Výzkum a dokumentace

Ochrana přírody 1/2008 — 26. 2. 2008 — Výzkum a dokumentace

Vliv zvěře na stav a vývoj lesních ekosystémů

Autor: Petr Čermák

Přístupy k lesnickému managementu lesních ekosystémů v chráněných územích doznaly v minulých přibližně 20 letech znatelných změn.

Za cíl lesního hospodářství se v těchto územích obecně v současnosti považuje především přírodě blízké trvale udržitelné lesní hospodaření, jehož cílem je přírodě blízký nebo přirozený les s výrazným prostorovým rozrůzněním a geneticky původními nebo alespoň cennými porosty, a také s maximálním využíváním přírodních procesů. Konkrétní cíle a způsob jejich naplňování (od bezzásahovosti až po jednorázové či dlouhodobé intervence) se většinou odvíjejí od stanoveného cíle ochrany, tj. především od prioritního předmětu ochrany. Jinak jsou cíle definovány a naplňovány, je-li předmětem ochrany ekosystém a jeho přirozený vývoj, jinak jde-li o ochranu jiného fenoménu (druhu či skupiny druhů apod.). I přes tyto zřetelně definované teze ovšem reálně lesnický management často nevede k výše uvedeným cílům či svými jednotlivými kroky evidentně míří proti nim. A to z různých důvodů.

Jedním ze zásadních problémů lesních ekosystémů a jejich managementu je zajištění adekvátní, tj. zvěří nezpomalené a druhově neselektované přirozené obnovy lesa. Přirozená obnova je nezbytnou součástí dynamiky lesního ekosystému, a to nejen z důvodu požadavku přirozenosti společenstev. Adaptační procesy, probíhající při přirozené obnově ve stadiu největší druhové, početní a tedy i největší genetické diverzity, jsou významnou součástí rezilience lesních ekosystémů. Přirozená kompetice dřevin, která se u potravní, selekcí neovlivněné obnovy uplatňuje, je nutným předpokladem efektivní ochrany lesního ekosystému v dlouhodobém horizontu.

V kontrastu s výše uvedeným má myslivost při spravování živočichů zařazených mezi zvěř své priority dosud nastavené bez větších ohledů na požadavky ochrany přírody, rozhodně alespoň u managementu nejběžnějších a přitom z hlediska lesa nejkonfliktnějších druhů – přežvýkavých sudokopytníků. Myslivost je sice v současném zákoně o myslivosti definována jako „soubor činností prováděných v přírodě ve vztahu k volně žijící zvěři jako součásti ekosystému“, ve svých praktických mechanismech však dosud v řadě případů jednoznačně upřednostňuje zvěř před ekosystémy. Les je stále chápán „uživatelsky“, tj. především jako životní prostředí zvěře a zdroj její potravy, nikoliv jako svébytný ekosystém. Management populací zvěře má jak v běžném hospodářském lese, tak v chráněných územích stejné cíle, postupy i limity. Reálně sledovaným cílem je tedy často pouze maximalizace užitné hodnoty zvěře a nikoliv již kvalita populací – věková a sexuální struktura, původnost populací, minimalizace stresu (optimalizací hustoty populace, ale i usměrněním výkonu práva myslivosti) apod.

Stanovené minimální a normované stavy zvěře jsou v chráněných územích dány stejnými pravidly a limity jako v běžném hospodářském lese, nezohledňují tedy jiné vyšší požadavky na kvalitu fytocenóz a dřevinné vegetace. Stejně tak není brána v úvahu původnost chovaných druhů. Výsledkem je nebezpečný paradox, kdy management lesa směřuje k vyloučení nepůvodních druhů z chráněných území (např. akát v NPR Děvín–Kotel–Soutěska), zatímco myslivecký management nepůvodní druhy chová, tj. cíleně podporuje, nebo alespoň dlouhodobě toleruje bez ohledu na dopady na vegetaci (muflon v řadě území, např. NPR Týřov).

Výsledek přetrvávající disproporce mezi mysliveckým hospodařením a ostatními složkami managementu chráněných území je zřejmý. Intenzivní okus dřevin zvěří vede na řadě lokalit ke zpožďování obnovy lesa, dřeviny ztrácejí na přírůstu i kvalitě, zvyšuje se jejich mortalita. Díky selektivnímu okusu dochází ke znatelným změnám dřevinné skladby, vzácné dřeviny (většinou bohužel také s vyšší potravní atraktivitou) jsou často z obnovy zcela vyloučeny. Kromě narušení přirozené dynamiky lesních ekosystémů a omezování uplatnění přirozených adaptačních procesů je toto opakované poškozování zřejmou predispozicí pro působení dalších stresorů (např. sucha) a vede také ke snižování druhové diverzity.

Početnost a zastoupení dřevin

Podívejme se na jednotlivé nejvýraznější dopady působení zvěře detailněji. Intenzivní okus prokazatelně způsobuje znatelné ztráty na početnosti dřevin (např. Perko, 1983; Burschel et al. 1985; Edenius et al., 1995; ammer, 1996; čermák, 2000; konopáč, 2001). Rozdíly v početnostech mohou být až řádové, jak dokládá průzkum na území PR Hošťanka (konopáč, 2001), kde se na oplocené ploše pohybovala početnost jedlového zmlazení ve stovkách jedinců na m2, mimo oplocení v desítkách na m2.

Dlouhodobý okus může vézt k výrazným změnám dřevinné skladby. V Bavorských Alpách, kde jsou na rozdíl od území České republiky k dispozici dlouhodobá systematická sledování, došlo díky okusu ve smíšených porostech smrku ztepilého, jedle bělokoré, buku lesního a javoru klenu k posunu dřevinné skladby ve prospěch smrku a buku na úkor jedle a klenu (ammer, 1990; 1996). V dalších lokalitách vedlo vyloučení jedle, tisu a javorů z obnovy a úbytek buku vlivem zvěře ke ztrátě smíšeného charakteru lesů (burschel et al., 1990). Zřejmý vývoj lesa od původní smíšené subalpínské smrčiny směrem k čisté smrčině vlivem dlouhodobého opakovaného okusu odkládá také nascher, (1979).

Výrazná změna zastoupení dřevin v přirozené obnově může při vysoké intenzitě okusu nastat v průběhu několika málo let. Při sledování přirozené obnovy v NPR Vrapač v CHKO Litovelské Pomoraví v letech 2001 až 2005 bylo počáteční zastoupení javoru klenu 40 %, v roce 2005 pokleslo již pouze na 15 %. Vzhledem ke statisticky významnému vztahu mezi poklesem početnosti tří dominantních druhů dřevin a procentem okusu poškozených jedinců těchto druhů je zřejmé, že primární příčinou celkové redukce zmlazení (viz níže) a změny zastoupení dřevin byl okus zvěří (čermák & mrkva, 2006).

Blokace zmlazení

Opakovaný okus vede ke znatelnému prodloužení obnovní doby. nascher (1979) uvádí, že smrk ve vysokohorských podmínkách potřebuje při obnově pod porostem cca 26 let na to, aby překročil výšku 1,5 m. Při okusu terminálu zjištěném na 35 % stromů se tato doba prodloužila v průměru na 34 let, při okusu nad 50 % už na 42 let. V řadě lokalit je zmlazení dlouhodobě (i desítky let) drženo ve výškách okolo 30–60 cm. V již zmiňovaném monitoringu v NPR Vrapač se v období 2001 až 2005 průměrná výška náletu namísto očekávaného růstu snižovala (2 transekty) nebo jen nepatrně rostla (1 transekt). Roční přírůst nepoškozených dřevin se přitom pohyboval v rozmezí 2–15 cm u dřevin do 30 cm výšky, 5–25 u dřevin do 50 cm výšky a 10–40 cm u dřevin vyšších než 50 cm. Do roku 2005 vymizela značná část vyšších a starších dřevin; všechny dřeviny, jejichž uhynutí bylo přímo zachyceno monitoringem (nalezen suchý jedinec), nesly jasné známky poškození okusem (čermák & mrkva, 2006). Ačkoliv tedy probíhala permanentní obnova, nedocházelo k sebemenšímu odrůstání dřevin.

Důkazy o tom, že může jít o zásadní a především dlouhodobé změny, u nichž si často nechceme připustit, že jsou výsledkem setrvalého vlivu zvěře, lze opět najít především v zahraniční literatuře. motta (2003) popisuje změny, které nastaly v populaci jeřábu ptačího na území Paneveggio Forest poblíže Trenta po reintrodukci jelena lesního v 60. le­tech minulého století. Zavedením jelena došlo k výraznému zvýšení celkové početnosti sudokopytníků (kromě jelena se zde vyskytuje ještě kamzík a srnec). Tento nárůst vedl k radikálnímu zvýšení poškození jeřábu a k jeho dlouhodobému zadržení ve výšce dostupné pro okus. Populace dřeviny tak byla postupně rozdělena do dvou výrazných skupin: první část zmlazení, vzniklá při nižších početnostech zvěře, úspěšně odrostla jejímu vlivu a nadále přirůstala, druhá část obnovy, vznikající při vyšších početnostech zvěře, byla početně a výškově redukována, tj. držena ve výškách do 1 m. Z populace jeřábu, která původně měla zastoupení ve všech výškových třídách, tak vznikla populace, kde chyběli jedinci ve stále se zvětšujícím počtu výškových tříd nad 1 m výšky.

Při dlouhodobém vlivu tedy může dojít k absenci celé generace dřeviny, ačkoliv její obnova je permanentní. Podobné příklady selekce můžeme najít i v České republice, často si je ovšem plně neuvědomujeme, protože chybí systematické dlouhodobé sledování. Spektrum dřevin, kterým vyloučení či radikální omezení hrozí, je poměrně široké: javory, jilmy, jedle bělokorá, jeřáb ptačí a celá řada keřů.

Možnosti řešení

Výše prezentovaný stav je z hlediska ochrany přírody neakceptovatelný. Kromě opatření, která jsou již dlouho a opakovaně diskutována (bohužel bez realizačního dopadu), jako je korekce mysliveckého plánování sledováním stavu dřevinné vegetace (tj. snížení stavů při zjištění neakceptovatelného dopadu na dřeviny) či zvýšení sankcí za škody zvěří, je pro ochranu přírody zásadním požadavkem diferenciace mysliveckého hospodaření do několika kategorií. Diferenciace by umožnila odlišný přístup k mysliveckému managementu v chráněných územích ve srovnání s běžným hospodářským lesem a vedla by k odstranění rozporů mezi myslivostí a dalšími složkami správy území (např. k již zmiňovanému přístupu k nepůvodním druhům).

Účinný systém diferencovaného mysliveckého hospodaření by nemusel být složitý, postačilo by rozdělení do třech základních kategorií hospodaření (mrkva, 1995, 2001; čermák & mrkva, 2003): 1. hospodaření přírodě blízké(na území lesů ochranných, některých lesů zvláštního určení a lesů pod vlivem imisí) – směřovalo by nikoliv k běžné myslivecké produkci, ale k cílovému stavu lesa či lesního ekosystému, mělo by pracovat s nižší početností zvěře (a to pouze původních druhů), prioritou by měly být populace s vhodnou sexuální i věkovou strukturou a minimálními negativními dopady na vegetaci či na populace dalších živočichů; 2. hospodaření podle zásad trvalé udržitelnosti– jako všeobecně používaný způsob hospodaření, odpovídající v podstatě dnešnímu hospodaření, ovšem s optimalizovanými stavy zvěře; 3. hospodaření v oborách(s druhy zvířat, které by neměly trvalý statut zvěře, takže ve volnosti by nebyly předmětem chovu a pouze po přechodnou dobu by zde, jako nežádoucí, byly intenzivně chytány a loveny).

Výhody obdobné diferenciace lze doložit na území Lichtenštejnského knížectví, Švýcarska a Rakouska (vodňanský, 1995). Integrovaný management zvěře tam vychází z precizní analýzy výchozích podmínek, je postavený na ekologických základech a přitom umožňuje zajištění existence životaschopné, myslivecky obhospodařovatelné populace. Souvislá území výskytu jednotlivých druhů jsou rozdělena na regiony se společným mysliveckým plánováním, v rám­ci regionu jsou potom dle typů biotopů vymezovány zóny s jednotným přístupem k hospodaření. Jsou vymezeny zóny chovu, kde je chov zvěře plnohodnotnou součástí využití území (s pochopitelnými limity početních stavů zohledňujícími ekonomickou i ekologickou únosnost stanovišť, ale i potřeby zvěře). Dále existují zóny, kde je zvěř do jisté míry tolerována, nikoli podporována, a kde mají myslivecká opatření směřovat k nízkým stavům daného druhu zvěře, nebo popřípadě k vyloučení jeho trvalého výskytu. Jsou ovšem vymezeny také zóny, kde je výskyt daného druhu zvěře zcela ekologicky nežádoucí a prioritou je zabránit jeho výskytu.

Příspěvek byl podpořen projektem MSM 6215648902 „Les a dřevo“.

Autor působí v Ústavu ochrany lesů a myslivosti LDF MZLU v Brně

LITERATURA

AMMER, CH. (1990). Auswirkungen des Bestockungswandels und der Waldschaden auf die Schutzfunktion des Bergwaldes gegenüber Schneebewegungen. In SCHUSTER, E. J. (ed.), 1990. Zustand und Gefahrdung des Bergwaldes: Ergebnisse eines Rundgespräches 21. April 1989: 102-111. – BURSCHEL, P.; BINDER, F.; EL KATEB, H.; MOSANDL, R. (1990). Erkenntnisse zur Walderneuerung in der Bayerischen Alpen. In SCHUSTER, E. J. (ed.), 1990. Zustand und Gefahrdung des Bergwaldes: Ergebnisse eines Rundgespräches 21. April 1989: 40-49. – BURSCHEL, P.; EL KATEB, H.; HUSS, J.; MOSANDL, R. (1985). Die Verjüngung im Bergmischwald. Forstwes. Cbl. 104: 65-100. – ČERMÁK, P. (2000). Vliv sudokopytníků na dřeviny vybraných lesních ekosystémů. Disertační práce FLD MZLU Brno, 157 s. – ČERMÁK, P.; MRKVA, R. (2003). Myslivost v chráněných územích. Veronica 17 (3): 8-11. – ČERMÁK, P.; MRKVA, R. (2006). Effects of game on the condition and development of natural regeneration in the National Nature Reserve Vrapač (Litovelské Pomoraví). Journal of Forest Science 52 (7): 329-336. – EDENIUS, L.; DANELL, K.; NYQUIST, H. (1995). Effect of simulated moose browsing on growth, mortality and fecundity in Scots pine – relations to plant productivity. Can. J. For. Res. 25: 529-535. – KONOPÁČ, J. (2001). Únosné stavy zvěře a přirozená obnova jedle bělokoré. Lesnická práce 8/2001: 357. – MOTTA, R. (2003). Ungulate impact on rowan (Sorbus aucuparia L.) and Norway spruce [Picea abies (L.) Karst.] height structure in mountain forests in the eastern Italian Alps. Forest Ecology and Management 181: 139-150. – MRKVA, R. (1995). Škody zvěří a jejich řešení. Sborník z konference „Škody zvěří a jejich řešení“, MZLU v Brně: 3-15. – MRKVA, R. (2001). Škody způsobené loupáním a ohryzem jelení zvěře rostou. Lesnická práce 4: 16-167. – NASCHER, F. A. (1979). Zur waldbaulichen Bedeutung des Rothirschverbisses in der Waldgesellschaft des subalpinen Fichtenwalds in der Umgebung des Schweizerischen Nationalparks. Dissertation an der ETH Zürich (Diss. Nr. 6373). – PERKO, F. (1983). Bestimmung des höchstzulässigen Verbissgrades am Jungwuchs. Schweiz. Z. Fortswes. 134: 179-189. – VODŇANSKÝ, M. (2001). Vliv narušení potravního cyklu jelení zvěře na vznik a rozsah škod loupáním a ohryzem. Myslivost – Stráž myslivosti 49(10): 22-23.