří jsou zvěří, je dosažení přírodní rovnováhy v ekosystémech na území národního parku. Nedílnou součástí
35
strategie je rovněž důsledná ochrana biotopu zvěře pro zajištění vhodných životních podmínek. Výkon práva myslivosti je jedním z nástrojů umožňující dosažení cíle managementu. Rozhodujícími druhy zvěře jsou v Krkonošském národním parku jelen evropský (Cervus elaphus), srnec evropský (Capreolus capreolus) a prase divoké (Sus scrofa). Mysliveckým hospodařením je nutné minimalizovat škody zvěří na lesních porostech a další vegetaci. Zájmy ochrany přírody a péče o les jsou za nepřítomnosti velkých predátorů limitujícími faktory pro normované stavy spárkaté zvěře. Rovnováha mezi zvěří a jejím životním prostředím je zajištěna regulací stavů spárkaté zvěře z hlediska ochrany přírody, úživnosti území během roku, dosavadního vývoje a stavu škod způsobených zvěří. Z pohledu kvality populací zvěře je kladen důraz na zlepšení poměru pohlaví, věkové a sociální struktury. Pro první zónu národního parku stanoví plán péče o KRNAP další pravidla pro výkon práva myslivosti: 1. výkon práva myslivosti je omezen pouze na individuální redukční odstřel podle plánu lovu, 2. redukčním odstřelem je pověřován převážně místní personál, 3. nejsou krmná zařízení a lovecká zařízení v bezprostřední blízkosti značených turistických cest, 4. ostatní lovecká zařízení jsou postupně omezována v závislosti na tempu redukce přemnožené zvěře; zcela výjimečně jsou v rámci redukce využita nová lehká zařízení.
2.6.2.2.
Škody zvěří a přezimovací obůrky
Přírodě blízké lesní hospodaření, které vede k přirozené druhové, věkové a prostorové skladbě lesních porostů, zvětší potravní nabídku a rozšíří životní prostor vysoké zvěře. Zároveň dochází ke snížení škod působených zvěří. Průměrná velikost životního prostoru jednoho kusu vysoké zvěře byla stanovena na 100 ha smíšeného lesa. V takovém prostředí jsou škody zvěří zanedbatelné. Z hlediska škod je v Krkonoších rozhodujícím druhem jelen evropský (Cervus elaphus) a srnec obecný (Capreolus capreolus).
36
Velká část lesních porostů v Krkonoších má charakter mozaiky jednověkých smrkových porostů. Zvěř má stávaniště v houštinách, které zároveň slouží jako pastevní biotop. V průběhu vegetačního období se zvěř soustřeďuje v klidových lokalitách v I. a II. zóně národního parku, mimo vliv působení antropogenních faktorů. Dochází k nepřirozenému soustředění zvěře na určitých lokalitách, a proto se škody projeví i při relativně nízkých počtech. Úplné eliminace škod působených zvěří v podmínkách Krkonoš by bylo možné dosáhnout pouze likvidací jelení zvěře. Toto opatření ale není slučitelné s posláním národního parku. Zimní škody okusem a loupáním jsou efektivně omezovány pomocí soustavy přezimovacích obůrek. Před jejich zavedením byla zvěř v zimě soustředěna na krmelištích po celém území národního parku. S tím souvisely škody vznikající ve většině tyčovin a tyčkovin. V 50. letech minulého století byly experimentálně zavedeny krmné linky, které měly usměrnit koncentraci zvěře. Toto opatření ale nepřineslo očekávané výsledky. První obůrky byly vybudovány v roce 1971. V současnosti je na území všech dvanácti lesních správ v provozu celkem 17 přezimovacích obůrek s průměrnou výměrou 7 ha (Obr. 6, 6a, Foto 1, Přílohy). Rozmístění obůrek bylo zvoleno tak, aby zachytily zvěř migrující na počátku zimního období do nižších poloh. Poloha byla určena především na základě konfigurace terénu. Dalším hlavním kritériem byla existence stálých migračních cest zvěře. Obůrky zachytí zvěř ještě dříve než se dostane do oblastí ovlivněných intenzivním zimním provozem rekreačních středisek. V závislosti na průběhu zimního počasí je v přezimovacích obůrkách soustředěno až 80 % jelení zvěře z české strany Krkonoš. Během pobytu v obůrkách je zvěř intenzivně přikrmována. Nezbytné je podávání kvalitního a pestrého krmiva a zajištění klidu a krytu pro zvěř. Zvěř, která je v zimním období mimo obůrky je lovena, stejně jako zvěř migrující v zimě z Polska. Jarní a letní škody loupáním jsou v Krkonoších evidovány jen omezeně. Jejich výskyt souvisí především s vyrušováním zvěře. Důsledkem je abnormální zvýšení denní aktivity zvěře a zvýšený příjem potravy. To je nutné brát v úvahu při plánování přeměn druhové skladby kultur i při přeměnách druhové, věkové a prostorové stavby lesních porostů. Prevence z hlediska škod je nezbytná i během vegetační doby. Nejefektivnější je ochrana oplocenkami v kombinaci s individuální ochranou.
37
Kromě škod okusem jsou na území některých lesních správ omezeně evidovány škody vytloukáním paroží na autochtonních smrkových nárostech.
2.6.2.3.
Vývoj početnosti a úlovků jelení zvěře
V Krkonoších již více než sto let chybí velcí predátoři, kteří by udržovali stavy zvěře v rovnováze vůči ostatním složkám ekosystému. Jejich úlohu v ekosystému musel převzít člověk. Úplné vyloučení lovu by znamenalo rozsáhlé a dlouho trvající změny v demografické a prostorové struktuře populací zvěře (Coulson et al. 2004). Početní stavy jelení zvěře se začaly významně zvyšovat ve druhé polovině 19. století. Na vrchlabském panství (5 400 ha) stouply stavy z 10 kusů sečtených v roce 1840 na 150 kusů udávaných v roce 1900. Na ostatních majetcích bylo možné zaznamenat obdobný trend. Příčinou byly majetkové změny a ztráta práva myslivosti majitelů velkostatků na zemědělských pozemcích. Stavy zvěře a úlovky kolísaly podle vztahu majitele velkostatku ke zvěři a k lesnímu hospodářství. Podle údajů o lovu jelení zvěře byly úlovky do poloviny 19. století malé. Z oblasti dnešního LHC Maršov a LHC Vrchlabí je udáváno po 1 kusu vysoké ročně. V některých letech se zvěř nelovila vůbec. Lov se zaměřoval na trofejovou zvěř. Holá se v záznamech do roku 1850 nevyskytuje vůbec. Po roce 1888 se lov zaměřuje na zkvalitnění populace jelení zvěře. Začíná se více lovit zvěř holá pro vyrovnání poměru pohlaví a redukci stavů zvěře. Největší nárůsty úlovků je možné zaznamenat na přelomu 19. a 20. století. Na Maršovsku bylo kolem roku 1900 loveno 40 – 75 kusů ročně. Později úlovky klesly na 20 – 40 kusů ročně. Na vrchlabském velkostatku to bylo v tomto období loveno 20 – 30 kusů vysoké. Počátkem 20. století úlovky vzrostly na 30 – 40 kusů ročně. Na území dnešního LHC Vrchlabí vykazovaly stavy zvěře výraznou proměnlivost i během roku. Po roztání sněhu přicházela zvěř z území dnešního Polska. V horských revírech se nezdržovala, sestupovala dále do nižších poloh. Sčítáním zvěře v průběhu roku bylo proto nejnižších hodnot (kromě zimy) dosaženo v červnu. S blížící se říjí se zvěř začínala vracet zpět do vyšších poloh. Stavy byly nejvyšší v srpnu a v září. S příchodem podzimu se zvěř vracela zpět do Polska. V roce
1981
bylo
území
Krkonošského
národního
parku
zařazeno
do jelenářské oblasti Krkonoše. S ohledem na rozlohu parku byly stanoveny
38
normované kmenové stavy na 370 kusů. Ke změně došlo v roce 1990, kdy byly NKS zvýšeny na 507 kusů i přes výši evidovaných škod na lesních porostech. V roce 1992 začala na území Krkonošského národního parku fungovat holandská nadace FACE. Její program byl zaměřen na podporu obnovy imisemi devastovaných lesních porostů. Jedna z podmínek fungování nadace byla redukce stavů jelení a srnčí zvěře do konce roku 1994 na 50% stavů udávaných v roce 1992 (Graf 3 a Graf 4, Přílohy). Tato redukce má zásadní význam pro přirozenou obnovu a pro rekonstrukci přírodě blízké druhové skladby lesních ekosystémů. Přednostně byly, vedle nutného asanačního odstřelu, redukovány stavy zvěře holé a jelenů 1. věkové třídy. Tento způsob výběru jedinců k lovu pokračuje i v současnosti. 2.7.
Rešerše literárních pramenů k řešené problematice 2.7.1. Potravní chování
Pastevní strategie býložravců je vysvětlována na základě teorie optimálního příjmu potravy (optimal foraging theory) (Hanley 1982, Nonacs 1993). Teorie je založena na předpokladu, že každý druh se snaží získat potřebnou energii a živiny nejefektivnějším způsobem. Býložravci ovlivňují rostliny na různých časových i prostorových úrovních (Bergman 2001). Staddon 1983 navrhl tři základní strategie reakcí býložravců na potravní nabídku. První
předpokládá
plynulou
změnu
potravní
orientace
býložravce
v návaznosti na měnící se potravní nabídku. To je převládající model chování na úrovni vztahu býložravec – krajina, kdy si jedinec vybírá pastevní biotop a v něm vhodná společenstva rostlin. Druhý typ strategie, „nadnormální reakce“, popisuje nepřiměřeně velkou reakci býložravce na změnu potravní nabídky. Nejčastěji se tato strategie objevuje na úrovni býložravec – společenstva (popř. druhy rostlin ve společenstvu). Je charakteristická pro období výrazné potravní selektivity za účelem příjmu určitého typu živin (Belovsky 1984). Vztah preference a abundance zdrojů potravy je nelineární. Třetí typ strategie spočívá v nepřiměřeně nízké reakci na potravní nabídku. Jedná se o opačný mechanismus než v případě „nadnormální reakce“, který je rovněž zaznamenatelný na úrovni vztahů býložravec – společenstva rostlin. 39
Potravní preference se v průběhu roku zaměřuje na různé druhy a části těla rostlin (Senf et al. 1987, Shipley et al. 1998). Reakce rostlin na tlak ze strany býložravců závisí na řadě faktorů. Určující jsou aktuální vývojové stádium rostlin spolu s prostředím, ve kterém rostou a dále typ a intenzita ovlivnění býložravci (Danell et al. 1994, Tolvanen et Laine, 1997). Býložravci způsobují změny rostlin jak na úrovni morfologické, tak fyziologické a ovlivňují rovněž chemismus rostlin (Bryant et al. 1983). Z hlediska přežití a růstu rostlin to mohou být změny progresivní i škodlivé (Bergman 2001). Jeden z hlavních důsledků působení býložravců na rostliny jsou změny v pohlavním rozmnožování. To může být na jedné straně redukováno, nebo opožděno (Rooney 1997), ale na druhé straně také podpořeno (Crawley 1997). Pastva velkých býložravců může napomoci regulovat rovnováhu mezi bylinnou a dřevinou vegetací na opuštěné zemědělské půdě (Pepin et al. 2006). Schutz et al. 2003 udávají pro jelení zvěř preferenci pastevních biotopů bohatých na fosfor. Zároveň stanovují spásání jako příčinu dočasných změn v rostlinných společenstvech. Na spásaných plochách probíhala sukcese rostlin rychleji. Společenstva se přizpůsobila tlaku býložravců úbytkem vysokostébelných druhů. Zároveň vzostla abundance druhů, které zvěř nebyla schopna využít. Jednalo se o rostliny využívajicí jednak ochranu pomocí morfologických struktur a za druhé různé způsoby prostorové (růst při zemi), nebo časové ochrany (změna délky životního cyklu). V závislosti na stoupající denzitě populace jelení zvěře byl zaznamenán nárůst druhové diverzity rostlinných společenstev ovlivněných spásáním. Jelení zvěř je z hlediska využívání potravních zdrojů velmi adaptabilní (Homolka 1990). Složení její potravy závisí na aktuální nabídce (Dzieciolovski 1969). V případě nutnosti a dosažitelnosti, v obdobích chudé nabídky planě rostoucích
rostlin,
konzumuje
kulturní
rostliny
nebo
siláž
na
deponiích
zemědělských družstev (Lochman 1985). Výsledky publikované Jensenem (1989) dokládají, že při dostatečné dostupnosti tvoří zemědělské plodiny až 40% potravy zvěře i v letním období. Clutton-Brock et al. 1982 dokonce zaznamenali pastvu jelení zvěře na mořských řasách na pobřeží. Hofmann a Stewart (1972) rozdělili přežvýkavce na základě struktury žaludku, potravních biotopů a strategií na dva typy, „browser“ (okusovač) 40
a „grazer“ (spásač). Druhy skupiny „browser“ preferují konzumaci výhonů a listů dřevin. Sem patří srnec obecný (Capreolus capreolus) nebo los evropský (Alces alces). Naopak druhy řazené do typu „grazer“ preferují pastvu na lučních porostech. Sem bývá řazen jelen evropský (Cervus elaphus). Hofmann (1978) ale klasifikuje jelení zvěř jako „přechodný typ“ s tendencí ke skupině „grazer“. Důvodem zvláštního postavení je schopnost využít jak potravu s vysokým obsahem „balastních“ látek z hlediska metabolismu, tak i potravu bohatou na živiny. Obecně ale v potravě jelena dominují trávy (Fišer a Lochman, 1969). Lochman (1985) provedl srovnání základních potravních složek jelení zvěře v různých typech prostředí. V rozpětí nadmořských výšek 400 – 1400 m v jehličnatých nebo smíšených lesích tvořily trávy nejpodstatnější část potravy, roční průměr 70 - 79%. Významný podíl v potravě, 13 – 19%, měly rovněž smrkové jehlice a listy listnatých stromů a keřů. Ostatní složky nepřesáhly podíl 5%. V prostředí lužních lesů bylo pořadí opačné. V potravě dominovaly listy stromů a keřů, 62%. Trávy byly zastoupeny 32% a zbytek tvořila bylinná složka potravy. Minimální podíl dvouděložných bylin v potravě jelení zvěře potvrzují rovněž Hearney et Jennings (1983). Autoři analyzovali složení potravy z trusu zvěře v jižní oblasti Velké Británie. Stejně jako u předchozích autorů, rovněž v tomto případě byla potvrzena dominance trav v potravě. Stejné údaje pocházejí z výzkumu introdukované jelení zvěře na Nový Zéland (Gibb et Flux, 1973). Při dostatečné nabídce pastevních biotopů si zvěř zachovala své potravní návyky i v novém životním prostředí. Na druhou stranu výsledky výzkumu potravní složení jelení zvěře v Polsku korespondují s údaji Lochmana (1985) z lužních lesů. Dzieciolovski (1967) uvádí největší zastoupení listů stromů a keřů, 22 – 54% v závislosti na ročním období. Zvlášť byly vyčleněny zakrslé keře, které tvořily 9 – 43% potravy jelení zvěře. Trávy byly zastoupeny nejméně, 7 – 37%, společně s dvouděložnými bylinami, 15 – 36%. Toto pořadí dominance jednotlivých složek potvrdil rovněž Eygenraam (1959) pro populace zkoumané v Holandsku. Ve vysokohorských podmínkách švýcarských Alp v potravě jelení zvěře byly zaznamenány stejné dominanty jako jinde. Jednalo se o převahu trav a zakrslých keřů, jako vřesovec (Erica carnea) (Suter et al. 2004). Okus lesních dřevin byl
41
v menšině. Společné s výsledky prací různých autorů je zjištění, že jelení zvěř se podílí na ovlivňování dynamiky vývoje lesa jen minimálně. Zvláštní případ pastevního biotopu jsou imisní holiny. Na těchto plochách se zpravidla vyskytuje minimum listnatých dřevin a omezené spektrum jedno a dvouděložných bylin. Z trav se vyskytuje hlavně třtina Calamagrostis sp., která je pro jelení zvěř minimálně potravně využitelná (Melichar 1961). Zvěř je tak nucena hledat alternativní zdroje výživy. Významnou úlohu v tomto případě hraje ostružiník (Rubus spp.). Na imisních holinách během vegetační doby nahrazuje v potravě zvěře jak dvouděložné byliny, tak i listnaté dřeviny (Homolka 1995). V podmínkách Krkonoš provedli detailní výzkum potravy jelení zvěře v závislosti na ročních obdobích Fišer a Lochman (1969). V jarních měsících (duben – květen) převažovaly trávy, 75%. Významnou součástí byla borůvka (Vaccinium myrtillus), 12%. Podíl smrku v potravě byl pouze 5%. Během léta (červen – srpen) vzorstl podíl borůvky na 14% a podíl dřevin na 3%. Na podzim (září – říjen) tvořily dominantní složku potravy opět trávy, 87%, borůvka klesla pod úroveň jarního podílu, 8%. Pro zimní období je charakteristické stoupání zastoupení smrku v potravě, až na 36%. Trávy byly stále dominantní součástí, 54%, pocházely ale z umělého přikrmování zvěře. Přítomnost borůvky klesla v zimním období na 7%, listnáče se vyskytovaly v minimálním množství, 3%. 2.7.2. Migrace V současnosti je jelení zvěř přirozenou součástí horských ekosystémů, které se staly náhradním životním prostředím tohoto druhu (Schwarz 1996). Původně byla jelení zvěř především zvěří nížinnou. Její původní životní prostředí bylo člověkem přeměněno až na zbytky, které jsou pro svou nedostatečnou rozlohu pro zvěř nevyužitelné. U jelení zvěře v oblasti Alp byly z hlediska migrace zjištěny dva typy (Georgii 1980, 1981). Nemigrující jedinci se během celého roku vyskytovali na stejném stávaništi v nízko položeném údolí. Migrující jedinci střídali letní stávaniště při horní hranici lesa se zimovištěm v nižších polohách. Bylo zaznamenáno rovněž přechodné stávaniště ve středních polohách, kde se zvěř zdržovala tři až čtyři týdny během sezónních přesunů. Zimní i letní stávaniště byla stále na stejném místě. Přesuny se vždy uskutečnily během jednoho dne. Rozloha stávanišť
korespondovala
s prostorovou
aktivitou
zvěře
v daném
období. 42
Nejmenší stávaniště byla v zimě a největší na jaře a na podzim. Měnila se i denní doba největší aktivity zvěře. Zatímco v zimě to bylo převážně v nočních hodinách, směrem k létu se přesouvala do dne. Jinou strategii ve výběru zimních stávanišť zaznamenala u jelení zvěře Schmidt (1993). Zvěř migrovala s dvou až třídenní periodou mezi krmelci v údolí a loukami nad horní hranicí lesa. Za pravděpodobné výhody, které toto chování zvěři přinášelo byl označen jednak snadnější pohyb po ufoukané sněhové pokrývce horských luk, dále menší teplotní výkyvy mezi dnem a nocí oproti údolím a dobrý kryt proti větru při horní hranici lesa. Vzhledem k dlouhým vertikálním migracím mezi stávaništi bylo u jelení zvěře zjištěno největší sezónní rozpětí výskytu z přítomných druhů býložravců (Lochman 1965, Mattiello et al. 1997). Kromě jelena se vyskytovali ještě srnec obecný (Capreolus capreolus) a kamzík horský
(Rupicapra
rupicapra).
V rámci
sledované
populace
jelení
zvěře
dosahovala maximálního výškového rozpětí samčí zvěř (Schmidt 1993). Podobné
vertikální
migrace
sledovali
Homolka
a
Koubek
(1996)
v Jeseníkách pomocí telemetrického sledování zvěře. Rozpětí výskytu ale nedosáhlo takových hodnot jako v Alpách. Zvěř se pohybovala přibližně v rozmezí nadmořských výšek 1000 – 1400 m. Vzdálenost letních a zimních stávanišť byla 3 – 6 km, v některých případech i 10 km. Část sledované zvěře, především samců, odcházela až do vzdálenosti 30 km od letních stávanišť. Sezónní migrace jelení zvěře je jev vyvolaný změnou kvality a množství dostupné potravy v jednotlivých obdobích roku. Albon et Langvatn (1992) popsali v Norsku sezónní migrace na vzdálenost až 40 km. V horských podmínkách České republiky studovali migrace a sezónní změny stávanišť Koubek a Hrabě (1996). Jednalo se o telemetrické sledování v oblasti Jeseníků a Beskyd. Hustotu populací jelení zvěře ve vrcholových částech Jeseníků zkoumali Homolka et Matouš (1999). Distribuci zvěře a preferenci biotopů sledovali pomocí sčítání trusu na transektech. Heroldová (1993) zkoumala potravní chování jelení zvěře v imisemi devastované oblasti Krušných hor. Další proměnlivou veličinou je hustota populací jelení zvěře. Základním faktorem, který ji určuje je přítomnost, nebo nepřítomnost přirozených predátorů. Tam, kde přirozená regulace stavů zvěře chybí, hustota populace závisí na intenzitě a způsobu provádění lovu (Wahlstrőm et Liberg, 1995). Čejka (2001) zjišťoval hustotu populací jelení zvěře na Šumavě. Průměrná populační hustota 43
byla 10 ks/km2. Homolka et Matouš (1999) udávají z vrcholových partií Jeseníků vysokou hustotu zvěře, a to 22,5 ks/ km2. Údaje z míst, kde se vyskytuje vlk (Canis lupus) se výrazně liší. Z polské Bialowieze udává Okarma et al. (1997) hustotu jelení zvěře v zimě 3,6 – 6,0 ks/ km2 a v létě 5,1 – 8,6 ks/ km2. Pro oblast Bieszczad, kde se rovněž vyskytuje vlk (Canis lupus), je udávána hustota 4,7 – 7,4 ks/ km2. 2.7.3. Preference a velikost biotopu Nejatraktivnějším biotopem jsou pro jelení zvěř otevřené mlaziny, které poskytují výborný kryt a zároveň pestrou potravní nabídku (Latham et al. 1996, Latham 2000, Welch et al. 1990). Preference pasek a náletových ploch v letním období je podmíněna potravní preferencí zaměřenou na trávy (Fišer a Lochman, 1969, Homolka 1990). Čejka (2001) udává z oblasti Křemelné v Národním parku Šumava významnou preferenci vzhledem k plochám s vysokým zastoupením maliníku a ostružiníku (Rubus spp.), dále listnatých dřevin, borůvky (Vaccinium myrtillus) a brusinky (Vaccinium vitis-idea). Stanoviště s nálety dřevin vyhledává zvěř i v zimě. To je dáno významnou rolí náletových dřevin jako topol osika (Populus tremula), olše šedá (Alnus incana) a vrby (Salix sp.) v potravě zvěře během zimy (Jamrozy 1980, Homolka 1995). Významným faktorem, který může ovlivňovat výběr biotopu jelení zvěří je pastva hospodářských zvířat (Čejka 2001). Někteří autoři uvádějí eliminaci zvěře z dané lokality v době pastvy (Latham 1999, Čejka 2001). V takovém případě se může lokálně zvyšovat zastoupení jiné složky potravy, jako ostružiníku (Rubus sp.), borůvky (Vaccinium myrtillus) a brusinky (Vaccinium vitis-idea). V zimním období, kdy je nedostatečná nabídka potravy, může zvěř vyhledávat rovněž biotopy s vyšším zastoupením kapradin, které ve vegetační sezóně navštěvuje pouze vyjímečně. Pozitivní korelaci hustoty populace jelení zvěře s výskytem kapradin publikovali Homolka (1995) z Beskyd a Čejka (2001) ze Šumavy. Szemethy et al. (2003) zkoumali pomocí telemetrie preferenci biotopu jelení zvěře v jižním Maďarsku. Zaznamenali změnu okrsku v závislosti na ročním období, resp. změně potravní nabídky. V zimě zvěř preferovala lesní prostředí. Ve vegetační sezóně se větší část populace přesunula do rozsáhlých agrocenóz. V místě zimního okrsku zůstala jen menší část populace. Nebyly zaznamenány žádné denní migrace 44
mezi oběma typy biotopů. Preference biotopu se u konkrétních jedinců každoročně opakovala. Homolka a Koubek (1996) zkoumali změny ve velikosti domácího okrsku jelení zvěře v průběhu roku. Během zimy, od listopadu do února, byla velikost okrsku minimální, jen 60 ha u samců a 35 ha u samic. Pohyb je kvůli sněhu omezen, zvěř proto zůstává hlavně v okolí krmelců. Úbytek sněhu na jaře umožňuje větší pohybovou aktivitu zvěře. Velikost okrsku se v období duben – květen zvětšila na 90 ha u samců a 49 u samic. V období červen – září byly zaznamenány maximální hodnoty. U samců velikost okrsku dosáhla až 450 ha, zatímco u samic 150 ha. Denní migrace samičí zvěře se odehrávaly hlavně mezi denním „klidovým“ a nočním „pastevním“ stávaništěm.
45
3. MATERIÁL A METODIKA 3.1.
Cíl práce
Cílem diplomové práce je navržení teoretického metodického postupu při posuzování kvality
životního
prostředí
jelení
zvěře
s využitím
analýzy
Geografických
Informačních Systémů (GIS). Smyslem prostorových analýz je zmapování stanovišť poskytujících vhodné biotopy pro jelení zvěř na území LHC Vrchlabí v Krkonošském národním parku. Součástí řešené problematiky měla být podle původního zadání rovněž analýza migračních tahů zvěře. Podklady pro tuto část práce měly pocházet z grantového projektu zaměřeného na značení a sledování vybraných jedinců jelení zvěře pomocí GPS límců. Autor diplomové práce byl za Správu KRNAP delegován jako člen kolektivu řešitelů. Území KRNAP v závěrečné fázi přípravy projektu nebylo zařazeno mezi pozorovaná území. Otázky prostorové aktivity zvěře proto nejsou v rámci práce řešeny a pozornost je věnována stávaništím během vegetační sezóny. 3.2.
Území
Pro účely diplomové práce byla vybrána střední část Krkonošského národního parku, LHC Vrchlabí (Obr. 7). Rozkládá se na ploše 12481 ha. Většina území LHC, 87,3%, spadá do přírodní lesní oblasti číslo 22 – Krkonoše. Zbylá část, 12,7%, je součástí přírodní lesní oblasti číslo 23 – Podkrkonoší. Ze správního hlediska je území LHC rozděleno na tři lesní správy, LS Špindlerův Mlýn, LS Vrchlabí a LS Černý Důl (Obr. 7, Přílohy, Tab. 1). Tab. 1. Celková výměra a podíl jednotlivých zón KRNAP na území lesních správ LHC Vrchlabí.
Lesní správa:
1. zóna
2. zóna
3. zóna
OP
Celkem:
Špindlerův Mlýn
1457,33 724,21
2009,07 377,73
4568,34
Vrchlabí
165,09
148,44
3083,14 395,43
3792,10
Černý Důl
110,19
114,19
2451,24 1444,87 4120,49
Celkem
1732,61 986,84
7543,45 2218,03 12480,90
46
Z hlediska kategorizace lesa náleží většina lesních porostů LHC Vrchlabí do kategorie lesů zvláštního určení. Přirozeně nejvíce zastoupenou je kategorie 31c – území národních parků. Další v pořadí je kategorie 32f – biologická různorodost (Tab. 2). Významná část LHC, 36%, náleží do kategorie lesů ochranných (Tab. 2). Z nich je nejvíce zstoupena kategorie 21c – lesy v klečovém vegetačním stupni. Tab. 2. Kategorie lesa na území LHC Vrchlabí (Lesprojekt Hradec Králové, s.r.o. 2003). Kategorie lesa
Porostní půda
Bezlesí
Jiné pozemky
Celkem PUPFL [ha]
28,71
3,86
1 356,25
21a – mimořádně nepř. stanovistě
1 323,68
21b – vysokohorské lesy
1 492,16
32,49
12,36
1 537,01
21c – lesy v klečovém veg. stupni
1 680,28
376,92
5,38
2 062,58
210,62
6,29
0,56
217,47
31c – území národních parků
5 768,49
98,32
29,39
5 896,20
Překryv kategorie 31b a 31c
210,62
6,29
0,56
217,47
32c – příměstské lesy
281,83
18,96
1,84
302,63
32e – zvýšená ochranná funkce
307,82
5,66
3,44
316,92
32f – biologická různorodost
1 626,67
27,20
14,21
1 668,08
Celkem území LHC
12 480,93
588,26
70,48
13 139,67
Lesy ochranné
4 496,12
438,12
21,60
4 955,84
Lesy zvláštního určení
7 984,81
150,14
48,88
8 183,83
31b – zdroje léčivých vod
Lesní hospodářský celek Vrchlabí leží ve čtvrtém až devátém lesním vegetačním stupni (Tab. 3). Intrazonálním společenstvem jsou v LHC jasanové olšiny a montánní jasanové olšiny. Tab. 3. Zastoupení lesních vegetačních stupňů na území LHC Vrchlabí (podle databáze LHP, Lesprojekt Hradec Králové, s.r.o. 2003). Lesní vegetační stupeň:
Plocha porostní [ha]:
%
64,67
0,52
5. jedlobukový
1598,66
12,81
6. smrkobukový
4462,66
35,76
7. bukosmrkový
2354,49
18,86
8. smrkový
2451,9
19,65
9. klečový
1548,55
12,41
Celkem porostní půda
12480,93
100,00
4. bukový
47
Nejčastěji se vyskytujícím lesním typem je 6K1 kyselá smrková bučina metlicová – 1626,83 ha, 13,03 %. Dále 7K3 kyselá buková smrčina třtinová na svazích až plošinách – 759,46 ha, 6,08 %, 9Z1 kleč borůvková (skeletová) 756,08 ha, 6,05 % 7N1 kamenitá kyselá buková smrčina s kapradí širolistou na kamenitých svazích 560,77 ha, 4,49 % a 6N1 kamenitá kyselá smrková bučina - s kapradí širolistou (osténkatou) na kamenitých svazích - 513,81 ha, 4,11 % (Lesprojekt Hradec Králové, s.r.o. 2003). Klimatické a stanovištní podmínky lesních porostů LHC Vrchlabí jsou rozmanité. Na různě vyvinutých půdách jsou zastoupeny všechny ekologické řady. Z toho vyplývá i velký počet vytvořených hospodářských souborů (Tab. 4, Přílohy). Nejvíce zastoupeným cílovým hospodářským souborem je soubor 52 - kyselá stanoviště vyšších poloh (24,40 %) (Graf 5), dále soubor 03 - klečový vegetační stupeň (13,46 %) a soubor 02 - vysokohorské lesy pod hranicí stromové vegetace (11,96 %).
Graf 5. Zastoupení cílových hospodářských souborů na LHC Vrchlabí (Lesprojekt Hradec Králové, s.r.o. 2003).
48
3.3.
Materiál
Základem pro diplomovou práci byla data z dostupných vrstev GIS. Podkladem pro zobrazování byl model sklonu terénu, vrstva „slope10_prc“, s minimálním rozlišením 10%, model výškové členitosti, vrstva „hillsh_elev10“ s minimálním rozlišením 10 m n. m. S těmito vrstvami byly kombinovány vybrané kategorie vrstvy „landuse“ (Tab. 5, Přílohy). Vrstva „landuse“ byla vytvořena ve třech krocích: I. ZABAGED I Základním zdrojem dat byla datová sada ZABAGED1 (www.cuzk.cz). Z této sady byly postupně vybírány prvky landuse typu polygon. Ty byly konvertovány do formátu ESRI Shapefile, resp. ESRI Geodatabase. V dalším kroku byly vybrány liniové prvky jako silnice, cesta nebo vodní tok. K těmto liniovým prvkům byl vytvořen buffer v šířce odpovídající průměrné šířce každého typu linového objektu. II. Obrysové lesnické mapy a LHP Lesy v sadě ZABAGED1 neodpovídají skutečnosti. Pro jejich zpřesnění slouží obrysové lesnické mapy doplněné o klasifikované údajé z LHP. Počet záznamů atributové tabulky vrstvy obrysové mapy je menší než počet záznamů LHP, kvůli výskytu různých druhů dřevin nebo různých etáží v rámci jednoho porostu. Proto bylo nutné záznamy v LHP klasifikovat a redukovat. Porosty byly klasifikovány podle následujících kritérií: Zakmenění: byly uplatněny dvě kategorie. •
4 – 6: řídký les. Rozvolněné lesní porosty při horní hranici lesa, popř. řídké mlaziny.
•
7 – 10: hustý les. Tato kategorie zahrnuje rovněž mlaziny a dospělé porosty při horní hranici lesa.
Porostní výška: byla rozdělena do následujících kategorií.
•
0–2m
•
2–8m
49
•
8 – 20 m
•
20 – 30 m
•
30+ m
Smíšenost: za smíšený byl považován takový porost, kde podíl listnatých dřevin v jehličnatém porostu, nebo jehličnatých dřevin v listnatém porostu dosáhl alepsoň 20%. Atributová tabulka obrysové lesnické mapy byla spojena s nově vzniklou klasifikovanou tabulkou LHP klíčovým polem „KOD“ (Tab. 5, Přílohy). III. Dokončení V závěrečné fázi byla založena nová vrstva s novou strukturou atributové tabulky. Do této vrstvy byly postupně kopírovány objekty z vrstvy vzniklé propojením obrysové mapy s překlasifikovanou vrstvou LHP a dále objekty vybrané z vrstvy ZABAGED1. Kontrola nově vzniklé vrstvy byla provedena z hlediska topologie. Případné překryvy objektů a vzniklé mezery byly opraveny a odstraněny manuálně nad barevnou ortofotomapou.
3.4.
Metodika
Postup je založen na definici základních kritérií určujících vhodnost konkrétního prostředí z hlediska zvěře. Pro analýzu byla vybrána tři základní kritéria, a to klid, kryt a pastevní biotopy. Území LHC Vrchlabí bylo nejdříve posuzováno z hlediska každého kritéria zvlášť. V návaznosti na tyto parciální analýzy byla provedena syntéza zjištěných údajů, která podává přehled o teoretickém výskytu biotopů vhodných pro jelení zvěř. Praktické ověření údajů získaných analýzou vrstev GIS proběhlo vlastními terénními šetřeními autora a ve spolupráci s pracovníky příslušných lesních správ. Pro zobrazení kritérií a prostorové analýzy byly použity dostupné vrstvy GIS, zpracované pomocí softwaru ArcGIS 9 (ESRI 2005). Pro tvorbu jednoduchých přehledových grafů byl použit program MS Excel 2000 (Microsoft 2001).
50
A) Kritérium „klid“ je na rozdíl od kritérií kryt a pastevní biotopy vymezeno pomocí dostupných vrstev negativně. To znamená, že podmínka klidu je splněna v místech mimo zobrazené objekty. Vrstvy příslušné k tomuto kritériu reprezentují antropogenní faktory, škodlivé z hlediska klidu zvěře. Jedná se o přítomnost sídel ve formě koncentrované zástavby v údolích nebo rozptýleného osídlení ve vyšších polohách. Mezi rušivé faktory byly zařazeny rovněž komunikace, jako státní a obecní silnice a dále zpevněné lesní cesty kategorie 1L a 2L (lesní dopravní síť, v dalším textu: LDS), z nichž některé kromě provozu lesního hospodářství slouží zároveň jako trasy pro pěší turistiku nebo cykloturistiku, a cesty výhradně turistické. Tyto cesty tvoří významné fragmentační linie prostředí. Vliv lesních cest nižší kategorie je z tohoto pohledu zanedbatelný. V rámci posuzování kritéria „klid“ nebyly zohledněny zimní rušivé faktory, jako provoz lyžařských areálů a běžeckých tratí. Zvěř je v období jejich provozu uzavřena v obůrkách a je proto od vlivu těchto faktorů izolována. Sumární
kvantifikace
kritéria
„klid“:
nejvyšší
úroveň
kvality
kritéria
„klid“
je dosahována tam, kde není přítomen žádný z faktorů zobrazovaných vrstvami programu v ArcMap. Z hlediska nároků zvěře je toto kritérium hodnoceno prezencí, nebo absencí jednotlivých faktorů. U kategorií 3 – 9 vrstvy „landuse“ bylo rovněž stanoveno jejich plošné zastoupení. Pro zobrazení byla použita vrstva: I. „landuse“ a její kategorie: 1. silnice 2. cesty 3. intravilán 4. obytné budovy 5. účelová zástavba 6. parkoviště 7. zahrady 8. parky 9. hřbitovy
51
B) Kritérium „kryt“ je určováno výškovou, a prostorovou strukturou porostů. Dále byla zohledněna expozice terénu vzhledem ke světovým stranám. Klasifikace porostů byla provedena na základě posouzení zakmenění, porostní výšky a smíšenosti. V rámci plochy celého LHC byly vymezeny tři hlavní oblasti (Oblast I, II, III), které jsou charakteristické soustředěným výskytem polygonů větších rozměrů reprezentujících vhodný kryt. V každé z hlavních oblastí byly vybrány polygony o dostatečné rozloze. Výběr byl následně filtrován z hlediska expozice. Mimo hlavní oblasti jsou porosty vyhovující kritériu „kryt“ roztroušeny ve formě mozaiky malých izolovaných polygonů. Jejich význam z hlediska krytu pro jelení zvěř je zanedbatelný. Expozice: v Krkonoších převládá západní a severozápadní proudění. Za vhodné z hlediska krytu byly považovány lokality s nulovou expozicí a expozicí k jihu, jihovýchodu a východu. Sumární kvantifikace kritéria „kryt“: optimální z hlediska kritéria „kryt“ je jehličnatý, listnatý nebo smíšený porost kategorie „hustý les“ s porostní výškou 2 – 8 m exponovaný k jihu, jihovýchodu a východu. Mozaikovitě rozmístěné ostrůvky menší než 0,5 ha byly zanedbány. Speciální skupinu tvoří porosty kleče (Pinus mugo), které byly rovněž považovány za optimální kryt. Kleč je během vegetační doby preferovaným stávaništěm zvěře. V tomto případě proto byly zahrnuty veškeré zobrazené polygony kleče bez ohledu na rozlohu. Vzhledem k této odlišnosti při výběru polygonů kleče nebyly údaje o rozloze a průměrné velikosti zahrnuty do zobrazení v grafech (Graf 1, 2, kapitola Výsledky). Pro zobrazení kritéria „kryt“ byly použity následující vrstvy: I. „landuse“ s kategoriemi: 1. lesy jehličnaté husté, výška: 2 <= h < 8 m 2. lesy listnaté husté, výška: 2 <= h < 8 m 3. lesy smíšené husté, výška: 2 <= h < 8 m 4. kleč, bez rozlišení výšek
52
II.
„hillsh_elev10“:
zobrazuje gradient
nadmořské výšky s minimálním
rozlišením 10 m. Pomocí stínování je zobrazena expozice terénu. Míra uspokojování potřeb zvěře z hlediska tohoto kritéria je vyjádřena rozlohou a způsobem distribuce vyhovujících polygonů v rámci LHC Vrchlabí. Pro jednotlivé oblasti byl stanoven plošný podíl porostů vyhovujících kritériu „kryt“. V rámci těchto porostů bylo určeno zastoupení jednotlivých kategorií podle zakmenění a převažujících dřevin (viz níže, kategorie vrstvy „landuse“). Dále, sumárně pro vybrané porosty jednotlivých oblastí i pro porostní kategorie byla vypočítána průměrná rozloha polygonu. Distribuci porostů určité kategorie v rámci oblasti je možné určit na základě porovnání výměry kategorie v oblasti s průměrnou hodnotou velikosti polygonu dané kategorie v oblasti. Čím jsou obě hodnoty vzdálenější, tím je konkrétní kategorie porostu rozdělena na více polygonů s menší rozlohou.
C) Kritérium „pastevní biotop“ zkoumá výskyt mezernatých porostů a bylinných společenstev nelesních biotopů. Kritérium bylo hodnoceno v rámci stejných oblastí (I – III) jako kritérium „kryt“. Za mezernaté porosty byly považovány jehličnaté, listnaté i smíšené porosty kategorií „řídké“ i „husté“ s výškou do 8 m. Kategorie „hustý les“ s výškou 2 – 8 m je společná jak pro kritérium krytu, tak pro pastevní biotop. Porosty pastevního biotopu zahrnují kultury před prořezávkou s výškou do 2 m, kde je stále dostatečné plošné zastoupení bylinných společestev. Dále porosty od 2 do 8 m, které po provedení prořezávky tvoří mozaikovou strukturu skupin stromů a ostrůvků bylinné vegetace. Z přihlédnutím k charakteru porostu byly k předešlým porostům přiřazeny rovněž rozvolněné porosty odpovídající výšky při horní hranici lesa. Při zpracování v programu ArcMap byly jmenované kategorie rozlišovány na základě typu porostu (jehličnatý, smíšený, listnatý) a zakmenění. V případě nelesních společenstev byly brány v úvahu obhospodařované i neobhospodařované horské a podhorské louky a dále nelesní společenstva tundrové vegetace nad horní hranicí lesa.
53
Sumární kvantifikace kritéria „pastevní biotop“: úroveň kritéria z hlediska naplňování potřeb zvěře vychází z celkové rozlohy a distribuce popsaných kategorií mlazin a nelesních biotopů v rámci LHC Vrchlabí ve vztahu ke stavům zvěře. Pro zobrazení kritéria „pastevní biotop“ byla použita vrstva: I. „landuse“ s kategoriemi: 1. lesy jehličnaté husté, výška: 0 < h < 2 m 2. lesy jehličnaté husté, výška: 2 <= h < 8 m 3. lesy jehličnaté řídké, výška: 0 < h < 2 m 4. lesy jehličnaté řídké, výška: 2 <= h < 8 m 5. lesy listnaté husté, výška: 0 < h < 2 m 6. lesy listnaté husté, výška: 2 <= h < 8 m 7. lesy listnaté řídké, výška: 0 < h < 2 m 8. lesy listnaté řídké, výška: 2 <= h < 8 m 9. lesy smíšené husté, výška: 0 < h < 2 m 10. lesy smíšené husté, výška: 2 <= h < 8 m 11. lesy smíšené řídké, výška: 0 < h < 2 m 12. lesy smíšené řídké, výška: 2 <= h < 8 m 13. podhorské a horské louky 14. vlhké louky 15. tundrová vegetace II.
„hillsh_elev10“:
zobrazuje gradient
nadmořské výšky s minimálním
rozlišením 10 m. Pomocí stínování je zobrazena expozice terénu. D) Klid, kryt, pastevní biotop – syntéza kritérií Hlavním smyslem syntézy je filtrování stanovišť splňujících kritéria krytu a pastvy pomocí antropogenních faktorů obsažených v kritériu „klid“. V případě rušivých faktorů je sporné určení gradientu klesání vlivu faktoru na zvěř. Literární údaje na toto téma nebyly nalezeny. Nejsnáze kvantifikovatelný je rušivý účinek komunikací. Provoz zůstává omezen pouze na těleso cesty. Rušivý vliv cest (LDS i turistických) je na základě terénních poznatků pokládán za prokazatelný v pásu 200 - 250 m na každou stranu. V rámci diplomové práce nebyla zkoumána dynamika a intenzita provozu jednotlivých komunikací, která může 54
způsobit denní fluktuace v intenzitě působení na zvěř. Úroveň ovlivňování zvěře faktorem cest byla považována za permanentní a konstatní. V případě ostatních kategorií rušivých antropogenních faktorů, koncentrovaná i rozptýlená zástavba a ostatní urbanizované plochy definované v rámci kritéria „klid“, byla
negace
krytu
a
pastvy
považována
za
pravděpodobnou.
Vzhledem
k nemožnosti kvantifikace nebyly tyto faktory v práci řešeny.
55
4. VÝSLEDKY 4.1.
Teoretická část
4.1.1. Klid V současných podmínkách na území Krkonošského národního parku je minimum míst, kde zvěř nepodléhá přímému působení antropogenních faktorů (Obr. 8, Výsledky – obrazová část). Z širokého spektra těchto faktorů byly v prostorových analýzách zohledněny následující: Silnice Do této kategorie náleží státní a obecní komunikace. Jejich celková délka v rámci LHC Vrchlabí je 151 km (Obr. 8). V prostoru LHC Vrchlabí se nachází jedna silnice první třídy (číslo 14). Tvoří jižní hranici LHC. Zvěř, která se v zimním období nestahuje do přezimovacích obůrek, tuto silnici musí překonat při migraci do podhůří. Ostatní komunikace náleží do kategorie obecních silnic druhé třídy. Nejvýznamnější z nich je silnice číslo 295 z Vrchlabí do Špindlerova Mlýna, která je jedinou přístupovou cestou do tohoto střediska. Z centra Špindlerova Mlýna silnice pokračuje dále v kategorii ostatní komunikace na Špindlerovu boudu. Na této trase je umožněn provoz osobní, nákladní i autobusové dopravy. Dopravními prostředky je možné dostat se až do hřebenové části Krkonoš. Cesty Lesní dopravní síť na území LHC Vrchlabí má nejnižší hustotu ze všech LHC v rámci KRNAP, 42,6 m/ha. Hustota cest 1L a 2L je 16,7 m/ha s celkovou délkou obou kategorií 208,4 km. Nejhojněji zastoupenou kategorií cest je odvozní cesta 2L. Její kilometráž, 113 km, je nejdelší ze všech LHC v KRNAP. Hustota zalidnění V jižní části LHC, na území LS Černý Důl, převládají koncentrovaná sídla v údolích. S rostoucí
nadmořskou
výškou
vzrůstá
význam
rozptýlených
stavení.
To
je charakteristické pro střední část LHC náležející pod LS Vrchlabí. Lesní správa
56
Špindlerův Mlýn je nejvýše položená v rámci LHC, a proto zde rozptýlená zástavba opět ubývá. Význam rozptýleného osídlení z hlediska klidu zvěře záleží na tom, s jakou frekvencí jsou jednotlivá stavení navštěvována. Soukromé chalupy nepředstavují pro zvěř významné zatížení. Naopak komerčně provozované objekty jsou permanentním zdrojem disturbance, zvláště v období sběru lesních plodů (borůvky, houby). Území LHC Vrchlabí patří mezi turisticky nejnavštěvovanější. Odhad roční návštěvnosti této oblasti byl stanoven na 347500 turistů (KOLPRON CZ, s.r.o. 2002), z nichž většina směřovala do vrcholových částí. Stálých obyvatel evidovaných v hlavních sídlech LHC Vrchlabí je 15348. Roční zátěž z hlediska lidnatosti je v případě turistů 22,6 krát větší než ze strany stálých obyvatel. Plošné zastoupení sídelních útvarů a rozptýleného osídlení, kategorií 3 – 9 vrstvy „landuse“, je 2273,9 ha, to je 18,2% výměry LHC. Antropogenní faktory (Obr. 8, Výsledky – obrazová část) zmenšují plochu LHC teoreticky využitelnou pro zvěř téměř o pětinu. 4.1.2. Kryt Kritériu „kryt“ z hlediska výšky a zakmenění vyhovovují porosty o celkové výměře 2346,3 ha (18,8% rozlohy LHC) (Obr. 9, Výsledky – obrazová část). V nižších polohách se jedná o mlaziny. V hřebenových partiích LHC do této kategorie, vzhledem k porostní výšce, spadají i starší lesní komplexy. Nejrozsáhleší jsou jehličnaté porosty tvořené smrkem ztepilým (Picea abies). S výměrou 1286,8 ha tvoří 57,4% plochy porostů vhodných pro kryt na území LHC. Druhé v pořadí rozlohy jsou smíšené porosty s výměrou 937 ha. Jejich zastoupení v rámci vhodných porostů je 41,8%. Tyto porosty jsou opět z větší části tvořeny smrkem ztepilým (Picea abies). Z listnatých dřevin se vyskytují buk lesní (Fagus sylvatica), bříza bradavičnatá (Betula pendula), bříza pýřitá (Betula pubescens), jeřáb ptačí (Sorbus aucuparia) a vrby (Salix sp.). Významným biotopem poskytujícím klid zvěři jsou klečové porosty (Foto 2, Přílohy). V rámci zájmového LHC se vyskytují na ploše o rozloze 129,1 ha. Podíl kleče na celkové rozloze porostů vhodných pro kryt je 5,5%. Nejméně zastoupené jsou porosty tvořené výhradně listnatými dřevinami. Jejich výměra dosahuje pouze 17,3 ha. Zastoupení z hlediska vybraných porostů je 57
0,77%. Jedná se o plochy s umělou nebo přirozenou obnovou buku lesního (Fagus sylvatica). 4.1.2.1.
Charakteristika Oblastí I – III
Oblast I (Obr. 10, Výsledky – obrazová část) o výměře 1200 ha se celou svojí plochou nachází ve 3. zóně Krkonošského národního parku. Nejnižší části, s nadmořskou výškou 750 – 800 m n. m., se z hlediska vertikálního členění vegetace nacházejí v submontánním stupni. Většina území Oblasti I náleží do montánního stupně. Nadmořská výška nejvýše položených částí Oblasti I se shoduje s horní hranicí tohoto stupně, 1200 m n. m. Celková výměra polygonů v této oblasti, které vyhovují kritériu „kryt“ je 298,8 ha (Graf 6), to je 24,9% výměry Oblasti I. Průměrná velikost polygonu je 5,6 ha.
3,5
3
2,5
2 log_ha 1,5
1
0,5
0 Oblast I Jehličnaté suma [ha] Smíšené suma [ha]
Oblast II Jehličnaté prům [ha] Smíšené prům [ha]
Oblast III Listnaté suma [ha] Oblast suma [ha]
Listnaté prům [ha] Oblast prům [ha]
Graf 6. Výměra polygonů splňujících kritérium „kryt“ a průměrná hodnota jejich rozloh v rámci jednotlivých oblastí I – III. Hodnoty výměr polygonů v [ha] byli log transformovány.
58
Většina, 91% rozlohy polygonů vhodných jako kryt, je tvořena smíšenými porosty. Mladé smíšené porosty jsou charakteristické pro montánní stupeň. Na zalesněných lokalitách se přirozeně objevuje nálet listnatých dřevin z okolních porostů. Průměrná velikost polygonu je 6,2 ha (Graf 6). Porosty tvořené jehličnatými dřevinami tvoří pouze 9% z výměry vhodných polygonů. Průměrná velikost polygonu je 2,2 ha (Graf 6). Porosty listnatých dřevin vyhovující jako kryt pro zvěř se v rámci Oblasti I nevyskytují vůbec. Přehled o rozmístění vybraných kategorií krytu poskytuje Obr. 10 (Výsledky – obrazová část). Oblast II (Obr. 11, Výsledky – obrazová část) zasahuje do území všech tří zón KRNAP. Nejnižší část se nachází na území Špindlerova Mlýna v nadmořské výšce 700 m. Nejvyšším bodem je kóta 1439 m n. m., vrchol Malého Šišáku. Z hlediska vegetačních stupňů se nejnižší polohy Oblasti II nacházejí v submontánním stupni. Dále pokračují ve stupni montánním a v nejvyšších místech Oblast II zasahuje do subalpínského stupně. Celková rozloha Oblasti II je 1980 ha. Průměrná velikost polygonu krytu zde dosáhla nejvyšší hodnoty ze všech sledovaných oblastí, konkrétně 16,4 ha (Graf 6). To znamená nízkou úroveň heterogenity výměr polygonů a zároveň přítomnost polygonů větších rozměrů (Obr. 11, Výsledky – obrazová část). Celková výměra polygonů krytu je 847,7 ha. To odpovídá 42,8% celkové rozlohy Oblasti II. Vybraným polygonům krytu dominuje kategorie jehličnatých porostů tvořených smrkem ztepilým (Picea abies) (Graf 6). Jejich rozloha je 669,3 ha (79% rozlohy polygonů krytu) s průměrnou velikostí 22,3 ha připadající na jeden „jehličnatý“ polygon (Graf 6). Rozsáhlé komplexy smrkových porostů, které v současnosti plní úlohu krytu pro zvěř vznikly zalesněním ploch po větrných a hmyzích kalamitách vznikajících od roku 1967 (Foto 3, Přílohy). Pronikání listnatých dřevin je obtížné zejména kvůli nadmořské výšce polygonů a také kvůli absenci těchto dřevin v okolních porostech. Smíšené porosty sloužící jako kryt pro zvěř se vyskytují na ploše 110,9 ha, 13,1% rozlohy polygonů krytu. Průměrná velikost polygonu je 7,4 ha (Graf 6). Na území Oblasti II se vyskytuje jediný polygon s porostem listnatých dřevin (Graf 6). Jedná se o výsadbu buku lesního (Fagus sylvatica) o rozloze 7 ha, což odpovídá 0,8% celkové rozlohy polygonů krytu. 59
V rámci Oblasti II jsou významným krytem pro jelení zvěř porosty kleče (Pinus mugo) (Obr. 11, Výsledky – obrazová část). Vyskytují se na ploše o výměře 62,1 ha. Z hlediska celkové rozlohy polygonů krytu tyto porosty tvoří 7,1%. Průměrná velikost klečového polygonu je 0,4 ha. Situace a rozmístění biotopů krytu je znázorněna na Obr. 11, Přílohy ke kapitole Výsledky. Oblast III (Obr. 12, Výsledky – obrazová část) zasahuje, stejně jako Oblast II do všech tří zón KRNAP. Nejnižší místo, 800 m n. m., se nachází na počátku Labského dolu. Nejvyšším bodem je kóta 1509 m n. m., vrchol Vysokého kola. Většina území Oblasti III náleží z hlediska vegetační stupňovitosti do montánního a subalpínského stupně. Nejvyšší části zasahují do alpínského stupně. Celková rozloha Oblasti III je 1280 ha. Vybrané polygony vhodné pro kryt zvěře zaujímají plochu o rozloze 229,9 ha, to je 18% celkové rozlohy Oblasti III. Průměrná rozloha polygonů „kryt“ je 7,2 ha. Plocha porostů vyhovujících kritériu „kryt“, zobrazených v grafu 1, je nejmenší v porovnání s ostatními oblastmi. Vzrůstá zde význam klečových porostů a rozvolněných smrkových porostů horní hranice lesa. Absence většího počtu polygonů „kryt“ v rozpětí montánního stupně je způsobena odlišným vývojem lesních porostů oblasti. Vyskytují se zde porosty původního
ekotypu
krkonošského
smrku
obnovované
přirozenou
cestou.
V současnosti je většina území ponechána bez zásahu. Hospodaření během posledních 30 let nebylo zaměřeno na obnovu lesa, ale pouze na likvidaci kalamit. Lokalizace a výměra uměle zalesňovaných ploch vybraných kritériem „kryt“ je proto omezena hranicemi bývalých kalamitních ploch. Porosty kategorie „Jehličnaté“ se v Oblasti III vyskytují s celkovou rozlohou 193,4 ha. To odpovídá 84,1% výměry všech vybraných polygonů oblasti. Průměrná velikost polygonu je 8,4 ha (Graf 6). Kategorie smíšených porostů dosahuje výměry 36,5 ha, to je 15,9% v rámci polygonů krytu (Graf 1). Průměrná velikost polygonu je 4,1 ha. Porosty kleče jsou v Oblasti III zastoupeny nejvíce ze všech hodnocených oblastí. Vyskytují se na ploše 67 ha, což odpovídá 29,1% plochy vybraných polygonů. Průměrná velikost polygonu je 0,6 ha. Konkrétní situace Oblasti III je zobrazena na Obr. 12 (Výsledky – obrazová část).
60
4.1.2.2.
Distribuce polygonů krytu v rámci oblastí
Rozdíly v uspořádání polygonů jednotlivých oblastí lze zjistit z porovnání hodnot celkové výměry biotopů krytu s hodnotou průměrné velikosti polygonu v oblasti (Graf 7). Datová řada „Oblast“ znázorňuje prostorové rozčlenění polygonů krytu v Oblastech I – III, bez ohledu na to, zda se jedná o smíšený, nebo jehličnatý porost (Graf 7). Klesající trend znamená snižující se rozdíl hodnot součtu ploch polygonů a průměrné velikosti polygonu. To znamená, že směrem od Oblasti I k Oblasti III je tendence koncentrace vhodných krytových stanovišť do menšího počtu polygonů o větší rozloze. Datové řady „Jehličnaté“ a „Smíšené“ znázorňují prostorové rozčlenění porostních kategorií polygonů krytu (Jehličnaté – Smíšené) v rámci oblastí. Nejvyšší úroveň rozčlenění plochy kategorie do polygonů se vyskytuje vždy v oblasti s nejvyšším zastoupením příslušné kategorie. Tento trend je způsoben vzrůstající variabilitou výměry polygonů společně s jejich rostoucím počtem v rámci oblasti. Oblast I je charakteristická maximem výskytu krytových porostů kategorie „Smíšené“. Hodnota rozdílu je zde maximální v rámci sledovaných oblastí (Graf 7). Znamená to, že smíšené krytové porosty jsou distribuovány ve formě většího počtu menších polygonů. Jehličnaté porosty jsou naopak v Oblasti I zastoupeny nejméně. Úroveň jejich distribuce je proto rovněž minimální. Pro Oblast II je typické nejvyšší zastoupení porostů krytu kategorie „Jehličnaté“. Existuje zde nejvyšší variabilita výměry polygonů. Rozdíl jejich celkové výměry a průměrné velikosti je proto maximální. Pro kategorii listnatých porostů platí pokračující trend snižování zastoupení a tím i snižování úrovně rozčlenění. V Oblasti II se rovněž vyskytuje polygon kategorie listnatého porostu. Vzhledem k tomu, že se jedná o jediný polygon rozdíl sumární a průměrné výměry kategorie je nulový. V grafu 7 proto tato kategorie není zobrazena. V Oblasti III dále klesá podíl, zároveň i variabilita výměr, kategorie listnatých porostů vhodných jako kryt. Tyto parametry dosahují nejnižších hodnot ze všech oblastí. Průměrná velikost polygonu se proto nevíce přiblížila sumární hodnotě ploch všech polygonů. Zastoupení a úroveň distribuce porostů kategorie „Jehličnaté“ je v porovnání s Oblastí II nižší.
61
2 Jehličnaté Smíšené Oblast
1,8 1,6 1,4 1,2 log_ha 1 0,8 0,6 0,4 0,2 0 Oblast I
Oblast II
Oblast III
Graf 7. Rozdíl hodnot součtu ploch vybraných polygonů krytu a jejich průměrných velikostí v Oblastech I – III. Log transformované hodnoty. 4.1.3. Pastevní biotop Kritériu „pastevní biotop“ vyhovuje v rámci LHC Vrchlabí území o celkové rozloze 7139 ha (57,2% rozlohy LHC) (Obr. 13, Výsledky – obrazová část). Jedná se o soubor lesních i nelesních stanovišť (Tab. 6). 4.1.3.1.
Kategorie pastevních biotopů
Nelesním pastevním biotopům na celém území LHC dominují louky. Těžiště jejich rozšíření je v nejnižších polohách LHC (Obr. 13, Výsledky – obrazová část). Vlhké louky jsou plošně nejméně zastoupeným pastevním biotopem (Obr. 13, Výsledky – obrazová část) (Foto 4, Přílohy). Nachází se podél vodních toků, nebo v oblastech pramenišť. Smilkové trávníky jsou ostrůvkovitě rozšířeny ve vyšších polohách LHC. Biotop „tundrová vegetace“ je naopak soustředěn do nejvšších poloh LHC a
je
součástí
1.
zóny
KRNAP
(Obr.
13,
Výsledky
–
obrazová
část).
Je to nejvýznamnější nelesní pastevní biotop v rámci LHC Vrchlabí. Jelení zvěř koncentrovaná v hřebenových částech LHC ho využívá po celou dobu vegetační sezóny (Foto 5, Přílohy). 62
Kategorie lesních pastevních biotopů (jehličnaté, listnaté a smíšené lesy) je na území LHC plošně nejrozšířenější (Tab. 6). Patří sem plochy popsané jako vhodný kryt. Dále k nim byly přiřazeny „husté“ lesy výškové kategorie 0 – 2 m (765,7 ha, 6,1% LHC) a dále „řídké“ lesy (jehličnaté, listnaté, smíšené) výškových kategorií 0 – 2 m (38,1 ha, 0,3% LHC) a 2 – 8 m (216,2 ha, 1,7% LHC). Z hlediska veškerých lesních biotopů budou v dalším textu popsány ty, které slouží pouze jako pastevní, biotopům krytu nebude věnována pozornost. Tab. 6. Výměry a plošný podíl kategorií pastevních biotopů v rámci LHC Vrchlabí. Kategorie
výměra [ha]
les s výškou 0 - 8 m
3447,5
27,6
2710,3
21,7
tundrová vegetace
560,4
4,5
smilkové trávníky
301,2
2,4
vlhké louky
119,6
1,0
Celkem
7139,0
57,2
podhorské
a
horské
louky
4.1.3.2.
%
pastevního biotopu
Charakteristika Oblastí I – III
Oblast I zahrnuje, v rámci tří hodnocených oblastí, nejmenší množství biotopů vyhovujících samotnému kritériu „pastevní biotop“ (Tab. 7). Dominantním nelesním pastevním biotopem jsou v Oblasti I louky o celkové výměře 58,1 ha (Obr. 14, Výsledky – obrazová část). Rozsáhlé komplexy tohoto biotopu se nacházejí v nejnižších polohách Oblasti I. Louky v těchto polohách nemají z pastevního hlediska pro jelení zvěř žádný efekt. Zvěř se v těchto částech v průběhu vegetačního období nezdržuje. Význam mají louky ve vyšších částech Oblasti I, kde navazují na biotopy rozlišené v rámci kategorie „kryt“.
63
Tab. 7. Přehled zastoupení pastevních biotopů podle jednotlivých oblastí. Oblast I
pastevní biotop
Oblast II
Oblast III
výměra
%
výměra
%
výměra
%
[ha]
OblastiI
[ha]
Oblasti II
[ha]
Oblasti III
195,6
16,3
619,7
31,3
342,9
26,8
Kategorie lesních pastevních biotopů je z největší části zastoupena smíšenými lesy kategorie „hustý les“ (zakmenění 7 – 10), s porostní výškou 0 – 2 m o celkové výměře 115,1 ha (Obr. 14, Výsledky – obrazová část). Většina celkové rozlohy této kategorie pastevního biotopu přiléhá k biotopům krytu tvořeným stejným typem porostů, ale s výškou 2 – 8 m. Kombinace těchto dvou typů porostů je nejrozšířenějším komplexem kryt – pastva na území Oblasti I (Obr. 14, Výsledky – obrazová část). Ostatní kategorie lesních pastevních biotopů jsou plošně zanedbatelné. Jedná se o jehličnaté a listnaté porosty kategorie „hustý les“ s porostní výškou 0 – 2 m, s výměrou 14,4 ha pro jehličnaté a 8 ha pro listnaté porosty. Oblast II poskytuje zvěři největší rozlohu pastevních biotopů ze sledovaných oblastí (Tab. 7). V horní části Oblasti II se nacházejí rozlehlé komplexy těchto biotopů společně s biotopy krytu (Obr. 15, Výsledky – obrazová část). Kategorii lesních pastevních biotopů dominují plošně rozsáhlé jehličnaté pastevní biotopy „husté“ s výškou 0 – 2 m a „řídké“ s výškou jak 0 – 2 m, tak 2 – 8 m. Ve vrcholových partiích Oblasti II tvoří komplexy s tundrovou vegetací a klečí (Obr. 15, Výsledky – obrazová část). Tato kombinace je v Oblasti II nejvýznamnější z hlediska propojení krytu a pastevních biotopů jelení zvěře. Rozkládá se na ploše 452,8 ha. Listnaté porosty „husté“, s výškou 0 – 2 m, jsou zastoupeny pouze jedním polygonem (Obr. 15, Výsledky – obrazová část) o výměře 8,2 ha. Význam této kategorie je z hlediska její plochy zanedbatelný.
64
Smíšené „husté“ porosty jsou v několika polygonech rozmístěny po celé ploše Oblasti II (Obr. 15, Výsledky – obrazová část). Jejich výměra je 98,8 ha a ve většině případů přímo nenavazují na vybrané polygony krytu. Smíšené „řídké“ pastevní biotopy jsou zastoupeny minimálně, pouze na ploše 18,0 ha. Z hlediska celkové rozlohy tohoto biotopu v Oblasti II se jedná o méně významný typ porostu. Převažující nelesní biotop je v Oblasti II „tundrová vegetace“ o výměře 414,7 ha (Obr. 15, Výsledky – obrazová část). Společně s biotopy krytu typu „jehličnatý les“ a kleč tvoří souvislé komplexy v nejvyšších polohách Oblasti II a při jejím východním okraji. Jedná se o plošně nejrozsáhlejší komplex pastevního biotopu společně s krytem na území LHC Vrchlabí, o výměře přesahující 1000 ha. Horské a podhorské louky jsou zastoupeny v nižších polohách Oblasti II na ploše 81,8 ha (Obr. 15, Výsledky – obrazová část) (Foto 4, Přílohy). Jedná se o enklávy s rozptýleným osídlením. Využívání těchto ploch zvěří záleží na způsobu obhospodařování a intenzitě lidských aktivit. Oblast III poskytuje zvěři všechny typy pastevních biotopů kromě kategorie listnaté lesy „řídké“ v obou výškových třídách (Obr. 16, Výsledky – obrazová část). Celková rozloha pastevních biotopů řadí tuto oblast mezi obě předchozí (Tab. 7). Z lesních
pastevních
biotopů
je
nejrozsáhlejší
kategorie
lesů
jehličnatých řídkých s výškou 0 – 8 m. Rozkládá se na ploše 131,4 ha. To je dáno velkým plošným výskytem rozvolněných smrkových porostů při horní hranici lesa (Obr. 16, Výsledky – obrazová část). Řídké smrkové porosty navazují na vybrané biotopy krytu a lemují vrchní část karu Labského dolu v nadmořské výšce přibližně 1250 m. Jehličnaté porosty „husté“ s výškou 0 – 2 m se vyskytují především na jihozápadně orientovaných svazích Labského dolu, o výměře 67,6 ha (Obr. 16, Výsledky – obrazová část). Společně s navazujícími porosty krytu tvoří teoreticky vhodné podmínky pro život zvěře. Ostatní kategorie lesních pastevních biotopů se v Oblasti III vyskytují pouze ostrůvkovitě (Obr. 16, Výsledky – obrazová část). Nelesním pastevním biotopům dominuje tundrová vegetace (Obr. 16, Výsledky – obrazová část) (Foto 5, Přílohy). Rozkládá se na ploše 143,9 ha. Tento biotop je, stejně jako v oblasti 2, kombinován s klečí a s „řídkými“ jehličnatými 65
porosty. Tvoří pokračování pásma ve vrcholové části středních Krkonoš, který poskytuje zvěři kryt i pastvu (Foto 3, Přílohy). 4.1.4. Klid, kryt, pastevní biotop – syntéza kritérií Teoreticky, optimální biotop pro zvěř je v rámci zohledňovaných kategorií porostů „hustý“ les s porostní výškou 2 – 8 m. V místech mimo dosah rušivých faktorů tyto porosty splňují všechna stanovená kritéria kvality, klid, kryt, pastevní biotop. Zvěř není nucena migrovat mezi jednotlivými typy biotopů. Vhodné jsou rovněž komplexy vzájemně navazujících biotopů krytu a pastvy, rovněž za předpokladu absence rušení zvěře (Foto 6, 7, Přílohy). Tab. 8. Podíl komplexů kryt – pastevní biotop ovlivněných cestami.
komplex pastva+kryt
4.1.4.1.
vliv cest
[ha]
[ha]
%
Oblast 1
485,5
176,8
36,4
Oblast 2
1382,7
506,9
36,7
Oblast 3
587,5
77,1
13,1
Charakteristika Oblastí I – III
V Oblasti I je ze zohledňovaných rušivých vlivů nejvýznamnější cestní síť (LDS v kombinaci s turistickými cestami) (Obr. 17, Výsledky – obrazová část). V rámci vybraných komplexů biotopů „kryt – pastevní biotop“ je faktorem cest ovlivněna přibližně třetina (Tab. 8). V Oblasti II působí rovněž cesty jako hlavní faktor rušení zvěře a dále do plochy oblasti okrajově zasahuje intravilán Špindlerova Mlýna. Na rozdíl od Oblasti I je podíl LDS v rámci zobrazených cest v Oblasti II malý. Převažujícím zdrojem negativního působení jsou frekventované turistické cesty z údolí na hřebeny (Obr. 18, Výsledky – obrazová část). Z vybraných komplexů biotopů „kryt – pastevní biotop“ je cestami ovlivněna rovněž přibližně třetina (Tab. 8).
66
Oblast III je charakteristická přítomností jak turistických cest, tak obslužných komunikací spojujících rozptýlené horské boudy (Obr. 19, Výsledky – obrazová část). Osídlení nepůsobí jako zvláštní faktor, protože boudy se nacházejí v pásmu dosahu rušivého vlivu cest. Celkem je antropogenními faktory v Oblasti III ovlivněna, stejně jako v předchozích dvou oblastech, třetina komplexů biotopů „kryt – pastevní biotop“ (Tab. 8). 4.2.
Ověření modelu v praxi
Rozdíly mezi teoreticky předpokládanou a skutečnou lokalizací a výměrou vhodných stávanišť vycházejí především z přítomnosti rušivých antropogenních faktorů. Z přirozených abiotických faktorů prostředí je významný vítr. Při vyhledávaní stávanišť splňujících kritérium klidu jsou další uvažovaná hlediska pro zvěř, jako výška lesního porostu nebo expozice, druhořadá. Tab. 9. Výměry komplexů kryt – pastva v jednotlivých oblastech podle teoretického předpokladu (T) a podle praktického ověření (P). Zmenšení skutečné výměry komplexů rušivým vlivem cest.
kryt+pastva [ha]
kryt+pastva P
vliv cest
mimo vliv cest %
T
P
kryt+pastva kryt+pastva [ha]
kryt+pastva
T
P
P
176,8
36,4
38,3
285,3
61,7
485,5
Oblast 2
1382,7 1466,3 -83,6
506,9
36,7
34,6
959,4
65,4
Oblast 3
587,5
77,1
13,1
17,8
356,1
82,2
433,2
23,4
[ha]
%
Oblast 1
4.2.1.
462,1
T-P
%
154,3
Charakteristika Oblastí I – III
Oblast I se nachází ve třetí zóně KRNAP, hustota a provoz na cestách je proto nejintenzivnější. Pás dosahu jejich rušivého vlivu v této oblasti zabírá největší podíl vymezených komplexů kryt – pastva ze všech sledovaných oblastí (Tab. 9). V rámci Oblasti I byl zaznamenán malý plošný rozdíl mezi předpokládanou a skutečnou výměrou stávanišť zvěře (Tab. 9, Obr. 20, Výsledky – obrazová část). Těžiště 67
stávanišť
zůstala
v předpokládaných
místech.
Došlo
k úpravě jejich
ploch,
a to dvojím způsobem. 1. Při praktickém ověřování byly vyřazeny louky s přítomností osídlení a dále izolované lesní biotopy krytu, kudy zvěř pouze přechází, ale nezdržuje se tam. 2. Naopak oproti teoretickému předpokladu byly plochy stávanišť zvětšeny o polygony porostů, které nebyly v programu ArcMap pomocí zadaných kritérií zobrazeny. Jednalo se o větší výškové kategorie, než bylo uvažováno (nad 8 m), nebo porosty s nižším zakmeněním (menší než 4). Hlavním kritériem výběru stávanišť zvěří bylo splnění kritéria klidu. Vyznačené polygony biotopů kryt – pastva, které jsou v dosahu rušivého vlivu cest byly využívány jako pastevní biotopy. Polygony mimo zvýrazněné oblasti dosahu vlivu cest sloužili zároveň jako kryt (Obr. 20, Výsledky – obrazová část). V rámci Oblasti II tvoří velkou část první i druhá zóna KRNAP, hustota cestní sítě je proto menší než v Oblasti I. Plocha stávanišť ovlivněná dosahem jejich vlivu je jenom o málo menší než v případě Oblasti I (Tab. 9). Malý rozdíl mezi vlivem cest v Oblasti I a Oblasti II je dán větším rozsahem rušivého vlivu turistických cest v Oblasti II (Obr. 21, Výsledky – obrazová část). Oblast II je jako jediná, ve které skutečná stávaniště plošně převýšila teoretický předpoklad (Tab. 9). Předpokládaná centra stávanišť se opět nezměnila. Korekce byla provedena doplněním polygonů, které zadaná kritéria v programu ArcMap nepostihla:
•
vybrané komplexy kryt – pastva v montánním stupni byly rozšířeny o sousední porosty, kde byla zvěř rovněž zaznamenána. Jednalo se o smrkové porosty středního věku (40 – 50 let) a staré (170 let), které jelení zvěř využívá jako kryt
•
výběr byl v horní, subalpínské části oblasti 2 doplněn o polygony nízkých rozvolněných smrkových porostů (zakmenění menší než 4) při horní hranici lesa, které zvěři slouží jako pastevní biotop.
68
Hlavním kritériem výběru stávaniště byl i v této oblasti „klid“. Oblast II se rozkládá ve vyšších nadmořských výškách než Oblast I. Z pohledu klidu byl proto, kromě antropogenních faktorů, pro volbu stávaniště významný i vliv směru větru. V rámci Oblasti III je velký podíl první zóny KRNAP. Hustota cest je v této zóně nejmenší. Navíc těžiště stávanišť zvěře jsou většinou mimo vymezené pásy vlivu cest (Obr. 22, Výsledky – obrazová část). Plošný podíl jejich rušivého vlivu na zvěř je proto nejmenší ze všech sledovaných oblastí (Tab. 9). V Oblasti III bylo nutné udělat největší objem korekcí předpokládaného využívaní stávanišť. Vynechání a doplnění polygonů bylo provedeno následovně:
•
vynechány byly polygony nacházející se většinou svého území v pásmu dosahu vlivu asfaltových komunikací. Dále byly vynechány porosty podél frekventované turistické cesty v Labském dole a přes Pančavský vodopád.
•
na jižní staně Labského dolu byly doplněny polygony smrkových porostů stáří 40 – 50 (vyjímečně i 90 – 110) let. Tyto porosty nebyly zadanými kritérii v programu ArcMap zachyceny. Na protilehlé straně Labského dolu byly doplněny polygony porostů při hraně karu a mezi lavinovými dráhami. Stejně jako v Oblasti II i v Oblasti III byly preference stávanišť založeny
na klidu a závetří. Z hlediska ochrany před větrem jsou vyznačené porosty severovýchodně orientovaných svahů Labského dolu vhodným stávaništěm.
69
4.3.
Výsledky – obrazová část
4.1.1. Kritérium „Klid“ Obr. 8. Antropogenní faktory působící na klid zvěře (intravilán, obytné budovy, účelová zástavba, park, parkoviště, zahrady, lom, letiště). Podkladem je vrstva sklonitosti terénu „slope_10prc“ v procentech s minimální velikostí pixelu 10%. 4.1.2. Kritérium „Kryt“ Obr. 9. Vybrané oblasti (I – III) s výskytem rozsáhlých polygonů porostů vyhovujících kritériu „kryt“. Podklad tvoří vrstva „hillsh_elev10“ znázorňující nadmořskou výšku a expozici terénu. Obr. 10. Oblast I: detailní pohled na porosty vyhovující kritériu „kryt“, filtrváno expozicí. Podklad tvoří vrstva „hillsh_elev10“ znázorňující nadmořskou výšku a expozici terénu. Obr. 11. Oblast II: detailní pohled na porosty vyhovující kritériu „kryt“, filtorváno expozicí. Podklad tvoří vrstva „hillsh_elev10“ znázorňující nadmořskou výšku a expozici terénu. Obr. 12. Oblast III: detailní pohled na porosty vyhovující kritériu „kryt“, filtrváno expozicí. Podklad tvoří vrstva „hillsh_elev10“ znázorňující nadmořskou výšku a expozici terénu. 4.1.3. Kritérium „Pastevní biotop“ Obr. 13. Pastevní biotopy zobrazené v kombinaci s polygony krytu na ploše celého LHC Vrchlabí. Podklad tvoří vrstva „hillsh_elev10“ znázorňující nadmořskou výšku a expozici terénu. Obr. 14. Pastevní biotopy zobrazené v kombinaci s vybranými polygony krytu na území Oblasti I. Podklad tvoří vrstva „hillsh_elev10“ znázorňující nadmořskou výšku a expozici terénu.
70
Obr. 15. Pastevní biotopy zobrazené v kombinaci s vybranými olygony krytu na území Oblasti II. Podklad tvoří vrstva „hillsh_elev10“ znázorňující nadmořskou výšku a expozici terénu. Obr. 16. Pastevní biotopy zobrazené v kombinaci s vybranými polygony krytu na území Oblasti III. Podklad tvoří vrstva „hillsh_elev10“ znázorňující nadmořskou výšku a expozici terénu. 4.1.4. Klid, kryt, pastevní biotop – syntéza kritérií Obr. 17. Syntéza kritérií klid, kryt a pastevní biotop pro Oblast I. Zvýrazněný prostor zobrazuje dosah rušivého vlivu nejvíce používaných cest při jejich průchodu vybranými biotopy. Obr. 18. Syntéza kritérií klid, kryt, pastevní biotop pro Oblast II. Zvýrazněný prostor zobrazuje dosah rušivého vlivu nejvíce používaných cest při jejich průchodu vybranými biotopy. Obr. 19. Syntéza kritérií klid, kryt a pastevní pro Oblast III. Zvýrazněný prostor zobrazuje dosah rušivého vlivu nejvíce používaných cest při jejich průchodu vybranými biotopy. 4.2. Ověření modelu v praxi Obr. 20. Oblast I – lokalizace stávanišť (komplex kryt – pastva) ve skutečnosti se zobrazením dosahu rušivého vlivu cest. Obr. 21. Oblast II – lokalizace stávanišť (komplex kryt – pastva) ve skutečnosti se zobrazením dosahu řušivého vlivu cest. Obr. 22. Oblast III – lokalizace stávanišť (komplex kryt – pastva) ve skutečnosti se zobrazením dosahu řušivého vlivu cest.
71
4.1.1. KRITÉRIUM „KLID“
Obr. 8. Antropogenní faktory působící na klid zvěře (intravilán, obytné budovy, účelová zástavba, park, parkoviště, zahrady, lom, letiště). Podkladem je vrstva sklonitosti terénu „slope_10prc“ v procentech s minimální velikostí pixelu 10%.
72
4.1.2. KRITÉRIUM „KRYT“
Obr. 9. Vybrané oblasti (I – III) s výskytem rozsáhlých polygonů porostů vyhovujících kritériu „kryt“. Podklad tvoří vrstva „hillsh_elev10“ znázorňující nadmořskou výšku a expozici terénu.
73
Obr. 10. Oblast I: detailní pohled na porosty vyhovující kritériu „kryt“, filtrváno expozicí. Podklad tvoří vrstva „hillsh_elev10“ znázorňující nadmořskou výšku a expozici terénu.
74
Obr. 11. Oblast II: detailní pohled na porosty vyhovující kritériu „kryt“, filtorváno expozicí. Podklad tvoří vrstva „hillsh_elev10“ znázorňující nadmořskou výšku a expozici terénu.
75
Obr. 12. Oblast III: detailní pohled na porosty vyhovující kritériu „kryt“, filtrváno expozicí. Podklad tvoří vrstva „hillsh_elev10“ znázorňující nadmořskou výšku a expozici terénu.
76
4.1.3. KRITÉRIUM „PASTEVNÍ BIOTOP“
Obr. 13. Pastevní biotopy zobrazené v kombinaci s polygony krytu na ploše celého LHC Vrchlabí. Podklad tvoří vrstva „hillsh_elev10“ znázorňující nadmořskou výšku a expozici terénu.
77
Obr. 14. Oblasti I: pastevní biotopy zobrazené v kombinaci s vybranými polygony krytu. Podklad tvoří vrstva „hillsh_elev10“ znázorňující nadmořskou výšku a expozici terénu. 78
Obr. 15. Oblasti II: pastevní biotopy zobrazené v kombinaci s vybranými polygony krytu. Podklad tvoří vrstva „hillsh_elev10“ znázorňující nadmořskou výšku a expozici terénu.
79
Obr. 16. Oblasti III: pastevní biotopy zobrazené v kombinaci s vybranými polygony krytu. Podklad tvoří vrstva „hillsh_elev10“ znázorňující nadmořskou výšku a expozici terénu. 80
4.1.4. KLID, KRYT, PASTEVNÍ BIOTOP – SYNTÉZA KRITÉRIÍ
Obr. 17. Oblast I: syntéza kritérií klid, kryt a pastevní biotop. Zvýrazněný prostor zobrazuje dosah rušivého vlivu nejvíce používaných cest při jejich průchodu vybranými biotopy.
81
Obr. 18. Oblast II: syntéza kritérií klid, kryt, pastevní biotop. Zvýrazněný prostor zobrazuje dosah rušivého vlivu nejvíce používaných cest při jejich průchodu vybranými biotopy. 82
Obr. 19. Oblast III: syntéza kritérií klid, kryt a pastevní biotop. Zvýrazněný prostor zobrazuje dosah rušivého vlivu nejvíce používaných cest při jejich průchodu vybranými biotopy. 83
4.2. OVĚŘENÍ MODELU V PRAXI
Obr. 20. Oblast I: lokalizace stávanišť (komplex kryt – pastva) ve skutečnosti se zobrazením dosahu rušivého vlivu cest.
84
Obr. 21. Oblast II: lokalizace stávanišť (komplex kryt – pastva) ve skutečnosti se zobrazením dosahu řušivého vlivu cest.
85
Obr. 22. Oblast III: lokalizace stávanišť (komplex kryt – pastva) ve skutečnosti se zobrazením dosahu řušivého vlivu cest.
86
5. DISKUSE Navržený metodický postup modelování zobrazil rozmístění stávanišť zvěře, které odpovídá skutečnosti. Výsledkem zpracování programu ArcMap podle zadaných kritérií byly polygony, ve kterých je těžiště výskytu zvěře. Model má i následující limity. 1. Upravená vrstva „landuse“ v sobě nese informace o vlastnostech lesních porostů, ale ne o prostorovém členění lesních porostů na jednotlivá oddělení a porostní skupiny. 2. Zadaná kritéria nepostihnou všechny vhodné biotopy pro zvěř. Je proto nutné provést korekce na základě terénních šetření. V prezentovaných výsledcích model například nezobrazil rozvolněné smrkové porosty nad horní hranicí lesa (Foto 8, Přílohy). Tento biotop nebyl programem ArcMap podle zadaných kritérií považován ani za lesní, ani za nelesní prostředí, přestože je to zvěří vyhledávaný pastevní biotop. Při ověřování byl proto k modelovým polygonům manuálně přidán. 3. Polygony zobrazené jako homogenní kategorie, např. porostu nebo terénu, na některých místech obsahují zároveň jiné kategorie. Z prostorového hlediska se jednalo o zanedbatelnou plochu suťových polí zobrazených jako součást smrkových porostů. Ale z hlediska celkové funkčnosti modelu bude na místě úprava polygonů vrstvy landuse pro další použití. V případě absence antropogenních faktorů by model lépe odpovídal skutečnosti. Při praktickém ověřování platnosti bylo nutné provést korekce velikosti a lokalizace stávanišť právě vzhledem k ovlivnění zvěře člověkem. Negativní působení člověka na zvěř bylo vztaženo na existenci cest. U ostatních kategorií antropogenních faktorů je obtížné kvantifikovat jejich působení na zvěř v závislosti na vzdálenosti. V případě cest bylo uvažováno pouze „přímé“ ovlivnění zvěře, to je v bezprostředním okolí cesty, v pásu 200 – 250 m na každou stranu. Významnou roli hraje rovněž „nepřímé“ ovlivnění zvěře. To je v případě, že teoretická stávanište leží v místě dohledu z cesty. Pak může být účinná vzdálenost negativního působení komunikací větší, až 500 – 600 m (Slavíček 2006, ústní sdělení).
87
Cesty a ostatní antropogenní faktory mění strukturu krajiny, narušují komplexnost stávanišť a tím zároveň ovlivňují abundacni zvěře (Hewison et al. 2001). Způsobují fragmentaci území a omezují výběr biotopů pro zvěř, snižují kvalitu životního prostředí zvěře. Konektivita stávanišť má významný vliv na disperzi zvěře a možnost migrace mezi jednotlivými stávaništi. Fragmentace území teoreticky může rovněž ovlivňovat tok genů v rámci populace, pokud zvěř zůstává v izolovaných ostrůvcích stávanišť (Coulon et al. 2004). Populace jelení zvěře jsou charakteristické malou rychlostí růstu. Proto jsou velmi citlivé i na nízkou úroveň inbreedingu (Mills et Smouse, 1994). Existuje řada znaků, které umožňují sledovat změny na genetické úrovni. Většinou ale pro objektivní stanovení vlivu fragmentace chybí data o historii vývoje sledované populace (Hartl et al. 2003). V extrémním případě, při vysoké úrovni fragmentace, jsou populace v jednotlivých „zbytkových“ biotopech před nástupem genetických změn postiženy demografickými vlivy, popř. abiotickými nebo biotickými faktory prostředí (Mills et Smouse, 1994). Modelování stávanišť zvěře se věnovali rovněž Debeljak et al. (2001) v oblasti jižního Slovinska. Pro stanovení teoretických stávanišť zvěře zvolili stejný postup, jaký byl prezentovaný v této práci. Údaje o podmínkách prostředí byly zpracovány pomocí geografických informačních systémů. Výsledný návrh vhodných biotopů byl porovnán se známými daty o prostorovém rozmístění populace jelení zvěře a o velikosti jejích stávanišť. Autoři rovněž doporučují využití této metody při determinaci potenciálních stávanišť zvěře a při obhospodařování jejích populací. Dalším významným rušivým faktorem z hlediska zvěře je pohyb lidí mimo cesty, především v době sběru borůvek a hub. Většina zvěře je tím vytlačována z vhodných biotopů ve druhé a třetí zóně KRNAP. V šiřším smyslu se z tohoto pohledu za vhodný životní prostor zvěře dá označit celá plocha první zóny KRNAP, která splňuje kritérium klidu. Zvěř zde využívá komplexů kleče a smilkových luk jako náhradního biotopu přes vegetační sezónu. Prvotními kritérii jsou zde klid a kryt. Z pastevního hlediska nejsou tyto plochy vhodné. Dominantním druhem je smilka tuhá (Nardus stricta), která je pro vysoký obsah křemičitanů pro zvěř špatně stravitelná. Zvěř, která zůstává přes vegetační sezónu v nižších částech hor mění v důsledku rušení své zvyky. Ze zvěře se soumračnou aktivitou se stává zvěř
88
výhradně noční (Čermák 2006, ústní sdělení). Dodržování plánu lovu a chovatelské strategie je tak podstatně ztíženo. Koncentraci zvěře ve vrcholových částech Krkonoš, v oblasti první zóny KRNAP, ovlivňuje rovněž různý způsob mysliveckého hospodaření. Normované stavy zvěře v české části národního parku byly stanoveny na 10 ks na 1000 ha. Na polské straně Krkonoš je hustota zvěře podle normovaných stavů čtyřnásobná, 40 ks na 1000 ha. Zvěř z Polska během vegetačního období rovněž využívá klidové zóny hřebenů hor. V polské části Krkonoš není zavedena praxe přezimovacích obůrek. Migrující zvěř v zimním období proto způsobuje škody na lesních porostech. Z hlediska kvality biotopu byly za nejkvalitnější stávaniště, kromě zmíněných porostů kleče a smilky, považovány mladé porosty na zalesněných holinách. Po provedení prořezávky nabývají tyto porosty podoby mozaiky stromové a bylinné vegetace. Pokud splňují kritérium „klid“, poskytují zvěři vhodný biotop bez nutnosti denních migrací. Na druhou stranu, lov v těchto místech je velmi obtížný. Další v pořadí jsou maloplošné mlaziny v rámci dospělých porostů. Z nich musí zvěř migrovat na pastevní biotop. Kvalita je určena splněním kritéria „klid“ a dosažitelností pastevního biotopu (uvažovat velikost home range z literatury). Dosažitelnost spočívá hlavně v dostupnosti biotopu pro zvěř bez nutnosti překonávat negativní antropogenní faktory. Takový komplex stanovišť je možné označit za vhodné stávaniště pro zvěř. Nejhorší podmínky pro život zvěře jsou v ochranném pásmu národního parku. Z hlediska biotopů krytu se zde vyskytují pouze malé ostrůvky jehličnatých nebo smíšených
lesních
porostů.
Velkou
část
plochy
ochranného
pásma
tvoří
obhospodařované louky. Ty jsou sice vhodné jako pastevní biotop, ale vzhledem k intenzivnímu využívání tohoto území se zde jelení zvěř nevyskytuje. Vyjímku tvoří jarní a podzimní období migrace, kdy část zvěře nevyhledává obůrky, ale schází na zimu do podhůří. V ojedinělých případech byl rovněž zaznamenán pozitivní vliv lidské činnosti na zvěř. Jednalo se o prostory sjezdovek, které zvěř využívá jako pastevní biotop při migraci mezi přezimovacími obůrkami a letními stávaništi. Dalším příkladem jsou průseky po lanovkovém přibližování. Po jejich zalesnění a náletu listnatých dřevin z okolních porostů je zvěř využívala jako denní kryt.
89
6. ZÁVĚRY A DOPORUČENÍ Diplomová práce prokázala možnost využití Geografických informačních systémů při modelování stávanišť zvěře. I když náplň práce byla realizována především v teoretické rovině, je možné obdobný postup použít i pro aktuální praktické potřeby. 1. Z hlediska lesních a mysliveckých hospodářů: •
navrženým způsobem je možné vybírat vhodná místa pro vybudování mysliveckých zařízení, jako jsou přezimovací obůrky
•
v oblastech s nedostatkem dat o rozšíření zvěře je možné pomocí modelu odhadnout celkovou velikost a distribuci jejích stávanišť
•
při uvažovaném zazvěřování lze využít výsledky prostorových analýz území jako podklad pro stanovení optimálních stavů vysazované zvěře.
2. Z hlediska dalšího využívání území •
Nejkritičtější pro život zvěře je fragmentace jejího životního prostředí. Z pohledu zkušeností z oblasti KRNAP se navržený postup nabízí jako prostředek pro zřizování „klidových zón“ pro zvěř. Podle těchto zón by pak bylo možné upravení vedení turistických tras, aby jejich rušivý dopad na zvěř byl minimální.
90
7. SUMMARY At present most of Europe is densely populated. Large herbivores suffer from landscape fragmentation. Their environment is divided into a mosaic of natural, agricultural and urban areas. In extreme, game lodges are island-like spread in landscape. In such a case migrations between the „islands“ are scarce. Protected areas provide better conditions for large herbivores, however they are more or less islands in surrounding urban landscape too. The aim of the thesis is to design a theoretical approach in deer lodge quality assessment in Vrchlabí management-plan area, Krkonoše Mts. NP. As main tool GIS analyses were used. Lodge quality was assessed based on three criterions: quiet, shield and forage. At first each of the criterions was studied separatelly. At second a synthetic model of the criterions was constructed. Finally the outcomes of GIS analyses were completed by the field data. Negative impact of humans on deer is difficult to quantify. It is vague to determine the gradient of impact decline depending on distance. From all the negative factors the impact of roads is the easiest to quantify. Based on field experience road disturbance was actual in a belt of 200 – 250 m on both sides of the road. The disturbance of other, not quantified, factors, such as estates, was evaluated as probalbe. The “quiet“ criterion is the main in habitat preference determination. When compensated, other aspects, such as forest height or terrain exposure, are less important. The differences between theoretical and actual size and distribution of lodges were caused mainly by road disturbance. Habitat preference is also affected by natural factros, mainly wind. Processing basic criterions in the ArcMap software main red deer habitats were obtained. The lodge modelling method displayed deer habitats in a way corresponding with reality.
91
8. LITERATURA ALBON, S., D., LANGVATN, R. 1992: Plant phenology and the benefits of migration in a temperate ungulate. Oikos 65: 502-513. ISSN. BELOVSKY, G., E. 1984: Herbivore optimal foraging: A comparative test of three models. Am. Nat. 124: 97-115. BERGMAN M. 2001: Ungulate Effectson Their Food PLants: Responses Depending on Scale. Doctoral Thesis. Acta Universitatis Agriculturae Sueciae. Silvestria 222. BRUINDERINK, G., G., VAN DER SLUIS, T., LAMMERTSMA, D., OPDAM, P., POUWELS, R. 2003: Designing a coherent ecological network for large mammals in northwestern Europe. Conservation Biology 17 (2): 549-557. BRYANT, J., P., CHAPIN, F., S., III, KLEIN, D., R. 1983: Carbon/nutrient balance of boreal plants in relation to vertebrate herbivory. Oikos 40: 357-368. COULON, A., COSSON, J., F., ANGIBAULT, J., M., CARGNELUTTI, B., GALAN, M., MORELLET, N., PETIT, E., AULAGNIER, S., HEWISON, A., J., M. 2004: Landscape connectivity influences gene flow in a roe deer population inhabiting a fragmented landscape: an individual-based approach. Molecular Ecology 13 (9): 2841-2850. COULSON, T., GUINNESS, F., PEMBERTON, J., CLUTTON-BROCK, T. 2004: The domgraphic consequences of releasing a population of red deer from culling. Ecology, Ecological Soc. Amer. 85 (2): 411-422. CRAWLEY, M., J. 1997: Plant-herbivore dynamics. 401-474 in: M., J., CROWLEY ed. Plant Ecology. Blackwell Science Ltd., London, Great Britain. CLUTTON-BROCK, T., H., GUINNESS, F., E., ALBON, S., D. 1982: Red deerbehavior and ecology of two sexes. The University of Chicago Press, pp. 378. ČEJKA, J. 2001: Vliv přítomnosti rysa ostrovida (Lynx lynx) na etoekologii jelena evropského (cervus elaphus) a srnce obecného (Capreolus capreolus) v podmínkách Šumavy. Diplomová práce, Biologická fakulta JČU, České Budějovice. ČNR 1992: Zákon České národní rady č. 114/1992 Sb. o ochraně přírody a krajiny. Ministerstvo životního prostředí, Praha.
92
DANELL, K., BERGSTRŐM, R., EDENIUS, E. 1994: Effects of large mammalian browsers on architecture, biomass and nutrients of woody plants. Journal of Mammalogy 75: 833-844. DEBELJAK, M., DZEROSKI, S., JERINA, K., KOBLER, A., ADAMIC, M. 2001: Habitat suitability modelling for red deer (Cervus elaphus L.) in South-central Slovenia with classification trees. Ecological modelling 138 (1-3): 321-330. DZIECIOLOVSKI, R. 1967: Food of the red deer in an annual cycle. Acte Theriologica Bialowieža, 36: 503-520. DZIECIOLOVSKI, R. 1969: The quantity, quality and seasonal variation of food resources available to red deer in various environmental conditions of forest management. Forest Research Institute, Warsaw, pp. 290. ESRI 2005: ArcGIS® 9: ArcMap®, version 9.1. New York St. EYGENRAAM, J., A. 1959: On the management of red deer in the Netherlands. ITBON Wertz, pp. 62. FANTA, J. [ed.] 1969: Příroda Krkonošského národního parku. SZN Praha, 221 s. FIŠER, Z., LOCHMAN, J. 1969: Studium přirozené potravy jelení a srnčí zvěře v oblasti Krkonoš [Study of the roe deer and red deer diet in the area of the krkonoše Mts.]. Opera Corcontica, 6: 132-161. FLOUSEK, J, GRAMSZ, B. 1999: Atlas hnízdního rozšíření ptáků Krkonoš (1991 – 1994). Správa KRNAP Vrchlabí, 424 s. GEORGII, B. 1980: Home range patterns of female red deer (Cervus elaphus L.) in the Alps. Oecologia (Berl.) 47: 278-285. GEORGII, B. 1981: Activity patterns of female red deer (Cervus elaphus L.) in the Alps. Oecologia (Berl.) 49: 127-136. GIBB, J., A., FLUX, J., E. 1973: Mammals. In: The natural history of New Zealand. Reed. Wellington, 334-371. HANLEY, T., A. 1982: The nutritional basis for food selection by ungulates. J. Range Manage., 35: 146-151. HARTL, G., B., ZACHOS, F., NADLINGER, K. 2003: Genetic diversity in European red deer (Cervus elaphus L.): anthropogenic influences on natural populations. Comptes Rendus Biologies 326 (1): 37-42. HEARNEY, A., W., JENNINGS, T., J. 1983: Annual foods of the red deer (Cervus elaphus) and the roe deer (Capreolus capreolus) in the east of England. J. Zool. Lond., 201 (4): 565-570. 93
HEROLDOVÁ, M. 1993: The food of red deer (Cervus elaphus) in a part of the Krušné hory Mts. affected by emission. Folia Zoologica 42: 381-382. HEWISON, A., J., M., VINCENT, J.,P., JOACHIM, J., ANGIBAULT, J., M., CARGNELUTTI, B., CIBIEN, C. 2001: The effects of woodland fragmentation and human activity on roe deer distribution in agricultural landscapes. Canadian Journal of Zoology – Revue Canadienne de Zoologie 79 (4): 679689. HOFMANN, R., R. 1978: Wildbiologische Informationen für den Jäger. Stuttgart, 144 s. HOFMANN, R., R., STEWART, D., R., M. 1972: Grazer or browser a clasification based on the stomach structure and feeding habitats of East African ruminants. Mammalia 36: 226-240. HOMOLKA, M. 1990: Food of Cervus elaphus in the course of the year in the mixed forest habitat of the Drahanská vrchovina highland. Folia Zoologica 39 (1): 1-13. HOMOLKA, M. 1995: Potrava býložravé zvěře v oblasti imisních holin a její možný dopad na strukturu vegetace. Zpravodaj Beskydy „Vliv imisí na lesy a lesní hospodářství Beskyd“, 7: 145-148. HOMOLKA, M. 1996: Foraging strategy of large herbivores in forest habitats. Folia Zoologica 45 (2): 127-136. HOMOLKA, M., KOUBEK, P. 1996: Ekologie a chov jelení zvěře v podmínkách horského prostředí Jeseníků. Sborník referátů konference VÚŽV, Nitra. HOMOLKA, M., MATOUŠ, J. 1999: Density and distribution of red deer and chamoix in subalpine meadow habitats in the Jeseníky Mountains (Czech Republic). Folia Zoologica 48 (1): 1-10. HORÁK, V., HORÁKOVÁ, V., MORAVCOVÁ, A. 2005: European Green Alder (Alnus viridis (Chaix) DC) – alien plant in the Krkonoše Mts. National Park? Thaiszia – J. Bot., Košice 15 (1): 249-252. HORÁKOVÁ, V. 2005a: Lesní království Krkonoš. Krkonoše - Jizerské hory, měsíčník o přírodě a lidech, Správa KRNAP, 8 (2005): 18-19. HORÁKOVÁ, V. 2005b: Vzácné, krásné a tajemné mokřady. Krkonoše - Jizerské hory, měsíčník o přírodě a lidech, Správa KRNAP 5 (2005): 18-19. HOŠEK, E. 1981: Poměry myslivosti v Krkonoších se zvláštním zřetelem k chovu a zvyšování stavů jelení zvěře po roce 1840. Opera Corcontica 18: 139-151. 94
CHYTRÝ, M., KUČERA, T., KOČÍ, M. [eds.] 2001: Katalog biotopů České republiky. Agentura ochrany přírody a krajiny ČR, Praha. JAHN, A. [ed.] 1985: Karkonosze Polskie. PAN Wrocłav, 566 s. JAMROZY, G. 1980: Winter food resources and food preferences of red deer in Carpathian forests. Acta Theriologica 25: 221-238. JENSEN, P., V. 1989: Food selection of the Danish red deer (Cervus elaphus L.) as determined by examination of the rumen content. Dan. Rev. Game Biol., 5: 1-44. KOLEKTIV 1994: Plán péče o Krkonošský národní park a jeho ochranné pásmo. Správa KRNAP Vrchlabí. KOLEKTIV 1998: Lesní hospodářství v Krkonošském národním parku. Správa KRNAP Vrchlabí, pp. 26. KOLEKTIV 1999: Strategie péče o lesní porosty v Krkonošském národním parku. Správa KRNAP Vrchlabí. KOLPRON CZ, s.r.o. 2002: Stanovení aktuální návštěvnosti biosférické rezervace Krkonoše a její celoroční dynamiky. Projekt VaV/610/8/00. KOUBEK, P., HRABĚ, V. 1996: Home range dynamics in the red deer (Cervus elaphus) in a mountain forest in Central Europe. Folia Zoologica 45 (3): 219-222. LATHAM, J., 1999: Interspecific interactions of ungulates in European forests: an overview. Forest Ecology and Management 120: 13-21. LATHAM, J. 2000: Use of thicket stages of Scottish conifer plantations by red and roe deer in relation to openness. Forestry 73 (4): 403-406. LATHAM, J., STAINES, B., W., GORMAN, M., L. 1996: The relative densities of red deer (Cervus elaphus) and roe deer (Capreolus capreolus) and their relationship in Scottish plantation forest. J. Zool. Lond. 240: 285-299. LESPROJEKT HRADEC KRÁLOVÉ, S.R.O. 2003: Lesní hospodářský plán pro LHC Vrchlabí, KRNAP, s platností od 1. 1. 2003 do 31. 12. 2012. LOCHMAN, J. 1965: Pastevní rytmus a denní režim jelení a srnčí zvěře. Práce VÚLHM 30: 103-140. LOCHMAN, J. 1976: Přezimovací obory pro jelení zvěř. Lesnictví, 6: 463-484. LOCHMAN, J. 1982: Desetileté zkušenosti s přezimovacími objekty pro jelení zvěř. Práce VÚLHM 61, 213-225. LOCHMAN, J. 1985: Jelení zvěř. SZN Praha, pp. 352. 95
MATTIELLO, S., BERGAMI, G., REDAELLI, W., VERGA, M., CRIMELLA, M., C. 1997: Ecology and behavior of red deer (Cervus elaphus) in alpine valley. Zetschrift Saeugetir. 62 (Suppl. 2): 129-133. MELICHAR, J. 1961: Třtinové porosty nemají pro parohatou zvěř význam. Myslivost, 1: 6-7. MILLS, L., S., SMOUSE, P., E. 1994: Demographic consequences of inbreeding in remnant populations. American Naturalist 144 (3): 412-431. MICROSOFT CORPORATION 2001: Microsofr Excel 2002. MŽP 2006: Směrnice MŽP k managementu volně žijících živočichů, kteří jsou zvěří (péče o zvěř a myslivost) na území národních parků. In press. NONACS, P. 1993: Is satisficing an alternative to optimal foraging theory. Oikos 67 (2): 371-375. OKARMA, H., JEDRZEJEVSKI, W., SCHMIDT, K., KOWALCZYK, R., JEDRZEJEVSKA, B., 1997: Predation of Eurasian lynx on roe deer and red deer in Bialowieza Primeval Forest, Poland. Acta Theriologica 42 (2): 203-224. PARLAMENT ČR 2001: Zákon Parlamentu České republiky 449/2001 Sb. o mylsivosti. Ministerstvo zemědělství, Praha. PEPIN, D., RENAUD, P., C., BOSCARDIN, Y., GOULARD, A., MALLET, C., ANGLARD, F., BALLON, P. 2006: Relative impact of browsing by red deer on mixed coniferous and broad-leaved. Forest Ecology and Management 222 (1-3): 302-313. POTOCKI, J., ŠTURSA, J. 2006: Historie ochrany přírody v Krkonoších. In: kolektiv 2006: KRKONOŠE, příroda, historie, lidé. Baset Praha, in prep. ROONEY, T.,P. 1997: Escaping herbivory: Refuge effects on the morphology and shoot demography of the clonal forest herb Maianthemum canadense. Journal of the Torrey Botanical Society 124:280-285. SENF, R., L., COUGHENOUR, M., B., BAILEY, D., W., RITTENHOUSE, L., R., SALA, O., E., SWIFT, D., W. 1987: Large herbivore foraging and ecological hierarchies. BioScience 37: 789-799. SCHLEGER, E. 1974: Elaborát historie lesů pro oblast Krkonoše. Ústav pro hospodářskou úpravu lesů v Brandýse nad Labem pobočka Jablonec nad Nisou, Děčín, 129 s. SCHMIDT, K. 1993: Winter ecology of nonmigratory Alpine red deer. Oecologia (Berl.) 95: 226-233. 96
SCHUTZ, M., RISCH, A., C,, LEUZINGER. E,, KRUSI. B,. O,, ACHERMANN, G. 2003: Impact of herbivory by red deer (Cervus elaphus L.) on patterns and processes in subalpine grasslands in the Swiss National Park. Forest Ecology and Management 181 (1-2): 177-188. SCHWARZ, O. 1996: Rekonstrukce lesních ekosystémů Krkonoš. Správa KRNAP. SHIPLEY, L., A., BLOMQUIST, S., DANELL, K. 1998: Diet choices made by freeranging moose in northern Sweden in relation to plant distribution, chemistry and morphology. Canadian Journal of Zoolog 76: 1722-1733. SOUKUPOVÁ, L., KOCIÁNOVÁ, M., JENÍK, J., SEKYRA, J. 1995: Arctic-alpine tundra in the Krkonoše, the Sudetes. Opera Corcontica 32: 5-88. Praha. STADDON, J., E., R. 1983: Adaptive Behavior and Learning. Cambridge University Press, Cambridge UK. SUTER, W., SUTER, U., KRUSI, B., SCHUTZ, M. 2004: Spatial variation of summer diet of red deer Cervus elaphus in the eastern Swiss Alps. Wildlife Biology 10 (1): 43-50. SÝKORA, B. [ed.] 1983: Krkonošský národní park. SZN Praha, 280 s. SZEMETHY, L., MATRAI, K., BIRO, Z., KATONA, K. 2003: Seasonal home range shift of red deer in a forest-agriculture area in southern Hungary. Acta Theriologica 48 (4): 547-556. ŠOUREK, J. 1969: Květena Krkonoš. Academia Praha, 451 s. ŠTURSA, J. 2003: Encyclopedia Corcontica, Krajina – příroda – lidé. Správa KRNAP Vrchlabí, MŽP Praha, 88 s. TOLVANEN, A., LAINE, K. 1997: Effects of reproduction and artificial herbivory on vegetative growth and resource levels in deciduous and evergreen dwarf shrubs. Canadian Journal of Botany 75: 656-666. VACEK, S., SOUČEK, J. 1997: Poškození horských ekosystémů Krkonoš spárkatou zvěří. Část I. Lesní ekosystémy. VÚLHM VS Opočno. WAHLSTRŐM, L., K., LIBERG, O. 1995: Patterns of dispersal and seasonal migration in roe deer (Capreolus capreolus). J. Zool. Lond. 235: 455-467. WELCH, D., STAINES, B., W., CATT, D., C., SCOTT, D. 1990: Habitat usage by red (Cervus elaphus) and roe (Capreolus capreolus) deer in a Scottish sitka spruce plantation. J. Zool. Lond. 221: 453-476.
97