CHROŃMY PRZYRODĘ OJCZYSTĄ SPIS TREŚCI ARTYKUŁY ...Kozica, Filip Zięba: Warsztaty jako narzędzie do opracowania strategii zarządzania populacją niedźwiedzia brunatnego Ursus

CHROŃMY PRZYRODĘ OJCZYSTĄ

SPIS TREŚCI

Zeszyt 6, listopad/grudzień 2011

ARTYKUŁY – ARTICLES

Marian Stój, Bogusław Kozik, Bartosz Kwarciany: Orzeł przedni Aquila chrysaetos w polskiej

części Karpat w latach 2008–2011 – Golden Eagle Aquila chrysaetos in the Polish part of the

Carpathians in 2008–2011 483

Nuria Selva, Agnieszka Sergiel, Agnieszka Olszańska, Teresa Berezowska, Tomasz Zwijacz-

Kozica, Filip Zięba: Warsztaty jako narzędzie do opracowania strategii zarządzania populacją

niedźwiedzia brunatnego Ursus arctos w Polsce – Workshops as a tool for the elaboration of

the brown bear Ursus arctos management plan in Poland 494

Beata Woziwoda, Katarzyna Ambrożkiewicz: Szata roślinna projektowanego użytku

ekologicznego „Warciańskie Ługi” – Vegetation of the “Warciańskie Ługi” peat bog area

(Central Poland), which is worthy of protection 504

Joanna Harmuszkiewicz: Występowanie roślin z rodziny storczykowatych Orchidaceae na

terenie Nadleśnictwa Augustów – The occurrence of plants from Orchidaceae family in the

Augustów Forest District (NE Poland) 511

Anna Jakubska-Busse, Michał Śliwiński: Kruszczyk błotny Epipactis palustris w województwie

dolnośląskim – występowanie, zagrożenia i zalecenia dla ochrony – Marsh Helleborine

Epipactis palustris in Lower Silesia Province – occurrence, threats and recommendations for

protection 519

Kinga Kostrakiewicz: Kolonizacja kęp śmiałka darniowego Deschampsia caespitosa przez ginące

gatunki zmiennowilgotnych łąk trzęślicowych Molinietum caeruleae – Colonization of

Deschampsia caespitosa tussocks by threatened species of blue moor-grass meadows

Molinietum caeruleae 527

Piotr Kobierski, Roman Ryś: Rzadkie i zagrożone rośliny naczyniowe na siedliskach

antropogenicznych w okolicach Lubska i Żar – Rare and threatened vascular plants in

anthropogenic habitats in the vicinity of Lubsko and Żary (W Poland) 534

Adam Stebel, Joanna Perzanowska: Stan zachowania stanowiska mchów z rodzaju parzęchlin

Meesia nad Toporowym Stawem Wyżnim w Tatrzańskim Parku Narodowym – The

preservation state of the sites with mosses of the Meesia genus on the Toporowy Staw Wyżni

tarn in the Tatra National Park 542

Sławomir Florjan, Ilona Jaworska: Unikalne i zasługujące na ochronę odsłonięcie z florą

karbońską w Szczawnie Zdroju (województwo dolnośląskie) – Unique and protection deserving

outcrop with Carboniferous flora in Szczawno Zdrój (Lower Silesia Province) 547

Anna Jankowiak: Duże skrzelonogi: mało znane bezkręgowce astatycznych zbiorników

wodnych – Large branchiopods: little-known invertebrates of astatic waterbodies 552

Marcin Tobółka, Stanisław Kuźniak, Katarzyna M. Żołnierowicz, Łukasz Jankowiak, Marcin

Gabryelczyk, Mateusz Pyrc, Paweł Szymański, Paweł Sieracki: Wzrost liczebności bociana

białego Ciconia ciconia na Ziemi Leszczyńskiej w roku 2010 – Increase of the White Stork

Ciconia ciconia population in the Leszno District in 2010 559

Krzysztof Piksa: Nocek łydkowłosy Myotis dasycneme w polskiej części Karpat – The pond bat

Myotis dasycneme in the Polish part of the Carpathians 568

Robert Rozwałka: Micaria dives (Araneae: Gnaphosidae) – nowy gatunek pająka dla

araneofauny Polski – Micaria dives (Araneae: Gnaphosidae) – a new spider species for the

Polish araneofauna 575

Krzysztof Szpila, Jacek Zieliński, Monika Lik: Nowe stanowiska poskocza Eresus (Araneae:

Eresidae) w północnej Polsce – New records of the ladybird spider Eresus (Araneae: Eresidae)

in northern Poland 580

483

ARTYKUŁY

Wstęp

Na obszarze polskich Karpat od 1993 roku członkowie Komitetu Ochrony Orłów (KOO) prowadzą corocznie monitoring liczebności

i rozrodu orła przedniego Aquila chrysaetos. W latach 80. XX wieku liczebność tego gatunku w Polsce oceniono na około 15 par (Tomiałojć 1990, Głowaciński 1992), a na początku lat 90. – na 5–10 par (Tucker, Heath 1994). W la-

Chrońmy Przyr. Ojcz. 67 (6): 483–493, 2011

Orzeł przedni Aquila chrysaetos w polskiej części Karpat w latach 2008–2011

Golden Eagle Aquila chrysaetos in the Polish part of the Carpathians in 2008–2011

MARIAN STÓJ1, BOGUSŁAW KOZIK2, BARTOSZ KWARCIANY3

1 Komitet Ochrony Orłów Region Podkarpacki38–200 Jasło, ul. Podzamcze 1ae-mail: [email protected]

2 Pieniński Park Narodowy34–450 Krościenko nad Dunajcem, ul. Jagiellońska 107 be-mail: [email protected]

3 Komitet Ochrony Orłówe-mail: [email protected]

Słowa kluczowe: orzeł przedni, Aquila chrysaetos, Karpaty, parametry rozrodcze.

W latach 2008–2011 na obszarze około 8860 km2 polskich Karpat stwierdzono występowanie 27 par orła przedniego Aquila chrysaetos (zagęszczenie 0,30 pary/100 km2 pow. całkowitej), a popu-lacja wykazywała fluktuację w stosunku do wyników z dwóch poprzednich okresów badań: nie-wielką tendencję wzrostową w porównaniu do lat 1993–1996, a malejącą w stosunku do lat 1997––2007. W Karpatach Wschodnich zaobserwowano 13 par, a w Karpatach Zachodnich 14. Średni sukces gniazdowy dla czteroletnich badań wyniósł 63%, liczba piskląt na parę przystępującą do lęgu – 0,68, a liczba młodych na parę z udanym lęgiem – 1,08. Parametry rozrodu karpackiej po-pulacji były jednak zmienne w poszczególnych latach. Straty całkowite (20 przypadków, 37% lę-gów) były wynikiem m.in. niekorzystnych warunków pogodowych oraz działalności człowieka. Wysoki sukces gniazdowy (78,6 i 76,5%) orły przednie odniosły w latach 2008 i 2011, a niski (27,3%) w 2010 roku. Sukces gniazdowy zależał głównie od warunków atmosferycznych, dostę-pu do ofiar, kurczenia się łowisk na skutek zalesień oraz powstawania niekontrolowanej, rozpro-szonej zabudowy. Po wejściu Polski do Unii Europejskiej, dzięki dopłatom bezpośrednim dla rol-ników nastąpił powrót do użytkowania gruntów w górach poprzez koszenie i wypasanie łąk, co w konsekwencji przyczynia się do poprawy stanu łowisk orła przedniego i dobrze rokuje na utrzy-manie karpackiej populacji tego gatunku w przyszłości.

484

Chrońmy Przyr. Ojcz. rocznik 67, zeszyt 6, 2011

tach 1993–1996 dzięki intensywnym poszuki-waniom i penetracjom terenowym w polskiej części Karpat stwierdzono występowanie 21––24 par, w tym w 12 rewirach zlokalizowano co najmniej po jednym gnieździe (Stój i in. 1997). W latach następnych (1997–2007) stan li-czebny wzrósł do 29–32 par, a gniazda wy-kryto już w 24 rewirach (Stój 2008). Obecnie (2008–2011) ptaki odnotowano w 27 rewirach, a w 25 z nich znaleziono gniazda. Nie wszyst-kie gniazda były co roku zajmowane. Niektóre pary gniazdowały w terenach przygranicznych, a ich gniazda zlokalizowane były po stronie sło-wackiej bądź ukraińskiej. W tych przypadkach tylko część rewiru orłów znajdowała się w na-szym kraju.

Potrzeba monitoringu populacji lęgowej orła przedniego wynika przede wszystkim z wysokiej rangi ochronnej tego gatunku zarówno w Polsce, jak i w Europie, gdyż wiele małych populacji jest w znacznym stopniu narażonych na wyginięcie (BirdLife International 2004). W Polskiej czerwo-nej księdze zwierząt gatunek ten został zakwali-fikowany do kategorii EN – obejmującej gatunkibardzo wysokiego ryzyka, silnie zagrożone wy-ginięciem w kraju ze względu na małą liczeb-ność populacji (Król, Wacławek 2001).

W niniejszej pracy omówiono rozmieszcze-nie, liczebność i ekologię rozrodu karpackiej populacji orła przedniego w latach 2008–2011. Wyniki porównano z analogicznymi dany-mi zebranymi przy użyciu tej samej metodyki w latach 1993–1996 (Stój i in. 1997) oraz w la-tach 1997–2007 (Stój 2008).

Teren badań

Badaniami objęto wybrane obszary polskich Karpat (ryc. 1) o łącznej powierzchni około 8860 km2 leżące w następujących podprowincjach: (a) Zewnętrzne Karpaty Zachodnie (Beskid Niski, Beskid Sądecki, Gorce, Beskid Wyspowy i Beskid Żywiecki), (b) Centralne Karpaty Zachodnie (Tatry, Pieniny, Pogórze Spisko- -Gubałowskie i Kotlina Orawsko-Nowotarska) oraz (c) Karpaty Wschodnie (Bieszczady Za-chodnie i Góry Sanocko-Turczańskie). Karpaty odznaczają się wysoką lesistością (33–80%). Dominują tutaj lasy świerkowe, bukowe i jo-dłowe tworzące razem blisko 90% drzewosta-nów. Zewnętrzne Karpaty Zachodnie są góra-mi niewysokimi z nielicznymi szczytami prze-kraczającymi 1000 m n.p.m., natomiast w Cen-tralnych Karpatach Zachodnich szczyty się-gają prawie 2500 m n.p.m. (Kondracki 1989). Karpaty Wschodnie w granicach Polski cha-rakteryzują się obecnością rozległych kom-pleksów leśnych, łąk i pastwisk po byłych Państwowych Gospodarstwach Rolnych (PGR), a powyżej 1200 m n.p.m. występuje piętro po-łonin. Gęstość zaludnienia jest tu niska i wyno-si 4–5 osób/km2. W polskich Karpatach jedynie Tatry posiadają wyraźnie piętrowy układ roślin-ności.

Materiał i metody

Badania w terenie sprowadzały się do kon-tynuacji monitoringu stanowisk lęgowych oraz wyszukiwania nowych gniazd i rewirów orła przedniego. Zostały one zapoczątkowane w 1993 roku przez KOO i prowadzone według

Ryc. 1. Pasma górskie w obrębie obszaru badań: 1 – Beskid Żywiecki, 2 – Kotlina Orawsko-Nowotarska, 3 – Pogórze Spisko-Gubałowskie, 4 – Tatry, 5 – Gorce, 6 – Beskid Wyspowy, 7 – Pieniny, 8 – Beskid Sądecki, 9 – Beskid Niski, 10 – Bieszczady Zachodnie, 11 – Góry Sanocko-TurczańskieFig. 1. Mountain ranges within the study area: 1 – Beskid Żywiecki Mts, 2 – the Orawsko-Nowotarska Valley, 3 – the Spisko-Gubałowskie Foothills, 4 – Tatra Mts, 5 – Gorce Mts, 6 – Beskid Wyspowy Mts, 7 – Pieniny Mts, 8 – Beskid Sądecki Mts, 9 – Beskid Niski Mts, 10 – Western Bieszczady Mts, 11 – Sanocko- -Turczańskie Mts

485

M. Stój i in. Orzeł przedni Aquila chrysaetos w polskiej części Karpat w latach 2008–2011

tej samej metodyki (Stój i in. 1997; Stój 2008, 2009a). W latach 2008–2011 badania realizowa-no w ramach Monitoringu Ptaków Polski, dzię-ki dofinansowaniu przez Główny InspektoratOchrony Środowiska (GIOŚ).

Monitoringiem objęto wszystkie stanowi-ska lęgowe lub prawdopodobnie lęgowe, zna-ne w polskiej części Karpat w latach 1993––2007. Stanowiska orła przedniego kontrolo-wano głównie wiosną (15 lutego–30 kwietnia) i wczesnym latem (1 czerwca–31 lipca). Celem działań podejmowanych wiosną była kontrola zasiedlenia gniazd i rewirów, odnalezienie no-wych stanowisk lęgowych i wykrywanie w nich gniazd, a także prowadzenie obserwacji aktyw-ności zachowań godowych. Jest to okres szczy-towej aktywności terytorialnej i tokowej, a tym samym najwyższej wykrywalności orła przed-niego. Kontrole dokonywane wczesnym latem miały na celu określenie efektów lęgów oraz po-twierdzenie stanu zasiedlenia rewirów. Liczbę młodych w lęgu orła przedniego sprawdzano w czerwcu, podczas obrączkowania piskląt lub w pierwszej połowie lipca, kiedy przebywa-ły jeszcze w gniazdach. Liczenie młodych tuż przed pierwszym wylotem z gniazd przeprowa-dzano z większej odległości, aby nie niepoko-

ić również osobników dorosłych. Poza dwiema zasadniczymi kontrolami rewirów prowadzono dalsze obserwacje, umożliwiające zebranie do-datkowych danych (np. dotyczących przyczyn strat w lęgach czy stopnia zagrożenia lęgu przez aktywność człowieka). Przy okazji obrączko-wania piskląt dokonywano pomiarów gniazd i drzew, na których było ono umiejscowione.

Obserwatorzy wykorzystywali dwie podsta-wowe metody badawcze – bezpośrednią kon-trolę gniazd oraz obserwacje ptaków z punk-tów widokowych. Czas trwania i technika kon-troli były dostosowane do bieżącej sytuacji na poszczególnych stanowiskach. Bezpośredniej kontroli gniazd dokonywała zazwyczaj jed-na osoba. Natomiast w corocznych monito-ringach orła przedniego brało udział 3–5 osób, którym przydzielano do kontroli określone re-wiry. Interpretacji i klasyfikacji zachowań tery-torialnych orła przedniego dokonano zgodnie z publikacjami Postupalsky’ego (1974) i Króla (1985).

Parametry reprodukcyjne karpackiej popu-lacji orła przedniego przedstawiono jako sukces gniazdowy (udział lęgów z sukcesem w stosun-ku do wszystkich par przystępujących do lęgów w danym sezonie) i produkcję piskląt wyrażoną

Ryc. 2. Rozmieszczenie gniazd i rewirów lęgowych orła przedniego Aquila chrysaetos w polskiej części Karpat w latach 2005–2011 w obrębie siatki pól atlasowych o rozciągłości 5’ szerokości geogr. i 10’ długości geogr. (9,3 × 12,0 km, ok. 111 km²): a – lęg udokumentowany, b – lęg prawdopodobny, c – północna granica KarpatFig. 2. Distribu�on of Golden Eagle Aquila chrysaetos nests and territories in the Polish part of Carpathians in 2005–2011. The records were marked in a network of 5’ × 10’ atlas blocks defined by geographic coordinates (9.3 × 12.0 km, ca 111 km²): a – breeding confirmed, b – breeding probable, c – boundaries of the Carpathians

486


liczbą młodych przeliczonych na parę z sukce-sem i na parę ze znanym wynikiem lęgu.

Wyniki

Rozmieszczenie orła przedniego w polskiej części Karpat jest nierównomierne i ograniczone w zasadzie do terenów o małej penetracji ludz-kiej. W latach 2008–2011 stwierdzono 27 par, w tym w 25 rewirach znajdowało się co najmniej jedno gniazdo, zajmowane przynajmniej raz w okresie badań (ryc. 2). W Górach Sanocko- -Turczańskich gniazdowało 7 par, w Bieszczadach Zachodnich i Beskidzie Niskim – po 6 par, w Gorcach – 2, a po jednej parze w Beskidzie Sądeckim, Pogórzu Spisko-Gubałowskim i w Tatrach. Nie wszystkie gniazda były zaj-mowane co roku. Niektóre pary z przygranicz-

nych rewirów zakładały gniazda po drugiej stro-nie granicy państwowej. Takich par odnotowa-no cztery: dwie miały gniazdo po stronie ukra-ińskiej (Bieszczady, Góry Sanocko-Turczańskie), a dwie po stronie słowackiej (Beskid Sądecki, Pieniny). Jedną parę gniazdującą po stronie ukraińskiej w Górach Sanocko-Turczańskich udało się „sprowadzić” do Polski po wybudowa-niu sztucznego gniazda. W Beskidzie Żywieckim oraz Beskidzie Wyspowym (inf. Ł. Kajtoch, 2008 i 2009), pomimo obserwacji ptaków terytorial-nych (w Beskidzie Żywieckim również z pokar-mem), gniazd nie wykryto. Pojedynczego, do-rosłego ptaka wykazującego zachowania teryto-rialne obserwowano w latach 2009 i 2010 tak-że w Bieszczadzkim Parku Narodowym (BdPN) (inf. G. Szewczyk, E. Niezgoda).

Obszarem najliczniejszego występowania orła przedniego są Karpaty Wschodnie, gdzie

Tab. 1. Rozmieszczenie i liczebność orła przedniego Aquila chrysaetos w Karpatach w latach 2008–2011Table 1. Distribu�on and abundance of Golden Eagle Aquila chrysaetos in the Carpathians in 2008–2011

Jednostka geograficznaPhysiographic unit

Powierzchnia Area (km2)

Liczba parNumber of pairs

Zagęszczenie(liczba par/100 km2)

Density(number of pairs/100 km2)

Zewnętrzne Karpaty Zachodniethe Outer Western Carpathians

5374 11 0,20

Beskid Niski/ Beskid Niski Mts 2084 6 0,29

Beskid Sądecki/ Beskid Sądecki Mts 673 1 0,15

Gorce/ Gorce Mts 497 2 0,40

Beskid Wyspowy/ Beskid Wyspowy Mts 1029 1 0,10

Beskid Żywiecki/ Beskid Żywiecki Mts 1091 1 0,09

Centralne Karpaty Zachodniethe Central Western Carpathians

997 3 0,30

Tatry/ Tatra Mts 162 1 0,62

Pieniny/ Pieniny Mts 97 1 1,03

Pogórze Spisko-Gubałowskiethe Spisko-Gubałowskie Foothills 369 1 0,27

Kotlina Orawsko-Nowotarskathe Orawsko-Nowotarska Valley 369 – –

Karpaty Wschodniethe Eastern Carpathians

2490 13 0,52

Góry Sanocko-TurczańskieSanocko-Turczańskie Mts 930 7 0,75

Bieszczady ZachodnieWestern Bieszczady Mts 1560 6 0,38

Razem/ Total 8861 27 0,30

487


zagęszczenia są ponad dwukrotnie wyższe niż w Zewnętrznych Karpatach Zachodnich (tab. 1). Na powierzchni około 2500 km2 Karpat Wschodnich (28% badanego terenu) występuje blisko połowa populacji tego gatunku zasiedla-jącej polskie Karpaty.

Miejsca gniazdowe, gniazda i lęgi

W Karpatach orły przednie (fotografia naokładce, ryc. 3) preferują słabo zwarte drzewo-stany jodłowe i jodłowo-bukowe, znajdujące się w pobliżu rozległych terenów bezleśnych i pół-otwartych, którymi z reguły są wyżej położo-ne i tylko częściowo użytkowane łąki lub rzad-ko wypasane pastwiska (ryc. 4). Orzeł przedni gniazduje w partiach podszczytowych, na wy-sokości 400–1450 m n.p.m. (Stój, Wacławek 2007), w niewielkich obniżeniach terenu osło-niętych od wiatru, jednak zwykle z dobrym wi-dokiem na okolicę. W trakcie badań wykryto 15 nowych gniazd, większość w znanych wcześniej rewirach. W sumie w 25 rewirach skontrolowa-no 45 gniazd: 41 (91,1%) na jodle Abies alba, a po jednym (po 2,2%) na sośnie czarnej Pinus nigra, modrzewiu Larix decidua, buku Fagus syl-vatica i skale. Średnia wysokość drzewa gniaz-dowego wynosiła 35 m (min.–maks.: 21–41 m, N = 38), a jego średni obwód (mierzony na wy-sokości 1,3 m) – 258 cm (min.–maks.: 147–380 cm, N = 38). Wysokość umieszczenia gniazda nad ziemią wynosiła przeciętnie 25 m (min.––maks.: 11–35 m, N = 38). Aż 37 gniazd znajdo-wało się w górnej części korony drzewa – około 5–12 m poniżej wierzchołka, a 7 umieszczonych było mniej więcej w połowie drzewa. Spośród 44 gniazd umieszczonych na drzewach, 35 znajdo-wało się przy pniu, 4 – w rozwidleniu główne-go pnia, 4 – pod wygiętym wierzchołkiem i jed-no na bocznych konarach – w odległości 40 cm od pnia. Zewnętrzna średnica gniazd wynosiła średnio 132 cm (min.–maks.: 110–200 cm, N = 35), średnica wewnętrzna 53 cm (min.–maks.: 45–80 cm, N = 35), wysokość gniazda 80 cm (min.–maks.: 30–200 cm, N = 35), a głębokość niecki gniazdowej 10 cm (min.–maks.: 8–15 cm,

N = 16). Poszczególne pary posiadały w swoim rewirze od 1 do 5 gniazd (Stój 2009b).

Okres godowy u orłów przednich rozpoczy-nał się już jesienią. We wrześniu i w październi-ku przy sprzyjającej pogodzie ptaki ukazywały się nad miejscem gniazdowym, tokowały oraz dobudowywały gniazdo. Po zimowej przerwie

Ryc. 3. Dorosła samica orła przedniego na wierzchoł-ku jodły (Beskid Niski, 2.06.2011 r.; fot M. Stój)Fig. 3. Female of adult golden eagle on the top of the fir(Beskid Niski Mts, 2 June 2011; photo by M. Stój)

Ryc. 4. Fragment rewiru lęgowego orła przedniego Aquila chrysaetos w Beskidzie Niskim (7.02.2009 r., fot. M. Stój)Fig. 4. A part of territory of golden eagle Aquila chrysa-etos in Beskid Niski Mts (7 February 2009, photo by M. Stój)

488


pary pojawiały się w rewirach gniazdowych ponownie około połowy lutego, wznawiały loty tokowe, odnawiały stare gniazdo lub budowa-ły nowe. Z reguły lęgi rozpoczynały się w trze-ciej dekadzie marca, chociaż zdarzały się wyjąt-ki, np. w Beskidzie Niskim w 2008 roku obser-wowano samicę wysiadującą jaja już 12 marca,

a w 2010 roku u jednej z bieszczadzkich par do zniesienia jaj doszło dopiero około 10 kwietnia. W wysiadywaniu jaj brał udział również sa-miec, zastępował on samicę w godzinach połu-dniowych, często przynosząc samicy pokarm. Pisklęta wykluwały się na ogół w pierwszej de-kadzie maja i przebywały w gnieździe 65–70 dni, najczęściej do drugiej połowy lipca. Po wy-locie z gniazda młode orły przednie pozosta-wały w rewirach lęgowych pod opieką rodzi-ców nawet do początku grudnia.

Efektywność lęgów

W latach 2008–2011, spośród 54 kontro-lowanych lęgów 34 (63%) zakończyło się suk-cesem. Łącznie gniazda opuściło 37 młodych, w tym: w Bieszczadach 11, w Beskidzie Niskim 10, w Górach Sanocko-Turczańskich 8, po 3 w Tatrach i w Gorcach oraz po jednym na Spiszu i w Beskidzie Sądeckim. W 31 gniaz-dach stwierdzono po jednym młodym (91,2%; ryc. 5–8), a w trzech gniazdach – dwa mło-de (8,8%). Po 2 młode w jednym lęgu odcho-

Ryc. 5. Młody ponad 3-tygodniowy orzeł przedni w gnieździe obfitującym w pokarm – resztki sów i my-szołowów (Bieszczady, 13.06.2011 r.; fot. M. Stój)Fig. 5. Over 3 weeks old young golden eagle in the nest with abundant food – remains of owls and buzzards (Bieszczady Mts, 13 June 2011; photo by M. Stój)

Ryc. 6. Pisklę orła przedniego i pokarm na gnieź-dzie – trzy młode sarny (Bieszczady, 9.06.2011 r.; fot. M. Stój)Fig. 6. Golden eagle chick and food in the nest – three young roe deer (Bieszczady Mts, 9 June 2011; photo by M. Stój

Ryc. 7. Pisklę orła przedniego oraz dwie popielice Glis glis i kuna leśna Martes martes upolowane przez ptaki rodzicielskie (Bieszczady, 10.06.2009 r.; fot. M. Stój)Fig. 7. Golden eagle chick in the nest with two edi-ble dormice Glis glis and a pine marten Martes martes brought by the parents (Bieszczady Mts, 10 June 2009; photo by M. Stój)

489


wało się w trzech gniazdach zlokalizowanych w Beskidzie Niskim (dwukrotnie w 2008 i raz w 2011 r.). Sukces gniazdowy dla czterech ko-lejnych sezonów badań wyniósł 63% (N = 54 lęgi), liczba piskląt na parę przystępującą do lęgu – 0,68, a liczba młodych na parę z udanym lę-giem – 1,08. Karpacka populacja orła przednie-go charakteryzuje się stosunkowo niewielkim udziałem par (52% – w niniejszej pracy) przy-stępujących do lęgów oraz znaczną zmienno-ścią sukcesu gniazdowego (tab. 2). Wysoki suk-ces gniazdowy (78,6 i 76,5%) odnotowano w la-tach 2008 i 2011, a niski – w 2010 roku, kiedy to na 11 par przystępujących do lęgu gniazdo opu-ściły tylko 3 młode (27,3%).

Straty w lęgach

W latach 2008–2011 odnotowano 20 przy-padków strat całkowitych, stwierdzano je za-tem u 37% par przystępujących do lęgów. Wśród strat o znanej przyczynie stwierdzono 2 przy-padki śmierci młodych na skutek przemoknięcia i wychłodzenia. Niepokojenie ptaków w miejscu gniazdowym w wyniku prowadzenia prac leśnych było przyczyną porzucenia dwóch lęgów na eta-pie wysiadywania jaj – w Bieszczadach (2010 r.)

i w Beskidzie Niskim (2011 r.). W Górach Sanocko-Turczańskich (2011 r.) jedno pisklę (w fazie opierzania się) zostało zabite i pożarte na gnieździe przypuszczalnie przez ptaka drapież-nego. W jednym przypadku (Bieszczady, 2010 r.) gniazdo spadło w końcowej fazie inkubacji i jaja rozbiły się. Kradzież jaj przez człowieka podej-rzewano u jednej z par bieszczadzkich, u któ-rej przez kolejnych 14 lat (1997–2010) nie było udanych lęgów, mimo że w niektórych latach widziano wysiadujące ptaki. Zdarzały się rów-nież akty barbarzyństwa. W marcu 2010 roku, w Beskidzie Niskim, w otulinie Magurskiego Parku Narodowego (MPN) para dorosłych orłów przednich została otruta (D. Nowak – inf. ustna). Para ta akurat odbudowywała stare gniazdo, zaj-mowane od 1996 roku. Samica nosiła obrączkę, którą założono jej, gdy była pisklęciem, w 2002 roku w Górach Słonnych (M. Stój – npbl.).

Dyskusja

W latach 2008–2011 w polskiej części Karpat stwierdzono występowanie 27 par orłów przed-nich, czyli o 3–6 par więcej niż w latach 1993––1996 (Stój i in. 1997), a o 2–5 par mniej niż w la-tach 1997–2007 (Stój 2008). Fluktuacje liczebno-ści w poszczególnych latach są przypuszczalnie

Tab. 2. Parametry rozrodu populacji orła przedniego w Karpatach w latach 2008–2011Table 2. Breeding parameters of Golden Eagle popula�on in the Carpathians in 2008–2011

Parametry rozrodczeBreeding parameters

Rok badańYear of survey

2008 2009 2010 2011 2008–2011

Liczba zajętych rewirówNumber of occupied territories 26 27 24 26 –

Liczba par przystępujących do lęgu (liczba lęgów)Number of breeding pairs 14 12 11 17 54

Liczba lęgów pomyślnychNumber of successful broods 11 7 3 13 34

Sukces gniazdowy par przystępujących do lęguNes�ng success of breeding pairs (%) 78,6 58,3 27,3 76,5 63,0

Liczba młodych ogółemTotal number of nestlings 13 7 3 14 37

Liczba młodych na parę z udanym lęgiemNumber of nestlings per successful breeding pair 1,18 1,00 1,00 1,07 1,08

Liczba młodych na parę przystępującą do lęguNumber of nestlings per breeding pair 0,93 0,58 0,27 0,82 0,68

490


wynikiem wysokiej śmiertelności wśród osobni-ków dorosłych, co uwidacznia się często zmianą partnera na subadulta (subad.)1 oraz zanikiem ptaków w znanych wcześniej rewirach. W latach 1997–2008 pary opuściły dwa stanowiska lęgo-we w Beskidzie Sądeckim, a obecnie znany jest tam tylko jeden rewir, z gniazdem zlokalizowa-nym po stronie słowackiej. W 2010 roku ptaków nie stwierdzono również w trzech dalszych rewi-rach w Bieszczadach. W pobliżu zanikłych sta-nowisk lęgowych czasami rejestrowano nowe rewiry, w których wcześniej ptaków nie było (lub były nieznane). W 2010 roku nowe gniaz-da wykryto na Pogórzu Spisko-Gubałowskim i w Gorczańskim Parku Narodowym (GPN) (J. Sopata – inf. ustna). Oprócz GPN, po jednej parze gniazduje również w Tatrzańskim Parku Narodowym (TPN) oraz Magurskim PN (Stój 2004). W latach 2009 i 2010 pojawiał się też (w okresie lęgowym) jeden dorosły, terytorial-ny ptak w BdPN, gdzie dotychczas (1993–2011) gniazdowania orłów przednich nie stwierdzo-no. Obecnie (1993–2011) orły przednie wycofa-ły się i nie gnieżdżą się także w Pienińskim Parku Narodowym (PPN).

Liczebnie wzrastają populacje orła przed-niego w słowackiej części Karpat (Danko i in. 2002) oraz w Bieszczadach i w Górach Sanocko- -Turczańskich po stronie ukraińskiej (Łysaczuk, Gorbań 2005; Bashta 2007), które – jak się wydaje – mogą zasilać populację w polskich Karpatach.

Stopniowy wzrost wykazuje również popu-lacja w zachodnich Alpach włoskich (Fasce i in. 2011), w Finlandii (być może częściowo w wy-niku wzrostu wydajności monitoringu, Ollila 2006). W innych regionach Europy niektó-re populacje orła przedniego pozostają stabil-ne np.: populacja z centralno-wschodnich Alp włoskich (Pedrini, Sergio 2001a), czy populacja z Wielkiej Brytanii (Eaton i in. 2007).

Orzeł przedni w Karpatach preferuje rejony słabo zaludnione i o niskiej penetracji ludzkiej,

chociaż zdarzały się też gniazda zlokalizowane stosunkowo blisko zagród wiejskich lub uczęsz-czanych dróg i szlaków turystycznych, np. jed-na para w Beskidzie Niskim gniazdowała około 400 m od zabudowań, a jej gniazdo było dobrze widoczne z podwórka najbliższego domu. Inne z kolei gniazdo w Bieszczadach usytuowane było w pobliżu utwardzonej drogi leśnej, którą prze-jeżdżały samochody i inne pojazdy mechanicz-ne. Nie zauważono, aby kierunek geograficznyodgrywał jakąś rolę przy umieszczeniu gniazda na drzewie, ważna natomiast była konfiguracjaterenu i osłona od silnych południowych wia-trów. Istotne znaczenie miało też łatwo dostępne z powietrza miejsce w koronie drzewa, na któ-rym ptaki mogły posadowić gniazdo.

Sukces gniazdowy (średnio 63%) w la-tach 2008–2011 był niższy od sukcesu (śred-nio 68%) w latach 1993–1996 (Stój i in. 1997), a nieznacznie tylko wyższy od sukcesu gniazdo-wego (62,3%) w latach 1997–2007 (Stój 2008). Natomiast znacznie wyższy od sukcesu gniaz-dowego populacji z Karpat Zachodnich na Słowacji (średnio 39 i 53%; Kropil, Majda 1996; Kornan i in. 1996) oraz z Alp szwajcarskich i niemieckich (średnio 48 i 23%; Haller 1996; Bezzel, Fünfstück 1995), a znacznie niższy od innych populacji europejskich, np. w Finlan-dii (średnio po 82%; Virolainen, Rassi 1990; Ollila 1995), czy w Apeninach centralnych we Włoszech (średnio 83%; Zocchi, Panella 1996). Najprawdopodobniej, przyczyną małej liczby par przystępujących do lęgów i niskiej udatno-ści lęgów były zbyt mała ilość dostępnego pokar-mu i związane z tym trudności w jego zdobyciu, zwłaszcza przy niesprzyjających warunkach po-godowych, niewielkiej powierzchni otwartych łowisk, a także utrudnionym dostępie do ofiarz powodu postępującej sukcesji wtórnej roślin-ności na opuszczonych gruntach. We wschod-nich Alpach włoskich oszacowano, że przy obec-nym tempie rozwoju zbiorowisk leśnych, zagęsz-czenie orła przedniego w tym regionie zmniej-szy się o 5–9% w ciągu 20 lat (Pedrini, Sergio 2001b). Negatywnie wpływa również niekontro-lowana, rozproszona zabudowa. Przypuszczalnie z tego powodu niektóre pary przez cały okres ba-

1 Subadultus – osobnik niecałkowicie dojrzały, w sza-cie, która nie jest ani pierwszym upierzeniem w ży-ciu, ani upierzeniem ostatecznym; ptak w tej szacie jednak może już brać udział w rozmnażaniu.

491


dań nie przystępowały do lęgu lub ciągle pono-siły straty. Z kolei stosunkowo wysoka propor-cja osobników lęgowych w szacie subad. miała związek z wysoką śmiertelnością wśród osob-ników dorosłych. Reasumując, populacja orła przedniego w polskiej części Karpat wydaje się być w dobrej kondycji, chociaż jej parametry rozrodcze są wyraźnie zróżnicowane w poszcze-gólnych latach.

Subwencje, wynikające ze Wspólnej Polityki Rolnej (WPR) realizowanej przez kraje człon-kowskie UE, zachęcają rolników do podejmowa-nia działań na rzecz ochrony przyrody – ochro-ny bioróżnorodności, cennych siedlisk i zwie-rząt (Whittingham 2007). Po wejściu Polski do UE, dzięki dopłatom bezpośrednim dla rolni-ków, podejmuje się działania zmierzające do ograniczenia sukcesji oraz powraca się (poprzez system kośno-pastwiskowy) do ekstensywnego użytkowania górskich łąk. Oprócz dopłat bez-pośrednich rolnicy korzystają także z progra-mów rolnośrodowiskowych otrzymując dotację przeznaczoną na koszenie łąk. Utrzymanie te-renów otwartych w polskiej części Karpat stało się możliwe również wskutek wprowadzenia za-kazu stosowania dodatkowych zalesień w wy-znaczonych Obszarach Specjalnej Ochrony Ptaków (OSOP) Natura 2000 (Liro i in. 2002). Pozytywne znaczenie dla ochrony gniazd mają strefy ochrony, ustalane przez Regionalnych Konserwatorów Przyrody zatrudnionych w Re-gionalnych Dyrekcjach Ochrony Środowiska (RDOŚ). Strefa ochrony okresowej obowiązuje od 1 stycznia do 31 lipca każdego roku, w pro-mieniu do 500 m od gniazda, a strefa całorocz-na w promieniu do 200 m od gniazda (Ustawa 2004). Wymienione czynniki powinny w naj-bliższych latach zaowocować wzrostem udatno-ści lęgów orłów przednich w Karpatach.

Podziękowania

Wszystkim osobom, które pomagały przy mo-nitoringu orła przedniego w Karpatach, a przede wszystkim uczestnikom prac terenowych auto-rzy składają serdeczne podziękowania. Byli to: P. Armatys, T. Baziak, M. Dyduch, W. Cichocki,

M. Dziedzic, Ł. Kajtoch, J. Loch, L. Machura, G. Mołodyński, E. Niezgoda, D. Nowak, J. Sopata, G. Szewczyk, Sz. Wójcik.

PIŚMIENNICTWO

Bashta A.T. 2007. Ptaki Beskidów Ukraińskich (Kar-paty Wschodnie). Ptaki Podkarpacia 11: 13–24.

Bezzel E., Fünfstück H.S. 1995. Weitere Ergebnisse zur Brutbiologie und Populations-dynamik des Steinadlers Aquila chrysaetos im Werdenfelser Land/Oberbayern. Acta Ornithoecol. 3: 213–219.

BirdLife International 2004. Birds in Europe: popu-lation estimates, trends and conservation status. Cambridge, UK: BirdLife International. BirdLife International Conservation Series No. 12.

Danko Š., Darlová A., Kriští A. 2002. Rozšírenie vtákov na Slovensku. Veda, Bratislava: 201–202.

Eaton M.A., Dillon I.A., Stirling-Aird P.K., WhitfieldD.P. 2007. Status of Golden Eagle Aquila chrysa-etos in Britain in 2003. Bird Study 54: 212–220.

Ryc. 8. Młody orzeł przedni po pierwszym wylocie z gniazda (Góry Słonne, 15.07.2011 r.; fot. M. Stój)Fig. 8. Young golden eagle a�er first flying out from thenest (Słonne Mts, 15 July 2011; photo by M. Stój)

492


Fasce P., Fasce L., Villers A., Bergese F., Bretangolle V. 2011. Long-term breeding demography and den-sity dependence in an increasing population of Golden Eagle Aquila chrysaetos. Ibis 153: 581–591.

Głowaciński Z. (red.) 1992. Polska czerwona księga zwierząt. PWRiL, Warszawa.

Haller H. 1996. Der Steinadler in Graubünden. Langfristige Üntersuchungen zur Populationsö-kologie von Aquila chrysaetos im Zentrum der Alpen. Ornithol. Beob. Beiheft 9: 1–167.

Kondracki J. 1989. Karpaty. WSiP, Warszawa.Kornan J., Kropil R., Zuskin J. 1996. Monitoring and

protection of the Golden Eagle (Aquila chrys-aetos) population in Slovakia in 1995. Buteo 8: 137–142.

Kropil R., Majda M. 1996. Causes of low produc-tivity in the Golden Eagle Aquila chrysaetos in the central west Carpathians. W: Meyburg B.-U., Chancellor R.D. (red.). Eagle Studies. The WorldWorking Group for Birds of Prey, Berlin–Lon-don–Paris.

Król W. 1985. Breeding density of diurnal raptors in the neighbourhood of Susz (Iława Lakeland, Poland) in the years 1977–1979. Acta Orn. 21: 95–114.

Król W., Wacławek K. 2001 Aquila chrysaetos (Linné, 1758) orzeł przedni. W: Głowaciński Z. (red.). Polska czerwona księga zwierząt. Kręgowce. PWRiL, Warszawa: 152–155.

Liro A., Dyduch-Falniowska A., Makomaska-Ju-chiewicz M. 2002. Natura 2000, europejska sieć ekologiczna. Ministerstwo Środowiska, War-szawa.

Łysaczuk T.I., Gorbań I.M. 2005. Status berku-ta (Aquila chrysaetos) u Schidnych Beskydach i Czornohori. Bioriznomanitnist Ukrainskich Karpat, Lwów: 69–72.

Ollila T. 1995. The Golden Eagle in Finland in 1990–1994. Linnut 3: 24–26.

Ollila T. 2006. The monitoring project of the GoldenEagle Aquila chrysaetos in Finland. W: Koskim-ies P., Lapshin N.V. (red.). Status of raptor popu-lations in eastern Fennoscandia: Proceedings of the Workshop, Kostomuksha, Russia, 8–10 No-vember 2005. Karelian Research Centre of the Russian Academy of Sciences, Finnish-Russian Working Group on Nature Conservation, Petro-zavodsk: 114–116.

Pedrini P., Sergio F. 2001a. Density, productivity, diet and human persecution of Golden eagles (Aqui-la chrysaetos) in the central-eastern Italian Alps. J. Rap. Res. 35: 40–48.

Pedrini P., Sergio F. 2001b. Golden Eagle Aquila chrysaetos density and productivity in relation to land abandonment and forest expansion in the Alps. Bird Study 48: 194–199.

Postupalsky S. 1974. Raptor reproductive success: some problems with methods, criteria and ter-minology. W: Hamerstrom F.N., Harrell B.E., Olendorff R.R. (red.). Management of Raptors.Raptor Res. Rep. 2: 21–31.

Stój M. 2004. Orły przednie zagnieździły się w Ma-gurskim Parku Narodowym. Przyr. Polska. 2: 19.

Stój M. 2008. Rozmieszczenie, liczebność i wybrane aspekty ekologii rozrodu orła przedniego Aqu-ila chrysaetos w polskiej części Karpat w latach 1997–2007. Not. Orn. 49: 1–12.

Stój M. 2009a. Orzeł przedni Aquila chrysaetos. W: Chylarecki M., Sikora A., Cenian Z. (red.). Mo-nitoring ptaków lęgowych. Poradnik metodycz-ny dotyczący gatunków chronionych Dyrektywą Ptasią. GIOŚ, Warszawa: 254–262.

Stój M. 2009b. Orzeł przedni Aquila chrysaetos w pol-skiej części Karpat w latach 2006–2009. W: An-derwald D. (red.). Ochrona drapieżnych zwierząt a rozwój cywilizacyjny społeczeństw ludzkich. Stud. i Mat. CEPL, Rogów 3 (22): 56–66.

Stój M., Ćwikowski C., Wacławek K. 1997. Występo-wanie orła przedniego Aquila chrysaetos w Karpa-tach w latach 1993–1996. Not. Orn. 38: 255–272.

Stój M., Wacławek K. 2007. Orzeł przedni Aquila chrysaetos. W: Sikora A., Rohde Z., Gromadzki M., Neubauer G., Chylarecki P. (red.). Atlas roz-mieszczenia ptaków lęgowych Polski 1985–2004. Bogucki Wyd. Nauk., Poznań: 156–157.

Tomiałojć L. 1990. Ptaki Polski: rozmieszczenie i li-czebność. PWN, Warszawa.

Tucker G.M., Heath M.F. (red.) 1994. Birds in Eu-rope: their conservation status. Conservation Series No. 3. BirdLife International, Cambridge.

Ustawa 2004. Ustawa z dnia 16 kwietnia 2004 roku o ochronie przyrody. Dz. U. Nr 151 (2009), poz. 1220.

Whittingham M. 2007. Will agri-environment schemes deliver substantial biodiversity gain, and if not why not? J. Appl. Ecol. 44: 1–5.

Virolainen E., Rassi P. 1990. Population trends of Finnish Golden Eagle in 1970–1989. Lintumies 2: 59–64.

Zocchi A., Panella M. 1996. Monitoring of the Golden Eagle Aquila chrysaetos population in the Central Apennines (Italy) in 1982–1991. W: Meyburg B-U., Chancellor R.D. (red.). Eagle Studies. The World Working Group for Birds ofPrey, Berlin–London–Paris.

493


SUMMARY Chrońmy Przyrodę Ojczystą 67 (6): 483–493, 2011

Stój M., Kozik B., Kwarciany B. Golden Eagle Aquila chrysaetos in the Polish part of the Carpathians in 2008–2011

The paper summarizes the results of monitoring of the golden eagle carried out in the Polish part of the Carpathians (ca. 8860 km2) in 2008–2011. Many small populations of the golden eagle in Europe are threatened with extinction. Also in Poland, it is included among high risk species, highly threatened with extinction. In 1993–1996 the occurrence of 21–24 pairs was confirmed and in the subsequent years (1997–2007), the number of breeding pairs was assessed at 29–32. In 2008–2011, the presence of 27 territorial pairs was confirmed in the studied area, including 25 pairs with a known nest. Seven pairs were nesting in the Sanocko-Turczańskie Mts, six pairs in the Western Bieszczady Mts and six pairs in Beskid Niski (Mts), two pairs in Gorce (Mts), and one pair in Beskid Sądecki (Mts), the Spisko-Gubałowski Foothills, Pieniny (Mts) and the Tatras. Single pairs without a known nest were also observed in Beskid Żywiecki (Mts) and Beskid Wyspowy (Mts). The report on the monitoring results includes also four pairs from the borderland home ranges, which also made nests on the other side of the border – 2 pairs in Ukraine (Bieszczady Mts, Sanocko-Turczańskie Mts) and 2 pairs in Slovakia (Beskid Sądecki Mts, Pieniny Mts). Nearly half of the golden eagle population occurs in the Eastern Carpathians, with the density of 0.52 pair/100 km2. Golden eagles in the Polish Carpathians prefer fir and fir-beech forest stands located in the vicinity of extensive deforested and semi-open lands. They nest in areas located near the summit, between 400 and 1450 m asl., in small ground depressions sheltered from wind, but usually with a good view over the surroundings. Altogether, 45 nests were inspected in 25 home ranges, including 41 nests (91.1%) on a fir tree Abies alba, and one nest (2.2%) on the European black pine Pinus nigra, one nest (2.2%) on larch Larix decidua, one nest (2.2%) on beech Fagus sylvatica, and one nest (2.2%) on the rock. The average height of a nesting tree was 35 m (range 21–41 m, N = 38), and its average perimeter (measured at 1.3 m) – 258 cm (range 147–380 cm, N = 38). On average a nest was placed 25 m (range 11–35 m, N = 38) above the ground. The outer diameter of nests was ca. 132 cm (range 110–200 cm, N = 35), the inner diameter was 53 cm (range 45–80 cm, N = 35), the height of a nest 80 cm (range 30–200 cm, N = 35), a the depth of a nesting basin 10 cm (range 8–15 cm, N = 16). Individual pairs had from 1 to 5 nests in their home ranges. During four monitored seasons (2008–2011), 63% (N = 54 clutches) of incubations were successful, altogether 37 young birds left their nests during that time. The average number of nestlings per breeding pair was 0.68, and 1.08 per pair with a successful incubation. High nesting success (78.6 and 76.5%) was recorded in 2008 and 2011, and low nesting success in 2010 – when only 3 nestlings per 11 breeding pairs left a nest (27.3%). Twenty cases of complete clutch losses were recorded. Among those with a known cause, the following were confirmed: water soaking and hypothermia of nestlings (2 cases), abandonment of nests during incubation of eggs as a result of forest works (2 cases), predation (1 case), sliding down of a nest during incubation of eggs (1 case), suspected theft of eggs by man (1 case), poisoning of a breeding pair (1 case). The nesting success in 2008–2011 (on average 63%) was lower than the result in 1993–1996 (on average 68%), and slightly higher than the nesting success (62.3%) in 1997–2007. After accession of Poland to the EU, owing to direct subsidies for farmers and agri-environmental programmes, actions aiming at the reduction of succession have been undertaken, and extensive farming has been resumed, which gives hope for the long-term preservation of areas that are hunting grounds of the golden eagle.

494

ARTYKUŁY


Warsztaty jako narzędzie do opracowania strategii zarządzania populacją niedźwiedzia brunatnego Ursus arctos w Polsce

Workshops as a tool for the elabora�on of the brown bear Ursus arctos management plan in Poland

NURIA SELVA1, AGNIESZKA SERGIEL2, AGNIESZKA OLSZAŃSKA1, TERESA BEREZOWSKA1, TOMASZ ZWIJACZ�KOZICA3, FILIP ZIĘBA3

1 Instytut Ochrony Przyrody PAN31–120 Kraków, al. Mickiewicza 33e-mail: [email protected], [email protected], [email protected]

2 Instytut Zoologiczny Uniwersytetu Wrocławskiego 3 Tatrzański Park Narodowy50–335 Wrocław, ul. Sienkiewicza 21 34–500 Zakopane, ul. Kuźnice 1e-mail: [email protected] e-mail: [email protected], [email protected]

Słowa kluczowe: ochrona, monitoring, zapobieganie szkodom, siedlisko, interwencje, protokoły, Ursus arctos.

Przepisy prawa krajowego i międzynarodowe zobowiązują Polskę do opracowania i wdrożenia strategii ochrony niedźwiedzia brunatnego Ursus arctos dla zapewnienia przetrwania gatunku oraz utrzymania żywotnej populacji we właściwym stanie ochrony. Taki był główny cel projek-tu „Opracowanie krajowych strategii gospodarowania wybranymi gatunkami zagrożonymi lub konfliktowymi” koordynowanego przez pracowników Szkoły Głównej Gospodarstwa Wiejskiego w Warszawie w latach 2009–2011. Jednym z narzędzi służących opracowaniu strategii były warsz-taty przeprowadzone w trzech obszarach tematycznych: (1) monitoring populacji i rozwiązywa-nie sytuacji konfliktowych, (2) ochrona siedlisk, (3) zarządzanie populacjami transgranicznymi. W trakcie pierwszego cyklu warsztatów podkreślano konieczność właściwego zapobiegania szko-dom oraz wdrożenia monitoringu genetycznego. Przedyskutowano i wspólnie kształtowano pro-pozycje stworzenia Grupy Roboczej ds. Niedźwiedzi, grupy interwencyjnej, banku danych oraz wdrożenia standardowych protokołów. W kolejnym cyklu warsztatów wskazywano brak plano-wania przestrzennego jako główne zagrożenie dla ochrony siedlisk niedźwiedzia, a na trzecim, międzynarodowym warsztacie dyskutowano o współpracy z sąsiadującymi krajami w zakresie wspólnego monitoringu, prewencji szkód czy wymiany informacji o populacji.

Podstawy prawne i potrzeba opracowania strategii ochrony gatunków

Międzynarodowe regulacje prawne, tj. reko-mendacje Konwencji Berneńskiej, Konwencja Karpacka, Dyrektywa Siedliskowa oraz przygo-

towane dla Komisji Europejskiej Guidelines for Population Level Management Plans for Large Carnivores [Wytyczne do opracowania planów zarządzania populacjami dużych ssaków dra-pieżnych] (Linnell i in. 2008) obligują Polskę do ustanowienia krajowych planów zarządzania po-

495

N. Selva i in. Strategia zarządzania populacją niedźwiedzia brunatnego

pulacjami m.in. niedźwiedzia brunatnego Ursus arctos. Plany takie powinny powstać na pozio-mie poszczególnych krajów, a następnie zostać skoordynowane z planami krajów sąsiadujących. Znaczenie współpracy i wymiany informacji z zakresu ochrony i zarządzania transgranicz-nymi populacjami dużych drapieżników w Kar-patach zostało szczególnie podkreślone w reko-mendacji nr 100 z 2003 roku Stałego Komitetu Konwencji Berneńskiej (Rekomendacja 2003). W „Planie działania na rzecz ochrony niedź-wiedzia brunatnego Ursus arctos w Europie” (Swenson i in. 2000) szczególnie podkreślono pilną potrzebę opracowania strategii ochrony ga-tunku w Polsce. Pierwsza propozycja planu za-rządzania krajową populacją niedźwiedzia zo-stała przygotowana dla Ministerstwa Środowiska w 2001 roku (Jakubiec 2001), lecz nie została wdrożona.

W 2009 roku Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego w Warszawie rozpoczęła realizację

projektu pt. „Opracowanie krajowych strategii gospodarowania wybranymi gatunkami zagro-żonymi i konfliktowymi” (http://gatunki.sggw.pl), finansowanego w znacznej (85%) częściprzez Unię Europejską ze środków Europejskiego Funduszu Rozwoju Regionalnego w ramach Programu Infrastruktura i Środowisko oraz ze środków Narodowego Funduszu Ochrony Środowiska i Gospodarki Wodnej (15%). W projekcie uwzględniono trzy gatunki du-żych drapieżników: niedźwiedzia brunatne-go (ryc. 1), wilka Canis lupus i rysia Lynx lynx oraz gatunki uznane za konfliktowe, takie jakwydra Lutra lutra, kormoran Phalacrocorax car-bo i żuraw Grus grus. Dla każdego z wymienio-nych gatunków wyznaczono koordynatora, któ-ry zbierze wszystkie istniejące informacje do-tyczące potrzeb ochronnych, problemów i za-grożeń gatunku, skonsultuje poszczególne za-gadnienia z ekspertami oraz sfinalizuje opraco-wanie całości strategi (do końca 2011 r.) wraz

Ryc. 1. Niedźwiedzica z młodymi żerująca na owocach borówki czernicy w Tatrzańskim Parku Narodowym (25.10.2008 r., fot. A. Wajrak)Fig. 1. Female brown bear with cubs feeding on black berries in the Tatra Na�onal Park (25 October 2008, photo by A. Wajrak)

496


z harmonogramem działań i etapami jej reali-zacji. Koordynatorem strategii dla niedźwiedzia brunatnego została dr Nuria Selva z Instytutu Ochrony Przyrody PAN w Krakowie. Czterech autorów niniejszego artykułu (A.S., A.O., T.Z.K., F.Z.) również było członkami zespołu przygoto-wującego propozycję strategii ochrony.

Celem strategii ochrony niedźwiedzia bru-natnego w Polsce jest zdefiniowanie statusuochronnego populacji, zidentyfikowanie głów-nych zagrożeń i zaproponowanie takich dzia-łań ochronnych, które zagwarantują trwałość populacji gatunku w Polsce, tj. w szczególno-ści: (1) wyeliminują lub zminimalizują nega-tywne skutki aktualnie występujących zagro-żeń, (2) zapobiegną pojawieniu się zagrożeń oraz problemów ochrony populacji niedźwie-dzia i jego siedlisk w przyszłości, (3) stworzą bardziej efektywną, skoordynowaną strukturę działań związanych z zarządzaniem populacją niedźwiedzia brunatnego.

W ramach projektu zorganizowano cykl warsztatów tak, aby w proces opracowania stra-

tegii zarządzania populacją niedźwiedzia były zaangażowane wszystkie zainteresowane stro-ny oraz by umożliwić otwartą dyskusję nad najważniejszymi zagadnieniami i aspektami ochrony tego gatunku.

Warsztaty

Wiedząc, że „gospodarowanie przestrzenią, zasobami wodnymi, innymi zasobami środo-wiska – w tym żywą przyrodą – jest przedmio-tem wyboru społecznego” (Iddle, Bines 2004) projekt opracowywania strategii ochrony ga-tunków zakładał partycypacyjne podejście do ich przygotowania. Trzy dwudniowe warszta-ty, dwa krajowe i jeden międzynarodowy, zor-ganizowane w Krakowie, pozwoliły uczestni-kom zapoznać się z różnymi aspektami ochro-ny populacji niedźwiedzi w Polsce. W warsz-tatach brały udział osoby reprezentujące róż-ne grupy interesów: przedstawiciele admini-stracji i służb ochrony przyrody (Generalna Dyrekcja Ochrony Środowiska i regionalne dy-rekcje ochrony środowiska), pracownicy par-ków narodowych, pracownicy Państwowego Gospodarstwa Leśnego (PGL) Lasy Państwowe, przedstawiciele środowisk naukowych oraz or-ganizacji pozarządowych.

Warsztaty były prowadzone w blokach te-matycznych składających się z szeregu krótkich prezentacji i kończących cykl wykładów otwar-tych dyskusji. Taka formuła warsztatów sprzy-jała prowadzeniu dialogu oraz wymianie do-świadczeń i spostrzeżeń, stanowiąc podstawę do przyszłego wypracowania satysfakcjonują-cych rozwiązań. Warsztaty cieszyły się dużym zainteresowaniem. W każdym spotkaniu ak-tywnie uczestniczyło ponad 60 osób. Warsztaty miały charakter otwarty. Zaproszenia były roz-syłane z wyprzedzeniem do wszystkich poten-cjalnie zainteresowanych osób, a także ogła-szane za pośrednictwem stron internetowych: http://gatunki.sggw.pl i www.carpathianbear.pl. Uczestnicy otrzymali liczne materiały kon-ferencyjne, m.in. folder informacyjno-promo-cyjny projektu, broszury edukacyjne, książki

Ryc. 2. Rozmieszczenie niedźwiedzi brunatnych w Polsce w latach 2009–2011 na podstawie danych własnych oraz informacji uzyskanych z PGL Lasy Państwowe i parków narodowych: 1 – samice z mło-dymi, 2 – inne obserwacjeFig. 2. Distribu�on of the brown bear in Poland in 2009– –2011 based on the authors’ data and informa�on col-lected from survey ques�onnaires in Na�onal Parks andState Forests Administra�on: 1 – females with cubs, 2 – other observa�ons

497


oraz materiały do konsultacji (m.in. propozy-cje protokołów pobierania prób czy protoko-łów immobilizacji1). Gościom warsztatu mię-dzynarodowego rozdano płyty CD-ROM za-wierające plany zarządzania opracowane przez inne kraje oraz wybór aktów prawa międzyna-rodowego.

Pierwszy cykl warsztatów: Monitoring populacji niedźwiedzia brunatnego i rozwiązywanie sytuacji konfliktowych (8–9 listopada 2010 r.)

Podczas tego spotkania szczególną uwa-gę poświęcono zagadnieniom monitorin-gu. Od lat 90. XX wieku Instytut Ochrony Przyrody PAN prowadzi monitoring niedźwie-

dzia brunatnego na podstawie kwestionariu-szy przesyłanych do jednostek administracyj-nych PGL Lasy Państwowe, parków narodo-wych oraz regionalnych dyrekcji ochrony śro-dowiska (Jakubiec 2001). Liczebność szacowa-na była przez pracowników tych instytucji na podstawie bezpośrednich i pośrednich obser-wacji. O ile metoda ta daje dobry obraz roz-mieszczenia gatunku (ryc. 2), o tyle ocena li-czebności na jej podstawie wydaje się mało do-kładna (Linnell i in. 1998). W 2007 roku liczeb-ność populacji niedźwiedzia w polskiej części Karpat oszacowano na 95 osobników (Główny Inspektorat Ochrony Środowiska 2007).

Dyskutowano potrzebę weryfikacji wspo-mnianej metody ankietowej za pomocą nie-zależnego monitoringu genetycznego (ryc. 3). Dokonano gruntownego przeglądu stosowa-nych na świecie metod monitoringu niedźwie-dzia brunatnego. Omówiono m.in. monitoring

Ryc. 3. „Pułapka” na włosy (A) do monitoringu genetycznego wykorzystuje skłonności niedźwiedzi do dra-pania się (B). Najbardziej efektywne są te zakładane na drzewach (Bieszczady, 10.07.2010 r., fot. A. Wajrak; 12.05.2011 r. fot. Carpathian Brown Bear Project, zdjęcie z tzw. fotopułapki)Fig. 3. Hair-traps (A) for gene�c monitoring are based on the rubbing behaviour of bears (B). The most effec�vetraps are those set on trees (Bieszczady, 10 July 2010, photo by A. Wajrak; 12 May 2011, photo by an automa�ccamera by the Carpathian Brown Bear Project)

A B

1 Immobilizacja – całościowa procedura czasowego uśpienia, a następnie wybudzenia zwierzęcia przy użyciu odpowiednich środków farmakologicznych.

498


genetyczny i metodę liczenia samic z jedno-rocznymi młodymi. Podreślano, iż indeks ob-serwacji zawsze powinien zostać potwierdzo-ny przez niezależną metodę (najlepiej przy wy-korzystaniu badań genetycznych) i skorygowa-ny, np. przez liczbę godzin pracy w terenie. Na przykład w Szwecji monitoring gatunku bazuje na obserwacjach (w cyklach 1000 godzin) do-konanych przez myśliwych w trakcie polowa-nia na łosie, jednak metodę tę wcześniej zwery-fikowano i potwierdzono technikami moleku-larnymi (Kindberg i in. 2009).

Bazując na doświadczeniach innych krajów, przedstawiono koncepcję powołania Grupy

Roboczej do spraw Niedźwiedzi oraz Grupy Interwencyjnej jako kluczowych elementów przyszłej strategii. Głównym zadaniem Grupy Roboczej ds. Niedźwiedzi – multidyscypli-narnego i doradczego organu składającego się z kilku ekspertów – byłoby wdrażanie posta-nowień strategii, a także systematyczna jej re-wizja i aktualizacja. Grupa Interwencyjna mia-łaby być zespołem systematycznie i profesjo-nalnie szkolonych ekspertów, zdolnych zare-agować we wszystkich przypadkach interwen-cji z udziałem niedźwiedzi w Polsce.

Na spotkaniu zaprezentowano również pro-pozycje standardowych protokołów immobiliza-

Ryc. 4. Procedury w trakcie immobilizacji prowadzone zgodnie z standardowymi protokołami: A – znako-wanie i pomiar tętna oraz wysycenia krwi tlenem, B – ważenie, C – pomiary morfometryczne (Szwecja, 16 i 18.04.2011 r., fot. N. Selva; Rybotycze, 19.11.2010 r., fot. T. Licina)Fig. 4. Procedures according to the standard protocols for bear immobiliza�on: A – marking and measuringpulse and oxigen satura�on, B – weighing, C – morphometry (Sweden, 16 and 18 April 2011, photo by N. Selva;Rybotycze, 19 November 2010, photo by T. Licina)

A B

C

499


cji oraz pomiarów i pobierania prób od żywych i martwych niedźwiedzi (ryc. 4). Propozycje protokołów przygotowano na podstawie publi-kacji naukowych, protokołów będących w uży-ciu (skandynawskich i chorwackich), raportów i konsultacji z ekspertami. Przedstawiono po-mysł utworzenia banku danych gromadzące-go wszystkie informacje dotyczące populacji i siedlisk niedźwiedzia w Polsce oraz przecho-wującego pobrany materiał biologiczny. Grupa Interwencyjna miałaby pracować według proto-kołów, zbierać próby i sprawozdawać się przed Grupą Roboczą do spraw Niedźwiedzi. Do za-dań tej Grupy miałoby należeć opracowanie i wdrożenie standardowych protokołów mo-nitoringu, zapewnienie przepływu informacji pomiędzy grupami zainteresowanych, rozwi-janie współpracy międzynarodowej, zwłaszcza z krajami, z którymi dzielimy karpacką popula-cję niedźwiedzi, określenie priorytetów ochron-nych, promowanie rozwiązań opartych na na-ukowych podstawach, informowanie decyden-tów i promocja nauk stosowanych.

Ostatnia część warsztatów dotyczyła szkód powodowanych przez niedźwiedzie oraz sys-temów wypłaty odszkodowań. Przedstawiciele Regionalnych Dyrekcji Ochrony Środowiska (RDOŚ) z Katowic, Krakowa i Rzeszowa omó-wili procedury szacowania szkód wyrządza-nych przez niedźwiedzie i zasady naliczania odszkodowań. Przedstawiono również rodza-je szkód powodowanych przez niedźwiedzie (głównie szkody w pasiekach, rzadziej stra-ty w zwierzętach gospodarskich; ryc. 5) oraz wysokość corocznych strat ponoszonych przez właścicieli oraz Skarb Państwa. W wojewódz-twach śląskim i małopolskim zarówno szkody wyrządzane przez niedźwiedzie, jak i związane z nimi straty finansowe, szacowane są na okołokilka tysięcy złotych rocznie. Odmienna sytu-acja występuje w województwie podkarpackim, gdzie rośnie liczba szkód (w ostatnich latach to setki zniszczonych rodzin pszczelich rocznie), a – co za tym idzie – rosną kwoty odszkodo-wań, które w 2009 roku przekroczyły 120 tys. złotych, a w 2010 roku – 250 tys. złotych (dane RDOŚ w Rzeszowie; ryc. 5). Dyskutowano nad

sposobami zabezpieczania pasiek przed niedź-wiedziami oraz nad wprowadzeniem obowiąz-ku używania zabezpieczeń w rejonach stałego występowania niedźwiedzi.

Drugi cykl warsztatów: Ochrona siedlisk niedźwiedzia brunatnego (27–28 stycznia 2011 r.)

Temtem spotkania była ochrona siedlisk niedźwiedzia brunatnego. Przedstawiono m.in. wstępne wyniki opracowywanego modelu jako-ści siedlisk niedźwiedzia brunatnego w Polsce. Badania wskazują, że czynniki negatywnie wpływające na obecność i rozrodczość gatunku to duża liczba osiedli ludzkich i wysoka gęstość zaludnienia. Prezentacje dotyczyły również te-matu rozwoju infrastruktury drogowej w Polsce, proponowanych sposobów łagodzenia jej ne-gatywnego wpływu na populację m.in. niedź-wiedzia oraz ochrony korytarzy ekologicznych. Szczególnie niepokojące są plany budowy dro-gi ekspresowej S-19 pomiędzy przejściem gra-nicznym z Białorusią w Kuźnicy Białostockiej a przejściem granicznym ze Słowacją w Bar-winku, a zwłaszcza jej południowego odcinka, który przecinając korytarz karpacki, ograniczy łączność pomiędzy dwiema głównymi ostojami gatunku. Podkreślono także niekorzystne zna-

Ryc. 5. Liczba szkód w pasiekach (1) i liczba zniszczo-nych uli (2) w województwie podkarpackim w latach 1999–2010 (wg danych RDOŚ w Rzeszowie) Fig. 5. Number of damages caused by bears in apiar-ies (1) and the total number of beehives (2) destroyed in the Podkarpacie Province in 1999–2010 (data from the Regional Directorate of Environmental Protec�onin Rzeszów)

500


czenie ciągów budynków powstających w oto-czeniu dróg, a stanowiących dodatkową barierę liniową dla migrujących zwierząt.

W dalszej części spotkania szeroko oma-wiano temat kształtowania i prowadzenia po-lityki przestrzennej w gminach. Wiele uwa-gi poświęcono problemowi braku obowiązu-jących miejscowych planów zagospodarowa-nia przestrzennego i jego konsekwencjom. Za sprawą ustawy z dnia 27 marca 2003 roku o planowaniu i zagospodarowaniu przestrzen-nym (Ustawa 2003) uchylającej miejscowe pla-ny uchwalone przed 1 stycznia 1995 roku na przeważającym obszarze kraju powstała swe-go rodzaju pustka planistyczna. W rezultacie, pod koniec 2008 roku jedynie 26% powierzch-ni Polski było objęte obowiązującymi miejsco-

wymi planami zagospodarowania przestrzen-nego (Śleszyński i in. 2010). Co więcej, nie ma w Polsce przepisu prawnego obligującego gmi-ny do opracowania planu miejscowego dla te-renów gminnych. Obserwowana jest też ten-dencja do uchwalania planów miejscowych dla coraz mniejszych obszarów (czasem prowadzi się takie oceny dla jednej działki budowlanej). Uniemożliwia to przeprowadzenie pełnych i rzetelnych ocen oddziaływania na środowi-sko dla powstających projektów planów prze-strzennych. W następstwie mamy do czynienia z niekontrolowanym rozwojem miast i gmin, rozbudową i budową nowych ośrodków nar-ciarskich oraz innych obiektów turystycznych na terenach cennych przyrodniczo, m.in. w ob-szarach Natura 2000.

Ryc. 6. Typy gawr stwierdzone w Tatrach: pod wykrotem (A), pod kosodrzewiną (B), przy pniu nisko ugałęzione-go świerka (C), w jaskini (D) (lata 2006–2011, fot. T. Zwijacz-Kozica)Fig. 6. Types of brown bear winter dens found in theTatras: under the uprooted tree (A), under the dwarf moun-tain pine bush (B), at the base of the spruce tree with low hanging branches (C) and in a cave (D; years 2006– –2011, photo by T. Zwijacz-Kozica)

A B

C D

501


Na zakończenie przedstawiono informacje na temat wymagań siedliskowych niedźwiedzia brunatnego, z uwzględnieniem miejsc gawro-wania (ryc. 6). Żywo dyskutowano nad moż-liwością zapobiegania antropogenicznej de-gradacji siedlisk niedźwiedzia, spowodowanej głównie aktywnością turystów. Mówiono też o sposobach rewitalizacji. Wiele kontrower-sji wzbudził pomysł odnawiania starych sadów oraz nasadzania drzew owocowych w siedli-skach zajmowanych przez niedźwiedzie.

Trzeci cykl warsztatów: Managing transboundary popula�ons of brownbear and other large carnivores in the Carpathians (20–22 lutego 2011 r.)

To międzynarodowe spotkanie poświęco-ne kwestiom dotyczącym statusu ochronne-go, wielkości populacji, rozmieszczenia gatun-

ku i monitoringiu, konfliktów oraz zasad za-rządzania populacją niedźwiedzia brunatne-go w północnej części Karpat. W warsztacie uczestniczyli eksperci z Polski, Słowacji, Ukrainy i Czech, a także ze Szwecji i Chorwacji (ryc. 7). Profesorowie Jon Swenson (Norwegia) i Djuro Huber (Chorwacja) podzielili się swoim ogrom-nym doświadczeniem z zakresu ochrony popu-lacji transgranicznych oraz opracowywania pla-nów zarządzania populacjami. Głównym wnio-skiem płynącym z warsztatów była potrzeba ko-ordynacji i ujednolicenia polityki zarządzania populacjami dużych drapieżników pomiędzy sąsiadującymi krajami. Wszyscy uczestnicy spo-tkania podkreślali konieczność rozpoczęcia re-alnej współpracy.

Spośród wielu zagadnień wymagają-cych podjęcia wspólnych, miedzynarodo-wych działań wybrano kilka priorytetowych.

Ryc. 7. Uczestnicy międzynarodowego warsztatu w Instytucie Ochrony Przyrody PAN w Krakowie, luty 2011 Fig. 7. Par�cipants of the interna�onal workshop at the Ins�tute of Nature Conserva�on PAS in Cracow, February2011

502


Modernizacja drogi S-19 może przyczynić się do przerwania lub zachwiania łaczności ge-netycznej populacji niedźwiedzi, dlatego nie-zwykle istotne byłoby zbadanie łączności ge-netycznej między zachodnią i wschodnią, pol-sko-słowacką populacją niedźwiedzi. Zasadny byłby również monitoring oparty o metody molekularne, prowadzony w tym samym cza-sie i tą samą metodą w obrębie „subpopulacji”, czy też transgranicznych ostoi (management units), takich jak Tatrzański Park Narodowy (TPN) i jego słowacki odpowiednik – TANAP oraz Park Narodowy Połoniny i Bieszczady (z Bieszczadzkim PN). Szczególną uwagę zwró-cono również na kwestię zarządzania odszko-dowaniami za straty powodowane przez duże drapieżniki oraz potrzebę zwiększenia nakła-du wysiłków i środków finansowych na dzia-łalność prewencyjną, co – podobnie jak stoso-wanie tych samych metod zapobiegania szko-dom – jest opłacalne w dalszej perspektywie. Niezwykle istotna jest też skuteczna wymia-na informacji i komunikacja między eskperta-mi. Zarządzający powinni informować się sta-le i wzajemnie, a polsko-słowackie spotkania o bardziej ogólnym charakterze powinny się odbywać co najmniej raz w roku.

Podczas spotkania obalono kilka mitów do-tyczących badań nad niedźwiedziami, np. sza-cowanie struktury wiekowej populacji na pod-stawie pomiarów tropów lub ocena wieku, płci, masy ciała i identyfikacja poszczególnych osob-ników na postawie pojedynczych obserwacji. Podkreślono potrzebę wprowadzenia konkret-nej wiedzy naukowej do zarządzania populacją niedźwiedzi.

Wnioski

Głównymi zagrożeniami dla populacji niedźwiedzia w Polsce są: utrata i fragmenta-cja siedlisk, rosnąca antropopresja i nadmier-na penetracja ostoi gatunku przez ludzi, a nie-zrównoważona polityka rozwoju regionalne-go, brak planów zagospodarowania przestrzen-nego, w połączeniu z rozwojem infrastruk-

tury transportowej i turystycznej – to kolejne z zagrożeń. Przewiduje się nasilenie konfliktuw ralacji człowiek–niedźwiedź, głównie wsku-tek rosnącej liczby szkód powodowanych przez niedźwiedzie. Monitoring populacji i siedlisk powinien być realizowany w oparciu o metody naukowe, prowadzony w sposób skoordyno-wany i z zastosowaniem metod molekularnych. Ponieważ polska populacja niedźwiedzia bru-natnego znajduje się na granicy zasięgu geo-graficznego populacji karpackiej i jest całko-wicie transgraniczna, każdy spadek liczebności lub nieskoordynowane zarządzanie populacją (głównie w wyniku odmiennych priorytetów ochronnych w Polsce i na Słowacji) może zna-cząco oddziaływać na status ochronny niedź-wiedzia brunatnego w Polsce.

Strategia ochrony niedźwiedzia brunatnego w Polsce stanowić będzie niezbędne narzędzie dla skutecznej i opartej na naukowych podsta-wach ochrony gatunku. Publiczna prezentacja i konsultacja elementów strategii oraz zagrożeń dla gatunku podczas serii warsztatów została odebrana bardzo pozytywnie. Zaangażowanie różnych zainteresowanych grup i współpraca ze specjalistami z innych krajów wniosły istot-ny wkład w proces opracowywania dokumen-tu. Wierzymy, że strategia ochrony niedźwie-dzia brunatnego w Polsce będzie praktycznym i użytecznym narzędziem, mogącym stworzyć podstawy trangranicznego planu zarządzania gatunkiem w północnej części Karpat w bli-skiej przyszłości.

PIŚMIENNICTWO

Główny Inspektorat Ochrony Środowiska. 2007. Monitoring gatunków i siedlisk przyrodniczych ze szczególnym uwzględnieniem specjalnych obszarów ochrony siedlisk Natura 2000. 1354 Niedźwiedź Ursus arctos. Warszawa [http://www.gios.gov.pl/siedliska/pdf/wyniki_monitoringu_zwierzat_ursus_arctos.pdf]

Iddle E., Bines T. 2004. Planowanie ochrony obsza-rów cennych przyrodniczo. Wyd. Klubu Przy-rodników, Świebodzin.

503


Jakubiec Z. 2001. Program ochrony niedźwiedzia brunatnego (Ursus arctos) w Polsce. Raport przygotowany dla Ministerstwa Środowiska. Inst. Ochr. Przyr. PAN w Krakowie, Dolnośląska Stacja Terenowa we Wrocławiu.

Kindberg J., Ericsson G., Swenson, J. 2009. Monito-ring rare or elusive large mammals using effort--corrected voluntary observers. Biol. Conserv. 42: 159–165.

Linnell J.D.C., Swenson J.E., Landa A., Kvam T. 1998. Methods for monitoring European large carni-vores – A worldwide review of relevant expe-rience. NINA Oppdragsmelding 549: 1–38.

Linnell J.D.C., Salvatori V., Boitani L. 2008. Guidelines for population level management plans for large carnivores in Europe [Wytyczne dotyczące opra-cowania planów zarządzania populacjami dużych ssaków drapieżnych]. Raport Large Carnivore Initiative for Europe dla Komisji Europejskiej (070501/2005/424162/MAR/B2). [http://ec.euro-pa.eu/environment/nature/conservation/species/carnivores/docs/guidelines_final2008.pdf]

Rekomendacja 2003. Rekomendacja nr 100 z 2003 roku Stałego Komitetu przy Sekretariacie Kon-


Selva N., Sergiel A., Olszańska A., Berezowska T., Zwijacz-Kozica T., Zięba F. Workshops as a tool for the elabora�on of the brown bear Ursus arctos management plan in Poland

National and international legislation obliges Poland to implement a management plan for the brown bear Ursus arctos, which will ensure the long-term survival and favourable conservation status of the population. With this objective, the project “Preparation of the management plan of selected endangered and conflict species in Poland” was coordinated by the Warsaw University of Life Sciences in 2009–2011. One of the main tools in the elaboration of the plan was a series of workshops covering different major topics: (1) population monitoring and conflict management, (2) habitat conservation, and (3) transborder population management. Prevention of damage and implementation of the genetic monitoring was highlighted during the first workshop to validate survey questionnaires. The creation of a Bear Working Group, Bear Emergency Team, Data Bank and implementation of standard protocols were also openly discussed and participants greatly contributed to the proposals. During the second workshop, participants raised the issue of the missing spatial planning as the main threat to the conservation of bear habitats. Finally, the last workshop identified the potential fields for cooperation with neighbouring countries, like joint genetic monitoring, unified damage policy and regular information exchange.

wencji Berneńskiej o ochronie dużych ssaków drapieżnych w Karpatach [Recommendation No. 100 (2003) on conservation of large carni-vores in the Carpathians; https://wcd.coe.int/wcd/ViewDoc.jsp?id=1488685&Site=DG4-Na-ture&BackColorInternet=DBDCF2&BackCo-lorIntranet=FDC864&BackColorLogged=FDC864].

Swenson J.E., Gerstl N., Dahle B., Zedrosser A. 2000. Action plan for the conservation of the brown bear (Ursus arctos) in Europe [Plan działania na rzecz ochrony niedźwiedzia brunatnego (Ursus arctos) w Europie]. T-PVS (2000) 24. Council of Europe, Strasbourg, France.

Śleszyński P., Komornicki T., Zielińska B., Stęp-niak M. 2010. Raport o stanie i uwarunko-waniach prac planistycznych w gminach na koniec 2008 roku. Inst. Geogr. i Przestrz. Za-gospod. im. S. Leszczy ckiego PAN, Warszawa [http://www.mi.gov.pl/files/0/1789468/ra-portskrot.pdf].

Ustawa 2003. Ustawa z dnia 27 marca 2003 roku o planowaniu i zagospodarowaniu przestrzen-nym (Dz. U. 2003 nr 80, poz. 717 z późn. zm.).

504

ARTYKUŁY


Szata roślinna projektowanego użytku ekologicznego „Warciańskie Ługi”

Vegeta�on of the “Warciańskie Ługi” peat bog area (Central Poland), which is worthy of protec�on

BEATA WOZIWODA1, KATARZYNA AMBROŻKIEWICZ2

1 Katedra Geobotaniki i Ekologii Roślin, Uniwersytet Łódzki90–237 Łódź, ul. Banacha12/16e-mail: [email protected]

2 93–378 Łódź, ul. Gładka 12/20e-mail: [email protected]

Słowa kluczowe: torfowisko, bór bagienny, użytek ekologiczny, Ługi, Warta.

Praca prezentuje walory przyrodnicze projektowanego użytku ekologicznego „Warciańskie Ługi”, zlokalizowanego w holoceńskiej pradolinie rzeki Warty na wysokości zbiornika retencyjnego „Jeziorsko”. Badania szaty roślinnej prowadzono w latach 2007–2008. Na pięciohektarowym ob-szarze wyróżniono 13 zbiorowisk roślinnych: zbiorowiska rzęs Lemnetum trisulcae, okrężnicy ba-giennej Hottonietum palustris i żabiścieku pływającego Hydrocharitetum morsus-ranae, szuwa-ry trzcinowe Phragmitetum australis i zachylnikowo-trzcinowe Thelypteridi-Phragmitetum, zbio-rowisko torfowiskowe Eriophorum vaginatum-Sphagnum fallax, łozowiska Salicetum pentandro--cinereae, cztery zbiorowiska leśne naturalne (bór sosnowy bagienny Vaccinio uliginosi-Pinetum i bór wilgotny Molinio-Pinetum, zbiorowiska: Betula-Phragmites i Betula-Salix) oraz dwa zbioro-wiska antropogeniczne – Pinus-Phragmites i Alnus glutinosa-Carex acutiformis. Odnotowano wy-stępowanie 19 gatunków roślin zagrożonych i chronionych.

Wstęp

Torfowiska należą do najbardziej zagrożo-nych ekosystemów mokradłowych w Polsce. Nawet niewielkie ich fragmenty, ocalałe w sil-nie przekształconym antropogenicznym kra-jobrazie pól uprawnych i leśnych monokul-tur środkowej Polski, są ostojami cennych ga-tunków i biocenoz, zasługującymi na ochronę. Takie refugium przyrody znajduje się w miej-scowości Glinno, 3 km na wschód od rzeki Warty (na wysokości zbiornika „Jeziorsko”). Obejmuje ono najlepiej zachowany około pię-ciohektarowy fragment rozległego niegdyś tor-

fowiska Ługi. Obszar ten stanowi własność Skarbu Państwa i jako część kompleksu leśne-go Glinno jest zarządzany i użytkowany gospo-darczo przez Leśnictwo Rożdżały przynależące do Nadleśnictwa Poddębice RDLP w Łodzi. Na pozostałych 100 hektarach, w wyniku przepro-wadzonych w przeszłości melioracji odwad-niających i intensywnego pozyskiwania torfu przez właścicieli gruntów prywatnych, powstał system grobli, rowów i potorfii, a szata roślinna uległa silnym przeobrażeniom.

W niniejszym opracowaniu przedstawio-no florę i roślinność najcenniejszego fragmen-tu Ługów.

505

B. Woziwoda i K. Ambrożkiewicz Szata roślinna „Warciańskich Ługów”

Metody

Terenowe badania zróżnicowania floryi zbiorowisk roślinnych Ługów prowadzono w latach 2007–2008 w ramach projektu badaw-czego MNiSW nr N305 3125. Prezentowane wyniki odnoszą się do południowej części daw-nego torfowiska (51°43´47˝–51°43´53˝N oraz 18°42´40˝–18°42´47˝E). Obszar ten położony jest we wschodniej części mezoregionu Kotlina Sieradzka (Kondracki 2002).

Nazewnictwo roślin naczyniowych po-dano za Mirkiem i innymi (2002), mchów za Ochyrą i innymi (2003), a wątrobow-ców za Szweykowskim (2006). Mszaki zosta-ły oznaczone przez dr Monikę Staniaszek-Kik. Klasyfikację fitocenoz oraz przynależność syn-taksonomiczną gatunków przyjęto według Matuszkiewicza (2002). W analizie zbiorowisk leśnych uwzględniono również opracowanie Matuszkiewicza z 2008 roku.

Charakterystyka szaty roślinnej

Na obszarze Ługów wykształciły się zbio-rowiska wodne, szuwarowe, zaroślowe i leśne (ryc. 1).

Płytkie na 1–1,5 m potorfia zajęte są przezszuwar trzcinowy Phragmitetum australis (Gams 1927) Schmale 1939. W miejscach długotrwale zabagnionych trzcinie towarzyszy zachylnik błot-ny Thelypteris palustris, tworząc szuwar zachyl-nikowo-trzcinowy Thelypteridi-Phragmitetum Kuiper 1957. Bujne łany tej paproci porastają również niskie groble i płytkie bagniste zagłębie-nia w torfie. Wśród trzcin spotkać można m.in.:kosaćca żółtego Iris pseudacorus, jaskra wiel-kiego Ranunculus lingua i jaskra płomiennika R. flammula, wiązówkę błotną Filipendula ulma-ria, trzcinnika prostego Calamagrostis stric-ta, czyśćca błotnego Stachys palustris, komoni-cę błotną Lotus uliginosus, firletkę poszarpanąLychnis flos-cuculi i siedmiopalecznika błotnego Comarum palustre. Rosną tu też kępy nereczni-cy grzebieniastej Dryopteris cristata i wietlicy sa-miczej Athyrium filix-femina.

W dołach potorfowych z otwartą taflą wodyo powierzchni od kilku do kilkudziesięciu me-trów kwadratowych i głębokości 30–150 cm wykształcają się zbiorowiska rzęs Lemnetum trisulcae (Kelhofer 1915) Knapp et Stoffers1962, z rzęsą drobną Lemna minor i rzadko notowaną na tym obszarze rzęsą trójrowkową L. trisulca. Niewielkie skupienia tworzy okręż-

Ryc. 1. Aktualna roślinność rzeczywista projektowane-go użytku ekologicznego „Warciańskie Ługi”: 1 – szu-wary trzcinowe Phragmitetum australis i zachylniko-wo-trzcinowe Thelypteridi-Phragmitetum; zbiorow-iska: 2 – Pinus-Phragmites, 3 – Betula-Phragmites, 4 – Betula-Salix, 5 – bór sosnowy bagienny Vaccinio uliginosi-Pinetum, 6 – bór sosnowy wilgotny Molinio-Pinetum, 7 – zbiorowisko Alnus glu�nosa-Carex acu-�formis, 8 – łozowisko Salicetum pentandro-cinereae, 9 – zbiorowiska rzęs Lemnetum trisulcae i żabiścieku pływającego Hydrocharitetum morsus-ranae, 10 – zbiorowisko okrężnicy bagiennej Ho�onietumpalustris, 11 – zbiorowisko torfowiskowe Eriophorum vaginatum-Sphagnum fallaxFig. 1. Vegeta�on of the area “Warciańskie Ługi”:1 – Phragmitetum australis and Thelypteridi-Phragmitetum; 2 – Pinus-Phragmites, 3 – Betula-Phragmites, 4 – Betula-Salix, 5 – Vaccinio uliginosi-Pinetum, 6 – Molinio-Pinetum, 7 – Alnus glu�nosa-Carex acu�formis, 8 – Salicetum pentandro-cinereae, 9 – Lemnetum trisulcae and Hydrocharitetum morsus-ranae, 10 – Ho�onietum palustris, 11 – Eriophorum vaginatum-Sphagnum fallax

506


nica bagienna Hottonia palustris i żabiściek pły-wający Hydrocharis morsus-ranae. Sporadycznie występuje tu szalej jadowity Cicuta virosa. Przy utrzymującym się wysokim poziomie stagnują-cej wody, rzęsy i żabiściek rozwijają się obficierównież w szuwarach trzcinowych.

W kompleksie przestrzennym z szuwara-mi występuje zbiorowisko Pinus-Phragmites. Obejmuje ono obszar sąsiadujący od południo-wego zachodu z lasem gospodarczym, około 60 lat temu zmeliorowany i zalesiony sosną zwy-czajną Pinus sylvestris. Obecnie w drzewosta-nie w domieszce notowane są brzozy: omszo-na Betula pubescens i zwyczajna Betula pen-dula oraz świerk zwyczajny Picea abies. Luźną warstwę krzewów tworzą: kruszyna pospoli-ta Frangula alnus, jarzębina Sorbus aucupa-ria i podrost brzóz. Runo zielne jest zdomino-wane przez trzcinę pospolitą Phragmites au-stralis. Często notowano gatunki torfowisko-we z klasy Scheuchzerio-Caricetea nigrae: tu-rzycę pospolitą Carex nigra, gwiazdkowatą C. echinata, siwą C. canescens i siedmiopa-lecznika błotnego oraz gatunki łąkowe z kla-sy Molinio-Arrhenatheretea: mietlicę rozłogo-wą Agrostis stolonifera, sit rozpierzchły Juncus effusus i tojeść pospolitą Lysimachia vulgaris. Obecne są też gatunki borowe: siódmaczek leśny Trientalis europaea, borówka czarna Vaccinium myrtillus i konwalijka dwulistna Maianthemum bifolium. Zwartą w 80% warstwę mszystą bu-dują głównie torfowce: kończysty Sphagnum fallax i błotny S. palustre oraz darnie płonnika pospolitego Polytrichum commune. Nasady pni drzew, pniaki i kłody są siedliskiem dość zróż-nicowanej gatunkowo brioflory. Występuje tum.in.: przyziemka lazurowa Calypogeia azurea, widłoząb miotłowy Dicranum scoparium, bo-rześlad zwisły Pohlia nutans, krótkosz pospo-lity Brachythecium rutabulum, krótkoszek ak-samitny Brachytheciastrum velutinum, złoto-włos strojny Polytrichastrum formosum, dwu-stronek jasny Plagiothecium laetum, widłozą-bek włoskowy Dicranella heteromalla, bielistka siwa Leucobryum glaucum, głowiak dwukoń-czysty Cephalozia bicuspidata i czteroząb prze-zroczysty Tetraphis pellucida.

W sąsiednim płacie miejsce sosny w drze-wostanie zajmują brzozy: brodawkowata i omszona oraz topola osika Populus tremula. Zbiorowisko opisano jako Betula-Phragmites. Skupiony w kępach podszyt składa się z kruszy-ny, wierzb: szarej Salix cinerea i uszatej S. aurita oraz z podrostów drzew. Runo zdominowane jest przez trzcinę lub przez turzycę błotną Carex acutiformis. Często notowane są: gorysz błotny Peucedanum palustre, przytulia błotna Galium palustre, zachylnik błotny i fiołek błotny Viola palustris. Obecność trzęślicy modrej Molinia caerulea, ostrożenia błotnego Cirsium palustre i kłosówki wełnistej Holcus lanatus wzbogaca listę notowanych na tym obszarze roślin łąko-wych z klasy Molinio-Arrhenatheretea. Zwarte runo mszyste składa się z darni czterech gatun-ków torfowców: kończystego, nastroszonego Sphagnum squarrosum, frędzlowanego S. fim-briatum oraz błotnego. Pozostałe 11 gatunków mszaków, w tym m.in. mokradłosz sercowaty Calliergon cordifolium i dwustronek ząbkowa-ny Plagiothecium denticulatum, osiąga niewiel-kie pokrycie.

Wokół szuwarów trzciny oraz na skar-pach wysokich grobli wykształciły się łozo-wiska Salicetum pentandro-cinereae (Almq. 1929) Pass. 1961. Wierzby: szara, rzadziej usza-ta i sporadycznie pięciopręcikowa Salix pen-tandra tworzą zwarte zarośla, które stopniowo zarastają ulegające wypłycaniu doły potorfowe (ryc. 2). Miejsca mniej wilgotne zajmuje głów-nie kruszyna z niewielką domieszką wyżej wy-mienionych gatunków wierzb. Łozowiska towa-rzyszące potorfiom charakteryzuje słabo zwar-te, ubogie gatunkowo runo zielne. Pomiędzy płożącymi się w częściach nasadowych gałęzia-mi wierzb rosną kępy zachylnika błotnego, tu-rzycy bladej Carex pallescens, turzycy zaostrzo-nej C. gracilis, turzycy błotnej i śmiałka darnio-wego Deschampsia caespitosa oraz pędy trzciny. Notowano też krwawnicę pospolitą Lythrum sa-licaria, kropidło wodne Oenanthe aquatica, go-rysz błotny i tojeść bukietową Lysimachia thyr-siflora. Na brzegach dołów potorfowych rozwi-jają się niewielkie kępy torfowców: frędzlowa-nego, błotnego i nastroszonego. Mozaika darni

507


krótkosza pospolitego, mokradłoszki zaostrzo-nej Calliergonella cuspidata, drabika drzewko-watego Climacium dendroides, płaskomerzy-ka pokrewnego Plagiomnium affine i rokieta cyprysowego Hypnum cupressiforme pokrywa groble, płożące się gałęzie wierzb i/lub wypły-cone przestrzenie pomiędzy nimi.

Zarośla kruszynowo-wierzbowe wykształ-ciły się także w sąsiedztwie (na siedlisku) boru bagiennego. Słabo rozwinięte runo zielne jest tu zdominowane przez turzycę błotną. Dość licznie reprezentowane są także inne gatunki z klasy Scheuchzerio-Caricetea nigrae obejmu-jącej zbiorowiska torfowisk mszysto-turzyco-wych: fiołek błotny, siedmiopalecznik, turzy-ca pospolita i bobrek trójlistkowy Menyanthes trifoliata oraz gatunki łąkowe z klasy Molinio- -Arrhenatheretea: trzęślica modra, skrzyp błot-ny Equisetum palustre, sit rozpierzchły i wią-zówka błotna. Rzadziej notowano nerecznicę krótkoostną Dryopteris carthusiana i zachylnik błotny. Fitocenozę wyróżnia zwarte w 90% tor-

fowcowe runo tworzone przez torfowca frędz-lowanego i nastroszonego, rzadziej – obłego Sphagnum teres i błotnego. Dodatkowo warstwę mszystą budują: krótkosz pospolity, krzywoszyj rozesłany Amblystegium serpens, płaskomerzyk falisty Plagiomnium undulatum oraz w nie-wielkim stopniu: borześlad zwisły, krągłolist macierzankowy Rhizomnium punctatum i me-rzyk groblowy Mnium hornum. Te same gatun-ki notowane są w sąsiednim płacie, który róż-ni się od łozowiska wykształconym drzewosta-nem brzozowo-olchowym. Zbiorowisko to opi-sano jako Betula-Salix.

Najcenniejsze przyrodniczo fragmen-ty Ługów porasta bór bagienny Vaccinio uligi-nosi-Pinetum Kleist 1929 (ryc. 3). Luźny drze-wostan tworzony jest tu przez sosnę zwyczaj-ną, brzozę omszoną, brzozę brodawkowatą i świerka pospolitego. Podrosty brzóz i sosny tworzą słabo zwarty podszyt. Na powierzch-niach silnie podtopionych drzewa obumie-rają i nie wykształca się warstwa drzewosta-

Ryc. 2. Mozaika zbiorowisk wodnych Lemnetum trisulcae, szuwarowych Thelypteridi-Phragmitetum i łozowisk Salicetum pentandro-cinereae (27.05.2008 r., fot. B. Woziwoda)Fig. 2. The spa�al mosaic of aqua�c communi�es Lemnetum trisulcae, rush communi�es with fernsThelypteridi-Pragmitetum and thickets with willows Salicetum pentandro-cinereae (27 May 2008, photo by B. Woziwoda)

508


nu. Te niewielkie bezdrzewne płaty nawiązu-ją florystycznie i fizjonomicznie do mszarnegozbiorowiska Eriophorum vaginatum-Sphagnum fallax Hueck 1928 pro ass. z klasy Oxycocco- -Sphagnetea. Dno boru pokrywa mszysty ko-bierzec złożony z grubych darni torfowca koń-czystego i torfowca błotnego, w mozaice z wy-żej wzniesionymi kępami płonnika pospoli-tego. Wśród pozostałych 10 gatunków msza-ków osiągających niewielkie pokrycie wystę-puje m.in. próchniczek błotny Aulacomnium palustre – gatunek wyróżniający dla zespołu Vaccinio uliginosi-Pinetum. W runie dominu-ją krzewinki bagna zwyczajnego Ledum palu-stre, borówki bagiennej (łochyni) Vaccinium uliginosum i borówki czarnej oraz kępy weł-nianek: pochwowatej Eriophorum vagina-tum i wąskolistnej E. angustifolium. Po mszy-stym dywanie gęsto płoży się żurawina błotna Oxycoccus palustris. Notowano też pojedyncze okazy siedmiopalecznika błotnego. Listę cen-nych gatunków dopełnia rosiczka okrągłolistna Drosera rotundifolia i modrzewnica zwyczaj-na Andromeda polifolia. Fragmenty sąsiadujące od wschodu z monokulturami sosny wyróżnia

niższa frekwencja gatunków związanych z bo-rem bagiennym i mniej lub bardziej obfite wy-stępowanie kęp trzęślicy modrej, co świadczy o słabszym uwilgotnieniu gleby. Płaty te zali-czono do podzespołu trzęślicowego. Poza wyż-szym udziałem gatunku wyróżniającego, cha-rakteryzuje go stała obecność gatunków szu-warowych z klasy Scheuchzerio-Caricetea ni-grae: turzycy pospolitej, siwej i gwiazdkowatej oraz dominacja płonnika pospolitego w runie mszystym.

W miejscach łagodnych wzniesień terenu bór bagienny przechodzi stopniowo w bór trzę-ślicowy Molinio-Pinetum W. Mat. et J. Mat. 1973. Drzewostan budują tu te same co w borze ba-giennym gatunki, jest on jednak bardziej zwar-ty i zróżnicowany warstwowo. W płatach z sil-niej rozwiniętym podszytem dominują: kruszy-na, brzoza omszona i/lub wierzby szara i usza-ta. Często notowane są podrosty sosny i świerka. Runo tworzy łan trzęślicy modrej, miejscami sil-nie zwarty, urozmaicony kępami borówki czar-nej, wrzosu zwyczajnego Calluna vulgaris, situ rozpierzchłego i tomki wonnej Anthoxanthum odoratum. Sporadycznie notowano żurawinę

Ryc. 3. Fragment boru sosnowego bagiennego Vaccinio uliginosi-Pinetum (13.06.2008 r., fot. B. Woziwoda)Fig. 3. Bog pine forest Vaccinio uliginosi-Pinetum (13 June 2008, photo by B. Woziwoda)

509


i wełniankę wąskolistną. Wśród mszaków do-minuje rokietnik pospolity Pleurozium schre-beri. Dostępność odpowiednich mikrosiedlisk (pniaki, kłody w różnym stopniu rozkładu, za-głębienia) warunkuje występowanie pozosta-łych 9 gatunków: próchniczka obupłciowego Aulacomnium androgynum, próchniczka błot-nego, krótkosza pospolitego, krótkosza rowowe-go Brachythecium salebrosum, widłozęba miotło-wego, płozika różnolistnego Lophocolea hetero-phylla, dwustronka zgiętolistnego Plagiothecium curvifolium, borześladu zwisłego i czterozęba przezroczystego.

Wąski pas zarośli wierzbowych oddziela bór bagienny od olsu turzycowego Alnus glu-tinosa-Carex acutiformis, zajmującego rozle-głe, silnie zabagnione obniżenie. Zbiorowisko ma charakter antropogeniczny – wykształciło się w miejscu szuwaru turzycy błotnej (z kla-sy Phragmitetea) po posadzeniu olszy czarnej Alnus glutinosa. Podszytu brak lub jest on bar-dzo słabo rozwinięty na niewielkich kępach otaczających nasady pni olch. Sporadycznie notowano tu brzozę omszoną, kruszynę, ja-rzębinę, porzeczki: czarną Ribes nigrum i zwy-czajną R. rubrum oraz jeżyny Rubus sp. Runo zielne tworzy zwarty łan turzycy błotnej z nie-wielkim udziałem przytulii błotnej, gorysza błotnego, tarczycy pospolitej Scutellaria ga-lericulata i psianki słodkogórz Solanum dul-camara. W zabagnionych obniżeniach noto-wano gatunki olsowe z klasy Alnetea glutino-sae: zachylnik błotny i karbieniec pospolity Lycopus europaeus oraz łąkowe z klasy Molinio- -Arrhenatheretea – skrzyp błotny, rzeżuchę łą-kową Cardamine pratensis, sitowie leśne Scirpus sylvaticus, niezapominajkę błotną Myosotis pa-lustris i tojeść pospolitą. W warstwie mszystej stwierdzono występowanie 9 gatunków, z któ-rych jedynie krótkosz pospolity i merzyk gro-blowy zaznaczają swój większy udział.

Propozycja ochrony

Analizowany obszar wyróżnia znacz-ne zróżnicowanie i mozaikowość zbiorowisk

roślinnych oraz duża różnorodność gatun-kowa flory mszaków i roślin naczyniowych.Szczególnie cenne przyrodniczo są płaty boru bagiennego Vaccinio uliginosi-Pinetum, gdzie występuje 13 z 17 gatunków prawnie chro-nionych notowanych w Glinnie. Jest to sie-dlisko priorytetowe (kod 91D0-2), uwzględ-nione w Dyrektywie Siedliskowej Wspólnoty Europejskiej (Herbichowa i in. 2004).

Zgodnie z rozporządzeniem o prawnej ochronie roślin (Rozporządzenie 2004), cał-kowitej ochronie podlegają rosnące w Ługach: torfowiec błotny, torfowiec frędzlowany, tor-fowiec obły oraz bagno zwyczajne i rosiczka okrągłolistna. Częściowo chronione są: bie-listka siwa, drabik drzewkowaty, mokradłosz-ka nastroszona, płonnik pospolity, próchniczek błotny, rokietnik pospolity, torfowiec kończy-sty, torfowiec nastroszony, widłoząb miotłowy oraz bobrek trójlistkowy, kruszyna pospolita i porzeczka czarna.

Rosiczka okrągłolistna i nerecznica grzebie-niasta należą do gatunków zagrożonych w skali Polski (Zarzycki, Szeląg 2006). Regionalnie za-grożone wyginięciem są także: bagno zwyczaj-ne, żurawina błotna i modrzewnica zwyczajna (Jakubowska-Gabara, Kucharski 1999).

Ekstensywnie użytkowane lasy, mokradła i łąki Glinna są także miejscem bytowania bo-gatej fauny. Spotykano tu m.in. rzekotkę drzew-ną Hyla arborea i żmiję zygzakowatą Vipera be-rus. Bliskie sąsiedztwo z rezerwatem ornitolo-gicznym „Jeziorsko” sprawia, że Ługi są oazą dla licznych gatunków ptaków. Znajdują się tu żerowiska jeleniowatych i buchtowiska dzików.

Dla ochrony kompleksu zbiorowisk wod-nych, szuwarowych, zaroślowych i leśnych oraz dla zachowania stanowisk cennych elementów flory (i fauny) proponuje się utworzenie użytkuekologicznego o nazwie „Warciańskie Ługi”. Przetrwanie grupy gatunków torfowiskowych jest uwarunkowane zachowaniem panujących obecnie warunków hydrologicznych. Należy też stale ograniczać nadmierny rozwój zarośli wierzbowo-kruszynowych i szuwarów wni-kających na otwarte powierzchnie boru ba-giennego.

510


PIŚMIENNICTWO

Herbichowa M., Potocka J., Kwiatkowski W. 2004. Bory i lasy bagienne. W: Herbich J. (red.). Lasy i bory. Poradnik ochrony siedlisk i gatunków Natura 2000 – podręcznik metodyczny. Tom II. Ministerstwo Środowiska, Warszawa: 171–202.

Jakubowska-Gabara J., Kucharski L. 1999. Ginące i zagrożone gatunki flory naczyniowej zbioro-wisk naturalnych i półnaturalnych Polski Środ-kowej. Fragm. Flor. Geobot. Pol. 6: 55–74.

Kondracki J. 2002. Geografia Polski – mezoregiony fizycznogeograficzne. PWN, Warszawa.

Matuszkiewicz J.M. 2008. Zespoły leśne Polski. PWN, Warszawa.

Matuszkiewicz W. 2002. Przewodnik do oznacza-nia zbiorowisk roślinnych Polski. PWN, War-szawa.

Mirek Z., Piękoś-Mirkowa H., Zając A., Zając M. 2002. Flowering plants and pteridophytes of Po-

land. A checklist. W. Szafer Institute fo Botany, Polish Academy of Sciences, Kraków.

Ochyra R., Żarnowiec J., Bednarek-Ochyra H. 2003. Census catalogue of Polish mosses. W. Szafer Institute of Botany, Polish Academy of Sciences, Kraków.

Rozporządzenie 2004. Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 9 lipca 2004 roku w sprawie gatunków dziko występujących roślin objętych ochroną. Dz. U. Nr 168, poz. 1764.

Szweykowski J. 2006. An Annotated Checklist of Po-lish Liverworts and Hornworts. W. Szafer Institute of Botany, Polish Academy of Sciences, Kraków.

Zarzycki K., Szeląg Z. 2006. Czerwona lista roślin naczyniowych w Polsce. W: Mirek Z., Zarzycki K., Wojewoda W., Szeląg Z. (red.). Czerwona li-sta roślin i grzybów Polski. Inst. Bot. im W. Sza-fera PAN, Kraków.


Woziwoda B., Ambrożkiewicz K. Vegeta�on of the “Warciańskie Ługi” peat bog area (Central Poland), which is worthy of protec�on

The work presents the results of the research on biodiversity of the vegetation cover in the peat bog area “Ługi” near the River Warta valley (Central Poland). The floristic and phytosociological data were collected in 2007–2008. The spatial mosaic of vegetation in this area is composed of 13 plant communities (Fig. 1): the unattached floating aquatic community with duckweeds Lemnetum trisulcae and with frogbit Hydrocharitetum morsus-ranae, the community of rooted aquatic plants with floating leaves Hottonietum palustris, the rush community with common reed Phragmitetum australis, also with ferns Thelypteridi-Phragmitetum, the peat bog community Eriophorum vaginatum-Sphagnum fallax, brushwoods with willows Salicetum pentandro-cinereae (Fig. 2), natural forest communities: bog pine forest Vaccinio uliginosi-Pinetum (Fig. 3), wet pine forest Molinio-Pinetum, Betula-Phragmites and Betula-Salix communities and anthropogenic forests communities: Pinus-Phragmites, Alnus glutinosa-Carex acutiformis. The rich flora includes, among others, 19 valuable plant species: strictly protected by law: S. palustre, S. fimbriatum, S. teres, Ledum palustre and Drosera rotundifolia, and partially protected: Leucobryum glaucum, Climacium dendroides, Calliergonella cuspidata, Polytrichum commune, Aulacomnium palustre, Pleurozium schreberi, Sphagnum fallax, S. squarossum, Dicranum scoparium, Menyanthes trifoliata, Frangula alnus and Ribes nigrum. Drosera rotundifolia, Dryopteris cristata are vulnerable vascular plants in Poland. Additionally, Ledum palustre, Andromeda polifolia and Oxycoccus palustris are species threatened in Central Poland.

This valuable natural site is worthy of preservation and the establishment of the nature protected area “Warciańskie Ługi” is suggested. The stable hydrological regime is the most important for the maintenance of biodiversity of this place. Furthermore, we ought to control and to reduce the spread of Phragmites australis, Carex acutiformis and Salix sp. to limit the succession of rush and brushwood vegetation into the open area of the bog pine forest.

511

ARTYKUŁY


Występowanie roślin z rodziny storczykowatych Orchidaceae na terenie Nadleśnictwa Augustów

The occurrence of plants from Orchidaceae family in the Augustów Forest District (NE Poland)

JOANNA HARMUSZKIEWICZ

16–300 Augustów, ul. Cienista 2 e-mail: [email protected]

Słowa kluczowe: Orchidaceae, storczykowate, Puszcza Augustowska, rośliny chronione.

Nadleśnictwo Augustów obejmuje południową część Puszczy Augustowskiej. W latach 2006–2007 stwierdzono na tym terenie występowanie czternastu gatunków storczykowatych. Dwa spośród nich: obuwik pospolity Cypripedium calceolus i lipiennik Loesela Liparis loeselli znajdują się w Załączniku II Dyrektywy Siedliskowej (1992), przez co kwalifikują się do kategorii tzw. gatunków o znaczeniu wspólnotowym. Dwa kolejne gatunki: kukuczka kapturkowata Neottianthe cucullata i stoplamek krwisty żółtawy Dactylorhiza incarnata ssp. ochroleuca zostały umieszczone w Polskiej Czerwonej Księdze Roślin ze statusem „zagrożone”. Pozostałe gatunki są objęte ochroną ścisłą na terenie Polski.

Storczykowate (Orchidaceae) stanowią nie-liczną grupę systematyczną we florze Polski, gdzie niemal wszystkie gatunki są w różnym stopniu zagrożone wyginięciem. Podstawową przyczyną wymierania storczykowatych jest przekształcanie siedlisk, na których rośliny te występują. Dotyczy to przede wszystkim od-wadniania, nawożenia oraz eksploatacji torfu (Szlachetko 2001). Jedynie trzy gatunki wyka-zują tendencję do zwiększania liczby stanowisk lub liczebności osobników na stanowiskach; są to: kruszczyk szerokolistny Epipactis hellebori-ne, stoplamek szerokolistny Dactylorhiza maja-lis i stoplamek plamisty Dactylorhiza maculata (Szlachetko 2001). Wszystkie gatunki storczy-ków podlegają ochronie ścisłej w całym kraju (Rozporządzenie 2004).

Nadleśnictwo Augustów (pow. ok. 26 000 ha) obejmuje swoim zasięgiem południo-wą część Puszczy Augustowskiej porastającej

Równinę Augustowską (ryc. 1), a od południa graniczy z Kotliną Biebrzańską (Kondracki 2002). Dominują na tym terenie siedliska su-che i ubogie, porośnięte borami. Około 35% lasów stanowią lasy liściaste, z czego więk-szość występuje na siedliskach podmokłych (Rogoziński 2009).

Brakuje aktualnych opracowań dotyczących rozmieszczenia i liczebności stanowisk storczy-kowatych na tym terenie. Większość informacji na temat niektórych gatunków pochodzi z lat 80. i 90. XX wieku. Stanowiska kukuczki kap-turkowatej Neottianthe cucullata nad Kanałem Augustowskim, nad jeziorami Sajno i Sajenek oraz w uroczysku Obuchowizna były opisywane przez Sokołowskiego (1980) i Kruszelnickiego (2001). Tajęża jednostronna Goodyera repens występowała w rezerwacie „Kuriańskie Bagno”, a listera jajowata Listera ovata i listera sercowa-ta Listera cordata – w rezerwacie „Stara Ruda”

512


(Sokołowski, Kot 1996). Niniejsza praca po-siada walor dokumentacyjny i może stanowić punkt odniesienia do przyszłych badań oraz in-wentaryzacji.

Opracowanie zostało wykonane na podsta-wie informacji zgromadzonych w trakcie po-wszechnej inwentaryzacji siedlisk przyrodni-czych oraz dzikiej fauny i flory przeprowadzo-nej w latach 2006–2007 na podstawie Decyzji Dyrektora Generalnego (2006). Stwierdzono czternaście gatunków z rodziny storczykowa-tych, w tym dwa podgatunki storczyka krwi-stego Dactylorhiza incarnata.

Obuwik pospolity Cypripedium calceolus L.Najpiękniejszy i najbardziej okazały polski

storczyk o charakterystycznej, trzewikowa-tej warżce kwiatowej. Został on umieszczony w Polskiej Czerwonej Księdze Roślin ze statu-sem gatunku narażonego (VU) (Bąba, Kuchar-czyk 2001) oraz w Załączniku II Dyrektywy (1992) jako wymagający wyznaczenia spe-cjalnych obszarów ochrony (Rozporządzenie 2005). Zgodnie z Rozporządzeniem Ministra (2004), gatunek ten wymaga ochrony czynnej. Ponadto nie dotyczą go wyłączenia z ochro-ny ścisłej podane w §7 tego Rozporządzenia.

Ryc. 1. Rozmieszczenie storczykowatych na terenie Nadleśnictwa Augustów: 1 – obuwik pospolity Cypripedium calceolus, 2 – stoplamek szerokolistny Dactylorhiza majalis, 3 – stoplamek krwisty Dactylorhiza incarnata ssp. incarnata, 4 – stoplamek krwisty żółtawy Dactylorhiza incarnata ssp. ochroleuca, 5 – stoplamek Fucha Dactylorhiza fuchsii, 6 – kukuczka kapturkowata Neo�anthe cucullata, 7 – podkolan biały Platanthera bifo-lia, 8 – kruszczyk szerokolistny Epipac�s helleborine, 9 – kruszczyk rdzawoczerwony Epipac�s atrorubens, 10 – kruszczyk błotny Epipac�s palustris, 11 – listera sercowata Listera cordata, 12 – listera jajowata Listera ovata, 13 – gnieźnik leśny Neo�a nidus-avis, 14 – tajęża jednostronna Goodyera repens, 15 – lipiennik Loesela Liparis loeselli, 16 – granica Nadleśnictwa AugustówFig. 1. Distribu�on of Orchidaceae in the Augustów Forest District (explana�on of symbols as above)

513

J. Harmuszkiewicz Storczykowate w Nadleśnictwie Augustów

Ochrona czynna powinna polegać na zapobie-ganiu nadmiernemu zacienieniu (Sokołowski 1997). Obuwik pospolity występuje w rozpro-szeniu na terenie całego kraju, lecz wszędzie jest rośliną rzadką. Najwięcej stanowisk zano-towano na Lubelszczyźnie, Roztoczu i Wyży-nie Krakowsko-Częstochowskiej (Bąba, Ku-charczyk 2001). Rośnie na glebach suchych lub świeżych, żyznych i zasobnych w węglan wap-nia (Zarzycki i in. 2002). Preferuje półcień, toteż spotykany jest przeważnie w prześwie-tlonych lasach liściastych (Bąba, Kucharczyk 2001; Szlachetko 2001).

Na badanym obszarze obuwik został stwier-dzony na jednym stanowisku na terenie leśnic-twa Czarny Bród (oddz. 80). Kilkanaście osob-ników tego gatunku rośnie w lesie liściastym. Potencjalnym zagrożeniem dla populacji może być zacienienie (zwłaszcza przez świerk, który pojawia się jako samosiew z sąsiednich drze-wostanów), a także penetracja lasu przez ludzi.

Lipiennik Loesela Liparis loeselli (L.) L. C. Rich.Niewielki storczyk o niepozornych, żółtawo-

-zielonawych kwiatach. W Polskiej Czerwonej Księdze Roślin ma status gatunku narażonego na wyginięcie (VU) (Kucharski 2001); jak tak-sonem o znaczeniu wspólnotowym (Dyrektywa 1992, Rozporządzenie 2005); wymaga ochro-ny czynnej (Rozporządzenie 2004). Ponadto nie dotyczą go wyłączenia z ochrony ścisłej podane w §7 Rozporządzenia Ministra 2004. W Polsce większość stanowisk lipiennika znajduje się w północnej części kraju – w pasie pobrzeża i na pojezierzach: Mazurskim, Dobrzyńskim, Pomorskim oraz Wielkopolskim (Kucharski 2001, Pawlikowski 2004). Lipiennik Loesela jest związany głównie z torfowiskami niskimi i przej-ściowymi (Kucharski 2001). Rośnie na glebach mokrych, mezotroficznych o odczynie obojęt-nym lub zasadowym; preferuje tereny otwarte o umiarkowanym świetle (Zarzycki i in. 2002).

Na terenie Nadleśnictwa zanotowano jed-no stanowisko, na którym występowało kil-ka osobników (leśnictwo Wilcze Bagno, oddz. 367). Znajduje się ono na torfowisku alkalicz-nym, na pograniczu Nadleśnictwa Augustów

z Biebrzańskim Parkiem Narodowym. Poten-cjalnym zagrożeniem dla populacji może być sukcesja naturalna – zarastanie torfowiska przez wierzby.

Kukuczka kapturkowata Neo�anthecucullata (L.) Schltr.

Niepozorna roślina o drobnych, różowo--fioletowych kwiatach (ryc. 2). Gatunek tenuznawany jest za bardzo rzadki w Polsce (ka-tegoria EN – zagrożony) (Kruszelnicki 2001). Rozporządzenie Ministra (2004) nakazu-je ustalenie stref ochronnych o promieniu 100 metrów od granic stanowisk tego storczy-ka. Stanowiska kukuczki stwierdzone były na

Ryc. 2. Kukuczka kapturkowata Neo�anthe cu-cullata na badanym terenie (20.07.2006 r., fot. J. Harmuszkiewicz)Fig. 2. Neo�anthe cucullata in the study area. (20 July 2006, photo by J. Harmuszkiewicz)

514


Mazurach i Podlasiu, w Puszczy Białowieskiej i Augustowskiej, a także na Lubelszczyźnie i w okolicach Bydgoszczy (Kruszelnicki 2001). Kukuczka rośnie na glebach świeżych, ubogich i umiarkowanie kwaśnych, w półcie-niu (Zarzycki i in. 2002) – głównie w borach mieszanych i sosnowych (Kruszelnicki 2001). Wymaga znacznej wilgotności powietrza, dla-tego występuje przeważnie nad brzegami rzek i jezior (Kruszelnicki 2001). Ochrona tego ga-tunku powinna polegać na zapobieganiu nad-miernemu ocienieniu (Sokołowski 1997).

Kukuczkę stwierdzono na dwóch stanowi-skach nad Kanałem Augustowskim (leśnictwo Czarny Bród, oddz. 146 i 148). Na pierwszym występowała pojedyncza roślina, na drugim – kilkanaście osobników. Nie potwierdzono na-tomiast występowania tego gatunku w uro-czysku Obuchowizna, a także nad jeziorami: Sajno i Sajenek, gdzie zanotowano kukuczkę w latach 70. XX wieku (Kruszelnicki 2001).

Stoplamek krwisty żółtawy Dactylorhiza incarnata ssp. ochroleuca (Boll) Hunt. & Summerh.

Od podgatunku typowego D. incarnata subsp. incarnata różni się barwą kwiatów, które są kremowobiałe (ryc. 3). W Polskiej Czerwonej Księdze Roślin ma status gatunku zagrożone-go wyginięciem (EN) (Bernacki 2001). Jak wszystkie stoplamki, wymaga ochrony czynnej (Rozporządzenie 2004). Ten podgatunek sto-plamka krwistego rośnie jedynie na kilku stano-wiskach w kraju, m.in. na terenie Wigierskiego Parku Narodowego, nad Rospudą, nad Biebrzą, w Poleskim Parku Narodowym oraz w okolicach Chełma i Sanoka (Bernacki 2001). Występuje w miejscach odkrytych, na glebach mezo- i eu-troficznych, silnie wilgotnych i mokrych, za-sadowych (Zarzycki i in. 2002). Spotyka się go na wilgotnych łąkach i torfowiskach niskich (Bernacki 2001).

Na terenie Nadleśnictwa stwierdzono jed-no stanowisko stoplamka krwistego żółtawego w leśnictwie Wilcze Bagno (oddz. 367), na po-graniczu Nadleśnictwa Augustów i Biebrzań-skiego Parku Narodowego, na torfowisku alka-licznym. Rośnie tam kilkanaście–kilkadziesiąt osobników.

Stoplamek Fuchsa Dactylorhiza fuchsii (Druce) Hyl.

Gatunek rzadki. Występuje na terenie całego kraju, w żyznych, wilgotnych lasach liściastych – buczynach, łęgach i olsach, a także na żyznych łąkach (Szlachetko 2001). Preferuje gleby eu-troficzne o odczynie obojętnym (Zarzycki i in.2002). Potencjalnym zagrożeniem dla tej ro-śliny może być obniżenie poziomu wód grun-

Ryc. 3. Dactylorhiza incarnata ssp. ochroleuca na ba-danym terenie (29.06.2006 r., fot. J. Harmuszkiewicz)Fig. 3. Dactylorhiza incarnata ssp. ochroleuca in the study area (29 June 2006, photo by J. Harmuszkiewicz)

515


towych (Szlachetko 2001). Wymaga ochrony czynnej (Rozporządzenie 2004).

Stoplamek Fuchsa występuje stosunko-wo licznie na terenie Nadleśnictwa Augustów, a w szczególności w granicach obrębu Balinka. Do tej pory stwierdzono kilkanaście stanowisk, na których zanotowano od kilku do kilkudzie-sięciu osobników w leśnictwach: Żyliny (oddz. 7, 52, 105), Brzozowe Grądy (oddz. 110), Kozi Rynek (oddz. 183, 200, 217) i Jastrzębna (oddz. 44 i 147). Stanowiska znajdują się w olsach oraz w lasach łęgowych. Najczęściej są to miejsca prześwietlone – uprawy leśne, luki, linie od-działowe, stare szlaki zrywkowe, jednak stor-czyki te spotykane są też pod drzewostanem.

Stoplamek szerokolistny Dactylorhiza majalis (Rchb.)

Jest to najbardziej pospolity przedstawi-ciel storczykowatych w Polsce, występuje na terenie całego kraju. Rośnie na glebach wil-gotnych, mezo- i eutroficznych, o odczynieod umiarkowanie kwaśnego do zasadowe-go (Zarzycki i in. 2002). Zasiedla podmokłe łąki i torfowiska (Szlachetko 2001). Wymaga ochrony czynnej (Rozporządzenie 2004).

Zanotowano jedno stanowisko stoplamka szerokolistnego na pograniczu Nadleśnictwa Augustów z Biebrzańskim Parkiem Narodowym, na terenie leśnictwa Wilcze Bagno (oddz. 367). Na torfowisku alkalicznym występowały poje-dyncze osobniki.

Stoplamek krwisty Dactylorhiza incarnata ssp. incarnata (L.) Soó

Storczyk o zwykle mocnym pędzie i gę-stym, purpurowym kwiatostanie. Gatunek ten występuje dość licznie na terenie całego kraju (Szlachetko 2001). Rośnie na wilgotnych i mo-krych, umiarkowanie ubogich i żyznych glebach o odczynie zasadowym (Zarzycki i in. 2002), głównie na podmokłych łąkach i torfowiskach nawapiennych (Szlachetko 2001). Wymaga ochrony czynnej (Rozporządzenie 2004).

Stoplamek krwisty został stwierdzony na dwóch stanowiskach – na łąkach nad jezio-rem Necko (leśnictwo Lipowiec, oddz. 273)

oraz na torfowisku alkalicznym na pograni-czu Nadleśnictwa Augustów z Biebrzańskim Parkiem Narodowym (leśnictwo Wilcze Bagno, oddz. 367). Na stanowiskach tych występo-wało od kilku do kilkudziesięciu osobników. Potencjalnym zagrożeniem dla występowania tego gatunku może być zarastanie łąk i torfo-wisk przez wierzby i brzozę.

Podkolan biały Platanthera bifolia (L.) L. C. Rich.Gatunek rozpowszechniony na obszarze ca-

łego kraju. Występuje zarówno na glebach me-zotroficznych, umiarkowanie kwaśnych (np.w borach mieszanych i jodłowych), jak i na glebach żyznych, bogatych w węglan wapnia, o odczynie zbliżonym do obojętnego (Zarzycki i in. 2002). Nie wymaga specjalnych zabiegów ochronnych (Sokołowski 1997). Zagrożeniem dla występowania tego gatunku może być osu-szanie łąk i torfowisk, a także zrywanie kwia-tów na bukiety lub wykopywanie całych roślin do ogrodów (Szlachetko 2001).

Podkolan biały został stwierdzony na pięciu stanowiskach. Pierwsze z nich znajduje się na zarastającym torfowisku przejściowym (oddz. 353), drugie – na torfowisku alkalicznym (oddz. 367) – oba w leśnictwie Wilcze Bagno. Pozostałe stanowiska znajdują się nad Kanałem Augustowskim, na siedlisku boru mieszanego (leśnictwo Czarny Bród, oddz. 114, 148, 149). We wszystkich przypadkach, spotyka się rośli-ny pojedyncze lub w niewielkich grupach liczą-cych kilka okazów.

Tajęża jednostronna Goodyera repens (L.) R. Br.Niewielka, niepozorna roślina o drob-

nych, białych kwiatach. Występuje głównie na Pomorzu, w Sudetach, Karpatach i północno--wschodniej części kraju. W niektórych regio-nach kraju jest dość częsta. Występuje w borach iglastych, na glebach świeżych, kwaśnych, oli-go- lub mezotroficznych (Zarzycki i in. 2002).Nie wymaga specjalnych zabiegów ochronnych (Sokołowski 1997).

Tajęża jednostronna została stwierdzona na kilkunastu stanowiskach. Największe – liczące od kilkunastu do kilkudziesięciu osobników –

516


znajdują się nad Kanałem Augustowskim (le-śnictwo Czarny Bród, oddz. 146, 147, 148, 149) oraz w rezerwacie „Kuriańskie Bagno” (leśnictwo Kozi Rynek, oddz. 207, 208). Poza tym spotykana jest niezbyt często w rozprosze-niu, na terenie całego Nadleśnictwa Augustów (leśnictwo Czarny Bród, oddz. 198; leśnic-two Sajenek, oddz. 232; leśnictwo Kozi Rynek, oddz. 231; leśnictwo Białobrzegi, oddz. 3; le-śnictwo Klonowo, oddz. 79). Wszystkie stano-wiska znajdują się na siedliskach boru świeże-go i boru mieszanego świeżego. Można się spo-dziewać, że rzeczywista liczba stanowisk na tym terenie jest znacznie wyższa.

Kruszczyk błotny Epipac�s palustris (L.) Crantz.Występuje powszechnie na terenie całej

Polski, lecz stosunkowo nielicznie (Szlachetko 2001). Związany jest z podmokłymi łąkami oraz torfowiskami. Preferuje gleby mokre, mezo- i eutroficzne, zasobne w węglan wapnia o od-czynie obojętnym lub alkalicznym (Zarzycki i in. 2002). Nie wymaga specjalnych zabiegów ochronnych (Sokołowski 1997).

Gatunek został stwierdzony na jednym stanowisku w pobliżu Biebrzańskiego Parku Narodowego, na terenie leśnictwa Wilcze Bagno (oddz. 367), na torfowisku alkalicz-nym. Stanowisko obejmuje kilkadziesiąt osob-ników.

Kruszczyk szerokolistny Epipac�s helleborine (L.) Crantz.

Gatunek bardzo zmienny pod względem pokroju roślin oraz wyglądu kwiatów. Jest to gatunek pospolity w całym kraju (Szlachetko 2001). Występuje w szerokim spektrum la-sów: od lasów liściastych po bory, w zaro-ślach, na łąkach i wydmach (Szlachetko 2001). Rośnie na glebach świeżych, zarówno umiar-kowanie ubogich, jak i żyznych, o odczynie obojętnym lub zasadowym (Zarzycki i in. 2002). Można go spotkać przy rowach me-lioracyjnych, na przydrożach, w wyrobiskach (Szlachetko 2001); jako jeden z nielicznych gatunków storczykowatych przystosował się do antropogenicznych zmian środowiska

i wykazuje tendencję do zwiększania liczeb-ności (Szlachetko 2001).

Na terenie Nadleśnictwa Augustów zanoto-wano siedem stanowisk, głównie na siedlisku boru mieszanego (leśnictwo Lipowiec, oddz. 61; leśnictwo Czarny Bród, oddz. 114; leśnictwo Brzozowe Grądy, oddz. 58; leśnictwo Kozi Rynek, oddz. 194 i 199; leśnictwo Wilcze Bagno, oddz. 233; leśnictwo Kolnica, oddz. 157). Stanowiska kruszczyka szerokolistnego umiejscowione są przy drogach leśnych, w rowach przydrożnych oraz na liniach oddziałowych.

Kruszczyk rdzawoczerwony Epipac�satrorubens (Hoffm.) Besser

Występuje w różnych częściach Polski, lecz większość stanowisk zanotowano na półno-cy – na pobrzeżu i w pasie pojezierzy oraz na południu kraju: w Karpatach, Sudetach i pa-sie wyżyn. Rośnie na glebach suchych i świe-żych, mezo- i eutroficznych, o odczynie obo-jętnym do zasadowego (Zarzycki i in. 2002). Najczęściej spotykany w żyznych lasach liścia-stych, ale także w borach mieszanych i szpilko-wych, na skałach nawapiennych lub wydmach (Szlachetko 2001). Nie wymaga specjalnych za-biegów ochronnych (Sokołowski 1997).

Zanotowano kilkanaście stanowisk krusz-czyka rdzawoczerwonego. Jedno znajdu-je się w leśnictwie Wilcze Bagno (oddz. 232), na siedlisku boru świeżego, wzdłuż drogi le-śnej. Rośnie tu około kilkadziesiąt osobników. Pozostałe stanowiska zlokalizowane są wzdłuż Kanału Augustowskiego (leśnictwo Czarny Bród, oddz.: 114, 129, 146, 147, 148, 149) na siedlisku boru mieszanego i boru świeżego. Na tych stanowiskach występuje od kilku do kilku-nastu osobników.

Listera sercowata (gnieźnik sercowaty) Listera cordata (L.) R. Br. (syn. Neo�acordata (L.) Rich.)

Niewielka roślina o drobnych, zielonych kwiatach i charakterystycznych sercowatych li-ściach. W Polsce występuje głównie w górach w reglu górnym, wzdłuż brzegów Bałtyku, w pasie pojezierzy i na Podlasiu (Szlachetko

517


2001). W Puszczy Augustowskiej jest uznawa-na za gatunek bardzo rzadki (Sokołowski 1997). Rośnie na glebach świeżych, oligotroficznych,o odczynie kwaśnym lub obojętnym (Zarzycki i in. 2002), w borach sosnowych i świerkowych (Szlachetko 2001).

Stwierdzono dwa stanowiska listery serco-watej złożone z roślin rosnących pojedynczo lub w niewielkich grupach. Pierwsze z nich znajdu-je się na terenie rezerwatu „Stara Ruda” (leśnic-two Czarny Bród, oddz. 117), drugie – na terenie rezerwatu „Kuriańskie Bagno” (leśnictwo Kozi Rynek, oddz. 239). Na obu stanowiskach rośliny występują na siedlisku boru mieszanego, w zbio-rowisku borealnej świerczyny na torfie.

Listera jajowata (gnieźnik jajowaty) Listera ovata (L.) R. Br. (syn. Neo�a ovata (L.) Bloffet Fingerh.)

Storczyk o niepozornych zielonych kwia-tach i charakterystycznych jajowatych liściach. Należy do najbardziej pospolitych storczyków w Polsce (Szlachetko 2001). Występuje na tere-nie całego kraju. Rośnie na glebach wilgotnych, eutroficznych, o odczynie obojętnym lub zasa-dowym (Zarzycki i in. 2002). Można ją spotkać w wilgotnych lasach liściastych i na mokrych łą-kach (Szlachetko 2001).

Zanotowano cztery stanowiska tego gatun-ku, wszystkie w olsach lub lasach łęgowych. Znajdują się one w leśnictwach: Lipowiec

(oddz. 1), Żyliny (oddz. 166), Brzozowe Grądy (oddz. 110), Kolnica (oddz. 124). Rośliny wy-stępują pojedynczo lub w grupach liczących po kilka egzemplarzy. Prawdopodobnie liczba sta-nowisk jest zaniżona.

Gnieźnik leśny Neo�a nidus-avis (L.) L. C. Rich.Roślina bezzieleniowa o jasnobrązowym za-

barwieniu. Jeden z bardziej pospolitych storczy-ków w Polsce (Szlachetko 2001). Występuje na terenie całego kraju. Rośnie na glebach świeżych, eutroficznych o odczynie obojętnym lub zasado-wym (Zarzycki i in. 2002). Najczęściej jest spo-tykany w lasach liściastych, głównie w buczy-nach i grądach, rzadko na polanach i terenach otwartych; jest rośliną cieniolubną (Szlachetko 2001, Zarzycki i in. 2002). Gatunek nie wymaga specjalnej ochrony (Sokołowski 1997).

Gnieźnik leśny został zanotowany na ośmiu stanowiskach, na których występu-ją pojedyncze rośliny lub grupy liczące kil-ka–kilkanaście osobników. Znajdują się one w leśnictwach: Żyliny (oddz. 55 i 166), Jastrzębna (oddz. 71), Kozi Rynek (oddz. 200 i 222), Bargłów (oddz. 181), Długie (oddz. 141), Kolnica (oddz. 124). Stanowiska znaj-dują się w lasach mieszanych i świeżych, w zbiorowiskach grądów, a jedno stanowi-sko – nad Kanałem Augustowskim (leśnictwo Czarny Bród, oddz. 129) – na siedlisku boru mieszanego.

PIŚMIENNICTWO

Bąba W., Kucharczyk M. 2001. Cypripedium calce-olus L. Obuwik pospolity. W: Kaźmierczakowa R., Zarzycki K. (red.). Polska Czerwona Księga Roślin. Paprotniki i rośliny kwiatowe. Inst. Bot. im. W. Szafera PAN, Inst. Ochr. Przyr. PAN, Kra-ków: 529–530.

Bernacki L. 2001. Dactylorhiza incarnata (L.) Soó subsp. ochroleuca (Boll) P.F. Hunt et Summerh. Kukułka krwista żółtawa. W: Kaźmierczakowa R., Zarzycki K. (red.). Polska Czerwona Księga Roślin. Paprotniki i rośliny kwiatowe. Inst. Bot. im. W. Szafera PAN, Inst. Ochr. Przyr. PAN, Kra-ków: 551–553.

Decyzja 2006. Decyzja nr 63 z 7 sierpnia 2006 roku Dyrektora Generalnego Lasów Państwowych, wprowadza jednolity tekst Decyzji nr 61 z dnia 25 lipca 2006 roku (w sprawie przeprowadzenia w roku 2006–2007 powszechnej inwentaryzacji siedlisk przyrodniczych oraz dzikiej fauny i flory).

Dyrektywa 1992. Dyrektywa Rady 92/43/EWG z dnia 21 maja 1992 roku w sprawie ochrony sie-dlisk naturalnych oraz dzikiej flory i fauny.

Kondracki J. 2002. Geografia regionalna Polski.PWN. Warszawa.

Kruszelnicki J. 2001. Neottianthe cucullata (L.) Schlechter. Kukuczka kapturkowata. W: Kaź-

518


mierczakowa R., Zarzycki K. (red.). Polska Czer-wona Księga Roślin. Paprotniki i rośliny kwia-towe. Inst. Bot. im. W. Szafera PAN, Inst. Ochr. Przyr. PAN, Kraków: 545–546.

Kucharski L. 2001. Liparis loeselii (L.) Rich. Lipiennik Loesela. W: Kaźmierczakowa R., Zarzycki K. (red.). Polska Czerwona Księga Roślin. Paprotniki i rośli-ny kwiatowe. Inst. Bot. im. W. Szafera PAN, Inst. Ochr. Przyr. PAN, Kraków: 574–575.

Pawlikowski P. 2004. Liparis loeselii (L.) RICH., Li-piennik Loesela. W: Sudnik-Wójcikowska B., Werblan-Jakubiec H. (red.). Gatunki roślin. Po-radniki ochrony siedlisk i gatunków Natura 2000 – podręcznik metodyczny. Tom 9. Ministerstwo Środowiska. Warszawa: 150–154.

Rogoziński R. 2009. Nadleśnictwo Augustów. Le-śnictwo Puszczańskich Kniei. Augustów-Stu-dzieniczna.

Rozporządzenie 2004. Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 9 lipca 2004 roku w sprawie gatunków dziko występujących roślin objętych ochroną. Dz. U. Nr 168 (2004) poz. 1764.

Rozporządzenie 2005. Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 16 maja 2005 roku w sprawie typów siedlisk przyrodniczych oraz gatunków roślin i zwierząt, wymagających ochrony w for-mie wyznaczenia obszarów Natura 2000. Dz. U. Nr 94 (2005), poz. 795.

Sokołowski A.W. 1980. Województwo białostockie, łomżyńskie, suwalskie. Nasza Przyroda. Wyd. LOP, Warszawa.

Sokołowski A.W. 1997. Rośliny naczyniowe prawnie chronione w Wigierskim Parku Narodowym. Parki Nar. Rez. Przyr. 16 (4): 3–14.

Sokołowski A.W., Kot J. 1996. Przyroda wojewódz-twa suwalskiego. Suwałki.

Szlachetko L.D. 2001. Storczyki. Multico, Warszawa.Zarzycki K., Trzcińska-Tacik H., Różański W.,

Szeląg Z., Wołek J., Korzeniak U. 2002. Ecolo-gical indicator values of vascular plants of Po-land (Ekologiczne liczby wskaźnikowe roślin naczyniowych Polski). Seria: Biodiversity of Poland, Tom 2. Inst. Bot. im. W. Szafera PAN, Kraków.


Harmuszkiewicz J. The occurrence of plants from Orchidaceae family in the Augustów Forest District (NE Poland)

The Augustów Forest District comprises the southern part of Augustów Forest. Fourteen species of orchids were found in 2006–2007 in the study area. Two of them: Cypripedium calceolus and Liparis loeselli are in Annex 2 of EU Habitats Directive – they are species of the European Community interest. The next two species: Neottianthe cucullata and Dactylorhiza incarnata ssp. ochroleuca are in the Polish Red Data Book of Plants and belong to the risk category: “endangered”. The other orchids are strictly protected in Poland.

519

ARTYKUŁY


Kruszczyk błotny Epipac�s palustris w województwie dolnośląskim – występowanie, zagrożenia i zalecenia dla ochrony

Marsh Helleborine Epipac�s palustris in Lower Silesia Province – occurrence, threats and recommenda�ons for protec�on

ANNA JAKUBSKA�BUSSE, MICHAŁ ŚLIWIŃSKI

Zakład Bioróżnorodności i Ochrony Szaty RoślinnejInstytut Biologii Roślin, Uniwersytet Wrocławski50–328 Wrocław, ul. Kanonia 6/8e-mail: [email protected], [email protected]

Słowa kluczowe: Epipac�s palustris, kruszczyk błotny, rozmieszczenie, zagrożenia, województwo dolnośląskie.

Epipactis palustris (L.) Crantz kruszczyk błotny to jeden z najbardziej zagrożonych gatunków stor-czyków w województwie dolnośląskim. Spośród 70 stanowisk podawanych z tego terenu przed 1945 rokiem obecnie istnieje jedynie 14. W artykule podano wykaz stanowisk historycznych i ak-tualnie istniejących oraz zagrożenia dla istniejących populacji.

Wstęp

Kruszczyk błotny Epipactis palustris (L.) Crantz to bylina należąca do rodziny storczy-kowatych Orchidaceae. Jest geofitem rozpo-czynającym wegetację w drugiej połowie maja. W okresie reproduktywnym posiada prosty, mocny, miękko owłosiony, czerwono lub brązo-wo nabiegły pęd o wysokości (10−)15−50(−90) cm. Lancetowane lub równowąsko-lancetowa-te liście w liczbie (4−)5−8(−10) mają 3−16 cm długości i 1−4 cm szerokości. Kłącze o średni-cy 1−4 mm posiada liczne, długie rozłogi i od-grywa znaczącą rolę w procesie wzrostu wege-tatywnego. Kruszczyk błotny kwitnie w czerw-cu i lipcu. Kwiaty w liczbie (4−)7−14(−20) są duże, zwieszone, szeroko otwarte i wydziela-ją delikatny zapach. Przysadka jest lancetowata, a szypuła kwiatowa skręcona, czerwonobrunat-na i owłosiona. Warżka jest 2-częściowa, o dłu-gości 8−15 mm, biała lub bladoróżowa. Górny

zewnętrzny płatek okwiatu od wewnętrznej czę-ści jest dwubarwny – bladozielony, czerwono-zielony lub brązowofioletowy. Boczne zewnętrz-ne płatki okwiatu są nieco dłuższe od górnego. Białawy prętosłup ma 6 mm długości, pyłkowi-ny są żółte. Roślina jest zapylana przez pszczo-ły, osy i trzemiele. Kruszczyk błotny owocu-je od lipca do września, a wytworzona toreb-ka osiąga do 20 mm długości. Gatunek kończy wegetację na przełomie września i październi-ka (Szlachetko, Skakuj 1996; Szlachetko 2001; Delforge 2006). Proházka i Velísek (1983) wy-różniają 7 form kruszczyka błotnego, różnią-cych się m.in. długością pędu i rozmiarami liści. Ponadto może on tworzyć formy mieszańcowe z kruszczykiem rdzawoczerwonym Epipactis atrorubens (Piękoś-Mirkowa, Mirek 2003).

W województwie dolnośląskim tak-son uznawany jest za rzadki, jednak po roku 1945 nie doczekał się większego opracowania. Celem pracy było rozpoznanie aktualnego sta-

520


nu populacji kruszczyka błotnego, wskazanie największych zagrożeń i skutecznych metod ochrony dla istniejących stanowisk.

Metody badań

Szczegółowe badania terenowe nad roz-mieszczeniem, stanem zachowania oraz dynami-ką populacji kruszczyka błotnego w wojewódz-twie dolnośląskim prowadzono w latach 2003––2011. Przeanalizowano aktualne rozmieszcze-nie gatunku w oparciu o zebrane dane litera-turowe oraz informacje ustne, jego liczebność i udział w zbiorowiskach roślinnych oraz sto-pień zagrożenia. Informacje literaturowe zwery-fikowano w terenie. W badaniach wykorzysta-no dane historyczne pochodzące z materiałów źródłowych i map znajdujących się w Zakładzie Bioróżnorodności i Ochrony Szaty Roślinnej Uniwersytetu Wrocławskiego. Dla stanowisk, w przypadku których nie udało się odnaleźć tłu-maczenia nazw, pozostawiono nazwy niemieckie i podano ich przybliżoną lokalizację. Mapę roz-mieszczenia stanowisk wykonano przy użyciu programu GNOMON, w układzie kwadratów 10 × 10 km siatki ATPOL (Zając 1978).

Oszacowanie liczby osobników w badanych populacjach jest bardzo trudne, ponieważ krusz-czyk błotny jest taksonem klonalnym, a pojawia-jące się nad ziemią kwitnące pędy nie są odręb-nymi osobnikami lecz zwykle rametami należą-cymi do jednego genetu. Podobnie, jak wszyst-kie storczykowate, podlega naturalnym fluktu-acjom pojawu; zjawisko to uwzględniono pod-czas weryfikowania uzyskanych danych.

Występowanie

Kruszczyk błotny występuje w całej Europie z wyjątkiem Skandynawii i strefy śródziemno-morskiej. Zasięgiem obejmuje również Turcję, Rosję, Ukrainę i Iran (Williams i in. 1978). Na terenie Słowacji kruszczyk błotny jako jedyny gatunek z tego rodzaju występuje w zbiorowi-skach nieleśnych (Vlčko i in. 2003).

W Polsce występuje na obszarze całego kraju, a w niektórych rejonach jest określa-ny jako rzadki. Rośnie na torfowiskach, pod-mokłych łąkach i miejscach wysięku wód, rza-dziej na obrzeżach wilgotnych lasów i w przy-drożnych rowach, sporadycznie podawany jest z siedlisk antropogenicznych (Wyrzykiewicz- -Raszewska i in. 2001). Jest gatunkiem cha-rakterystycznym dla torfowisk niskich z kla-sy Scheuchzerio-Caricetea nigrae z rzędu Caricetalia davallianae (Matuszkiewicz 2005). Występuje również na łąkach zmiennowilgot-nych ze związku Molinion i lasach łęgowych ze związku Alno-Padion (Piękoś-Mirkowa, Mirek 2003). Preferuje miejsca nasłonecznio-ne, rośnie na glebach żyznych, torfowych, mu-łowych i murszowych, na czarnych ziemiach, rzadziej na rędzinach gipsowych i wapien-nych. Występuje na podłożu słabo kwaśnym do zasadowego w zakresie pH 5,0–7,7. W skali kraju populacje tego gatunku liczą najczęściej od kilku do kilkudziesięciu genetów, choć zda-rzają się liczniejsze, nawet do tysiąca genetów (Kowalewska 1995).

Do 1945 roku kruszczyk błotny w woje-wództwie dolnośląskim występował stosunko-wo licznie. Podawano aż 70 stanowisk tej rośli-ny, głównie z lasów (Schube 1903, 1903a, 1916; Herr 1928; Schalow 1933), terenów nadrzecz-nych (Wimmer, Grabowski 1829; Schube 1901; Schalow 1936) i mokradeł (Schube 1904).

Po 1945 roku badania nad kruszczy-kiem błotnym w województwie dolnośląskim były prowadzone rzadko i brakuje szczegóło-wych opracowań dotyczących tego taksonu. Kruszczyk błotny znalazł się w wykazie najbar-dziej zagrożonych gatunków regionu (Kącki i in. 2003). Do chwili obecnej z granic woje-wództwa dolnośląskiego znanych było tylko 10 stanowisk tego gatunku. Trzy nowe miejsca wy-stępowania rośliny odnaleziono w Niedamiro-wie, Słoszowie i Prawikowie (ryc. 1). Obecnie gatunek zupełnie się wycofał z lasów łęgowych. Siedliska, z których jest podawany, to mła-ki (Narkiewicz 1999), wilgotne łąki (Pokorny 2001; Kwiatkowski 2006; Smoczyk 2010) i łąki zmiennowilgotne (Kącki 2007).

521

A. Jakubska-Busse i M. Śliwiński Kruszczyk błotny w województwie dolnośląskim

Stanowiska historyczne

AE17 Parowa (Peck, 1875, Barber 1901), AE28 ‘Hosenitz’, ‘Gegen der Goldmühle’ (Fiek, Uechtritz 1881; Schube 1903) i ‘Grobelwiese’ (Schube 1903) koło Bolesławca, AE35 Łagów (Peck, 1875, Barber 1901, Schube 1903), AE45 Łomnica (Peck, 1875, Barber 1901, Schube 1903), Mikułowa (Peck, 1875, Barber 1901, Schube 1903), AE46 Las Lubański (Herr 1928), Wyręba (Schube 1903), AE49 Płakowice (Fiek, Uechtritz 1881; Schube 1903), AE57 ‘Tannengrund’ (Fiek, Uechtritz 1881; Schube 1903) i ‘Zwicker’ (Schube 1903) koło Gryfowa Śląskiego, AE58 Oleszna Podgórska (Schube 1903), AE78 Szklarska Poręba (Schube 1915), AE79 Przesieka (Fiek, Uechtritz 1881), AE89 Bierutowice, obecnie Karpacz Górny (Fiek, Uechtritz 1881), BD76 Chróścina (Schube 1901), BD81 Gaworzyce (Schube 1903), BD83 Las Głogowski (Schube 1903, 1903a), BD86 Góra (Schalow 1933), BD95 Chobienia (Schube 1903), BD97 Laskowa (Schube 1903), BE01 Pogorzeliska (Schube 1904), BE02 Polkowice (Schube 1908), BE04 Między Tymową a Ustroniem (Schube 1903), BE11 Brzozy (Schube 1903, 1903a), BE13 Krzeczyn Wielki (Fiek, Uechtritz 1881; Schube 1903), Lubin (Schube 1903), Pieszków (Schube 1903), BE15 ‘Roβwiese’ koło Ścinawy (Schube 1903), BE23 Folwark Briese, obecnie Rzeszotary (Schube 1903), BE24 Między Wielowsią a Zaborowem (Schube 1903), BE26 Wołów (Wimmer, Grabowski 1829; Fiek, Uechtritz 1881; Schube 1903), BE27 Jodłowice (Fiek, Uechtritz 1881; Schube 1903), między Rościsławicami a ‘Hauffen’, nieistniejącą wioską koło Urazu(Wimmer, Grabowski 1829; Fiek, Uechtritz 1881; Schube 1903), BE28 Między Wilczynem a Ozorowicami (Schube 1903); ‘Rodelandberg’ koło Wilkowej (Schube 1903), BE33 Pawice, obecnie część Legnicy (Fiek, Uechtritz 1881; Schube 1903), BE37 Miękinia (Fiek, Uechtritz 1881; Schube 1903), BE39 Malin (Wimmer, Grabowski 1829; Fiek, Uechtritz 1881; Schube 1903); między Łąką a karczmą przy drodze do Milicza, obecnie Wisznia Mała (Schube 1903),

BE49 Biskupice Widawskie, obecnie część Wrocławia (Fiek, Uechtritz 1881; Schube 1903), BE52 Jawor (Fiek, Uechtritz 1881), prawdopo-dobnie chodzi o Kłonice (Schube 1903), BE57 Krobielowice (Fiek, Uechtritz 1881; Schube 1903), BE62 ‘Colige’ (Fiek, Uechtritz 1881) lub ‘Kohlie’ (Schube 1903) koło Bolkowa; Bolków Zdrój, nieistniejąca wioska, obecnie Stare Rochowice (Fiek, Uechtritz 1881; Schube 1903), Wierzchosławice (Schalow 1933), BE71 Miedzianka (Fiek, Uechtritz 1881), BE72 Bytom, nieistniejąca wioska, obec-nie część Pastewnika (Fiek, Uechtritz 1881; Schube 1903), BE76 Tąpadła (Schube 1903), BE78 Jezierzyce Wielkie (Fiek, Uechtritz 1881; Schube 1903), BE79 Warkocz (Fiek, Uechtritz 1881; Schube 1903), BE88 Piotrowice (Fiek, Uechtritz 1881; Schube 1903), BE89 Bierzyn (Schube 1903), między Jegłową a Krzywiną

Ryc. 1. Rozmieszczenie stanowisk kruszczyka błotne-go Epipac�s palustris w województwie dolnośląskim: a – stanowiska historyczne, b – stanowiska istniejące (numeracja wg wykazu w tekście), c – granica woje-wództwa dolnośląskiego, d – granica państwaFig. 1. Distribu�on of Epipac�s palustris in Lower Silesia Province: a – historical occurrence sites, b – exis�ngsites (numbering acc. to sites listed in this ar�cle),c – boundaries of Lower Silesia Province, d – state bor-ders

522


(Schube 1919), BE93 Sokołowsko (Schube 1903), BE95 Jugów (Schalow 1936), BF00 między Łężcami a Krępą (Fiek, Uechtritz 1881; Schube 1903), BF23 Kudowa Zdrój (Fiek, Uechtritz 1881; Schube 1903; Limpricht 1943), BF25 Pokrzywno (Schube 1916), BF36 wzgórze Iglicznia koło Międzygórza (Schube 1903), BF37 Strachocin (Fiek, Uechtritz 1881; Schube 1903), wzgórze Karpniak koło Lądka Zdroju (Schube 1903), CE00 między Postolinem a Karminem (Schube 1901, 1903), CE01 Sławoszowice (Schube 1915), CE10 Czeszów (Fiek, Uechtritz 1881; Schube 1903), CE21 Białe Błoto (Schube 1915), CE40 Kątna (Wimmer, Grabowski 1829; Fiek, Uechtritz 1881; Schube 1903), Mirków (Fiek, Uechtritz 1881; Schube 1903), CE51 Miłocice Małe (Schube 1909).

Stanowiska aktualne

1. AE79 Radomice (Narkiewicz 1999),2. BE13 Między Krzeczynem Wielkim

i Krzeczynem Małym (Szlachetka 1997),3. BE23 Miłoradzice (Szlachetka 1997),4. BE25 Dębno (Kącki 2007), 5. BE25 Krzydlina Mała (Kącki 2007), 6. BE25 Prawików (Miniewska, Graczyk

2010),7. BE52 Między Muchowem i Jurczycami

(Kwiatkowski 2006), 8. BE52 Muchów (Kwiatkowski 2006), 9. BE52 Pomocne (Kwiatkowski 2001,

2006),10. BE90 Niedamirów (Z. Dajdok,

K. Pender, Z. Kącki – npbl. 2004),11. BF24 Duszniki Zdrój, informacja

ogólna (Fiek, Uechtritz 1881; Schube 1903), prawdopodobnie chodzi o Przełęcz Polskie Wrota koło Dusznik Zdroju (Limpricht 1943; Procházka 1977; Jakubska i in. 2005; Smoczyk 2005),

12. BF24 Słoszów (Smoczyk 2010),13. BF36 Stary Waliszów (Czuluk 1999;

Pokorny 2001; Jakubska i in. 2005),14. CE30 Łozina (Kącki 2007).

Ocena stanu wybranych populacji

• Populacja na młace węglanowej w Rado-micach jest objęta monitoringiem od 15 lat (Cz. Narkiewicz –npbl.). W 1999 roku populacja li-czyła ponad 100 ramet, w tym 50 kwitnących (Narkiewicz 1999). W 2011 roku obserwowa-no jedynie 15 kwitnących pędów oraz znaczą-ce zmniejszenie ilości ramet wegetatywnych, Aktualnie populacja występuje na powierzch-ni 12 m2, a osobniki kruszczyka są zagłuszane przez inwazyjne gatunki nawłoci.

• Populacje położone pomiędzy Krze-czynem Małym a Krzeczynem Wielkim oraz w rejonie Miłoradzic zajmują łąki bagienne (młaki) oraz łąki zmiennowilgotne ze związ-ku Molinion, obie populacje liczą około 500 ra-met. W kolejnych sezonach wegetacyjnych ob-serwowano w nich znaczne fluktuacje poja-wu, zwłaszcza ramet wegetatywnych, związane prawdopodobnie z wahaniami poziomu wód gruntowych.

• W rejonie Dębna i Krzydliny Małej w la-tach 90. XX wieku na młakach przejściowych między Molinion a Caricetum davallianae ob-serwowano do kilku tysięcy ramet kruszczy-ka błotnego. Od 2008 roku obserwuje się na tych stanowiskach sukcesję trzciny pospolitej Phragmites australis. Obecnie łączna liczebność megapaopulacji nie przekracza 1000 ramet (E. Szczęśniak – nbpl.).

• Populacja z Prawikowa blisko Wołowa li-czy około 400 ramet, które rosną na łące zmien-nowilgotnej ze związku Molinion o ekstensyw-nym trybie użytkowania. Odnotowano tam po-czątkowe etapy sukcesji (Miniewska, Graczyk 2010).

• Niedamirów – w 2001 roku populacja na młace węglanowej liczyła około 50 kwitnących ramet na powierzchni 1,7 a (Z. Dajdok – npbl.). Obecnie nieznacznie zmniejszyła swoją liczeb-ność.

• W rejonie Dusznik Zdroju w trakcie pro-wadzonych w latach 2003−2011 badań w rejo-nie Przełęczy Polskie Wrota stwierdzono wy-cofywanie się populacji kruszczyka błotnego na skutek obniżenia się poziomu wód grunto-

523


wych. Populacja tego storczyka rosnąca w eu-troficznej młace z turzycą Davalla Caricetum davallianae znajduje się obecnie w fazie schył-kowej, a jej liczebność wynosi około 30% sta-nu z 2005 roku, kiedy stwierdzono 1847 ramet. Na badanym terenie zachodzi sukcesja z udzia-łem olszy czarnej Alnus glutinosa (ryc. 2), któ-ra została tu wprowadzona przez leśników. Na skutek utrudnionych warunków rozwojowych, część ocalałych genetów przesunęła się w kie-runku fragmentów łąki wolnych od podro-stu olszy. Populacja zdecydowanie zmniejszyła areał występowania.

• Populacja w Słoszowie znajduje się na młakach torfowiskowych Caricetum daval-lianae i łąkach wilgotnych Cirsietum rivularis w obszarze źródliskowym Brameckiej Wody na północno-wschodnim stoku góry Grzywacz. Populacja liczy ponad 5000 ramet rosnących w kilku subpopulacjach oddalonych od siebie w odległości 10–100 m.

• Zagrożona jest populacja w Starym Waliszowie, czego przejawem może być ob-serwowany coroczny spadek liczebności za-równo ramet wegetatywnych, jak i genera-tywnych. Największą liczebność ramet stwier-dzono w 2004 roku − 241 na powierzchni 16,7 m2. W roku 2005 obserwowano 63 rame-ty (Jakubska i in. 2005), a w roku 2011 – około 100. W populacji tej zmniejsza się liczba osob-ników generatywnych, co może być związane

ze wzrostem zacienienia powodowanego przez silny wzrost trzciny pospolitej Phragmites au-stralis i sitowia leśnego Scirpus sylvaticus.

Zagrożenia i możliwości ochrony

Większość stanowisk kruszczyka błotne-go w województwie dolnośląskim to populacje izolowane, skupione na niewielkich powierzch-niach, a duże odległości między nimi utrudnia-ją przepływ genów. Kwiaty kruszczyka, wraz ze znajdującym się na nich nektarem, są chęt-nie zjadane przez ślimaki (Jakubska i in. 2005) i sarny. Do zagrożeń dla siedlisk gatunku nale-żą: sukcesja i ekspansja gatunków towarzyszą-cych, zmiana sposobu użytkowania gruntów, np. celowe zalesianie oraz osuszanie terenów, zwłaszcza przy budowie nowych dróg.

W Polsce gatunek objęty jest ścisłą ochro-ną gatunkową i od dłuższego czasu znajdu-je się na Czerwonej liście roślin naczyniowych Polski w kategorii: narażony na wyginięcie (V) (Zarzycki, Szeląg 1992; 2006). W Republice Czeskiej gatunek ma status krytycznie zagrożo-nego wymarciem, jednak nie jest objęty ochro-ną prawną (Průša 2005). Na Czerwonej liście roślin naczyniowych Dolnego Śląska (Kącki i in. 2003) gatunek jest określany jako wymierają-cy (EN) i obecnie nie przewiduje się zmiany tej kategorii.

Ryc. 2. Podmokła łąka z Epipac�s palustris koło Dusznik Zdroju: A – stan z 2005 roku, B – stan z 2009 roku, C – stan z 2011 roku (A –17.07.2005 r., B – 28.07.2009 r., C – 15.07.2011 r., fot. A. Jakubska-Busse)Fig. 2. Epipac�s palustris on wet meadow near Duszniki Zdrój: A – the condi�on in 2005, B – the condi�on in 2009, C – the condi�on in 2011 (A – 17 July 2005, B – 28 July 2009, C – 15 July 2011, photos by A. Jakubska-Busse)

524


Dla zapewnienia odpowiednich warunków siedliskowych niezbędna jest ochrona całego ekosystemu. Na siedliskach z udziałem krusz-czyka błotnego występują również inne chronio-ne gatunki roślin, co stanowi podstawę do ob-jęcia ich ochroną, np. poprzez tworzenie użyt-ków ekologicznych. W ramach czynnej ochrony zalecane jest ekstensywne koszenie (poza okre-sem kwitnienia storczyka) lub sporadyczny wy-pas bydła. Wskazane jest również eliminowanie ekspansywnych taksonów, w szczególności olszy Alnus sp. i trzciny pospolitej.

Podsumowanie

Spośród 70 znanych stanowisk kruszczy-ka błotnego w województwie dolnośląskim ak-tualnie istnieje 14. Stan populacji tego gatun-

ku w województwie dolnośląskim jest gorszy niż np. na Pobrzeżu i Pojezierzu Kaszubskim (Kowalewska 1995). Obserwowane na więk-szości badanych stanowisk zmniejszenie licz-by wytwarzanych przez kruszczyka błotnego pędów (ramet) w kolejnych sezonach wegeta-cyjnych, połączone z pogorszeniem warunków siedliskowych wskazuje na konieczność wpro-wadzenia ochrony czynnej. Gatunek został ob-jęty dodatkowymi badaniami i okresowym mo-nitoringiem stanowisk.

Podziękowania

Autorzy dziękują Zygmuntowi Dajdokowi, Ewie Szczęśniak, Krystynie Pender, Zygmuntowi Kąckiemu oraz Michałowi Smoczykowi za infor-macje o stanowiskach i pomoc w badaniach tereno-wych.

PIŚMIENNICTWO

Barber E. 1901. Flora der Oberlaustitz II. Teil die Gymnospemen und Monocotyledonen: Rosales. Abh. Natursforsch. Ges. Görlitz. 27: 1–169.

Bena W. 1999. Wymarłe rośliny chronione polskiej części Górnych Łużyc. Roczn. Jeleniogórski XXXI: 93–100.

Czuluk J. 1999. Stan populacji kukułki szerokolist-nej Dactylorhiza majalis w Krowiarkach (Sudety Wschodnie) w latach 1995 i 1996. Prz. Przyr. 10 (3–4): 151–156.

Delforge P. 2006. Orchids of Europe, North Africa and the Middle East. A&C Black, London.

Fiek E., Uechtritz v. R. 1881. Flora von Schlesien preussischen und ősterreichischen Anteils ent-haltend die wildwachsende, verwilderte und angebaute Phanerogamen und Gefäss-Crypto-gamen. J. U. Kern’s Verl., Breslau.

Herr O. 1928. Die Naturdenkmäler des Kreis Lau-ban. W: Heimatbuch des Kreises Lauban. Mar-klissa 1928: 104–116.

Jakubska A., Smoczyk M., Kadej M. 2005. Kruszczyk błotny Epipactis palustris (L.) Crantz na Ziemi Kłodzkiej. Przyr. Sud. 8: 3–12.

Kącki Z. 2007. Comprehensive syntaxonomy of Mo-linion meadows in southwestern Poland. Acta Bot. Sil. Monogr. 2: 1–134.

Kącki Z., Dajdok Z., Szczęśniak E. 2003. Czerwona lista roślin naczyniowych Dolnego Śląska. W: Kącki Z. (red). Zagrożone gatunki flory naczy-niowej Dolnego Śląska. Wyd. „pro Natura”, Wro-cław: 9–65.

Kowalewska J. 1995. Stan zachowania i formy zagro-żeń Epipactis palustris (L.) Crantz na terenie Po-brzeża i Pojezierza Kaszubskiego. Bad. Fizj. Pol. Zach. Seria B, 44: 173–177.

Kwiatkowski P. 2001. Projekt ochrony szaty roślin-nej Gór Kaczawskich i ich Pogórza. Ann. Sil. 31: 5–26.

Kwiatkowski P. 2006. Current state, separateness and dynamics of vascular flora of the Góry Kaczaw-skie (Kaczawskie Mountains) nad Pogórze Ka-czawskie (Kaczawa Plateau). I. Distribution atlas of vascular plants. W. Szafer Institute of Botany, Polish Academy of Sciences, Kraków.

Limpricht W. 1943. Kalkpflanzen der westlichen Grafschatz Glatz. Englers Bot. Jahrb. 73 (2): 151–174.

Matuszkiewicz W. 2005. Przewodnik do oznaczania zbiorowisk roślinnych Polski. Wyd. PWN, War-szawa.

Miniewska M., Graczyk M. 2010. Dokumentacja przyrodnicza – siedliskowa na potrzeby pro-

525


gramu rolnośrodowiskowego prowadzonego w latach 2007-2013 dla obszaru Natura 2000 Dębniańskie Mokradła PLH20002 Park Krajo-brazowy „Dolina Jezierzycy“, 28.12.2010 r.

Narkiewicz C. 1999. Storczyki (Orchidaceae) Parku Krajobrazowego Doliny Bobru. Roczn. Jelenio-górski 31: 11–21.

Peck R. 1875. Beiträge zur Flora der Oberlausitz. Abh. Naturforsch. Ges. Görlitz 15: 179–185.

Piękoś-Mirkowa H., Mirek Z. 2003. Flora Polski. Atlas roślin chronionych. Wyd. Multico, Warszawa.

Pokorny J. 2001. Zespół Cirsietum rivularis (Ralski 1931) z Dactylorhiza majalis (Rchb.) Hunt et Summerh. w Krowiarkach (Sudety Wschodnie). Ann. Sil. 31: 59–80.

Proházka F. 1977. Kvétena. W: Roček Z. (red.). Příro-da Orlických hor a Podorlicka. Státní zeměděl-ské nakladatesltví, Praha: 337–402.

Proházka F., Velísek V. 1983. Orchideje naší přírody. Academia, Praha.

Průša D. 2005. Orchideje České republiky. Comput-er Press, Brno.

Schalow E. 1933. Die Ergebnisse der Durchforschung der schlesichen Gefässpflanzen im Jahre 1932. J.-Ber. Schles. Gesell. vaterl. Cultur 105: 154–173.

Schalow E. 1936. Die Ergebnisse der Durchforschung der schlesichen Gefässpflanzen im Jahre 1935. J.-Ber. Schles. Gesell. vaterl. Cultur 108: 66–81.

Schube T. 1901. Die Ergebnisse der Durchforschung der schlesichen Gefässpflanzen im Jahre 1900. J.-Ber. Schles. Gesell. vaterl. Cultur 78: 94–115.

Schube T. 1903. Die Verbreitung der Gefäßpflanzen in Schlesien preussischen und ősterreichischen Anteils. R. Nischkowsky Verl., Breslau.

Schube T. 1903a. Die Ergebnisse der Durchforschung der schlesichen Gefässpflanzen im Jahre 1902. J.-Ber. Schles. Gesell. vaterl. Cultur 80: 33–59.





Schube T. 1916. Die Ergebnisse der Durchfor-schung der schlesichen Gefässpflanzen im Jah-re 1915. J.-Ber. Schles. Gesell. vaterl. Cultur 93: 35–45.


Smoczyk M. 2005. Rzadkie i zagrożone gatunki ro-ślin naczyniowych Gór Bystrzyckich i Orlickich (Sudety Środkowe) – cz.2. Przyr. Sud. 8: 17–34.

Smoczyk M. 2010. Rzadkie i zagrożone rośliny na-czyniowe Pogórza Orlickiego (Sudety Środko-we) – część 1. – Przyr. Sud. 13: 53–70.

Smoczyk M., Jakubska A. 2006. Rozmieszczenie storczykowatych Orchidaceae w Górach By-strzyckich (Sudety Środkowe). Przyr. Sud. 9: 47–60.

Szlachetka A. 1997. Inwentaryzacja przyrodnicza gminy Lubin. Rośliny i grzyby, zwierzęta. Fun-dacja Ekologiczna Ziemi Legnickiej „Zielona Akcja”, Legnica.

Szlachetko D.L. 2001. Flora Polski. Storczyki. Wyd. Multico, Warszawa.

Szlachetko D.L., Skakuj M. 1996. Storczyki Polski. Wyd. Sorus, Poznań.

Vlčko J., Dítě D., Kolník M. 2003. Orchids of Slova-kia. Vstavačovité Slovenska, Banská Bystrica.

Williams J.G., Williams A.E., Arlott N. 1978. Or-chids of Britain and Europe with North Africa and the Middle East. Collins, London.

Wimmer F., Grabowski H. 1829. Flora Sil. II. Vrat.Wyrzykiewicz-Raszewska M., Brzeg A., Kuświk H.

2001. Interesujące stanowisko kruszczyka błot-nego Epipactis palustris (L.) Crantz w Koziegło-wach koło Poznania. Roczn. AR Pozn. 334, Bot. 4: 215–220.

Zając A. 1978. Założenia metodyczne „Atlasu roz-mieszczenia roślin naczyniowych w Polsce”. Wiad. Bot. 22 (3): 145–155.

Zarzycki K., Szeląg Z. 1992. Czerwona lista roślin na-czyniowych zagrożonych w Polsce. W: Zarzycki K., Wojewoda W., Heinrich Z. (red.). Lista roślin zagrożonych w Polsce (wyd. 2). Inst. Bot. im. W. Szafera, PAN, Kraków: 87–98.

Zarzycki K., Szeląg Z. 2006. Czerwona lista roślin naczyniowych w Polsce. W: Mirek Z., Zarzycki K., Wojewoda W., Szeląg Z. (red.). Czerwona li-sta roślin i grzybów Polski. Inst. Bot. im. W. Sza-fera, PAN, Kraków: 11–20.

526



Jakubska-Busse A., Śliwiński M. Marsh Helleborine Epipac�s palustris in Lower Silesia Province – occurrence, threats and recommenda�ons for protec�on

Detailed studies on populations of Epipactis palustris (L.) Crantz have been carried out in selected regions of Lower Silesia Province since 2003. Original data from studies of German researchers, who had examined the issue in Lower Silesia Province until 1945, were used in the study. Marsh helleborine in this area was relatively abundant until 1945. As many as 70 sites had been reported from this region before 1945, which were situated mainly in forests (Schube 1903, 1903a, 1916; Herr 1928; Schalow 1933), along riversides (Wimmer, Grabowski 1829; Schube 1901; Schalow 1936) and on marshlands (Schube 1904).

After 1945, Marsh helleborine was seldom studied in Lower Silesia Province and there are no detailed studies on this species from that time. Epipactis palustris is present on the list of the most endangered species in the region (Kącki et al. 2003), yet without a detailed description or confirmed occurrence sites. Only 14 sites of E. palustris have been known in Lower Silesia Province until the present day (Radomice, between Krzeczyn Wielki and Krzeczyn Mały, Miłoradzice, Dębno, Krzydlina Mała, Łozina, between Muchów and Jurczyce, Muchów, Pomocne, Duszniki Zdrój, Stary Waliszów), three new sites of the species were found in Niedamirów, Prawików and Słoszów (Fig. 1). At present, the species completely withdrew from riparian forests. Water seepage areas (Narkiewicz 1999) and wet meadows (Kwiatkowski 2006), e.g. Cirsietum rivularis (Pokorny 2001) and Selino--Molinietum with variable moisture content (Kącki 2007) are the habitats where the species still occurs.

The most serious threat for the existence of the species are deterioration of natural habitats, ploughing, drainage, re-cultivation of an area, as well as secondary succession (Piękoś-Mirkowa, Mirek 2003). Inappropriate exploitation of meadows can also pose a threat to marsh helleborine as it does not tolerate intensive grazing or regular cutting, particularly during the flowering season. The species is described as highly endangered because of major human interference in its natural habitats, which changes the number of habitats potentially available for this species (Kowalewska 1995).

527

ARTYKUŁY


Kolonizacja kęp śmiałka darniowego Deschampsia caespitosa przez ginące gatunki zmiennowilgotnych łąk trzęślicowych Molinietum caeruleae

Coloniza�on of Deschampsia caespitosa tussocks by threatened species of blue moor-grass meadows Molinietum caeruleae

KINGA KOSTRAKIEWICZ

Zakład Ekologii RoślinInstytut Botaniki, Uniwersytet Jagielloński31–512 Kraków, ul. Lubicz 46e-mail: [email protected]

Słowa kluczowe: rekrutacja siewek, ginące gatunki, kępy śmiałka darniowego, łąka trzęślicowa.

W latach 2008–2010 badano w warunkach kontrolowanych kolonizację kęp śmiałka darniowe-go Deschampsia caespitosa L. pochodzących z płatów łąk trzęślicowych Molinietum caeruleae W. Koch 1926 o zróżnicowanym składzie florystycznym przez osobniki zagrożonych gatunków, ro-ślin. W puli siewek stwierdzono obecność goryczki wąskolistnej Gentiana pneumonanthe, goździ-ka pysznego Dianthus superbus, pełnika europejskiego Trollius europaeus oraz kosaćca syberyj-skiego Iris sibirica. W areale osobników Deschampsia caespitosa pochodzących z różnych płatów wykiełkowała zbliżona liczba siewek. Ponadto stwierdzono, że kępy o mniejszej średnicy były sła-biej kolonizowane niż te, które cechowały większe rozmiary. Zaprezentowane obserwacje dowo-dzą, że kępy śmiałka darniowego występujące pospolicie w zarastających obecnie płatach łąk trzę-ślicowych stanowią bezpieczne miejsce do kiełkowania ustępujących taksonów i przyczyniają się do przedłużenia trwania ich populacji w zasiedlonym miejscu.

Wstęp

Obecnie coraz więcej siedlisk naturalnych i półnaturalnych, zajmujących w przeszłości znaczne terytoria ulega fragmentacji (Adamski 2007). Zjawisko zmniejszania powierzchni zbio-rowisk dotyczy m.in. wilgotnych i zmiennowil-gotnych łąk. Stopniowemu spadkowi ich are-ału sprzyja zaprzestanie użytkowania skutkujące wkraczaniem trzciny pospolitej Phragmites au-stralis oraz krzewiastych gatunków wierzb Salix sp. Również znaczny udział wysokokępowych traw i turzyc prowadzi do wypierania wielu ga-tunków. Z drugiej strony trzony kęp mogą sta-

nowić bezpieczne miejsca do kiełkowania wie-lu taksonów łąkowych oraz przyczyniać się do przedłużania trwania ich populacji w zasiedlo-nym miejscu. Takie zjawisko zaobserwowano m.in. w płatach łąk ostrożeniowych Cirsietum rivularis, w których w pierwszych latach po za-przestaniu koszenia odnotowano regresję ga-tunków łąkowych, a następnie ich powrót w na-stępstwie zasiedlania obumierających osobni-ków turzycy darniowej Carex cespitosa (Falińska 2003). Również inni autorzy (Brzosko 1991; Borkowska i in. 2005; Borkowska, Dzido 2010) podkreślali znaczenie osobników wyżej wymie-nionego gatunku w tworzeniu rezerwuaru dia-

528


spor oraz bezpiecznych miejsc do rekrutacji sie-wek licznych taksonów.

Pomimo rosnącego zainteresowania pro-blem zasiedlania roślin kępowych przez osob-niki innych gatunków nie został jeszcze wy-starczająco poznany w płatach zmiennowilgot-nych łąk trzęślicowych Molinietum caeruleae W. Koch 1926, zaliczanych do najbardziej zagro-żonych zbiorowisk w Europie (Denisiuk 1991) i włączonych w międzynarodową sieć Natura 2000 (Interpretation 2003; Kącki, Załuski 2005). W miejscach występowania wspomniane-go zbiorowiska coraz częściej notuje się obec-ność obfitych populacji śmiałka darniowego Deschampsia caespitosa L. (np. Grzelak, Bocian 2006; Jermaczek-Sitak 2008). Gatunek ten należy do roślin klonalnych o falangowej strategii wzro-stu wynikającej z obecności krótkich międzywęź-li i blisko sąsiadujących pędów. Osobniki żyją po-nad 30 lat i w tym czasie stopniowo powiększa-ją areał, pomnażając jednostki nadziemne i roz-budowując organy podziemne. Procesowi rozra-stania towarzyszy obumieranie najstarszych czę-ści, skutkujące pojawieniem się wolnych miejsc w centralnej części kępy, a następnie jej rozpa-dem na jednostki potomne (Davy 1980).

W związku z niezadowalającym stanem wiedzy przeprowadzono obserwacje rekru-tacji siewek rzadkich gatunków w areale kęp Deschampsia caespitosa pobranych z płatów Molinietum caeruleae o odmiennych warun-

kach bytowania. Cele szczegółowe podjętych badań koncentrowały się wokół odpowiedzi na następujące pytania:

1. Jakie gatunki kiełkują na kępach?2. Czy liczba siewek poszczególnych tak-

sonów pojawiająca się na kępach pobranych z miejsc o innym składzie florystycznym jestzróżnicowana?

3. Czy areał kęp wpływa na rekrutację sie-wek badanych gatunków?

Teren badań i metody

Wybrane do badań płaty zmiennowilgot-nych łąk trzęślicowych Molinietum caerule-ae były zlokalizowane w Kostrzu na południe od szosy z Tyńca do Krakowa, w odległości około 400 m od skrzyżowania ulic Tynieckiej i Winnickiej (ryc. 1). Cechowała je obecność populacji ginących gatunków, takich jak: ko-saciec syberyjski Iris sibirica, pełnik euro-pejski Trollius europaeus, goryczka wąsko-listna Gentiana pneumonanthe, mieczyk da-chówkowaty Gladiolus imbricatus, goździk pyszny Dianthus superbus, kruszczyk błotny Epipactis palustris oraz gółka długoostrogowa Gymnadenia conopsea. Płaty różniły się takso-nami dominującymi oraz udziałem osobników śmiałka darniowego.

Płat I, mierzący około 1500 m2, zdomino-wany był przez niewielkie gatunki łąkowe, takie jak: groszek łąkowy Lathyrus pratensis, komo-nica zwyczajna Lotus corniculatus, firletka po-szarpana Lychnis flos-cuculi oraz czarcikęs łąko-wy Succisa pratensis, a populacja śmiałka dar-niowego liczyła kilkanaście osobników.

W płacie II, o powierzchni około 1600 m2, przeważały wysokokępowe trawy: trzęślica mo-dra Molinia caerulea i śmiałek darniowy, które-go populacja liczyła ponad 50 osobników.

Płat III, o powierzchni około 2100 m2, cha-rakteryzował się znacznym udziałem wierzby szarej Salix cinerea oraz wierzby rokity S. re-pens subsp. rosmarinifolia. Występująca tu po-pulacja śmiałka darniowego liczyła ponad 30 osobników.

Ryc. 1. Lokalizacja terenu badań: a – płat I, b – płat II, c – płat III, d – zabudowaniaFig. 1. Loca�on of the study area: a – patch I, b – patch II,� c – patch III, d – buildings

529

K. Kostrakiewicz Kolonizacja kęp śmiałka darniowego przez ginące gatunki

Z każdego płatu pobrano 5 małych kęp śmiałka darniowego o średnicy nie większej niż 30 cm oraz 5 dużych – o średnicy przekra-czającej 40 cm (ryc. 2). Po przewiezieniu osob-ników do laboratorium ucięto wszystkie pędy nadziemne i usunięto obumarłą materię orga-niczną. Następnie kępy rozcięto na warstwy i umieszczono w kuwetach. Pojaw siewek (ro-ślin z liścieniami i pierwszym liściem) oraz osobników juwenilnych obserwowano w od-stępach 7-dniowych w latach 2008–2010. Przy oznaczaniu siewek posługiwano się kluczem Csapodý (1968) i Muller (1978). Oznaczone i policzone osobniki przeniesiono do ogrodu doświadczalnego. Do zweryfikowania istotno-ści statystycznej różnic między liczbą siewek poszczególnych gatunków odnotowaną na kę-pach pochodzących z płatów o odmiennym składzie florystycznym zastosowano test HKruskala-Wallisa. Istotność różnic między licz-bą siewek każdego taksonu stwierdzoną na ma-łych i dużych kępach sprawdzano przy pomocy testu U Manna-Whitneya.

Wyniki

Kępy śmiałka darniowego pobrane z płatów zdominowanych przez różne gatunki stanowi-ły bezpieczne miejsca do kiełkowania siewek goryczki wąskolistnej (łącznie 225 osobników), goździka pysznego (221 osobników), pełnika europejskiego (208 osobników) oraz kosaćca syberyjskiego (171 osobników).

Rekrutacja siewek poszczególnych gatun-ków obserwowana w areale kęp śmiałka darnio-wego pobranych z różnych płatów była zbliżona. W sumie naliczono od 62 do 95 siewek goryczki wąskolistnej, od 61 do 81 – goździka pysznego, od 61 do 77 – pełnika europejskiego oraz od 49 do 63 – kosaćca syberyjskiego (ryc. 3).

Większą rekrutację siewek zaobserwowa-no w areale dużych kęp Deschampsia caespitosa niż w obrębie osobników o mniejszych rozmia-rach. Biorąc pod uwagę wszystkie płaty na nie-wielkich kępach średnio rozwinęło się od 3,8 do 7,0 siewek goryczki wąskolistnej, od 5,4 do 7,0 – goździka pysznego, od 4,8 do 6,0 – pełni-

ka europejskiego oraz od 3,8 do 4,2 – kosaćca syberyjskiego. Na dużych kępach odnotowano od 7,6 do 12,0 młodych osobników Gentiana pneumonanthe, od 6,8 do 9,2 – Dianthus super-bus, od 7,4 do 9,2 – Trollius europaeus oraz od 5,8 do 8,4 – Iris sibirica (ryc. 4).

Dyskusja

Liczni autorzy (Špačková i in. 1998; Kotorová, Lepš 1999; Poshold, Biewer 2005) podkreśla-li, że w płatach Molinietum caeruleae pojaw sie-wek zachodzi bardzo rzadko, a rekrutację no-wych osobników umożliwiają jedynie luki w po-krywie roślinnej i ściółce. Późniejsze obserwa-cje dowiodły, że znacznie więcej siewek pojawia się w odsłonięciach powstałych w płatach zdo-minowanych przez niewielkie gatunki łąkowe niż w miejscach cechujących się przewagą wy-sokokępowych traw lub krzewiastych gatunków wierzb (Kostrakiewicz 2010). Zaprezentowane w niniejszej publikacji wyniki wykazały, że rolę

Ryc. 2. Kępy śmiałka darniowego Deschampsia caespi-tosa pobrane z powierzchni badawczej (7.07.2008 r., fot. K. Kostrakiewicz)Fig. 2. Tussocks of the tu�ed hair-grass Deschampsia caespitosa collected from the experimental patch (7 July 2008, photo by K. Kostrakiewicz)

530


bezpiecznych miejsc do kiełkowania ustępują-cych gatunków w wyżej wymienionych płatach odgrywają także kępy śmiałka darniowego.

Przeprowadzone w warunkach kontrolowa-nych obserwacje dowiodły, że liczba siewek po-szczególnych taksonów pojawiająca się w are-

Ryc. 3. Liczba siewek goryczki wąskolistnej Gen�ana pneumonanthe, goździka pysznego Dianthus superbus, pełnika europejskiego Trollius europaeus i kosaćca syberyjskiego Iris sibirica odnotowana w areale kęp śmiał-ka darniowego Deschampsia caespitosa pobranych z płatów Molinietum caeruleae zdominowanych przez niewielkie gatunki łąkowe (a), wysokokępowe trawy (b) oraz krzewiaste gatunki wierzb (c): H – ANOVA, test H Kruskala-Wallisa, ns – nieistotneFig. 3. The numbers of seedlings of the marsh gen�an Gen�ana pneumonanthe, superb pink Dianthus super-bus, globeflower Trollius europaeus and Siberian iris Iris sibirica recorded on tussocks of the tu�ed hair-grassDeschampsia caespitosa collected from Molinietum caeruleae communi�es dominated by small meadow species(a), large-tussock grasses (b) and willows (c): H – ANOVA, the H Kruskal-Wallis test, ns – not significant

ale osobników śmiałka darniowego pobranych z powierzchni o odmiennej kompozycji flory-stycznej była zbliżona. Jednocześnie należy za-znaczyć, że w warunkach naturalnych rekrutacja siewek może być mniejsza. Eksperymenty wie-lu autorów wykazały, że liczba młodych osobni-

531


ków pojawiających się w areale kęp spada wsku-tek ograniczenia ilości dostępnej wody, światła i

Ryc. 4. Średnia liczba siewek goryczki wąskolistnej Gen�ana pneumonanthe, goździka pysznego Dianthus su-perbus, pełnika europejskiego Trollius europaeus i kosaćca syberyjskiego Iris sibirica odnotowana w areale ma-łych i dużych kęp śmiałka darniowego Deschampsia caespitosa pobranych z płatów Molinietum caeruleae zdo-minowanych przez niewielkie gatunki łąkowe (a), wysokokępowe trawy (b) oraz krzewiaste gatunki wierzb (c). Gwiazdki oznaczają istotne różnice pomiędzy liczbą siewek odnotowaną w areale małych (d) i dużych kęp (e) (ANOVA, test U Manna-Whitneya): *p < 0,1, **p < 0,01, ns – nieistotne Fig. 4. The mean numbers of seedlings of the marsh gen�an Gen�ana pneumonanthe, superb pink Dianthus super-bus, globeflower Trollius europaeus and Siberian iris Iris sibirica recorded on small and large tussocks of the tu�edhair-grass Deschampsia caespitosa collected from Molinietum caeruleae communi�es dominatedbysmall meadowspecies (a), large-tussock grasses (b) and willows (c). Asterisks mean sta�s�cally significant differences between the number of seedlings found in small (d) and large tussocks (e) (ANOVA, the U Mann-Whitney test): *p < 0,1, **p < 0,01, ns – not significant

nutrietów przez nadziemne części zasiedlanych turzyc i traw (Levine 2001), osobniki innych

532


gatunków (Crain, Bertness 2005), jak również stopniowo gromadzoną obumarłą materię orga-niczną (Lord, Lee 2001). Przedstawione rezulta-ty badań wykazujące, że niezależnie od charak-teru siedliska wymiar kęp wpływa na liczbę za-siedlających je siewek, są zgodne z obserwacjami Falińskiej (2003), Borkowskiej (2004) oraz Dzido i Borkowskiej (2010) prowadzonymi w płatach zarastających łąk ostrożeniowych. Wyżej wymie-nione autorki stwierdziły, że duże i starsze kępy turzycy darniowej oferują większą powierzchnię do rekrutacji siewek niż mniejsze osobniki.

W świetle przeprowadzonych obserwacji należy stwierdzić, że usuwanie nagromadzo-nej ściółki oraz ścinanie części nadziemnych zwłaszcza w dużych kępach śmiałka darniowe-go może się przyczynić do praktycznej ochrony zarastających płatów zmiennowilgotnych łąk trzęślicowych Molinietum caeruleae. Powstanie bezpiecznych miejsc do kiełkowania siewek skutkuje rekrutacją osobników zagrożonych taksonów, wzrostem liczebności ich populacji i zwiększeniem szans na przetrwanie w zmie-niających się warunkach bytowania.

PIŚMIENNICTWO

Adamski P. 2007. Fragmentacja siedlisk i jej ekolo-giczne konsekwencje. W: Grzegorczyk M. (red.). Integralna Ochrona Przyrody. IOP PAN, Kra-ków: 85–88.

Borkowska L. 2004. Wzorce rekrutacji siewek gatun-kow klonalnych w zbiorowisku niekoszonej łąki Cirsietum rivularis Ralski 1931. Wyniki badań eksperymentalnych. Phytocenosis 16 (N.S) Ar-chivum Geobot., 10: 1–71.

Borkowska L., Dzido A. 2010. The species composi-tion of seed bank in the core tussocks of Carex cespitosa. W: Procedings of the 55th meeting of the Polish Botanical Society „Planta in vivo, in vitro et in silico” 6–12 September 2010, Warsaw, Poland Acta Soc. Bot. Pol. 79, suppl. 1: 33.

Borkowska L., Krechowski J., Piórek K. 2005. Grass seeds bank in tussocks of Carex cespitosa L. W: Frey L. (red.). Biology of Grasses. W. Szafer Insti-tute of Botany, PAS, Kraków: 363–372.

Brzosko E. 1991. Zasiedlanie kęp Carex cespitosa L. przez inne gatunki w toku sukcesji wtórnej. Phy-tocenosis 3 (N.S) Sem. Geobot. 1: 1–104.

Crain C.M., Bertness M.D. 2005. Community im-pacts of a tussock sedge: is ecosystem engine-ering important in benign habitats? Ecology 86 (10): 2695–2704.

Csapodý V. 1968. Keimlingsbestimmungsbuch der Dikotyledonen. Akademiai Kiado, Budapeszt.

Davy A.J. 1980. Biological flora of the British Isles.Deschampsia caespitosa (L.) Beauv. J. Ecol. 68: 1075–1096.

Denisiuk Z. 1991. Interaction between agriculture and nature conservation in Poland. ICUN Press, Gland, Switzerland and Cambridge, UK, 12: 1–162.

Dzido A., Borkowska L. 2010. The size of tussocks ofCarex cespitosa and species occurring in them. W: Procedings of the 55th meeting of the Polish Botanical Society „Planta in vivo, in vitro et in silico” 6–12 September 2010, Warsaw, Poland. Acta Soc. Bot. Pol. 79, suppl. 1: 37.

Falińska K. 2003. Alternatywne drogi sukcesji: wzor-ce wymiany gatunków na łąkach porzuconych od 30 lat. Phytocenosis 16 (N.S) Archivum Geo-bot. 15: 1–104.

Grzelak M., Bocian T. 2006. Zróżnicowanie geobota-niczne zbiorowisk seminaturalnych doliny No-teci Bystrej oraz ich rola w krajobrazie. Annales UMCS, Sec. E 61: 257–266.

Interpretation Manual of European Union Habi-tats – EUR 25, version April 2003 –European Commission, DG Environment. Nature and biodiversity [http://ec.europa.eu/environment/nature/legislation/habitatsdirective/docs/2007_07_im.pdf]; dostęp: 8.12.2011 r.

Jermaczek-Sitak M. 2008. Cenne elementy szaty roślinnej kompleksu łąk zmiennowilgotnych w Dolinie Odry pod Nową Solą. Prz. Przyr. 19 (3–4): 77–85.

Kącki Z., Załuski T. 2004. Zmiennowilgotne łąki trzęślicowe (Molinion caeruleae). W: J. Herbich (red.). Murawy, łąki, ziołorośla, wrzosowiska, zarośla. Poradniki ochrony siedlisk i gatunków Natura 2000 – podręcznik metodyczny. Tom 3. Ministerstwo Środowiska, Warszaw:a 159–170.

Kostrakiewicz K. 2010. Wpływ luk na rekrutację siewek ginących gatunków w płatach łąk trzę-ślicowych Molinietum caeruleae W. Koch 1926. Chrońmy Przyr. Ojcz. 66 (3): 184–189.

533


Kotorová I., Lepš J. 1999. Comparative ecology of seedling recruitment in an oligotrophic wet meadow. J. Veg. Sci. 10: 175–186.

LaDeau S.L., Ellison A.M. 1999. Seed bank compo-sition of a Northeastern U.S tussocks swamp. Wetlands 19 (1): 255–261.

Lepš J. 1999. Nutrient status, disturbance and com-petition: an experimental test of relationships in a wet meadows. J. Veg. Sci. 10: 219–230.

Levine J.M. 2001. Local interactions, dispersal, and native and exotic plant diversity along a Cali-fornia stream. Oikos 95: 397–408.

Lord L.A., Lee T.D. 2001. Interactions of local and regional processes: species richness in tussocks sedge communities. Ecology 82 (2): 313–318.

Muller F.M. 1978. Seedlings of the North-Western European lowland. A flora of seedlings. Dr W. Junk B.V. Publishers, The Hague, Boston.

Poshold P., Biewer H. 2005. Diaspore and gap avail-ability are limiting species richness in wet meadows. Folia Geobot. 40: 13–34.

Špačková I., Kotorová I., Lepš J. 1998. Sensivity of seedling recruitment at two different scales in a limestone grassland. Oikos 65: 433–442.


Kostrakiewicz K. Coloniza�on of Deschampsia caespitosa tussocks by threatened species of blue moor-grass meadows Molinietum caeruleae

The paper presents the results of investigations carried out in three patches of moor-grass meadows located in Kraków–Kostrze (S Poland). In each of them, rare species occurred, i.e. Siberian iris Iris sibirica, globeflower Trollius europaeus, marsh gentian Gentiana pneumonanthe, meadow gladiolus Gladiolus imbricatus, superb pink Dianthus superbus, western marsh orchid Dactylorhiza majalis, marsh helleborine Epipactis palustris, fragrant orchid Gymnadenia conopsea. Patches differed in dominant species and abundance of the tufted hair--grass Deschampsia caespitosa population. Patch I (ca 1 500 m2) was dominated by small meadow species; the population of the tufted hair-grass consisted of more than ten individuals. Patch II (ca 1 600 m2) was dominated by large-tussock grasses; the number of Deschampsia caespitosa tussocks was about fifty individuals. Patch III (ca 2 500 m2) was overgrown by willows and the population of the tufted hair-grass with about thirty individuals. From each patch, 5 small (up to 30 cm in diameter) and 5 large (more than 40 cm in diameter) tussocks of tufted hair-grass Deschampsia caespitosa were collected and transported to an experimental garden. The species and seedlings appearance was observed in the period 2008–2010.

Seedlings of Gentiana pneumonanthe, Dianthus superbus, Trollius europaeus and Iris sibirica appeared on tussocks. The number of seedlings of particular species appeared on specimens collected from different patches was similar. The abundance of generative offspring was greater in big tussocks that in smaller ones. The presented observations showed that the occurrence of tufted hair-grass tussocks in Molinietum caeruleae patches might enhance the chance of survival of endangered species in variable habitat conditions.

534

ARTYKUŁY


Rzadkie i zagrożone rośliny naczyniowe na siedliskach antropogenicznych w okolicach Lubska i Żar

Rare and threatened vascular plants in anthropogenic habitats in the vicinity of Lubsko and Żary (W Poland)

PIOTR KOBIERSKI1, ROMAN RYŚ2

1 68–300 Lubsko, Górzyn 63e-mail: [email protected]

2 68–200 Żary, ul. Męczenników Oświęcimskich 10/12e-mail: [email protected]

Słowa kluczowe: siedliska antropogeniczne, rośliny zagrożone, nowe stanowiska, Wzniesienia Żarskie, Obniżenie Nowosolskie.

W latach 2008–2009 w okolicy Lubska i Żar (powiat żarski, woj. lubuskie) przeprowadzono inwen-taryzację kilkunastu wybranych obiektów pochodzenia antropogenicznego, między innymi zbior-ników pokopalnianych, glinianek, żwirowni, stawów rybnych i rowów melioracyjnych. Na zba-danym obszarze stwierdzono stanowiska 18 chronionych gatunków roślin, 40 gatunków z Czer-wonej listy roślin naczyniowych Wielkopolski oraz 16 gatunków wymienianych na Czerwonej li-ście roślin naczyniowych w Polsce. Najcenniejsze z nich to: gałuszka kulecznica Pilularia globuli-fera, nadwodnik sześciopręcikowy Elatine hexandra, nadwodnik naprzeciwlistny Elatine hydro-piper, nadwodnik trójpręcikowy Elatine triandra, rosiczka pośrednia Drosera intermedia, turzy-ca Reichenbacha Carex pseudo-brizoides, widłaczek torfowy Lycopodiella inundata i wrzosiec ba-gienny Erica tetralix.

Wstęp

Pochodzenie obiektów antropogenicznych w okolicach Lubska i Żar związane jest z no-towaną od kilku stuleci aktywnością gospo-darczą człowieka i budową geologiczną terenu. Surowce mineralne były tu przedmiotem inten-sywnej eksploatacji, zwłaszcza w XIX i XX wie-ku. Pozostałością po działalności wydobywczej są obecnie liczne odkrywki, wyrobiska, zbior-niki pokopalniane i glinianki, nasypy kolejek kopalnianych i ciągi zapadlisk po zawalonych podziemnych chodnikach. Innym elemen-tem przekształceń antropogenicznych są sta-

wy rybne oraz torfianki i doły potorfowe, zwią-zane z dawną eksploatacją torfu. Znaczna po-wierzchnia terenów podmokłych była przed-miotem intensywnych melioracji. Rezultatem wieloletnich prac osuszających jest dzisiaj gęsta sieć kanałów, rowów melioracyjnych i opasko-wych oraz grobli. Zbiorniki pokopalniane, sta-wy i inne sztuczne akweny odgrywają obecnie ważną rolę w zachowaniu różnorodności biolo-gicznej, stanowiąc w wielu przypadkach refugia zagrożonej flory.

Przedmiotem niniejszego opracowania są rzadkie i zagrożone wyginięciem gatunki roślin naczyniowych związane ze wspomnianymi sie-

535

P. Kobierski i R. Ryś Rzadkie i zagrożone rośliny naczyniowe w okolicach Lubska i Żar

dliskami antropogenicznymi. Watro zaznaczyć, że w tej części powiatu żarskiego siedliska te nie były dotąd przedmiotem kompleksowych ba-dań botanicznych. Nieliczne wzmianki w lite-raturze podawane były przez Deckera (1911), Jackowiaka i Żukowskiego (1991) – stawy w Niwicy, Żukowskiego i Latowskiego (1979) – staw w Chełmie Żarskim, Popielę (1996) – sta-wy w Janikowie, a także Rosadzińskiego (2007, 2009) – stawy w okolicach Brodów i żwirow-nia w Brożku.

Celem publikacji jest prezentacja stanowisk najcenniejszych rzadkich gatunków roślin na-czyniowych, szczególnie zagrożonych wyginię-ciem oraz zaproponowanie niektórych obiek-tów pochodzenia antropogenicznego do obję-cia prawną ochroną.


Zgodnie z geobotanicznym podziałem Polski Matuszkiewicza (1993) obszar badań zlokalizo-wany jest w Krainie Południowowielkopolsko- -Łużyckiej, Okręgu Zielonogórsko-Gubińskim, Podokręgu Lubskim oraz Okręgu Wzgórz Żarsko-Trzebielskich, Podokręgu Żarskim. Według regionalizacji fizycznogeograficznej(Kondracki 1998) teren badań leży w Prowincji Nizin Środkowopolskich w dwóch mezore-gionach: Wzniesienia Żarskie i Obniżenie Nowosolskie.

W latach 2008 i 2009 przeprowadzono wstępną inwentaryzację wybranych obiektów pochodzenia antropogenicznego, m.in. zbior-ników pokopalnianych po eksploatacji iłów ce-ramicznych (ryc. 1, stanowiska: 3, 5; ryc. 2, sta-nowiska: 12, 13, 14), węgla brunatnego (ryc. 1, stanowiska: 4, 9), żwirowni (ryc. 1, stanowisko: 1), zbiornika retencyjnego (ryc. 2, stanowisko: 11), stawów rybnych, grobli i rowów opasko-wych (ryc. 1, stanowiska: 2, 6, 7, 8, 10) oraz ro-wów melioracyjnych (ryc. 3, stanowiska: 15, 16, 17, 18). Poszukiwano rzadkich i zagrożonych wyginięciem gatunków roślin naczyniowych znajdujących się na regionalnej (Jackowiak i in. 2007) i krajowej (Zarzycki, Szeląg 2006) „czer-

wonej liście” oraz roślin podlegających ochronie gatunkowej (Rozporządzenie 2004). Stanowiska podano dla kwadratów siatki ATPOL (Zając, Zając 2001). Nomenklaturę gatunkową przy-jęto za Mirkiem i innymi (2002), syntaksono-miczną za Matuszkiewiczem (2007).

Wyniki

Na zbadanym obszarze stwierdzono stano-wiska 40 gatunków roślin z Czerwonej listy ro-ślin naczyniowych Wielkopolski (Jackowiak i in. 2007), w tym 4 gatunki krytycznie zagrożone (CR), 8 wymierających (EN), 23 narażonych (VU) i 5 słabo zagrożonych (LC). Ponadto 16 gatunków figuruje na Czerwonej liście roślin naczyniowych w Polsce (Zarzycki, Szeląg 2006), 13 z nich to gatunki narażone (V). Rosiczka po-średnia Drosera intermedia i gałuszka kulecz-nica Pilularia globuliferae należą do kategorii wymierających – krytycznie zagrożonych (E), a turzyca Reichenbacha Carex pseudo-brizo-ides do kategorii rzadkich, potencjalnie zagro-żonych (R; tab. 1).

Spośród grup siedliskowych najliczniej re-prezentowane były rośliny wodne i szuwarowe z klas Potametea, Littorelletea uniflorae i Phra-gmitetea (34,1% wszystkich gatunków), rośli-ny namuliskowe z klasy Isoëto-Nanojuncetea (18,2%), a także rośliny torfowisk mszysto--turzycowych i mszarów z klas Scheuchzerio- -Caricetea i Oxycocco-Sphagnetea (15,9%). Mniej licznie reprezentowane były rośliny łąk, psiar i wrzosowisk z klas Molinio-Arrhenatheretea i Nardo-Callunetea (13,6%) oraz rośliny mu-raw i termofilnych okrajków z klas Koelerio- -Corynephoretea, Festuco-Brometea i Trifolio-Geranietea (11,4%). Najmniej liczna była gru-pa gatunków zbiorowisk leśnych z klas Querco- -Fagetea i Vaccinio-Piceetea (4,5%; tab. 1).

W trakcie prac terenowych na stawach ryb-nych i zbiornikach pokopalnianych odnotowa-no 16 gatunków roślin podlegających ochronie ścisłej i 2 ochronie częściowej (Rozporządzenie 2004). Wśród zagrożonych gatunków zbada-nych siedlisk najliczniejsza była grupa tak-

536


Ryc. 1. Lokalizacja stanowisk (1–10) rzadkich i zagrożonych gatunków roślin naczyniowych w okolicach ŻarFig. 1. Loca�on of occurrence sites (1–10) of rare and threatened species of vascular plants in the vicinity of Żary

Ryc. 2. Lokalizacja stanowisk (11–14) rzadkich i zagro-żonych gatunków roślin naczyniowych w okolicach LubskaFig. 2. Loca�on of occurrence sites (11–14) of rare andthreatened species of vascular plants in the vicinity of Lubsko

Ryc. 3. Lokalizacja stanowisk (15–18) rzadkich i zagro-żonych gatunków roślin naczyniowych w okolicach GórzynaFig. 3. Loca�on of occurrence sites (15–18) of rare andthreatened species of vascular plants in the vicinity of Górzyn

537


Tab.1. Chronione i zagrożone gatunki roślin siedlisk antropogenicznych w okolicach Lubska i ŻarTable 1. Protected and threatened species of vascular plants of anthropogenic habitats in the vicinity of Lubsko and Żary

GatunekSpecies

Kategoria zagrożenia Category of

threatCH

Numer stanowiska na mapie

Site number on the map

Kwadrat siatki ATPOL

ATPOL grid square

Nazwa jednostki syntaksonomicznej

Syntaxonomic unit name

WP PL

Arnika górskaArnica montana

VU ●● 9 AD96 Nardo-Callunetea

Bagno zwyczajne Ledum palustre

VU ●● 9 AD95 Oxycocco-Sphagnetea

Bukwica zwyczajna Betonica officinalis

VU 14 AD64 Molinio-Arrhenatheretea

Gałuszka kulecznica Pilularia globulifera

CR E ●● 11 AD65 Li�orelletea uniflorae

Gnidosz rozesłany Pedicularis sylva�ca

EN ●● 5 AD96 Nardo-Callunetea

Groszek skrzydlastyLathyrus montanus

LC 5, 12, 14 AD64, AD65, AD96 Querco-Fagetea

Grzybienie białeNymphaea alba

● 2, 3, 4, 6, 7, 8, 10, 12, 14

AD64, AD65, AD85, AD86, AD95

Potametea

Janowiec ciernisty Genista germanica

VU 5 AD96 Nardo-Callunetea

Kropidło piszczałkowate Oenanthe fistulosa

VU 16 AD55, AD65 Phragmitetea

Lenek stoziarn Radiola linoides

VU V 1 AD85 Isoëto-Nanojuncetea

Nadwodnik naprzeciwlistny Ela�ne hydropiper

EN V ●● 6 AD85 Isoëto-Nanojuncetea

Nadwodnik sześciopręcikowy Ela�ne hexandra

EN V ●● 6, 7, 8, 10 AD85, AD95 Isoëto-Nanojuncetea

Nadwodnik trójpręcikowyEla�ne triandra

EN ●● 6, 7, 8, 10 AD85, AD95 Isoëto-Nanojuncetea

Ożanka nierównoząbkowa Teucrium scorodonia

LC 2 AD86 Trifolio-Geranietea

Pływacz zachodni Utricularia australis

VU V ●● 4 AD86 Potametea

Pływacz zwyczajnyUtricularia vulgaris

●●1, 2, 4, 5, 6, 7, 8, 10, 12,

13, 14

AD64, AD65, AD85, AD86, AD95, AD96

Potametea

Ponikło jajowate Eleocharis ovata

VU V 2, 6, 7 AD85, AD86 Isoëto-Nanojuncetea

Przywrotnik prawie nagiAlchemilla glabra

EN [V] 18 AD65

Rdestnica alpejska Potamogeton alpinus

VU V 8 AD85 Potametea

Rdestnica Berchtolda Potamogeton berchtoldii

VU 7 AD85 Potametea

Rdestnica ostrolistnaPotamogeton acu�folius

VU 7, 8, 10 AD85, AD95 Potametea

538


Rdestnica stępionaPotamogeton obtusifolius

VU 2, 7, 8, 10 AD85, AD86, AD95 Potametea

Rdestnica trawiastaPotamogeton gramineus

VU 1, 7 AD85 Potametea

Rdestnica włosowata Potamogeton trichoides

VU 7, 13 AD65, AD85 Potametea

Rosiczka okrągłolistna Drosera rotundifolia

LC V ●● 3, 6, 7, 12 AD65, AD85, AD86 Oxycocco-Sphagnetea

Rosiczka pośredniaDrosera intermedia

VU E ●● 6 AD85 Scheuchzerio-Caricetea

Rukiew wodnaNastur�um officinale

VU ●● 11 AD65 Phragmitetea

Rzęśl hakowataCallitriche hamulata

EN 11 AD65 Potametea

Seradela drobna Ornithopus perpusillus

VU 1 AD85 Koelerio-Corynephoretea

Sit alpejski Juncus alpinus

VU 1, 7 AD85 Scheuchzerio-Caricetea

Sit główkowatyJuncus capitatus

LC 1 AD85 Isoëto-Nanojuncetea

Sit ostrokwiatowyJuncus acu�florus

EN V 5, 6, 7, 10 AD85, AD95, AD96 Molinio-Arrhenatheretea

Sit sztywny Juncus sqarrosus

VU 7 AD85 Nardo-Callunetea

Sitniczka szczeciniasta Isolepsis setacea

VU 1, 11 AD65, AD85 Isoëto-Nanojuncetea

Turzyca ciborowata Carex bohemica

EN V 2, 6, 7, 10 AD85, AD86, AD95 Isoëto-Nanojuncetea

Turzyca Reichenbacha Carex pseudo-brizoides

CR R 15 AD65 Koelerio-Corynephoretea

Turzyca wczesna Carex praecox

V 17 AD65 Festuco-Brometea

Widłaczek torfowy Lycopodiella inundata

CR V ●● 3, 7 AD85, AD86 Scheuchzerio-Caricetea

Widłak goździsty Lycopodium clavatum

LC ●● 3, 12 AD65, AD86 Vaccinio-Piceetea

Wilżyna rozłogowaOnonis repens

VU ● 17 AD65 Festuco-Brometea

Włosienicznik skąpopręcikowyBatrachium trichophyllum

●● 6, 7 AD85 Potametea

Wrzosiec bagiennyErica tetralix

CR [V] ●● 3, 6, 7, 9 AD85, AD86, AD95 Oxycocco-Sphagnetea

Zamokrzyca ryżowa Leersia oryzoides

VU 6, 7 AD85 Phragmitetea

Żurawina błotna Oxycoccus palustris

VU 6, 9 AD85, AD95 Oxycocco-Sphagnetea

Objaśnienie symboli: WP – Czerwona lista roślin naczyniowych w Wielkopolsce (Jackowiak i in. 2007); PL – Czerwona li-sta roślin naczyniowych w Polsce (Zarzycki, Szeląg 2006); CH – gatunki chronione (Rozporządzenie 2004): ●● – ochrona ścisła, ● – ochrona częściowaExplana�ons of symbols: WP – Red list of vascular flora of Wielkopolska (Jackowiak et al. 2007); PL – Red list of the vascular plants in Poland (Zarzycki, Szeląg 2006); CH – protected species (Order 2004): ●● – strict protec�on, ● – par-�al protec�on

539


sonów, których centrum występowania leży w obszarze atlantyckim i subatlantyckim. Reprezentują one podelement subatlantycki i amfiatlantycki oraz elementy łącznikowe sub-atlantycko-środkowoeuropejski i subatlantyc-ko-śródziemnomorsko-środkowoeuropejski. W tej grupie roślin znalazły się: gałuszka ku-lecznica, wrzosiec bagienny Erica tetralix, tu-rzyca Reichenbacha, ożanka nierównoząbko-wa Teucrium scorodonia, gnidosz rozesłany Pedicularis sylvatica, rosiczka pośrednia, nad-wodnik sześciopręcikowy Elatine hexandra, le-nek stoziarn Radiola linoides, kropidło pisz-czałkowate Oenanthe fistulosa, wilżyna rozło-gowa Ononis repens, rzęśl hakowata Callitriche hamulata, seradela drobna Ornithopus perpu-sillus i sit ostrokwiatowy Juncus acutiflorus.

Wśród elementów kierunkowych (Zając, Zając 2006) stwierdzono 9 gatunków osiąga-jących w Polsce wschodnią granicę zasięgu, a mianowicie: turzyca ciborowata Carex bo-hemica, nadwodnik sześciopręcikowy, nad-wodnik trójpręcikowy Elatine triandra, wrzo-siec bagienny, sit ostrokwiatowy, kropidło pisz-czałkowate, wilżyna rozłogowa, seradela drob-na oraz gałuszka kulecznica. Z innych odno-towanych gatunków, północną granicę zasię-gu w Polsce osiąga ponikło jajowate Eleocharis ovata (Popiela 1999) i rdestnica włosowa-ta Potamogeton trichoides (Zalewska-Gałosz 2008), a turzyca Reichenbacha osiąga północ-no-wschodnią granicę zasięgu (Zając, Zając 2006). Znaleziono również gatunki górskie schodzące na niż (Zając 1996), jak: przywrot-nik prawie nagi Alchemilla glabra i arnika gór-ska Arnica montana. Spośród gatunków za-sługujących na uwagę, lecz niefigurujących na„czerwonych listach” i nieobjętych ochroną ga-tunkową znaleziono brodawnik różnoowocko-wy Leontodon taraxacoides (ryc. 1, stanowisko 1; ryc. 2, stanowisko 12) oraz rdestnicę poły-skującą Potamogeton lucens (ryc. 1, stanowisko 2), gatunek nienotowany obecnie na badanym obszarze (Zalewska-Gałosz 2008).

Na zbadanych siedliskach antropogenicz-nych wykształciło się kilka rzadkich i zanika-jących w Polsce zbiorowisk roślin wodnych

i błotnych, bezpośrednio zagrożonych wy-marciem (kategoria E) w Wielkopolsce (Brzeg, Wojterska 2001). W zbiorniku retencyjnym w Lubsku odnotowano zespół Pilularietum globuliferae (ryc. 2, stanowisko 11). Dobrze wy-kształcony zespół Eleocharetum ovatae stwier-dzono na jednym ze stawów w Miłowicach. W tym samym kompleksie stawów obserwo-wano częsty w tym regionie zespół Ranunculo- -Juncetum bulbosi (ryc. 1, stanowisko 6). Z gru-py zespołów należących do związku Potamion odnotowano zespół Potametum graminei wy-kształcający się w płytkich, nieużytkowanych stawach w Rościcach i w żwirowni w Żarach (ryc. 1, stanowiska: 1, 7).

Podsumowanie

Zebrany materiał, dotyczący stanowisk rzad-kich i zagrożonych gatunków ze zbiorowisk wod-nych i bagiennych, pozwala postawić tezę, że ro-śliny te znalazły sprzyjające warunki do rozwo-ju na siedliskach antropogenicznych, zwłaszcza w stawach rybnych i w zbiornikach pokopalnia-nych. Przykładem jest liczna grupa taksonów ze zbiorowisk terofitów z klasy Isoëto-Nanojuncetea oraz makrofitów z klasy Potametea.

Opisywane stanowiska rzadkich i giną-cych roślin z okolic Lubska i Żar nie były do-tąd podawane w literaturze przedmiotu, poza stanowiskiem nadwodnika sześciopręcikowe-go z Janikowa (Popiela 1996). Natomiast sta-nowisko kropidła piszczałkowatego w okoli-cach Górzyna (ryc. 3) nie jest ujęte na mapach rozmieszczenia tego gatunku w Polsce (Zając, Zając 2001) i w Wielkopolsce (Żukowski i in. 2001), mimo że okazy zielnikowe zebrane 13 lipca 1865 roku przez H.v. Rabenau znajdują się w herbarium GML w Görlitz.

Najcenniejsze jest odkrycie trzeciego obec-nie istniejącego stanowiska niezwykle rzad-kiej paproci – gałuszki kulecznicy, zlokalizowa-ne na okresowo zalewanym, piaszczystym brze-gu zbiornika retencyjnego w Lubsku (ryc. 2). Drugie stanowisko w powiecie żarskim znajduje się w wyrobisku nieczynnej żwirowni koło miej-

540


scowości Brożek nad Nysą Łużycką (Rosadziński 2009), a kolejne na Dolnym Śląsku, w stawach rybnych w okolicy Chocianowa (Szczęśniak, Szlachetka 2008). Warto nadmienić, że wszyst-kie znane obecnie w Polsce stanowiska gałusz-ki kulecznicy znajdują się na siedliskach pocho-dzenia antropogenicznego.

Część obiektów pochodzenia antropogenicz-nego objęto różnymi formami ochrony przyrody. Do sieci Natura 2000 został włączony kompleks stawów w Rościcach (nazwa obszaru – Skroda, kod obszaru – PLH 080064). Na terenach daw-nej eksploatacji węgla brunatnego, w kompleksie Lasu Żarskiego (Natura 2000), w 2009 roku po-wołano użytek ekologiczny „Katarzyna”. Tą for-mą ochrony przyrody należy objąć również część kompleksu stawów w Miłowicach i Marszowie, a także rejon najstarszych, poniemieckich ko-palń węgla brunatnego zlokalizowanych na po-łudnie od Mirostowic Górnych (ryc. 1).

Siedliska antropogeniczne, dzięki którym część rzadkich i zagrożonych gatunków roślin znalazła miejsce do wegetacji i przetrwania, nie zawsze były przedmiotem troski właścicieli te-renu i lokalnych samorządów. Najczęstszym za-grożeniem tych obiektów jest dewastacja, suk-cesja wtórna roślinności, a ponadto – na sta-wach hodowlanych – niewłaściwa gospodar-ka rybacka. Niektóre wyrobiska pokopalnia-ne, żwirownie i glinianki stale rozjeżdżane są pojazdami mechanicznymi. Kilka z nich sta-ło się miejscem składowania śmieci. Część sta-wów rybnych (zwłaszcza starych) warunkują-cych obecność diaspor rzadkich gatunków ro-ślin, w wyniku zaniedbań w gospodarce rybac-kiej albo zaniechania hodowli ryb uległa proce-sowi sukcesji bądź została zalesiona.

Podziękowania

Autorzy dziękują Pani dr Joannie Zalewskiej- -Gałosz za pomoc w oznaczeniu rdestnic.

PIŚMIENNICTWO

Brzeg A., Wojterska M. 2001. Zespoły roślinne Wiel-kopolski, ich stan poznania i zagrożenie. W:

Wojterska M. (red.). Szata roślinna Wielkopolski i Pojezierza Południowopomorskiego. Przewod-nik sesji terenowych 52 Zjazdu PTB, 24–28 wrze-śnia 2001. Bogucki Wyd. Nauk., Poznań: 39–110.

Decker P. 1911. Beiträge zur Flora der südlichen Neumark und der östlichen Niederlausitz. Verh. Bot. Ver. Prov. Brandenburg 53: 87–269.

Jackowiak B., Celka Z., Chmiel J., Latowski K., Żu-kowski W. 2007. Red list of vascular flora ofWielkopolska (Poland). Biodiv. Res. Conserv. 5–8: 95–127.

Jackowiak B., Żukowski W. 1991. Z badań nad rzadki-mi i ginącymi gatunkami roślin naczyniowych na Ziemi Lubuskiej. Lubuski Prz. Przyr. 2 (4): 3–21.

Kondracki J. 1998. Geografia regionalna Polski.PWN, Warszawa.

Matuszkiewicz J.M. 1993. Krajobrazy roślinne i re-giony geobotaniczne Polski. Prace Geogr. IGiPZ PAN, Wrocław–Warszawa–Kraków.

Matuszkiewicz W. 2007. Przewodnik do oznaczania zbiorowisk roślinnych Polski. Wyd. Nauk. PWN, Warszawa.

Mirek Z., Piękoś-Mirkowa H., Zając A., Zając M. 2002. Flowering plants and pteridophytes of Po-land. A checklist. W: Mirek Z. (red.). Biodiver-sity of Poland. Vol. 1. Inst. Bot. im. W. Szafera, PAN, Kraków.

Popiela A. 1996. Zbiorowiska z klasy Isoëto-Nano-juncetea na terenie Polski zachodniej. Fragm. Flor. Geobot. Pol. 3: 289–310.

Popiela A. 1999. The distribution of character speciesof the Isoëto-Nanojuncetea-class in Poland. Part. II. Carex bohemica, Eleocharis ovata and Juncus tenageia. Fragm. Flor. Geobot. 44: 43–48.

Rosadziński S. 2007. Szata roślinna. W: Jerzak L., Gabryś G. (red.). Leśny Kompleks Promocyjny „Bory Lubuskie”. Nadleśnictwo Lubsko, Lubsko.

Rosadziński S. 2009. Natura 2000 Standardowy Formularz Danych, Brożek [http://natura2000.gdos.gov.pl/natura2000/pl/media.php?KodO-stoi=PLH080051&NazwaOstoi=Brożek]; do-stęp: 16.01.2010 r.

Rozporządzenie 2004. Rozporządzenie Ministra Środo-wiska z dnia 9 lipca 2004 roku w sprawie gatunków dziko występujących roślin objętych ochroną. Dz. U. Nr 168, poz. 1764 z dnia 28 lipca 2004 roku.

Szczęśniak E., Szlachetka A. 2008. Pillwort Pilularia glo-bulifera L. in Lower Silesia – biology and ecology. W: Szczęśniak E., Gola E. (red.). Club mosses, hor-setails and ferens in Poland – resources and protec-tion. Inst. Biol. Roślin UWr, Wrocław: 161–171.

541



Kobierski P., Ryś R. Rare and threatened vascular plants in anthropogenic habitats in the vicinity of Lubsko and Żary (W Poland)

In 2008 and 2009, the inventory of several, below-mentioned objects of anthropogenic origin was performed, in the vicinity of Lubsko and Żary (the district of Żary, the Lubuskie province), including former mine reservoirs, clay pits, gravel pits, fish ponds and drainage ditches. In the studied area 18 protected species of plants, 40 species from Red list of the vascular flora of Wielkopolska (Jackowiak et al. 2007) and 16 species from Red list of the vascular plants in Poland (Zarzycki, Szeląg 2006), were found. The most valuable of them are: Pilularia globulifera, Drosera intermedia, Elatine hexandra, Elatine hydropiper, Elatine triandra, Carex pseudo-brizoides, Lycopodiella inundata and Erica tetralix.

Zając A., Zając M. 2001. Atlas rozmieszczenia roślin naczyniowych w Polsce. Inst. Bot. UJ, Kraków.

Zając M. 1996. Mountain Vascular Plants in the Po-lish Lowlands. Pol. Bot. Stud. 11: 1–92.

Zając M., Zając A. 2006. Western element in the vascular flora of Poland. Biodiv. Res. Conserv. 1–2: 57–63.

Zalewska-Gałosz J. 2008. Rodzaj Potamogeton L. w Polsce – taksonomia i rozmieszczenie. Inst. Bot. UJ, Kraków.

Zarzycki K., Szeląg Z. 2006. Czerwona lista roślin naczyniowych w Polsce. W: Mirek Z., Zarzycki

K., Wojewoda W., Szeląg Z. (red.). Czerwona li-sta roślin i grzybów Polski. Inst. Bot. im. W. Sza-fera PAN, Kraków: 11–20.

Żukowski W., Celka Z., Chmiel J., Jackowiak B., Latowski K., Szkudlarz P. 2001. Rozmiesz-czenie wybranych gatunków roślin ginących w Wielkopolsce. Bogucki Wyd. Nauk., Po-znań.

Żukowski W., Latowski K. 1979. Materiały do flory północno-zachodniej Polski. Cz. I. Bad. Fizjogr. Pol. Zach., B 31: 163–174.

542

ARTYKUŁY


Stan zachowania stanowiska mchów z rodzaju parzęchlin Meesia nad Toporowym Stawem Wyżnim w Tatrzańskim Parku Narodowym

The preserva�on state of the sites with mosses of the Meesia genus on the Toporowy Staw Wyżni tarn in the Tatra Na�onal Park

ADAM STEBEL1, JOANNA PERZANOWSKA2

1 Katedra i Zakład Botaniki Farmaceutycznej i ZielarstwaŚląski Uniwersytet Medyczny w Katowicach41–200 Sosnowiec, ul. Ostrogórska 30e-mail: [email protected]

Słowa kluczowe: Meesia longiseta, Meesia triquetra, mchy, gatunki zagrożone, gatunki chronione, Tatrzański Park Narodowy, Karpaty, Polska.

Praca przedstawia wyniki badań nad stanem zachowania populacji dwóch chronionych i zagrożo-nych gatunków mchów związanych z roślinnością torfowiskową – parzęchlinu długoszczecinowe-go Meesia longiseta Hedw. i parzęchlinu trójrzędowego M. triquetra (Jolycl) Ångstr. – na stanowi-sku nad Toporowym Stawem Wyżnim w Tatrach. Kontrola stanowiska w 2009 roku potwierdziła występowanie parzęchlinu trójrzędowego, nie odnaleziono natomiast parzęchlinu długoszczecino-wego. Było to jedyne miejsce występowania tego mchu w Karpatach i jedyne odnalezione w Polsce w II połowie XX wieku. Nie wiadomo dokładnie, co mogło przyczynić się do wyginięcia parzęchli-nu długoszczecinowego. Prawdopodobnie była to zmiana parametrów fizykochemicznych siedliska, zmiany sukcesyjne na torfowisku lub wzrost ocienienia przez otaczający torfowisko bór świerkowy. Również populacja parzęchlinu trójrzędowego zmniejszyła znacznie areał swojego występowania. Wydaje się, że omawiany gatunek ustępuje przede wszystkim wskutek sukcesji. Ochrona stanowiska powinna mieć charakter czynny. Postuluje się wykonywanie takich zabiegów, jak częściowe odlesia-nie brzegów stawu i młaki oraz koszenie warstwy roślinności zielnej na torfowisku.

Wstęp

Rodzaj parzęchlin Meesia Hedw. liczy w Polsce 4 gatunki występujące głównie na tor-fowiskach niskich i przejściowych. Na terenie Polski zaliczane są do grupy reliktów glacjal-nych, tj. gatunków, których stanowiska prze-trwały na siedliskach o specyficznym mikrokli-macie i warunkach hydrologicznych po ustą-pieniu ostatniego zlodowacenia. Z tego wzglę-du są szczególnie narażone na wyginięcie na-

wet przy niewielkich zmianach w środowisku. W ciągu ostatnich kilkudziesięciu lat obserwu-je się szybki zanik stanowisk gatunków z ro-dzaju parzęchlin. Najprawdopodobniej wygi-nął już parzęchlin sześciorzędowy Meesia he-xasticha (Funck) Bruch, którego ostatnie sta-nowiska obserwowane były jeszcze w XIX wie-ku (Żarnowiec i in. 2004). Prawdopodobnie z te-renu Polski ustąpił także parzęchlin długoszcze-cinowy Meesia longiseta Hedw., ponieważ ostat-nie miejsca występowania (z wyjątkiem stano-

2 Instytut Ochrony Przyrody PAN31–120 Kraków, al. Mickiewicza 33e-mail: [email protected]

543

A. Stebel i J. Perzanowska Mchy z rodzaju parzęchlin nad Toporowym Stawem Wyżnim

wiska nad Toporowym Stawem Wyżnim, które-go obecnie również nie potwierdzono), obser-wowano w latach 30. XX wieku. Aktualną licz-bę stanowisk parzęchlinu trójrzędowego Meesia triquetra (Jolycl) Ångstr. i parzęchlinu trzęsa-wiskowego M. uliginosa Hedw. trudno okre-ślić ze względu na niewielki zakres prowadzo-nych obecnie terenowych badań briologicznych. Ustępowanie tych gatunków obserwuje się za-równo na obszarach mocno przekształconych działalnością człowieka, np. na Wyżynie Śląskiej (Stebel 1998), jak i tam, gdzie wpływ antropo-presji jest mniejszy, np. na Pojezierzu Kartuskim (Rusińska 1981). Przyczyny zaniku stanowisk omawianych gatunków mają charakter zarówno naturalny (wypłycanie i zarastanie jezior, zmia-ny sukcesyjne na torfowiskach, być może zmia-ny niektórych czynników klimatu), jak i antro-pogeniczny (melioracje i niszczenie torfowisk, zanieczyszczanie wód powierzchniowych). Podobna sytuacja panuje także w większości krajów Europy Środkowej (Söderström 1992). Od 2004 roku wszystkie gatunki z rodzaju pa-rzęchlin w Polsce podlegają ścisłej ochronie ga-tunkowej (Rozporządzenie 2004). Umieszczone zostały także na Czerwonej liście mchów Polski (Żarnowiec i in. 2004). W polskiej części Karpat stwierdzono występowanie trzech gatunków: parzęchlinu trzęsawiskowego, trójrzędowe-go i długoszczecinowego. Spośród nich jedy-nie parzęchlin trzęsawiskowy, który znany jest z Tatr i jednego stanowiska w Gorcach, notowa-ny był częściej. Nie wiadomo, jaki aktualnie jest stan zachowania jego populacji. W Gorcach nie potwierdzono stanowiska w dolinie Kamienicy (Stebel 2006), a z Tatr również nowszych danych jest niewiele (np. Cykowska 2008).

Celem pracy jest podanie aktualnego sta-nu zachowania populacji parzęchlinu długosz-czecinowego i trójrzędowego na ich jedynym stanowisku w Tatrzańskim Parku Narodowym położonym nad Toporowym Stawem Wyżnim. Toporowy Staw Wyżni jest niewielkim jeziorem górskim leżącym w zachodniej części Doliny Suchej Wody Gąsienicowej, na wysokości oko-ło 1120 m n.p.m. Lustro wody zachowało się na niewielkiej powierzchni, łącznie zajmując

mniej niż 3 ary i powoli zanika, przekształcając się w torfowisko, które otacza je pasem znacz-nej szerokości. Badania terenowe przeprowa-dzono jesienią 2009 roku.

Parzęchlin długoszczecinowy Meesia longiseta Hedw.

Parzęchlin długoszczecinowy jest w Pol-sce gatunkiem objętym ochroną ścisłą (Rozpo-rządzenie 2004), umieszczonym na Czerwonej liście mchów Polski w kategorii E (takson wy-mierający) i Czerwonej liście mchów zagrożo-nych w Karpatach polskich w kategorii R (tak-son rzadki) (Żarnowiec i in. 2004). Znajduje się także na Czerwonej liście mchów zagrożo-nych w Europie (Schumacker, Martiny 1995) w kategorii R. W większości krajów Europy Środkowej jest gatunkiem silnie zagrożonym, np. na Słowacji (kategoria EN: takson wymie-rający; Kubinská i in. 2001), lub wymarłym, np. w Czechach (Kučera, Váňa 2005; Váňa 2006) i w Niemczech (Meinunger, Schröder 2007).

W Polsce znany jest z nielicznych stano-wisk położonych głównie w północnej i za-chodniej części, przy czym wszystkie, z wy-jątkiem stanowiska nad Toporowym Stawem Wyżnim, podane zostały jeszcze w pierwszej połowie XX wieku. Ostatnim miejscem wy-stępowania omawianego gatunku był połu-dniowo-wschodni brzeg Toporowego Stawu Wyżniego, gdzie został odnaleziony 21 wrze-śnia 1963 roku przez S. Lisowskiego (Ochyra i in. 1988a). Materiały z tego stanowiska wy-dane w formie eksykatów, zebrano 5 lipca 1964 (Lisowski 1965), a informacja o gatunku, wraz z bliższymi szczegółami topograficznymi i zdję-ciem fitosocjologicznym zespołu Caricetum li-mosae Koch 1926, w którym występował, opu-blikowana została trzy lata później (Lisowski 1966). Parzęchlin długoszczecinowy występo-wał na tym stanowisku dość obficie, ponieważw zdjęciu fitosocjologicznym o powierzchni250 m2 jego pokrycie zostało oszacowane na 2 według skali Brauna-Blanqueta. Okazy prze-chowywane w różnych zielnikach krajowych

544


i zagranicznych posiadają dojrzałe sporogo-ny. Od tego czasu nie pojawiły się jakiekolwiek informacje o występowaniu tego gatunku ani nad Toporowym Stawem Wyżnim, ani w in-nych miejscach Tatr. Dokładne poszukiwa-nia na południowo-wschodnim brzegu oraz w okolicach Toporowego Stawu Wyżniego nie potwierdziły występowania tego gatun-ku i z bardzo dużym prawdopodobieństwem można uznać, że parzęchlin długoszczecino-wy nie rośnie już na opisanym stanowisku. Przyczyny wyginięcia pozostaną nieznane. Nie wiadomo, czy do jego ustąpienia mogła przyczynić się zmiana parametrów fizykoche-micznych siedliska, sukcesja na torfowisku lub wzrost ocienienia przez otaczający torfowisko bór świerkowy. Ten ostatni czynnik mógł mieć duże znaczenie, ponieważ parzęchlin długosz-czecinowy jest gatunkiem wybitnie światło-lubnym (Ellenberg i in. 1992). Nie można tak-że wykluczyć, że dokonany obfity zbiór mate-riałów zielnikowych naruszył strukturę popu-lacji i przyczynił się do jej wyginięcia.

Parzęchlin trójrzędowy Meesia triquetra (Jolycl) Ångstr.

Parzęchlin trójrzędowy (ryc. 1) jest w Polsce gatunkiem objętym ochroną ści-słą (Rozporządzenie 2004), umieszczonym na Czerwonej liście mchów Polski w kategorii V (gatunek narażony na wyginięcie) i Czerwonej liście mchów zagrożonych w Karpatach polskich w kategorii R (gatunek rzadki) (Żarnowiec i in. 2004). W Tatrzańskim Parku Narodowym oma-wiany mech odnaleziony został po raz pierw-szy przez M. Kuca nad Toporowym Stawem Wyżnim (Kuc 1958). Kilka lat później badania nad Toporowym Stawem Wyżnim prowadził S. Lisowski, który potwierdził występowanie omawianego gatunku i dokładnie opisał jego stanowiska (Lisowski 1966). Były to: południo-wo-wschodni brzeg stawu, w zespole Caricetum limosae, razem z parzęchlinem długoszczeci-nowym, oraz około 200 metrów od brzegu sta-wu, w eutroficznej młace górskiej Valeriano-Caricetum flavae Pawł. (1949 n.n.) 1960. Z za-mieszczonego zdjęcia fitosocjologicznego wy-konanego nad brzegiem Toporowego Stawu Wyżniego wynika, że parzęchlin trójrzędowy rósł tu obficie i na powierzchni 250 m2 pokrycie omawianego gatunku zostało oszacowane na 3 według skali Brauna-Blanqueta. W sierpniu 1975 roku okazy parzęchlinu trójrzędowego zbierał na tym stanowisku R. Ochyra (Ochyra i in. 1988b). Dnia 22 września 2009 roku au-torzy potwierdzili występowanie omawiane-go gatunku na tym stanowisku (ryc. 2). Rośnie on w dwóch subpopulacjach, odpowiadają-cych najprawdopodobniej tym, które podał Lisowski (1966). Charakterystykę fitosocjolo-giczną pierwszej z nich podaje zdjęcie fitoso-cjologiczne:

Tatry, Toporowy Staw Wyżni, południo-wo-wschodni brzeg, wysokość 1120 m n.p.m., koordynaty GPS: 49°16,748Ń, 20°01,786É, powierzchnia: 2 m2, zwarcie warstwy c – 80%, zwarcie warstwy d – 90%. C: Carex limosa 3, C. rostrata 2, Oxycoccus palustris 1, Menyanthes trifoliata +; D: Meesia triquetra 3, Sphagnum te-res 2, S. warnstorfii 1, Calliergon richardsonii 1, Hamatocaulis vernicosus 1, Pseudobryum cincli-

Ryc. 1. Parzęchlin trójrzędowy Meesia triquetra na południowo-wschodnim brzegu Toporowego Stawu Wyżniego (22.09.2009 r., fot. J. Perzanowska)Fig. 1. Meesia triquetra on the south-eastern shore of the Toporowy Staw Wyżni tarn (22 September 2009, photo by J. Perzanowska)

545

A. Stebel i J. Perzanowska Mchy z rodzaju parzęchlin nad Toporowym Stawem Wyżnim

dioides 1, Bryum pseudotriquetrum +, Warnstor-fia exannulata +, W. sarmentosa +.

Charakterystyka fitosocjologiczna drugiejsubpopulacji przedstawia się następująco:

Tatry, Toporowy Staw Wyżni, odnoga tor-fowiska odchodząca od południowo-wschod-niego brzegu, oddzielona wąskim pasem boru świerkowego, wzdłuż doliny niewielkiego po-toku wpadającego do stawu; wysokość 1124 m, koordynaty GPS: 49°16,718Ń, 20°01,840É, po-wierzchnia 4 m2, zwarcie warstwy c – 50%, zwar-cie warstwy d – 100%. C: Carex nigra 2, Oxycoc-cus palustris 2, Carex flava 1, Crepis paludosa 1, Agrostis capillaris +, Anthoxanthum sp. +, Carex echinata +, C. rostrata +, Filipendula ulmaria +, Gymnadenia conopsea +, Juncus articulatus +, Luzula multiflora +, Picea abies +, Parnassia pa-lustris +, Potentilla erecta +; D: Sphagnum warns-torfii 3, S. teres 2, Limprichtia cossonii 1, Meesia triquetra 1, Bryum pseudotriquetrum +, Callier-gon giganteum +, Palustriella decipiens +.

Kuc (1958) podał także z polskiej części Tatr drugie stanowisko parzęchlinu trójrzędowego położone na polanie Molkówka tuż za granicą Parku. Od tego czasu brakuje jednak jakichkol-wiek informacji o występowaniu omawianego mchu na tym terenie.

Propozycje ochronne

Po przeprowadzeniu obserwacji w 2009 roku wydaje się, że również populacja parzę-chlinu trójrzędowego nad Toporowym Stawem Wyżnim powoli zanika. Ze względu na rzadkość występowania omawianego gatunku w Karpa-tach i jego reliktowy charakter, opisywane sta-nowisko powinno być objęte monitoringiem i ochroną czynną. Wydaje się, że parzęchlin trójrzędowy ustępuje przede wszystkim wskutek sukcesji przebiegającej na tym terenie w sposób spontaniczny. Ochrona stanowiska powinna po-legać na częściowym odlesianiu brzegów stawu i młaki oraz koszeniu jej warstwy zielnej. Należy jednak wcześniej odpowiedzieć na pytanie, czy chronić omawiany gatunek (i kilka innych świa-tłolubnych mchów, np. objęty ścisłą ochroną ha-czykowiec błyszczący Hamatocaulis vernicosus)

na tym stanowisku, czy też pozostawić ten teren bez ingerencji, skazując tym samym parzęchlin trójrzędowy na zagładę.

PIŚMIENNICTWO

Cykowska B. 2008. A contribution to the bryoflora ofthe subnival belt in the Polish Tatra Mountains.W: Stebel A., Ochyra R. (red.). Bryophytes of the Polish Carpathians. Sorus, Poznań: 185–200.

Ellenberg H., Weber H.E., Düll R., Wirth V., Werner W., Paulissen D. 1992. Zeigerwerte von Pflanzenin Mitteleuropa. Scripta Geobot. 18 (2): 5–258.

Kubinská A., Janovicová K., Šoltés R. 2001. Aktuali-zovaný zoznam pečeňoviek, rožtekov a machov Slovenska. Bryonora 28: 4–10.

Kuc M. 1958. Bryological records from the Polish Tatra Mountains. Rev. Bryologique et Lichéno-logique Nouvelle Série 25: 31–37.

Kučera J., Váňa J. 2005. Seznam a červený seznam mechorostů České republiky. Příroda 23: 1––104.

Lisowski S. 1965. Bryotheca polonica. Fasc. LXXI. Nr 1801–1825. Mchy Tatr. Posnaniae, Acad. Sci. Pol.: 1–9.

Ryc. 2. Młaka na południowy wschód od Toporowego Stawu Wyżniego, stanowisko Meesia triquetra i in-nych rzadkich mszaków, obecnie zarastająca roślinno-ścią krzewiastą (22.09.2009 r., fot. J. Perzanowska)Fig. 2. Fen community south-east of the Toporowy Staw Wyżni tarn, the occurrence site of Meesia triqu-etra and other rare bryophytes, at present overgrown by thicket communi�es (22 September 2009, photo byJ. Perzanowska)

546



Stebel A., Perzanowska J. The preserva�on state of the sites with mosses of the Meesia genus in the Toporowy Staw Wyżni tarn in the Tatra Na�onal Park

In Poland, the genus Meesia Hedw. comprises 4 species, 3 of which occur in the Carpathians. Two of them, Meesia longiseta and M. triquetra are extremely rare there, whereas Meesia uliginiosa grows quite frequently at higher altitudes in the Tatras. In the middle of the 20th century, the occurrence sites of Meesia longiseta and M. triquetra were found on the shore of the Toporowy Staw Wyżni, which is an interesting, vanishing tarn surrounded by an extensive zone of bog vegetation. Since that time, there has been no information about the occurrence of these species, except for M. triquetra in the mid 1980s. In 2009 field investigations were carried out within the area of Toporowy Staw Wyżni. As a result, two small subpopulations of M. triquetra were found. Their phytosociological characteristics are presented in relevés published in the text above. Unfortunately, despite the intensive search in this area, the occurrence site of Meesia longiseta was not confirmed. The reason of its disappearance could be a change in physiochemical parameters of the environment, but also succession of the peat-bog surrounding the tarn, or increased shading by the growing Picea abies forest. The last parameter could play an important role, because M. longiseta is highly heliophilous species. On the other hand, it is possible that the extensive collection of herbarium specimens has influenced the growth of population and resulted in its extinction. After the investigations it seems that the population of Messia triquetra is also vanishing in this area. Considering the fact that this relict species is very rare in the Carpathians, the site of Meesia triquetra on the shore of the Toporowy Staw Wyżni should be monitored and actively protected. The protection of the site should be implement through partial deforestation of the peat-bog peripheries and mowing of its herb layer.

Lisowski S. 1966. Matériaux bryologiques des Ta-tras. Bull. Soc. Amis. Sci. Lettr. Poznań Sér. D 6: 123–146.

Meinunger L., Schröder W. 2007. Verbreitungsatlas der Moose Deutschlands. Bd. 3. Verlag der Re-gensburgischen Botanischen Gesellschaft, Re-gensburg.

Ochyra R., Szmajda P., Bednarek H., Bocheński W. 1988a. M. 388. Meesia longiseta Hedw. W: Tobo-lewski Z., Wojterski T. (red.). Atlas rozmieszczenia roślin zarodnikowych w Polsce. Ser. V. Mchy (Mu-sci). 3: 17–19 + 1 mapa. PWN, Warszaw–Poznań.

Ochyra R., Szmajda P., Bednarek H., Bocheński W. 1988b. M. 389. Meesia triquetra (Richt.) Aongstr. W: Tobolewski Z., Wojterski T. (red.). Atlas roz-mieszczenia roślin zarodnikowych w Polsce. Ser. V. Mchy (Musci). 3: 21–26 + 1 mapa. PWN, Warszawa–Poznań.

Rozporządzenie 2004. Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 9 lipca 2004 roku w sprawie gatunków dziko występujących roślin objętych ochroną. Dz. U. Nr 168, poz. 1764.

Rusińska A. 1981. Mchy Pojezierza Kartuskiego. Pr. Kom. Biol. Pozn. TPN 59: 1–155.

Schumacker R., Martiny P. (we współpr. z R. Düll, T. Hallingbäck, N. Hodgetts, C. Sérgio, N. Stewart,

E. Urmi, J. Váňa). 1995. Threatened bryophytes in Europe including Macaronesia. W: European Committee for Conservation of Bryophytes (red.). Red Data Book of European bryophytes. Część. 2. Trondheim: 29–193.

Söderström L. 1992. Invasions and range expansions and contractions of bryophytes. W: Bates J.W., Farmer A.M. (red.). Bryophytes and lichens in a changing environment. Oxford University Press, Oxford: 131–158.

Stebel A. 1998. Mszaki województwa katowickie-go – stan poznania, zagrożenia i ochrona. Mat. i Oprac. 1: 1–106. Centrum Dziedzictwa Przyro-dy Górnego Śląska, Katowice.

Stebel A. 2006. The mosses of the Beskidy Zachodnie as a paradigm of biological and environmental changes in the flora of the Polish Western Car-pathians. Wyd. Sorus, Katowice–Poznań.

Váňa J. 2006. Rozšíření druhů rodů Amblyodon P.Be-auv. a Meesia Hedw. v České republice. Bryonora 28: 10–18.

Żarnowiec J., Stebel A., Ochyra R. 2004. Threatened moss species in the Polish Carpathians in the light of a new Red-list of mosses in Poland. W: Stebel A., Ochyra R. (red.). Bryological studies in the Western Carpathians. Sorus, Poznań: 9–28.

547

ARTYKUŁY


Unikalne i zasługujące na ochronę odsłonięcie z florą karbońską w Szczawnie Zdroju (województwo dolnośląskie)

Unique and protec�on deserving outcrop with Carboniferous flora in Szczawno Zdrój (Lower Silesia Province)

SŁAWOMIR FLORJAN1, ILONA JAWORSKA2

1 Zakład Paleobotaniki i Paleoherbarium, Instytut BotanikiUniwersytet Jagielloński31–501 Kraków, ul. Kopernika 27e-mail: [email protected]

2 Muzeum w Wałbrzychu, Dział Geologii58–300 Wałbrzych, ul. 1 Maja 9e-mail: [email protected]

Słowa kluczowe: odsłonięcie, flora karbońska, Chełmiec, Szczawno Zdrój, Dolny Śląsk, Sudety.

W Szczawnie Zdroju (województwo dolnośląskie), przy granicy z Wałbrzychem, u podnóża góry Chełmiec, w przekopie zlikwidowanej linii kolejowej, znajduje się odsłonięcie późnokarbońskich piaskowców zlepieńcowatych i zlepieńców z warstw białokamieńskich (późny namur C – wcze-sny westfal A) z rozległymi powierzchniami sedymentacyjnymi ławic, na których są widoczne duże okazy skamieniałości pędów roślin karbońskich. Z uwagi na unikalne rozmiary odsłoniętych po-wierzchni sedymentacyjnych z łatwo dostępnymi do obserwacji skamieniałościami roślinnymi, sta-nowisko to zasługuje na szybkie objęcie ochroną prawną, a w dalszej kolejności – na ewentualne włączenie go do trasy turystyczno-dydaktycznej, która mogłaby przebiegać u podnóża Chełmca.

Wstęp

Historia Wałbrzycha i jego okolic jest nieroze-rwalnie związana z wydobyciem węgla kamien-nego. Początki eksploatacji tej kopaliny sięgają tu co najmniej XVI wieku. Węgiel wydobywano po-czątkowo metodą odkrywkową, później głównie w kopalniach głębinowych. Ostatnia z nich za-kończyła działalność w 1999 roku. Prowadzone przez pół tysiąclecia prace górnicze spowodowa-ły znaczne zmiany w krajobrazie, przede wszyst-kim w wyniku powstania w XX wieku ogrom-nych zwałowisk – hałd kopalnianych.

Pomimo że w okolicach Wałbrzycha pokła-dy węgla kamiennego w wielu miejscach zale-gają płytko, a towarzyszące im skamieniałości

roślinne nie należą do rzadkości, brakuje łatwo dostępnych odsłonięć z zachowanymi dużymi okazami flory kopalnej. Stąd też opisane niżej stanowisko zasługuje na uwagę, tym bardziej że prace górnicze są już na tym terenie zakoń-czone i nowe odsłonięcia mogą powstać jedy-nie w trakcie różnych prac budowlanych, zwy-kle zresztą ulegając różnego rodzaju zniszcze-niu w następstwie kontynuowanych robót.

Lokalizacja i cechy odsłonięcia w Szczawnie Zdroju

Odsłonięcie znajduje się na terenie Szczawna Zdroju (województwo dolnośląskie), tuż przy

548


granicy administracyjnej z zachodnią częścią Wałbrzycha, w przekopie zlikwidowanej już linii kolejowej biegnącej wschodnim zboczem góry Chełmiec (ryc. 1). Odsłonięcie usytuowane jest w skarpie pod wiaduktem zbudowanym nad li-nią kolejową (ryc. 2), w miejscu skrzyżowania tej linii z drogą leśną wiodącą wiaduktem na szczyt Chełmca, wzdłuż której prowadzi zaczynają-cy się w centrum Wałbrzycha żółty szlak tury-styczny. Obecnie nie ma już torów dawnej kolei, a miejsce po nich służy jako trakt pieszy.

Centralna część góry Chełmiec zbudowa-na jest z subwulkanicznych ryolitów (porfi-rów kwarcowych), z którymi sąsiadują póź-nokarbońskie osadowe skały serii węglono-śnej. W opisywanym miejscu pod wiaduk-tem odsłaniają się rozległe powierzchnie se-dymentacyjne późnokarbońskich piaskowców zlepieńcowatych i zlepieńców. Są to utwory warstw białokamieńskich (formacja z Białego Kamienia), reprezentujących wiekowo póź-ny namur C i wczesny westfal A (Bossowski, Czerski 1987; Bossowski, Ihnatowicz 2006).

Dostępne do obserwacji powierzchnie se-dymentacyjne mają wymiary rzędu kilku me-trów. Na nich widoczne są stosunkowo liczne skamieniałości pędów roślin osiągające kilka-dziesiąt centymetrów długości.

Opisywane stanowisko znajduje się przy wschodniej granicy utworzonego w 1981 roku Obszaru Chronionego Krajobrazu Kopuły Chełmca (pow. 1200 ha) oraz przy wschod-niej granicy specjalnego obszaru ochrony sie-dlisk Masyw Chełmca wydzielonego w ramach Europejskiej Sieci Ekologicznej Natura 2000 (pow. 1432,4 ha). Stanowisko nie jest ujęte na Mapie Geośrodowiskowej Polski w skali 1 : 50 000 (Horbowy i in. 2004) będącej zreambulo-waną wersją Mapy Geologiczno-Gospodarczej Polski w skali 1 : 50 000 (Woźniak, Gruszecki 2000).

Uwagi o florze karbońskiej z odsłonięcia w Szczawnie Zdroju

Skamieniałości dużych fragmentów pę-dów pogrzebanych w osadach koryt rzecznych znane są z utworów karbonu z wielu miejsc na świecie, w tym także z Polski (Gradziński i in. 1982). Mogą to być szczątki roślin pokro-ju drzewiastego (widłakowe, skrzypowe) lub drzew (kordaitowe, szpilkowe). W przypadku okazów zachowanych w piaskowcach lub pia-skowcach zlepieńcowatych ich stan zachowania z reguły nie jest dobry, mimo że niekiedy mają duże rozmiary. Wynika to w pierwszej kolejno-ści z uszkodzeń fragmentów pędów następują-cych podczas transportu rzecznego – szczegó-ły budowy powierzchni pędów ulegają zatarciu już przed pogrzebaniem w osadzie, co w przy-padku roślin widłakowych uniemożliwia iden-tyfikację gatunkową lub niekiedy nawet rodza-jową. Ponadto zachowaniu szczegółów budowy morfologicznej nie sprzyjają w takich utworach duże rozmiary ziaren, z których zbudowana jest skała oraz łatwość penetrowania jej przez roztwory niosące tlen.

Z wyżej podanych przyczyn, do których na-leży dodać jeszcze procesy wietrzenia i ero-zji odsłoniętych powierzchni, okazy flory ko-palnej w opisywanym stanowisku są bliżej nie-oznaczalne. Mogą być szczątkami pędów drze-wiastych roślin zarówno z rzędu Lepidophytales (podgromada Lycophytina), kalamitów (podgro-

Ryc. 1. Lokalizacja odsłonięcia z florą karbońską: a – zwałowisko, b – lasy i zadrzewienia, c – obszary za-budowane, d – żółty szlak turystyczny, e – nieczynna linia kolejowaLoca�on of the outcrop with Carboniferous flora: a – dumping ground, b – forest and woodlots, c – built-up areas, d – yellow trail, e – closed railway line

549

S. Florjan i I. Jaworska Unikalne odsłonięcie z florą karbońską w Szczawnie Zdroju

mada Sphenophytina), jak i pni kordaitów (klasa Cordaitopsida). Skamieniałości widoczne na po-wierzchniach ławic piaskowców mają postać od-cisków. Być może wcześniej, przynajmniej czę-ści z nich, towarzyszyły grubsze partie uwęglin, później zniszczone wskutek erozji (obecnie za-chowane są tylko ich ślady). W niektórych miej-scach, w głębiej położonych partiach piaskow-ców, odsłaniają się skamieniałości z zachowany-mi większymi fragmentami uwęglonych tkanek. Na części odsłoniętych powierzchni sedymenta-cyjnych obserwację utrudnia obecność rosną-cych na skałach mszaków.

Pozycja geologiczna odsłonięcia w Szczawnie Zdroju

Wyżej opisane stanowisko z florą kopalnąusytuowane jest na obszarze niecki śródsudec-kiej, w obrębie warstw białokamieńskich (for-macja z Białego Kamienia) reprezentujących

wiekowo późny namur C i wczesny westfal A. Warstwy te są częścią górnokarbońskiej se-rii węglonośnej – kompleksu osadów aluwial-nych osiągającego w rejonie Wałbrzycha miąż-szość około 1700 m. Miąższość warstw biało-kamieńskich w tym rejonie przekracza miej-scami 300 m. Oddzielają one warstwy wałbrzy-skie (formacja z Wałbrzycha) (schyłek wizenu – wczesny namur B) i warstwy żaclerskie (for-macja z Żaclerza) (środkowy westfal A – west-fal C). Utwory warstw białokamieńskich, prze-ważnie zlepieńce i piaskowce, mają bardziej gruboziarnisty charakter niż utwory sąsiadują-cych jednostek litostratygraficznych. Rzadziejteż występują w nich przewarstwienia fitoge-niczne. Warstwy białokamieńskie zawierają tylko dwa pokłady węgla (pokłady o indeksach 549 i 550).

Sedymentacja warstw białokamieńskich miała charakter cykliczny. Związana była ze środowiskiem rzek roztokowych transportują-cych z dużą siłą materiał skalny. Wskutek na-

Ryc. 2. Widok ogólny odsłonięcia z florą karbońską pod wiaduktem nad zlikwidowaną linią kolejową u podnó-ża Chełmca w Szczawnie Zdroju (20.05.2009 r., fot. S. Florjan)Fig. 2. General view of the outcrop with Carboniferous flora under the viaduct over the closed railway by the footof Chełmiec in Szczawno Zdrój (20 May 2009, photo by S. Florjan)

550


głego porzucenia materiału w obrębie koryt rzecznych lub w wyniku osadzenia go w obrę-bie żwirowych odsypów śródkorytowych, po-wstały później ławice zbudowane ze zlepień-ców lub – w przypadku ławic złożonych – ze zlepieńców i piaskowców. Miąższość ławic zle-pieńców wynosi od 30 cm do 2 m, a miąższość ławic złożonych jest większa. Otoczaki w ob-rębie zlepieńców są dobrze obtoczone i mają wielkość od kilku do 20–30 cm. Sporadycznie spotyka się w nich szczątki flory w postaciwiększych odcisków i uwęglin. Piaskowce wy-stępują przeważnie w stropowych częściach ła-wic złożonych, niekiedy tworzą oddzielne ła-wice o miąższości do 1,5 m. Jest to osad gru-bo- i bardzo gruboziarnisty, a także zlepieńco-waty, z często spotykanymi skamieniałościami makroflory. Przewarstwienia mułowców w ob-rębie warstw białokamieńskich mają kilkucen-tymetrowe miąższości i również zawierają ska-mieniałości roślinne. Nagromadzenia osadów drobnoziarnistych powstawały w końcowym etapie wypełniania koryt rzecznych.

Początek sedymentacji warstw białoka-mieńskich związany był z szybkim wydźwi-gnięciem, wskutek waryscyjskich ruchów gó-rotwórczych (faza Gór Kruszcowych), obsza-rów sąsiadujących z basenem śródsudeckim. Erodowany obszar dostarczał dużej ilości gru-bookruchowego materiału skalnego, osadza-nego na przedpolu wydźwigniętych obszarów w formie stożków aluwialnych, które ku cen-trum basenu przechodziły w rozwinięte pal-czasto strefy korytowe. Na ich powierzchniach przez długi czas funkcjonował system rzek roz-tokowych z licznymi „wędrującymi” żwirowy-mi korytami. Z upływem czasu spadała wy-dajność obszarów źródłowych. Rzeki zmienia-ły charakter od roztokowych przez piaszczyste roztoki po rzeki meandrujące osadzające bar-dziej drobnoziarnisty materiał. Zmiany te rów-nież przebiegały cyklicznie. Koniec cyklu, po etapie wypełnienia basenu oraz wyrównaniu terenu, charakteryzował się rozwojem torfo-wisk. Dostarczały one dużej ilości materii or-ganicznej, przekształconej później w węgiel po-kładów 549 i 550.

Powyższą charakterystykę przedstawiono na podstawie danych z opracowań Kurowskiego (1996, 1998) oraz Bossowskiego i Ihnatowicza (2006).

Wnioski

Na południu Polski, szczególnie przed kilku-dziesięciu laty, istniały liczne i niekiedy bardzo rozległe odsłonięcia z florą karbońską związa-ne z działalnością górniczą. Niektóre doczekały się opracowania od strony geologicznej i pale-obotanicznej, jak na przykład stanowisko w ce-gielni w Czerwionce (Gradziński i in. 1982) i nieistniejące już – w cegielni w Katowicach- -Brynowie (Brzyski i in. 1976). Inne, bardzo cenne z uwagi na walory geologiczne stanowi-ska (np. odkrywka kopalni Brzozowica), zosta-ły bezpowrotnie utracone bez opublikowania dokumentacji paleobotanicznej. Odsłonięcia takie w większości już nie istnieją, a te, które się zachowały, często utraciły swój pierwotny wygląd (Jureczka 2001). Tymczasem mogły-by w świetny sposób spełniać cele edukacyjne, zarówno w specjalistycznym nauczaniu na po-ziomie szkół wyższych, jak i przy popularyzacji wiedzy. Tym bardziej należy zwracać uwagę na istniejące jeszcze miejsca, mogące służyć takim celom i w miarę możliwości objąć je ochroną prawną.

Odsłonięcie w Szczawnie Zdroju jest sto-sunkowo niewielkie, a stan zachowania wi-docznych skamieniałości z uwagi na warun-ki panujące w środowisku sedymentacyj-nym i późniejsze procesy erozji nie jest do-bry. Mimo to jest ono wartościowe, ponie-waż w wyjątkowy w skali naszego kraju spo-sób daje możliwość zobaczenia na stosunko-wo dużych powierzchniach sedymentacyj-nych znacznych rozmiarów okazów flory ko-palnej. Dodatkowym istotnym walorem tego miejsca jest jego łatwa dostępność, co moż-na wykorzystać przy planowaniu trasy dy-daktycznej mającej przybliżać zagadnienia dotyczące geologii oraz świata roślin i zwie-rząt. Trasa taka mogłaby biec w okolicy obję-

551

S. Florjan i I. Jaworska Unikalne odsłonięcie z florą karbońską w Szczawnie Zdroju

tej już ochroną góry Chełmiec. Z tych wzglę-dów opisane wyżej miejsce zasługuje na szyb-kie objęcie ochroną prawną, na przykład przez utworzenie stanowiska dokumentacyjnego. Autorzy pragnęliby, aby niniejszy artykuł stał się punktem wyjścia do podjęcia przez nich działań prowadzących do objęcia stanowiska ochroną prawną oraz do utworzenia trasy dy-daktycznej.

PIŚMIENNICTWO

Bossowski A., Czerski M. 1987. Szczegółowa mapa geologiczna, arkusz Boguszów, 1 : 25000, PIG, Wydawnictwa Geologiczne, Warszawa

Bossowski A., Ihnatowicz A. 2006. Atlas geologicz-ny Dolnośląskiego Zagłębia Węglowego, 1 : 100 000. PIG, Warszawa

Brzyski B., Gradziński R., Krzanowska R. 1976. Sto-jące pnie kalamitów w odsłonięciu cegielni Bry-nów i warunki ich pogrzebania. Rocz. Pol. Tow. Geol. 46 (1–2): 159–182.

Gradziński R., Doktor M., Brzyski B. 1982. Accumu-lation of drifted logs and other large plant debris in a Carboniferous fluvial channel at Czerwionka, Upper Silesia. Acta Geol. Pol. 32 (1–2): 69–81.

Horbowy K., Gawlikowska E., Czerski M., Koź-ma J. 2004. Mapa Geośrodowiskowa Polski,

1 : 50 000, arkusz Kamienna Góra, nr 833. PIG, Warszawa.

Jureczka J. 2001. Odsłonięcia powierzchniowe w kon-cepcji ochrony georóżnorodności Górnośląskiego Zagłębia Węglowego. Prz. Geol. 49 (11): 1101–1107.

Kozakiewicz K. 2007. Georóżnorodności w Wał-brzychu. Wałbrzyskie Zesz. Muz. 2: 123–160.

Kurowski L. 1996. Paleogeografia basenu wałbrzyskie-go w czasie sedymentacji warstw białokamień-skich. Acta Univ. Wrat., Pr. Geol.-Miner. 52: 7–20.

Kurowski L. 1998. Fluvial sedimentology of the Biały Kamień Formation (Upper Carboniferous, Su-detes, Poland). Geol. Sudet. 31: 69–77.

Woźniak M., Gruszecki J. 2000. Mapa Geologiczno--Gospodarcza Polski, 1 : 50 000, arkusz Kamien-na Góra, nr 833. PIG, Warszawa


Florjan S., Jaworska I. Unique and protec�on deserving outcrop with Carboniferous flora in Szczawno Zdrój (Lower Silesia Province)

Outcrop of late Carboniferous conglomeratic sandstones and conglomerates from Biały Kamień beds (late Namurian C – early Westphalian A), with large sedimentary surfaces of sandstones and conglomerates, is located in Szczawno Zdrój (Lower Silesia Province), near the border with Wałbrzych, by the foot of Chełmiec Mountain, in the drift of a closed railway. On the outcrop, large specimens of Carboniferous plants’ stems are visible. Because of the unique size of the uncovered sedimentary surfaces with plant fossils, easily accessible for observation, the site deserves to be promptly granted the legal protection and next, optionally included in the tourist-didactic trail, which could run at the foot of Chełmiec.

Okolice Wałbrzycha i Szczawna Zdroju ob-fitują w miejsca interesujące z geologicznego punktu widzenia (Kozakiewicz 2007), na pew-no więc byłoby cenną inicjatywą (obok działań dotychczas prowadzonych) objęcie tych miejsc – w tym także opisanego w tym artykule – sze-rzej zakreślonym spójnym programem ochro-ny, promocji turystycznej i wykorzystanie ich do celów dydaktycznych.

552

ARTYKUŁY


Duże skrzelonogi: mało znane bezkręgowce astatycznych zbiorników wodnych

Large branchiopods: li�le-known invertebrates of asta�c waterbodies

ANNA JANKOWIAK

Zakład Zoologii OgólnejUniwersytet im. Adama Mickiewicza61–614 Poznań, ul. Umultowska 89e-mail: [email protected]

Słowa kluczowe: duże skrzelonogi, Branchiopoda, skorupiaki, astatyczne zbiorniki wodne.

Okresowo wysychające zbiorniki wodne są unikalnym miejscem występowania skorupiaków zali-czanych do tzw. dużych skrzelonogów. Zgrupowania takie stają się coraz rzadsze z powodu dużej wrażliwości astatycznych zbiorników wodnych na wiele czynników, głównie pochodzenia antro-pogenicznego. W wielu krajach niektóre gatunki Branchiopoda są wysoce zagrożone wyginięciem. Stan zachowania oraz rozmieszczenie dużych skrzelonogów w Polsce są bardzo słabo poznane.

Ekosystemy wodne, takie jak oceany, mo-rza, rzeki czy jeziora, są bardzo ważnymi obiek-tami eksploracji oraz badań faunistycznych. Mniejsze znaczenie przypisuje się natomiast drobnym, okresowo wysychającym zbiorni-kom wodnym (ryc. 1), które są często unikal-nym miejscem występowania rzadkich, ende-micznych bądź zagrożonych wyginięciem tak-sonów. Czy „kałuża” może być miejscem ży-cia niezwykłych organizmów? Otóż, jak naj-bardziej. Okresowo wysychające zbiorniki, ta-kie jak: kałuże, oczka śródleśne i śródpolne, roz-lewiska łąkowe, rowy, to miejsca występowania skorupiaków z grupy tzw. dużych skrzelonogów (Crustacea: Branchiopoda: Anostraca, Notostraca, Laevicaudata, Spinicaudata, Cyclestherida).

Ta szeroko rozpowszechniona na kuli ziem-skiej grupa skorupiaków obejmuje około 500 ga-tunków (wszystkie skrzelonogi, z pominięciem wioślarek Cladocera) (Brendonck i in. 2008). Skrzelonogi, to zróżnicowana pod względem

Ryc. 1. Oczko śródpolne z dziwogłówką wiosen-ną Eubranchipus grubii w okolicach Tarnowa Podgórnego (52°29´3˝N; 16°36´21˝E, 11.02.2008 r.; fot. B. Gołdyn)Fig. 1. The waterbody in the field with the fairy shrimp Eubranchipus grubii near Tarnowo Podgórne (52°29´31˝N; 16°36´21˝E, 11 February 2008; photo by B. Gołdyn)

553

A. Jankowiak Duże skrzelonogi: mało znane bezkręgowce astatycznych zbiorników wodnych

morfologicznym grupa zwierząt, której początki sięgają górnego kambru (Brendonck i in. 2008). Ich ciało, o rozmiarach do około 10 cm, pokry-te jest niezesklerotyzowanym pancerzem lub jest on zupełnie zredukowany. Zwierzęta te zaopa-trzone są w liściowate odnóża, które służą im do poruszania się, oddychania oraz do odfiltrowy-wania pokarmu z wody (ryc. 2). Duże skrzelono-gi rozmnażają się płciowo, jednakże częstym zja-wiskiem jest partenogeneza. Dymorfizm płcio-wy przejawia się w wielkości ciała – samce cha-rakteryzują się mniejszymi rozmiarami niż sa-mice oraz odmienną budową niektórych przy-datków (np. czułki I pary pełnią u samców funk-cje chwytne). Większość dużych skrzelonogów to wszystkożerne filtratory przebywające w toniwodnej, choć przekopnice Notostraca prowadzą drapieżny tryb życia przy dnie zbiornika, polując na drobne larwy owadów, kijanki, skąposzczety lub odżywiają się detrytusem (Stańczykowska 1986, Jurasz 2008) (ryc. 3). Co ciekawe, te in-teresujące zwierzęta znalazły uznanie wśród akwarystów. Wiele gatunków skrzelonogów po-zyskuje się w celach hodowlanych czy wykorzy-stuje jako pokarm dla ryb akwariowych, np. ga-tunki z rodzaju Artemia. Ponadto niektóre z tych skorupiaków stanowią przysmak w wielu kuch-niach regionalnych na świecie. Przedstawicieli rodzaju Triops (Notostraca) uważa się natomiast za szkodniki na polach ryżowych, bowiem przez nadgryzanie młodych roślin powodują ich ob-umieranie (Brendonck i in. 2008).

Duże skrzelonogi zamieszkują głównie wody słodkie, chociaż niektóre gatunki wystę-pują także w śródlądowych wodach słonych (np. rodzaj Artemia). Ta grupa organizmów, świet-nie przystosowała się do życia w okresowo wy-sychających zbiornikach wodnych. Taką możli-wość daje im: szybki wzrost oraz zdolność two-rzenia cyst przetrwalnikowych. Złożone przez samicę jaja opadają na dno zbiornika i tworzą tzw. bank cyst. Larwy najczęściej nie wykluwa-ją się z nich od razu, nawet jeśli warunki środo-wiskowe są sprzyjające. Jaja takie, będące w sta-nie diapauzy, odznaczają się dużą odpornością na wysuszanie i przemarzanie. Ich zewnętrz-na osłonka stanowi dodatkowo ochronę przed

Ryc. 2. Dziwogłówka wiosenna Eubranchipus grubii ze stanowiska w Tarnowie Podgórnym (12.06.2008 r., fot. J. Musiał) Fig. 2. The fairy shrimp Eubranchipus grubii from the site in Tarnowo Podgórne (12 June 2008, photo by J. Musiał)

Ryc. 3. Przekopnica właściwa Triops cancriformis ze stanowiska w Tarnowie Podgórnym (12.06.2008 r., fot. J. Musiał) Fig. 3. The tadpole shrimp Triops cancriformis from the site in Tarnowo Podgórne (12 June 2008, photo by J. Musiał)

554


mechanicznymi uszkodzeniami oraz światłem ultrafioletowym. W takiej postaci skorupia-ki mogą przetrwać nawet do kilku lat, zanim zbiornik ponownie zostanie wypełniony wodą. Młode osobniki mogą się wykluć już po kilku lub kilkunastu godzinach od zalania zbiorni-ka, i po mniej więcej dwóch tygodniach osią-gnąć dojrzałość płciową. Zasiedlanie nowych miejsc umożliwia skrzelonogom bierna dysper-sja – głównie przenoszenie cyst przez wiatr lub zwierzęta (Hössler i in. 1995; Brendonck 1996; Fryer 1996; Damgaard, Olesen 1998).

Środowiska zamieszkiwane przez te skoru-piaki charakteryzują się dużą niestabilnością oraz brakiem większych drapieżników (np. ryb), które nie przystosowały się do zajmowania tego typu siedlisk (Boven i in. 2008). Jednakże, zagro-żenie mogą stwarzać inne zwierzęta, na przykład płazy czy ptaki wodno-błotne, które chętnie że-rują w takich środowiskach (Angeler i in. 2008). Czas, w którym zbiornik okresowy jest wypeł-niony wodą może być bardzo różny. Wpływ ma na to przede wszystkim klimat, morfologia zbiornika (głębokość, podłoże) oraz lokalne wa-runki atmosferyczne (Grillas i in. 2004; Boven i in. 2008). Niektóre z nich mogą wysychać na wiele lat, inne wypełniane są wodą tylko raz w roku, lub cykl zalewania może być powtarzany od kilku do kilkunastu razy (Brendonck 1996). Faza zalania wodą w większych zbiornikach może trwać nawet kilka miesięcy lub w okre-sie zimowym zbiorniki nie wysychają, lecz cał-kowicie zamarzają do dna. W przypadku ma-łych i płytkich zbiorników okres ten trwa prze-ważnie znacznie krócej. Długość tej fazy zale-ży przede wszystkim od czynników pogodo-wych, ponieważ woda wypełniająca okresowe zbiorniki pochodzi głównie z opadów atmosfe-rycznych (deszcz, śnieg – z wiosennych rozto-pów). Takie środowiska cechuje duża niestabil-ność (np. znaczne dobowe wahania temperatu-ry) – tym większa, im mniejszy jest dany obiekt. Każdy zbiornik odznacza się swoistą morfolo-gią i warunkami w nim panującymi, które zale-żą głównie od rodzaju otoczenia, czynników fi-zykochemicznych wody, roślinności oraz nasło-necznienia. Cechy, takie jak: roślinność, zasole-

nie czy mętność wody, mogą wpływać na skład gatunkowy zgrupowań dużych skrzelonogów. Możliwe jest również występowanie kilku ga-tunków w tym samym zbiorniku, zajmujących różne nisze (Boven i in. 2008).

Naturalnym zagrożeniem, z którym radzą sobie duże skrzelonogi od milionów lat, jest zbyt szybkie wysychanie zbiorników wodnych, które może ograniczyć wielkość ich popula-cji. Wiąże się to z eliminacją osobników nie-dojrzałych płciowo, czyli tych, które nie zdą-żyły przystąpić do rozmnażania. Taka sytuacja może spowodować zmniejszanie się banku cyst lub, w skrajnym przypadku, doprowadzić do wymarcia całej populacji (Brendonck 1996). Z kolei zbyt długie utrzymywanie się wody w zbiorniku może spowodować zwiększenie liczby małych, wolno rozwijających się drapież-ników (larwy ważek, pluskwiaki), chętnie polu-jących na skrzelonogi (Pyke 2005).

Niegdyś powszechnie występujące efeme-ryczne zbiorniki wodne, dziś znikają z naszego krajobrazu (Pyke 2005; Brendonck i in. 2008), a więc – co za tym idzie – zanikają również liczne gatunki zwierząt preferujące wyłącznie taki typ środowiska. Astatyczne zbiorniki wodne cechu-je duża wrażliwość na wiele czynników, głównie pochodzenia antropogenicznego. Można do nich zaliczyć: prowadzenie intensywnej gospodar-ki rolnej, meliorację terenów rolniczych, urba-nizację, eutrofizację wód oraz wprowadzanie za-nieczyszczeń. Istotne znaczenie wydaje się mieć także proces globalnego ocieplenia, który może prowadzić do lokalnych zmian klimatycznych. Czynniki atmosferyczne w znacznym stopniu warunkują okres, w którym zbiornik wypełnio-ny jest wodą. Wzrost temperatury i spadek wil-gotności powietrza powodują nasilenie parowa-nia wody, a skąpe opady atmosferyczne pociąga-ją za sobą mniejszą ilość akumulowanej w zbior-nikach wody. Globalne ocieplenie może nie-korzystnie wpływać również na funkcjonowa-nie organizmów wrażliwych na wzrost tempe-ratury, na przykład na zimnolubną dziwogłów-kę wiosenną Eubranchipus grubii (Dybowski, 1860) (Pyke 2005). Innym negatywnym czynni-kiem zagrażającym występowaniu dużych skrze-

555


lonogów jest przeznaczanie drobnych zbior-ników wodnych na tzw. rezerwuary wody (np. zbiorniki przeciwpożarowe). Ich naturalna for-ma zostaje zmieniona, tak aby woda utrzymywa-ła się przez cały rok w zbiorniku i nie zamarza-ła na zimę. Duży wpływ na ekosystemy wodne ma również nasilający się ruch turystyczny, pro-wadzący do zwiększonego zanieczyszczenia śro-dowiska (Grillas i in. 2004). Do zubożenia liczby gatunków może przyczynić się również regulacja rzek, przez którą zmniejsza się liczba wiosennych rozlewisk (Damgaard, Olesen 1998).

Zróżnicowanie gatunkowe omawianych sko-rupiaków związane jest głównie z heterogenno-ścią środowisk oraz położeniem geograficznym,zwłaszcza zaś z szerokością geograficzną – imdalej na północ, tym liczba gatunków jest mniej-sza. Na terenie Europy największymi centrami różnorodności niektórych rodzin dużych skrze-lonogów są wyspy Morza Śródziemnego oraz tereny górzyste (Brtek, Thiéry 1995). W wie-lu krajach, takich jak Wielka Brytania, Niemcy, Austria czy Dania, zgrupowania dużych skrze-lonogów stają się coraz rzadsze (Damgaard, Olesen 1998; Boven i in. 2008). Wszystkie ga-tunki tych skorupiaków występujące na terenie Czech, Niemiec, Danii oraz Szwecji zostały uję-te na krajowych „czerwonych listach” (Gołdyn, Bernard 2008). Oprócz tego, ponad 30 gatun-ków tych zwierząt znajduje się na czerwonej li-ście IUCN (Union for Conservation of Nature and Natural Resources) (Brendonck i in. 2008). Inaczej sytuacja kształtuje się w południowej i wschodniej Europie, gdzie nadal niektóre ob-szary pozostały w niewielkim stopniu przekształ-cone przez człowieka i charakteryzują się dużym bogactwem gatunkowym. Centrum bioróżno-rodności dużych skrzelonogów jest na przykład Park Narodowy Kiskunság na Węgrzech, gdzie odnotowano 11 gatunków tych skorupiaków (Boven i in. 2008). W wielu krajach wprowa-dzono normy prawne, mające na celu ochronę obiektów przyrodniczych, jakimi są okresowo wysychające zbiorniki wodne. We Francji w la-tach 1999–2004 prowadzono badania w ramach projektu LIFE „Temporary pools” nad zbiornika-mi efemerycznymi (Grillas i in. 2004). Ponadto

zbiorniki okresowe obszaru śródziemnomor-skiego zostały ujęte w Dyrektywie Siedliskowej Unii Europejskiej.

Na terenie Europy odnotowano dotych-czas 72 gatunki dużych skrzelonogów (Brtek, Thiéry 1995). W Polsce potwierdzono wystę-powanie 12 gatunków tych skorupiaków (Jurasz 2008). Są to: dwa gatunki przekopnic – przekop-nica właściwa Triops cancriformis (Linnaeus, 1758) i przekopnica wiosenna Lepidurus apus (Linnaeus, 1758), trzy gatunki muszloraczków (dwa gatunki małżynek – małżynka czteroro-ga Cyzicus tetracerus (Krynicki, 1830) i mał-żynka spłaszczona Limnadia lenticularis (Linné, 1761) – Spinicaudata oraz jeden gatunek dzio-bosznika Lynceus brachyurus (Müller, 1776) – Laevicaudata), których dwuklapowy pan-cerz czasem do złudzenia przypomina musz-le niewielkich małży (ryc. 4). Wśród bezpance-rzowców Anostraca notowano w naszym kra-ju następujące gatunki: skrzelopływkę bagien-ną Branchinecta paludosa (O.F. Müller, 1788) – jedno stanowisko w Tatrach, zadychrę pospoli-tą Branchipus schaefferi (Fischer, 1834) – niegdyś częsty, obecnie bardzo rzadko spotykany gatu-nek, dziwogłówkę wiosenną – prawdopodobnie najszerzej rozpowszechniony gatunek w Polsce (Gołdyn, Bernard 2008), Chirocephalus diapha-

Ryc. 4. Małżynka czteroroga Cyzicus tetracerus ze stanowiska w Tarnowie Podgórnym (12.06.2008 r., fot. J. Musiał) Fig. 4. The clam shrimp Cyzicus tetracerus from the site in Tarnowo Podgórne (12 June 2008, photo by J. Musiał)

556


nus (Prévost, 1803), C. josephinae (Grube, 1853), C. shadini (Smirnov, 1928) oraz Streptocephalus torvicornis (Waga, 1842) – znane z pojedynczych stanowisk. Jedynym gatunkiem dużych skrzelo-nogów objętym ochroną w naszym kraju oraz wpisanym do Polskiej czerwonej księgi jest skrze-lopływka bagienna, uznawana od niedawna za wymarłą w Polsce. Jeszcze w 1968 roku skrze-lopływka bagienna występowała na jedynym w naszym kraju stanowisku, znajdującym się w Dwoistym Stawie Gąsienicowym w Ta-trzańskim Parku Narodowym. Pod koniec lat 60. XX wieku populacja wyginęła, najprawdo-podobniej na skutek nielegalnego zarybienia stawu (Kownacki i in. 2002).

Rozmieszczenie gatunków dużych skrzelono-gów w Polsce jest słabo poznane. Brakuje przede wszystkim aktualnych danych – większość po-zycji literaturowych dotyczących tej grupy zwie-rząt pochodzi z lat 1850–1960. Współczesne in-formacje dotyczące stanowisk dużych skrzelono-gów odnoszą się wyłącznie do Białostocczyzny (Biggs i in. 2004) oraz Wielkopolski (Gołdyn i in. 2007). Niestety nie ma jakichkolwiek donie-sień z Małopolski oraz Lubelszczyzny, gdzie we-dług danych historycznych przynajmniej nie-które gatunki skrzelonogów były niegdyś bardzo szeroko rozpowszechnione.

Najnowsze doniesienia o rozmieszczeniu du-żych skrzelonogów w Polsce pochodzą z Wiel-kopolski. W latach 2007–2010 odnotowano na tym terenie występowanie siedmiu gatunków. Jednym z nich jest zadychra pospolita, którą uznaje się za zagrożoną wyginięciem w wielu krajach Europy (Gołdyn i in. 2007). W Polsce po raz ostatni gatunek ten notowano w latach 50. XX wieku (Zwolski 1956). Obecnie jedyny-mi znanymi miejscami występowania tego ga-tunku w Wielkopolsce są: poligon Biedrusko, znajdujący się pod Poznaniem (Gołdyn i in. 2007; Gołdyn, Bernard 2008) oraz były poli-gon wojskowy w Pile (Gołdyn i in. w przygot.). Skorupiak ten został znaleziony w kałużach na nieutwardzonych drogach poligonu, rozjeżdża-nych przez czołgi. Gatunkiem często współwy-stępującym z zadychrą pospolitą jest przekopni-ca właściwa – odnotowana również na poligo-

nie wojskowym w Biedrusku. Najszerzej rozpo-wszechnionym skrzelonogiem w Wielkopolsce jest dziwogłówka wiosenna. Obecnie znanych jest kilkadziesiąt stanowisk dziwogłówki, znaj-dujących się m.in. w okolicach Kórnika oraz Tarnowa Podgórnego. Ponadto na tym obsza-rze stwierdzono jeszcze występowanie czterech przedstawicieli dużych skrzelonogów: przekop-nicę wiosenną, Chirocephalus shadini, dzio-bosznika oraz małżynkę czterorogą. Niemal wszystkie z wyżej wymienionych gatunków (z wyjątkiem dziwogłówki wiosennej i prze-kopnicy wiosennej) występują w Wielkopolsce na niewielu stanowiskach, a wyraźna tendencja spadkowa w liczbie ich populacji jest obserwo-wana w niektórych krajach zachodniej Europy (Boven i in. 2008).

Wskazane byłoby przeprowadzenie inwen-taryzacji krajowych gatunków dużych skrze-lonogów w celu stwierdzenia stanu zachowa-nia tych zwierząt na terenie Polski. Istotne jest również ustalenie efektywnych sposobów ich ochrony, ponieważ zdecydowana większość ga-tunków tych skorupiaków na obszarze nasze-go kraju występuje bardzo rzadko. Na więk-szą uwagę zasługują także same okresowo wy-sychające zbiorniki wodne, których zachowa-nie umożliwia przetrwanie wielu organizmom. Należy dodać, iż takie zbiorniki pełnią waż-ną funkcję w krajobrazie: kumulują wodę po-powodziową oraz stanowią ważne miejsce po-stoju dla wielu organizmów, m.in. dla migrują-cych ptaków (Zacharias i in. 2007; Waterkeyn i in. 2009). Jednym ze sposobów ochrony ta-kich zbiorników jest z pewnością zapobiega-nie osuszaniu terenu oraz zredukowanie sto-sowania środków chemicznych. Skuteczną me-todą zachowania naturalności tych środowisk jest również pozostawianie pasa roślin ota-czającego brzeg zbiornika, który stanowi swe-go rodzaju strefę ochronną (Gołdyn, Bernard 2008). Istotne może się okazać także zwiększa-nie świadomości obywateli, poprzez porusza-nie tematów związanych z okresowo wysycha-jącymi zbiornikami wodnymi oraz przez akcje propagujące zachowania mające na celu ochro-nę przyrody (Zacharias i in. 2007).

557


Podziękowania

Autorka dziękuje Panu dr. Józefowi Musiałowi za udostępnienie fotografii oraz Panu dr. BartłomiejowiGołdynowi za udzielenie cennych wskazówek w trakcie pisania tej pracy.

Badania na terenie Wielkopolski wykona-ne były w ramach projektu sfinansowanego przezMinisterstwo Nauki i Szkolnictwa Wyższego (nr NN 304 3400 33).

PIŚMIENNICTWO

Angeler D.G., Viedma O., Sánchez-Carrillo S., Al-varez-Cobelas M. 2008. Conservation issues of temporary wetland Branchiopoda (Anostraca, Notostraca: Crustacea) in a semiarid agricul-tural landscape: What spatial scales are relevant? Biol. Conserv. 141: 1224–1234.

Biggs J., Bilton D., Williams P., Nicolet P., Briggs L., Eeles B., Whitfield M. 2004. Temporary pondsof eastern Poland: an initial assessment of their importance for nature conservation. ARCH SCI 57 (2–3): 73–83.

Boven L., Vanschoenwinkel B., De Roeck Els R., Hulsmans A., Brendonck L. 2008. Diversity and distribution of large branchiopods in Kiskunság (Hungary) in relation to local habitat and spatial factors: implications for their conservation. Mar. Freshwater Res. 59: 940–950.

Brendonck L. 1996. Diapause, quiescence, hatching requirements: what we can learn from large fre-shwater branchiopods (Crustacea: Branchiopo-da: Anostraca, Notostraca, Conchostraca). Hy-drobiologia 320: 85–97.

Brendonck L., Rogers C.D., Olesen J., Weeks S., Hoeh W. R. 2008. Global diversity of large branchio-pods (Crustacea: Branchiopoda) in freshwater. Hydrobiologia 595: 167–176.

Brtek J., Thiéry A. 1995. The geographic distributionof the European Branchiopods (Anostraca, No-tostraca, Spinicaudata, Laevicaudata). Hydro-biologia 298: 263–280.

Damgaard J., Olesen J. 1998. Distribution, phenology and status for the larger Branchiopoda (Crustacea: Anostraca, Notostraca, Spinicaudata and Laevi-caudata) in Denmark. Hydrobiologia 377: 9–13.

Fryer G. 1996. Diapause, a potent force in the evo-lution of freshwater crustaceans. Hydrobiologia 320: 1–14.

Gołdyn B., Bernard R. 2008. Preliminary data on the distribution and phenology of Eubranchipus grubii (Dybowski 1860) (Crustacea: Anostraca) in the Wielkopolska region. Annales UMCS, Sectio C, 63 (2): 23–29.

Gołdyn B., Konwerski Sz., Błoszyk J. 2007. Large branchiopods (Anostraca, Notostraca, Spinicau-data, Laevicaudata) of small, astatic waterbodies in the environs of Poznań (Wielkopolska Region, Western Poland). Oceanol. Hydrobiol. Stud. 36, Suppl. 4: 21–28.

Grillas P., Gauthier P., Yavercovski N., Perennou C. 2004. Mediterranean Temporary Pools. Vol. 1: Issues relating to conservation, functioning and management. Station biologique de la Tour du Valat, Le Sambuc, Arles: 1–120.

Hössler J., Maier G., Tessenow U. 1995. Some notes on the ecology of a German Branchipus schaef-feri population (Crustacea: Anostraca). Hydro-biologia 298: 105–l12.

Jurasz W. 2008. Skrzelonogi (Branchiopoda). W: Bogdanowicz W., Chudzicka E., Pilipuk I., Skibińska E. (red.). Fauna Polski – charakte-rystyka i wykaz gatunków. Tom 3. Muzeum i Instytut Zoologii PAN, Warszawa: 272–273.

Kownacki A., Kawecka B., Dumnicka E., Galas J. 2002. Przyczyny wyginięcia i próba resty-tucji gatunku Branchinecta paludosa (O.F. Muller 1788) w Tatrzańskim Parku Narodo-wym. W: Borowiec W., Kotarba A., Kownac-ki A., Krzan Z., Mirek Z. (red.). Przemiany środowiska przyrodniczego Tatr. Wyd. TPN, PTPNoZ Oddz. Kraków, Kraków–Zakopane: 297–302.

Pyke Ch. R. 2005. Assessing Climate Change Im-pacts on Vernal Pool Ecosystems and Endemic Branchiopods. Ecosystems 8: 95–105.

Stańczykowska A. 1986. Zwierzęta bezkręgowe na-szych wód. Wyd. SiP, Warszawa.

Waterkeyn A., Grillas P., De Roeck E.R.M., Boven L., Brendonck L. 2009. Assemblage structure and dynamics of large branchiopods in Medi-terranean temporary wetlands: patterns and processes. Freshwater Biol. 54: 1256–1270.

Zacharias I., Dimitriou E., Dekker A., Dorsman E. 2007. Overview of temporary ponds in the Mediterranean region: Threats, managemen andconservation issues. J. Environ. Biol. 28 (1): 1–9.

Zwolski W. 1956. Materiały do znajomości liściono-gów właściwych (Euphyllopoda) Polski. Ann. Uniw. M. Curie-Skłodowska, Sec. C, Lublin, 11 (1956): 1–23.

558



Jankowiak A. Large branchiopods: li�le-known invertebrates of asta�c waterbodies

Large branchiopods (Crustacea: Branchiopoda: Anostraca, Notostraca, Laevicaudata, Spinicaudata, Cycle sthe-rida) inhabit temporary waterbodies. These crustaceans are worldwide distributed, with about 500 known species (12 species were recorded from Poland: Triops cancriformis, Lepidurus apus, Cyzicus tetracerus, Limnadia lenticularis, Lynceus brachyurus, Branchinecta paludosa, Branchipus schaefferi, Eubranchipus grubii, Chirocephalus diaphanus, C. josephinae, C. shadini and Streptocephalus torvicornis). Astatic waterbodies are highly sensitive to many factors, mainly anthropogenic ones. Nowadays these habitats and the species that live in them are highly endangered. The number of threatened large branchiopod species increases and the communities of these crustaceans are very scarce in many other countries. No detailed information is available about the distribution of large branchiopods in Poland, nevertheless seven species of them were recorded during the latest research conducted in the region of Wielkopolska.

559

ARTYKUŁY


Wzrost liczebności bociana białego Ciconia ciconia na Ziemi Leszczyńskiej w roku 2010

Increase of the White Stork Ciconia ciconia popula�on in the Leszno District in 2010

MARCIN TOBÓŁKA1, STANISŁAW KUŹNIAK2, KATARZYNA M. ŻOŁNIEROWICZ3, ŁUKASZ JANKOWIAK3, MARCIN GABRYELCZYK4, MATEUSZ PYRC3, PAWEŁ SZYMAŃSKI3, PAWEŁ SIERACKI5

1 Instytut Zoologii, Uniwersytet Przyrodniczy w Poznaniu, 60–625 Poznań, ul. Wojska Polskiego 71 C e-mail: [email protected]

2 64–100 Leszno, ul. gen. Sikorskiego 28/10e-mail: [email protected]

3 Zakład Ekologii Behawioralnej, Uniwersytet im. Adama Mickiewicza w Poznaniu61–614 Poznań, ul. Umultowska 89 e-mail: [email protected], [email protected], [email protected], [email protected]

462–005 Bolechówko, ul. Lipowa 59e-mail: [email protected]

564–234 Przemęt, Biskupice 50e-mail: [email protected]

Słowa kluczowe: bocian biały, Ciconia ciconia, wzrost liczebności, program ochrony, Wielkopolska.

Niniejsza praca dotyczy inwentaryzacji gniazd bociana białego w byłym województwie leszczyńskim w roku 2010. Jej celem jest przedstawienie zmian liczebności i zagęszczenia badanej populacji oraz porównanie ich z danymi wieloletnimi. Zebrano dane o występowaniu bociana, efekcie lęgów po-szczególnych par, usytuowaniu gniazd oraz zmianach tych parametrów, a także dane na temat stad nielęgowych bocianów przebywających na danym terenie w okresie lęgowym. W roku 2010 liczba gniazd zajętych przez pary lęgowe (HPa) wyniosła 275. Bociany przeważnie budowały gniazda na słupach – 179 (65,1%), rzadziej na kominach – 51 (18,1%), drzewach – 20 (7,3%), budynkach – 16 (5,8%) i ambonach myśliwskich – 5 nowych gniazd (1,8%). Pary bocianów wychowały łącznie 602 podloty. Średnia liczba młodych na parę z sukcesem (JZm) wyniosła 2,69, a w przeliczeniu na staty-styczną parę lęgową (JZa) – 2,19. Mimo iż badana populacja wykazuje wyraźny trend spadkowy, to w roku badań odnotowano duży wzrost jej liczebności (o ok. 25% w stosunku do 2009 r.). Średnia wielkość zniesienia dla 59 zbadanych par wynosiła 4,32 (SD = 0,819), a sukces klucia wynosił 92,4%. Średnio w każdym gnieździe wykluwało się 4,02 piskląt (SD = 0,938, n = 59). Przeżywalność mło-dych wyniosła 69,6%. Średnio w lęgu do momentu wylotu z gniazda dożywało 2,80 młodego (SD = 1,270, n = 59). Z 64,7% jaj dorastały lotne młode. W wyniku działań ochroniarskich Leszczyńskiej Grupy OTOP w 59 gniazdach prawie całkowicie ograniczono śmiertelność piskląt związaną z zaplą-tywaniem się w nylonowe sznurki, znoszone do gniazd przez ptaki dorosłe jako wyściółka.

560


Wstęp

Populacja bociana białego Ciconia ciconia w Polsce, według badań przeprowadzonych w 2004 roku w ramach Międzynarodowego Spisu Bociana Białego, jest stabilna, a nawet wykazuje umiarkowany trend wzrostowy. Liczy ona około 50 tysięcy par, co stanowi blisko 20% światowej populacji (Guziak, Jakubiec 2006). Natomiast według Monitoringu Pospolitych Ptaków Lęgowych bocian biały w całej Polsce od 2000 roku wykazuje umiarkowany trend spadkowy (Chylarecki, Jawińska 2007). Podobne wyniki uzyskano w Monitoringu Flagowych Gatunków Ptaków, notując wy-soki spadek krajowej populacji w roku 2005 (Chylarecki i in. 2008). Najprawdopodobniej różnice te wynikają z błędów metodyki sto-sowanej w Międzynarodowym Spisie Bociana Białego, w którym wykorzystano obserwacje pochodzące z różnych źródeł: zbierane przez wolontariuszy, ornitologów oraz ankiety roz-syłane do sołtysów (Guziak, Jakubiec 2006). Przykładowo, na terenie powiatu leszczyńskie-go podczas Spisu w 2004 roku wykazano 65 par bociana białego (Ptaszyk 2006), natomiast według szczegółowych badań terenowych Kosickiego i Kuźniaka (2006) w tym samym roku na tym samym terenie stwierdzono jedy-nie 58 par, a zatem o około 10% mniej. W ska-li całego kraju różnice te mogą być znaczące, zwłaszcza na terenach o dużym zagęszczeniu populacji. Dlatego też istotne jest prowadzenie regularnych, szczegółowych badań na stałych powierzchniach, które pozwolą na realną oce-nę sytuacji tego gatunku w Polsce. Mimo nie-doskonałości powyższej metody na podstawie danych ze Spisu wykazano, że w Wielkopolsce gatunek ten przejawia spadek liczebny (Ptaszyk 2006). Z innych badań wynika, że populacja w południowo-zachodniej Wielkopolsce, tj. na terenie byłego województwa leszczyńskiego, w ostatnich latach jeszcze silniej zmniejszyła swoją liczebność. Szczególnie wysokie spadki zanotowano w latach 1991, 1997, 2005 i 2009 (Kuźniak 1994, 1995; Kosicki, Kuźniak 2006; Tobółka 2009; Kuźniak, Tobółka 2010).

Stałe i dokładane monitorowanie omawia-nej populacji pozwoli na lepsze poznanie przy-czyn spadku jej liczebności.

Również dane na temat wybranych aspek-tów biologii lęgowej bociana są nadal nieliczne. Do tej pory tego typu badania przeprowadzono w kilku miejscach w Polsce (przegląd w: Profus 2006). Brakuje natomiast długoterminowych danych o biologii lęgowej tego gatunku prowa-dzonych na tych samych powierzchniach. Takie badania na terenie Ziemi Leszczyńskiej zapo-czątkował Kosicki (2008), jednak na stosunko-wo małej próbie. Ta praca ma uzupełnić wcze-śniejsze badania i być ich kontynuacją. Jest ona równocześnie podsumowaniem inwentaryza-cji gniazd bociana białego w byłym wojewódz-twie leszczyńskim w 2010 roku. Jej celem było przedstawienie zmian liczebności i zagęszcze-nia populacji tego gatunku podczas nietypo-wych warunków środowiskowych oraz porów-nanie ich z danymi wieloletnimi z omawianego terenu. Zebrano również dane o efekcie lęgów, usytuowaniu gniazd oraz zmianach tych para-metrów. Ponadto dla wybranych gniazd zgro-madzono informacje dotyczące wielkości znie-sień i przeżywalności piskląt podczas rozwoju w gnieździe.

Dodatkowo odnotowano stada nielęgo-wych bocianów przebywających na danym te-renie w okresie lęgowym. W pracach inwenta-ryzacyjnych ta frakcja ptaków często jest pomi-jana. Warto jednak notować takie obserwacje i uwzględniać dane o nielęgowych bocianach podczas cenzusów, gdyż stanowią one ważną informację o lokalnej populacji.

Teren badań

Badaniami objęto Ziemię Leszczyńską, tj. teren całego dawnego województwa lesz-czyńskiego (4154 km²). Obecnie w skład tego obszaru wchodzą następujące jednostki admi-nistracyjne: powiat leszczyński, gostyński, ko-ściański (wyłączając gminę Czempiń) i rawicki oraz gminy Kobylin z powiatu krotoszyńskiego, Przemęt (pow. wolsztyński) w województwie

561

M. Tobółka i in. Bocian biały na Ziemi Leszczyńskiej w roku 2010

wielkopolskim, powiat górowski (woj. dolnoślą-skie), a także gminy Wschowa i Szlichtyngowa (pow. wschowski w Lubuskiem).

Pod względem fizjograficznym obszar tenwchodzi w skład podprowincji: Pojezierzy Południowobałtyckich i Nizin Środkowopol-skich. Zdecydowana większość terenu ba-dań zlokalizowana jest na obszarze Pojezierza Leszczyńkiego (północna), Wysoczyzny Lesz-czyńskiej (południowa) i Wysoczyzny Kaliskiej (wschodnia) (Kondracki 1998).

Głównymi rzekami są Odra, Barycz, Orla, Rów Polski, Rów Śląski, Obra z trzema kanała-mi, Rów Wyskoć oraz Kania. Na badanym tere-nie zdecydowaną większość powierzchni zajmu-ją użytki rolne (70,3%), z tego grunty orne sta-nowią 76,7%, łąki – 10,4%, sady – 1,8%, pastwi-ska – 1,1% oraz nieużytki i inne tereny – 10%. Lesistość terenu wynosi 17,3% (GUS 2003). Obszar ten zamieszkuje około 400 000 ludzi, co daje średnio 97 mieszkańców/km2. Głównymi miastami są Leszno, Gostyń, Kościan, Góra, Rawicz i Wschowa. Bardziej szczegółowy opis terenu można znaleźć w pracy Kuźniaka (1994).

Materiał i metoda

Dane wykorzystane w niniejszej pracy ze-brano podczas bezpośrednich kontroli te-renowych przeprowadzonych w 2010 roku, w okresie od początku maja do końca dru-giej dekady lipca. Dla wszystkich stanowisk lęgowych zgromadzono dane dotyczące licz-by podlotów, usytuowania gniazda oraz strat w lęgach. Dla 59 gniazd zgromadzono szcze-gółowe informacje dotyczące wielkości znie-sień, sukcesu klucia, przeżywalności piskląt w gnieździe podczas ich wzrostu oraz przy-czyn śmierci młodych. Podczas bezpośrednich kontroli z gniazd usuwano sznurki nylonowe (przynoszone jako wyściółka do gniazd przez ptaki rodzicielskie) oraz inne niebezpieczne przedmioty w celu zwiększenia bezpieczeń-stwa rozwijających się piskląt. Kontroli gniazd dokonywano przy użyciu drabiny, podnośni-ka koszowego, a także sprzętu alpinistyczne-

go (Kuźniak, Tobółka 2010). W pracach tere-nowych oparto się na metodach standardo-wo wykorzystywanych w badaniach nad bo-cianem białym (Mrugasiewicz 1971; ICBP 1972, 1983; Profus 1991, 2006; Kosicki 2008). W opisie danych posłużono się międzynaro-dowymi oznaczeniami wskaźników ekolo-gicznych (Profus 1991, 2006; Tryjanowski i in. 2006). Ponadto podczas prowadzenia prac te-renowych zbierano informacje o stadach nie-lęgowych bocianów. Ptaki liczono zarówno na żerowiskach, jak i na zbiorowych noclegowi-skach. W analizie statystycznej uwzględniono maksymalne liczby obserwowanych osobni-ków w danym miejscu. Stada nielęgowe noto-wano w okresie od połowy maja, gdy pojawia-ją się pierwsze nielęgowe ptaki, do końca lipca (Kuźniak, Tobółka 2010).

Wyniki

Liczebność i rozmieszczenie. Liczba gniazd zajętych przez pary lęgowe (HPa) wyniosła 275, co stanowiło 71,1% wszystkich gniazd na bada-nym terenie. Średnie zagęszczenie gniazd zaję-tych przez pary (StD) wynosiło 6,62 par/100 km2 (tab. 1). Rozmieszczenie gniazd było nie-równomierne. Najwięcej stanowisk lęgowych stwierdzono w dolinach rzecznych: Obry, Rowu Polskiego i Rowu Śląskiego, Odry, Baryczy i Orli oraz na Pojezierzach Sławskim i Krzywińskim. Najniższe zaś odnotowano we wschodniej i środ-kowej części badanego terenu. Po jednej parze gnieździło się w gminie Lipno i Miejska Górka. W gminie Piaski, Pogorzela i Pępowo odnoto-wano tylko po dwie pary lęgowe (Wysoczyna Leszczyńska). Szczegółowe rozmieszczenie gniazd obrazuje rycina 1.

Lokalizacja i usytuowanie gniazd. W roku 2010 większość zajętych gniazd była zlokalizo-wana w obrębie osiedli ludzkich lub w odległo-ści nie większej niż 100 m od nich. Powstało jednak 8 gniazd, które były zlokalizowa-ne w odległości co najmniej 900 m od zabu-dowań. Gniazda te znajdowały się w dolinach Obry, Rowu Polskiego i Rowu Śląskiego.

562


W roku 2010 zdecydowana większość gniazd była usytuowana na słupach – 179 (65,1%, z czego 48,4% – na słupach energetycz-nych z platformą; 10,2% – na słupach wolno-stojących; a 6,5% na słupach energetycznych bez platformy – bezpośrednio na elementach sieci). Na wysokich kominach bociany założy-ły 51 gniazd (18,1%), na drzewach – 20 (7,3% – łącznie na 7 gatunkach), na budynkach – 16 (5,8%), na ambonach myśliwskich – 5 nowych gniazd (1,8%, ryc. 2). Z pozostałych 4 gniazd

(1,4%) dwa zostały zbudowane na syrenach strażackich i dwa na podnośnikach kubełko-wych (ryc. 3).

Elementy biologii lęgowej. Na badanym terenie w roku 2010 samice bocianów znosi-ły od 2 do 6 jaj, średnio 4,32 (SD = 0,819, n =

Tab. 1. Wartości poszczególnych parametrów oraz wskaźników populacji bociana białego na Ziemi Leszczyńskiej w 2010 rokuTab. 1. The values of several parameters and indica-tors for the popula�on of white stork Ciconia ciconia inLeszno District in 2010

Dane /Data Liczba /Number

H 387

HPa 275

HPm 224

HPo 51

HPx 0

HB 29

HE 0

HO 83

HPm 1 34

HPm 2 63

HPm 3 77

HPm 4 39

HPm 5 11

HPmx 0

HPo(o) 17

HPo(g) 10

HPo(m) 16

HPo(x) 8

JZG 602

JZa 2,19

JZm 2,69

%HPo 18,5

StD 6,62

Ryc. 2. Gniazdo bociana białego zlokalizowane na ambonie myśliwskiej w okolicach Tworzanek, gm. Rydzyna, pow. leszczyński (20.08.2010 r., fot. M. Tobółka)Fig. 2. White Stork nest built on hun�ng pulpit nearTworzanki, commune Rydzyna, Leszno District (20 August 2010, photo by M. Tobółka)

Ryc. 3. Udział poszczególnych typów usytuowania gniazd bociana białego w 2010 roku: a – słupy, b – ko-miny, c – budynki, d – drzewa, e – ambony myśliw-skie, f – inneFig. 3. The share of several types of White Stork nests loca�on in 2010: a – pylons, b – chimneys, c – build-ings, d – trees, e – hun�ng pulpits, f – other

563


59). Zanotowano 1 zniesienie z 2 jajami, 9 z 3 jajami, 20 z 4 jajami, 28 z 5 jajami, 1 z 6 jajami. Z 92,4% zniesionych jaj wykluwały się pisklę-ta. Średnio w każdym gnieździe wykluwały się 4,02 pisklęta (SD = 0,938, n = 59). Spośród wy-klutych młodych przeżywało 69,6%. Średnio w lęgu do momentu wylotu z gniazda do-żywało 2,80 młodego (SD = 1,270, n = 59). Ostatecznie z 64,7% jaj dorastały młode zdolne do lotu. Głównymi przyczynami śmierci mło-dych były niekorzystne warunki atmosferycz-ne oraz brak wystarczającej ilości pożywienia. W jednym przypadku młody tuż przed wylo-

tem padł w wyniku zatrucia bądź uduszenia. W kontrolowanych i oczyszczanych 59 gniaz-dach zanotowano tylko jeden przypadek śmier-ci spowodowany uduszeniem lub zaplątaniem nylonowymi sznurkami (ryc. 4).

Wielkość lęgów. W roku 2010 leszczyń-ska populacja bocianów wychowała 602 mło-de. Średnia wielkość lęgu, z których zostało wy-prowadzone co najmniej jedno młode (JZm) wyniosła 2,69, a w przeliczeniu na statystycz-ną parę lęgową (JZa) – 2,19. Wśród poszcze-gólnych kategorii lęgu (HPm) dominowały lęgi

Ryc. 1. Rozmieszczenie gniazd bociana białego w granicach dawnego województwa leszczyńskiego w 2010 roku: HPm – liczba par z odchowanymi młodymi (1–5 – liczba odchowanych młodych), HPo – pary bez lotnych młodych, HB – gniazdo zajmowane przez 2–4 tygodnie przez jednego lub dwa ptaki nielęgowe, HO – gniazda niezajęteFig. 1. Distribu�on of white stork nests in the former Leszno Province in 2010: HPm – pairs with raised young (1–5 – number of young), HPo – pairs without fledging young, HB – single or two birds visi�ng the nest for 2–4weeks, HO – unoccupied nests

564


z 3 i 2 młodymi, stanowiące odpowiednio 34,4 i 28,1% (tab. 1).

Straty w lęgach. W omawianym sezonie badań 51 par lęgowych nie wyprowadziło mło-dych (HPo), co stanowiło 18,5% wszystkich par. Spośród par, które utraciły lęgi w całości, 10 (19,6%) utraciło lęg na etapie składania jaj i inkubacji, 16 (34,1%) – w okresie wychowy-wania piskląt, 17 (33,3%) w ogóle nie przystąpi-ło do lęgu, a 8 par (15,7%) straciło lęg z niewy-jaśnionych przyczyn (tab. 1). Głównym powo-dem strat na etapie wysiadywania jaj były wal-ki z innymi parami usiłującymi przejąć zajęte już gniazdo. Natomiast czynnikiem powodują-cym straty lęgu na etapie wychowu piskląt były ulewne deszcze w maju i czerwcu prowadzące do zalania gniazd i śmierci piskląt wskutek uto-pienia bądź wyziębienia.

Obserwacje stad bocianów nielęgowych. W roku 2010 zaobserwowano 9 stad liczą-cych od 2 do 40 nielęgowych bocianów (śred-

nio 15,22, SD = 13,57, mediana = 8,0). Łącznie zaobserwowano 137 osobników nieprzystępu-jących do lęgów. Jednak z informacji otrzyma-nych od lokalnej ludności wynika, że takich stad było znacznie więcej. Największe koncen-tracje ptaków zanotowano w dolinach więk-szych cieków wodnych (Rowu Polskiego i ka-nałów Obry), na rozległych kompleksach łąk.

Dyskusja

Na terenie badań, po kilkuletnim okresie in-tensywnego spadku populacji bociana białe-go (Kuźniak 1994, 1995; Kosicki, Kuźniak 2006; Tobółka 2009; Kuźniak, Tobółka 2010) nastąpił nieoczekiwany, znaczący wzrost liczebności. W stosunku do roku 2009, kiedy zanotowano naj-niższą w historii liczbę par (Kuźniak 1994, 1995; Kuźniak, Tobółka 2010), wzrost ten wyniósł po-nad 25%. Jednak w niektórych częściach regio-nu bocian biały jest nadal ptakiem stosunko-wo nielicznym (np. Wysoczyzna Leszczyńska i Kaliska). W krajobrazie dominują tu wielohek-tarowe pola uprawne lub duże kompleksy leśne, a mało jest łąk i pastwisk. W roku 2010 wzrost liczebności zanotowano również w innych czę-ściach Wielkopolski, np. we wschodniej Dolinie Baryczy w okolicach Odolanowa (P. T. Dolata – inf. ustna), a także w innych miejscach w Polsce – np. w Kampinowskim Parku Narodowym (A. Tarłowski – inf. ustna). Trudno jednoznacz-nie wyjaśnić przyczyny tak wysokiego wzrostu populacji. Jednym z powodów może być prze-niesienie się par z terenów powodziowych, gdzie duże obszary żerowisk znalazły się pod wodą, co uniemożliwiło parom zdobycie pokarmu dla młodych. Ptaki te najprawdopodobniej znalazły dogodne miejsca do lęgów na lekko podtopio-nych terenach Ziemi Leszczyńskiej. Hipotezę tę potwierdza również fakt, że w okresie lęgowym na terenie badań pojawiały się pary, które pró-bowały zająć już zajęte przez inne pary gniazda. Na terenie badań pojawiło się również kilka par, które przystąpiły bardzo późno do lęgu, miano-wicie w maju, a nawet w czerwcu. Młode z tych lęgów jeszcze we wrześniu przebywały na gniaz-dach i dopiero w drugiej połowie września opu-

Ryc. 4. Pisklęta bociana białego dzień po wykluciu w gnieździe w Łuszkowie, gmina Krzywiń, pow. ko-ściański (28.05.2010 r., fot. M. Tobółka)Fig. 4.Chicks of White Stork day a�er hatching innest in Łukszowo, commune Krzywiń, Kościan District (28 May 2010, photo by M. Tobółka)

565


ściły tereny lęgowe. Bardzo prawdopodobne, że były to lęgi powtarzane.

Meybohm i Dahms (1975) badający zani-kającą populację bociana w Niemczech, przy północno-zachodniej granicy zasięgu gatunku, w oparciu o obfity materiał, wykazali, iż wśródzwiązanych z gniazdami ptaków najwięcej jest osobników siedmioletnich. Dane te sugerują, że dopiero bociany będące w 7. roku życia przystę-powały tu do swoich pierwszych lęgów. Pary te (i starsze) miały wyższy sukces rozrodczy niż pary młodsze, a po kolejnych 7 latach do lęgów przy-stępowało zdecydowanie więcej par. Również inni autorzy odnotowali (niedaleko granicy za-sięgu) wyższy stan liczebny populacji bociana w cyklach siedmioletnich. Pomiędzy sezonami o wysokim stanie liczebnym populacji rejestro-wano lata o niższej liczebności i słabszej udat-ności lęgów (Meybohm, Dahms 1975 i literatura tamże). Bociany z Ziemi Leszczyńskiej gniazdują bliżej centrum zasięgu geograficznego gatunku,są zatem na lęgowiskach mniej narażone na róż-ne niekorzystne warunki niż populacje brzeżne. Wysoki stan liczebny na omawianym obszarze w 2010 roku może być następstwem obfitszegorozrodu par bocianów urodzonych w 2004 roku. Rok ten pod względem liczebności i parametrów rozrodu był bardzo dobry dla populacji, a na lę-gowiska wielkopolskie w 2010 roku prawdopo-dobnie liczniej przyleciały ptaki sześcioletnie, co mogło być przyczyną obserwowanego skokowe-go wzrostu liczebnego. Warunkami dodatkowy-mi, jednak o zasadniczym znaczeniu, są obfitośćdostępnego pokarmu na afrykańskich zimowi-skach oraz „bezproblemowe” przeloty na środ-kowoeuropejskie lęgowiska (Profus 2006).

Zaskakujący jest również sposób, w jaki bo-ciany budowały nowe gniazda. Od kilkudzie-sięciu lat bociany na tym terenie przenosiły się z dolin rzecznych coraz bliżej osad ludzkich, a gniazda lokalizowały głównie na słupach. Do tej pory, na omawianej powierzchni, gniaz-da zlokalizowane na drzewach stały się już sto-sunkowo rzadkie, a gniazda budowane na am-bonach myśliwskich były notowane tylko spo-radycznie (Kuźniak 1994, 1995; Tobółka 2009; Kuźniak, Tobółka 2010). W populacji bocia-

na na Ukrainie również notowano gwałtow-ne spadki liczebności, jednak już w następnym roku populacja się odbudowywała i wracała do wcześniejszego poziomu (Grishchenko 2004, 2009). Populacja z województwa leszczyńskie-go regularnie zmniejszała swoją liczebność, po-dobnie jak populacje ptaków krajobrazu rolni-czego w Europie zachodniej w latach 70. i 80. XX wieku, głównie w wyniku intensyfikacji rol-nictwa (Donald i in. 2001, 2006). Tym bardziej nagły wzrost jej liczebności jest zaskakujący.

Parametry lęgów szczegółowo badanych par nie odbiegają od wyników uzyskanych na innych obszarach (Profus 1991, 2006). Kosicki (2008) nie zanotował lęgów z sześcioma jajami. Jednak badania te były prowadzone na stosun-kowo małej próbie (ok. 10 par rocznie) oraz na małej powierzchni i mogą nie obejmować ca-łej zmienności lęgów. Bociany najczęściej zno-szą cztery jaja i stosunkowo rzadko zdarzają się lęgi z dwoma lub sześcioma jajami (Profus 1991, 2006). Interesujące jest jednak zaobser-wowane zjawisko strat lęgów na etapie wysia-dywania. W roku 2010 na badanej powierzch-ni zaobserwowano liczne przypadki ataków na zajęte gniazda przez inne bociany, pod-czas których często dochodziło do walk mię-dzy parami i w następstwie do potłuczenia jaj. Natomiast przeżywalność młodych była bar-dzo zróżnicowana. W wielu lęgach doszło do całkowitej redukcji zniesień. Zanotowano rów-nież najwyższą w historii badań nad bocianem na tym terenie liczbę lęgów z pięcioma mło-dymi (Kuźniak 1994, 1995; Kuźniak, Tobółka 2010). Długotrwałe opady i zimne noce w maju i czerwcu dla niektórych lęgów były przyczy-ną śmierci wszystkich piskląt. Zalanie łąk i pól spowodowało utopienie bezkręgowców i drob-nych kręgowców, a tym samym – łatwiejszy do-stęp do pokarmu. Przykładowo w dolinie Rowu Polskiego i Baryczy w okolicach Odolanowa obserwowano bociany, które zbierały dżdżow-nice Lumbricidae na zalanych terenach. Duża ilość dżdżownic, ślimaków z rodzajów wstę-żyk Cepaea i zatoczek Planorbarius oraz drob-nych ssaków z rodzaju Microtus i Arvicola była potem znajdowana w gniazdach, przyniesio-

566


na przez rodziców dla młodych. Pokarm tego typu przez kilka tygodni występował w obfito-ści. To z kolei pozwoliło parom, których mło-de przeżyły niekorzystne warunki atmosferycz-ne, odnieść wysoki sukces lęgowy. W rezultacie ekologiczne wskaźniki populacji nie różniły się znacząco od danych wieloletnich (por. Kuźniak 1994, 1995; Kuźniak, Tobółka 2010). Również w pracy Kosickiego (2008) opisano bardzo ne-gatywny wpływ lokalnych warunków atmosfe-rycznych na przeżywalność młodych.

Zatem przeprowadzone badania nad bio-logią lęgową potwierdzają wcześniejsze wyni-ki innych autorów (Profus 1991, 2006; Kosicki 2008).

Wyniki niniejszej pracy wskazują, że w kon-trolowanych bezpośrednio gniazdach usuwa-nie z nich nylonowych i innych sznurków może przyczynić się do wzrostu przeżywalności pi-skląt. Dlatego działania ochroniarskie prowa-dzone przez Leszczyńską Grupę OTOP mogą w znaczący pozytywny sposób wpłynąć na stan populacji w przyszłości (Kuźniak, Tobółka

2010) i powinny być kontynuowane i prowa-dzone na większą skalę.

Łączna liczba obserwowanych nielęgowych bocianów była porównywalna z liczbą nielęgo-wych ptaków obserwowanych w latach poprzed-nich na tym terenie (Kuźniak, Tobółka 2010). Zakładając, że takie stada składają się głów-nie z ptaków w czwartym roku życia (Antczak, Dolata 2006), można przypuszczać, że były to ptaki niedojrzałe płciowo wyklute w roku 2006. W 2006 roku na terenie Ziemi Leszczyńskiej populacja bociana była stosunkowo mało licz-na, w wyniku jej załamania w 2005 r. (Kosicki, Kuźniak 2006; Tobółka 2009).

Podziękowania

Dziękujemy profesorowi T.H. Sparksowi za uwagi do angielskiej części pracy. Dziękujemy rów-nież Izabelli Kraśner, Szymonowi Kaczmarkowi, Grzegorzowi Tobółce, Henryce Tobółce i Łukaszowi Wejnerowskiemu za pomoc w zbieraniu materiału w terenie.

PIŚMIENNICTWO

Antczak M., Dolata P.T. 2006. Night roosts, flockingbehaviour and habitat use of the non-breeding fraction and migrating White Stork Ciconia cico-nia In the Wielkopolska region (SW Poland). W: Tryjanowski P., Sparks T.H., Jerzak L. (red.). The White Stork in Poland: studies in biology,ecology and conservation. Bogucki Wyd. Nauk., Poznań: 209–235.

Chylarecki P., Jawińska D. 2007. Monitoring Pospoli-tych Ptaków Lęgowych. Raport z lat 2005–2006. OTOP, Warszawa.

Chylarecki P., Sikora A., Cenian Z., Neubauer G., Rohde Z., Archita B., Wieloch M., Zielińska M., Zieliński P. 2008. Monitoring populacji ptaków w latach 2006–2007. Biul. Monitoringu Przyr. 6: 6–26.

Donald P.F., Green R.E., Heath M.F. 2001. Agricul-tural intensification and the collapse of Europe’s farmland bird populations. Proc. R. Soc. Lond. B-Biol. Sci. 268: 25–29.

Donald P.F., Sanderson F.J., Burfield I.J., van Bommel F.P.J. 2006. Further evidence of continent-wide

impacts of agricultural intensification on Euro-pean farmland birds, 1990–2000. Agr. Ecosyst. Environ. 116: 189–196.

Guziak R., Jakubiec Z. 2006. Bocian biały w Polsce w roku 2004. W: Guziak R., Jakubiec Z. (red.). Bocian biały Ciconia ciconia (L.) w Polsce w roku 2004. Wyniki VI Międzynarodowego Spisu Bocia-na Białego. PTPP „proNatura”, Wrocław: 377–394.

Grishchenko V.N. 2004. Number dynamics of the White Stork in Ukraine in 1994–2003. Berkut 13: 38–61.

Grishchenko V.N. 2009. Catastrophic years for the White Stork: analysis of three cases in Ukraine. Berkut. 18: 22–40.

ICBP (The Interational Council for Birds Preserva-tion). 1972. Appeal for assistance in the ThirdInternational Census of The White Stork, 1974.Vögelwarte 26: 365–370.

ICBP (The Interational Council for Birds Preserva-tion). 1983. Appeal for a Fourth International Census of the White Stork, 1984. Ökologie der Vögel 5 (1): 129–134.

567


Kondracki J. 1998. Geografia regionalna Polski. Wyd. Nauk. PWN, Warszawa.

Kosicki J.Z. 2008. Ekologia populacji bociana białego Ciconia ciconia w południowo-zachodniej Wiel-kopolsce. Zakł. Ekol. Behaw. UAM w Poznaniu (rozprawa doktorska).

Kosicki J.Z., Kuźniak S. 2006. Long-term population size and productivity dynamics of a local White Stork Ciconia ciconia population in Wielkopol-ska. W: Tryjanowski P., Sparks T.H., Jerzak L. (red.). The White Stork in Poland: studies in bi-ology, ecology and conservation. Bogucki Wyd. Nauk., Poznań: 23–33.

Kuźniak S. 1994. Bocian biały (Ciconia ciconia) w województwie leszczyńskim w latach 1974––1990. W: Ptaszyk J. (red.). Bocian biały (Cico-nia ciconia) w Wielkopolsce. Prace Zakł. Biol. i Ekol. Ptaków UAM 3: 119–130.

Kuźniak S. 1995. Liczebność, rozmieszczenie i efekty lęgów bociana białego Ciconia ciconia w woje-wództwie leszczyńskim. Chrońmy Przyr. Ojcz. 51: 62–69.

Kuźniak S., Tobółka M. 2010. Spadek liczebności bociana białego Ciconia ciconia na Ziemi Lesz-czyńskiej i program jego ochrony. Chrońmy Przyr. Ojcz. 66: 97–106.

Meybohm E., Dahms G. 1975. Über Altersaufbau, Reifealter und Ansiedlung beim Weißstorch (C. ciconia) im Nordsee-Küstenbereich. Vogel-warte 28: 44–61.

Mrugasiewicz A. 1971. O potrzebie ujednoliconych da-nych badań ilościowych nad bocianem białym (Ci-conia ciconia) w Polsce. Not. Orn. 12 (1–2): 18–27.

Profus P. 1991. The breeding biology of White Stork Ciconia ciconia (L.) in selected area of Southern Poland. Studia Naturae 37A: 11–57.

Profus P. 2006. Zmiany populacyjne i ekologia roz-rodu bociana białego Ciconia ciconia L. w Polsce na tle populacji europejskiej. Synteza. Studia Na-turae 50.

Ptaszyk J. 2006. Bocian biały w województwie wiel-kopolskim w roku 2004. W: Guziak R., Jakubiec Z. (red.). Bocian biały Ciconia ciconia (L.) w Pol-sce w roku 2004. Wyniki VI Międzynarodowego Spisu Bociana Białego. PTPP „proNatura”, Wro-cław: 333–360.

Tobółka M. 2009. Fenologiczne i ekologiczne czyn-niki warunkujące sukces reprodukcyjny bocia-na białego Ciconia ciconia w południowo-za-chodniej Wielkopolsce. Czy bocian biały jest dobrym wskaźnikiem bioróżnorodności? Zakł. Ekol. Behaw. UAM w Poznaniu (praca magi-sterska).

Tryjanowski P., Sparks T.H., Jerzak L. 2006. Intro-duction. White Stork Ciconia ciconia research in Poland: where we are and where we are go-ing? W: Tryjanowski P., Sparks T.H. & Jerzak L. (red.). The White Stork in Poland: studies in bi-ology, ecology and conservation. Bogucki Wyd. Nauk., Poznań: 7–14.


Tobółka M., Kuźniak S., Żołnierowicz K.M., Jankowiak Ł., Gabryelczyk M., Pyrc M., Szymański P., Sieracki P. Increase of the White Stork Ciconia ciconia popula�on in the Leszno District in 2010

This work concerns the census of white stork nests in the former province of Leszno (4 154 km²) in 2010. The aim of this paper is to present changes in the abundance and distribution of the population under study and make comparison with long-term data. We collected data on the occurrence of storks, breeding results, nest location and changes in these parameters, as well as data on several aspects of breeding biology for 59 pairs, and on non-breeding flocks in the study area during the breeding season. The number of breeding pairs (HPa) was 275. In 2010 majority of/most of nests were built on pylons (179 (65.1%)), than tall chimneys (51 (18.1%)), trees (20 (7.3%)) buildings (16 (5.8%)), or hunting pulpits (5 new nests (1.8%)). In 2010 white storks raised 602 young (JZG). The average number of young raised by a successful breeding pair (JZm) was 2.69, and in terms of all breeding pairs (JZa) it was 2.19. For details see Table 1. In comparison to data for 2009 the studied population appears to have been increasing (over 25%) (Kuźniak 1994, 1995; Kuźniak, Tobółka 2010). Mean clutch size for 59 studied pairs was 4.32 (SD = 0.819), hatching success – 92.4%. In every nests hatched 4.02 chicks on average (SD = 0.938, n = 59). The survival rate of chicks was 69.6% on average. In average brood to fly survived 2.80 young (SD = 1.270, n = 59). From 64.7% of eggs raised offspring. As a result of the protecting activity of the OTOP Leszno Group in 59 nests was almost completely reduced chick mortality associated with entanglement in nylon strings.

568

ARTYKUŁY


Nocek łydkowłosy Myo�s dasycneme w polskiej części Karpat

The pond bat Myo�s dasycneme in the Polish part of the Carpathians

KRZYSZTOF PIKSA

Instytut BiologiiUniwersytet Pedagogiczny w Krakowie31–054 Kraków, ul. Podbrzezie 3e-mail: [email protected]

Słowa kluczowe: nocek łydkowłosy, Myo�s dasycneme, rojenie, Karpaty, zasięg występowania.

W pracy przedstawiono nowe dane na temat rozmieszczenia nocka łydkowłosego Myotis da-sycneme (Boie, 1825) w polskiej części Karpat. W trakcie badań prowadzonych w latach 2005––2011 w okresie rojenia przy otworach sześciu jaskiń odłowiono 16 osobników tego gatunku (2 samice, 14 samców). Dokonano krytycznego przeglądu danych historycznych o tym taksonie, podsumowano dotychczasowy stan wiedzy na temat jego rozmieszczenia w polskiej części Karpat oraz przedyskutowano status tego gatunku w Karpatach.

Wstęp

Nocek łydkowłosy Myotis dasycneme (Boie, 1825) jest gatunkiem palearktycznym, w Europie jego zasięg występowania rozciąga się od południowych krańców Szwecji i Fin-landii, Rosję, na zachodzie od Francji i Bel-gii, na południu zaś obejmuje Chorwację, Serbię, Bułgarię i Ukrainę (Horáček 1999; Limpens i in. 2000; Benda i in. 2003; Siivonen, Wermundsen 2003). Okazjonalnie notowany był także w Wielkiej Brytanii (Hutson 2005) i we Włoszech – tu jedyny raz obserwowano był w 1881 roku (Vernier 1997). Nocek łyd-kowłosy w Polsce swoim zasięgiem obejmu-je niemal cały kraj (Sachanowicz i in. 2006, Ciechanowski i in. 2007). Jest gatunkiem ste-notopowym, związanym przede wszystkim z terenami nizinnymi z dużą liczbą jezior i wolno płynących wód, wykazującym specy-ficzną taktykę łowiecką polegająca na zbiera-

niu owadów z powierzchni wody (ang. traw-ling). Stąd w naszym kraju najliczniej wystę-puje na pojezierzach i w dolinach dużych rzek (Ciechanowski i in. 2007). Centrum występo-wania tego gatunku stanowi więc Polska pół-nocna i centralna. Podobnie jak wszystkie na-sze nietoperze podlega ścisłej ochronie ga-tunkowej (Rozporządzenie 2004), zakwalifi-kowany w Polskiej czerwonej księdze zwierząt i w Polskiej czerwonej liście do kategorii zagro-żenia EN (gatunek bardzo wysokiego ryzyka, silnie zagrożony) (Wołoszyn 2001). Włączony także do Czerwonej Listy IUCN do kategorii NT (bliski zagrożenia) (IUCN 2010). Ponadto chroniony jest także na podstawie kilku ure-gulowań międzynarodowych: Konwencji Ber-neńskiej (załącznik II), Konwencji Bońskiej (załącznik II), Dyrektywie Siedliskowej (za-łącznik II i IV) i Porozumienia o ochronie nie-toperzy w Europie (EUROBATS) (załącznik I). W polskiej części Karpat jego statut określany

569

K. Piksa Nocek łydkowłosy w polskiej części Karpat

jest jako gatunek wysokiego ryzyka, narażony na wyginięcie VU (Witkowski i in. 2003).


Dane o występowaniu nocka łydkowło-sego zebrano w trakcie badań prowadzonych w latach 2005–2011 na terenie Tatr, Podhala, Beskidu Sądeckiego, Wyspowego, Niskiego, Małego, Żywieckiego, Śląskiego, w Bieszcza-dach, Pieninach, Gorcach i na Babiej Górze. Prace terenowe polegały na odłowach nietope-rzy w sieci chiropterologiczne lub pułapki har-fowe (Palmeirim, Rodrigues 1993). Odłowy prowadzono na terenach leśnych, a także la-tem i jesienią przy otworach jaskiń, gdzie ob-serwowana jest bardzo wysoka aktywność nietoperzy zwana rojeniem (ang. swarming). Schwytane nietoperze były identyfikowane,ważone, mierzone, określano ich płeć, status wiekowy (dorosły, młody – urodzony w tym roku), zbierane były także niektóre ektopa-sożyty. Nietoperze po wykonaniu podstawo-wych czynności były natychmiast wypuszcza-ne w miejscu odłowu. Badania prowadzono w oparciu o zezwolenia Ministra Środowiska nr DOPog-4201-04A-5/05/al i DLOPiK-op/Ozgi-4200/IV.D-11/3947/07/msz, dyrekcji Ta-trzańskiego, Pienińskiego, Gorczańskiego i Babiogórskiego Parku Narodowego. Ponadto dokonano przeglądu okazów nietoperzy ze-branych w Pieninach znajdujących się w ko-lekcji Muzeum i Systematyki Zwierząt Polskiej Akademii Nauk w Krakowie i Muzeum Pienińskiego Parku Narodowego.

Wyniki

Łącznie odłowiono 16 osobników nocka łydkowłosego przy otworach następujących ja-skiń:

1. Jaskinia Oblica (600 m n.p.m., 20°47É, 49°33Ń) – najdłuższa jaskinia Beskidu Żywieckiego; długość – 436 m, głębokość – 21 m. Dnia 14 października 2006 roku odłowiono tu samca (det. Wojciech J. Gubała).

2. Jaskinia Mylna (1098 m n.p.m., 19°51É, 49°14Ń) – położona w Tatrach Zachodnich, w Dolinie Kościeliskiej w Raptawickiej Turni; długość – ok. 1630 m, deniwelacja 46 m. W dniu 15 lipca 2010 roku przy otworze wyj-ściowym jaskini odłowiono dorosłego samca tego gatunku.

3. Jaskinia Czarna (1326 m n.p.m., 1294 m n.p.m., 1404 m n.p.m., 19°52É, 49°14Ń) – położona w Tatrach Zachodnich, w Dolinie Kościeliskiej w Masywie Organów; długość – około 6500 m, deniwelacja – 303,5 m. W trak-cie odłowów prowadzonych w latach 2005––2009 w dniach 28 sierpnia 2006 i 29 lipca 2009 roku przy północnym otworze jaskini (1294 m n.p.m.) odłowiono pojedyncze dorosłe samce tego gatunku.

4. Jaskinia Pod Wantą (1793 m n.p.m., 19°55É, 49°14Ń) – położona w Tatrach Zachodnich w Masywie Czerwonych Wierchów; długość – 520 m, deniwelacja – 172 m. W dniu 27 sierpnia 2006 roku na dnie studni zlotowej odłowiono dorosłego samca nocka łydkowło-sego.

5. Jaskinia Kiczorska (1180 m n.p.m., 20°8É, 49°31Ń) – położona na zachodnim zboczu po-łudniowego ramienia Kiczory w Gorcach; dłu-gość 11 m, deniwelacja – 5 m. W dniu 2 paź-dziernika 2010 roku w sąsiedztwie otworu odło-wiono dorosłego samca tego gatunku.

6. Jaskinia Zbójecka w Łopieniu (trzy otwo-ry na ok. 880 m n.p.m., 20°17É, 49°42Ń) – położona na północnym stoku Łopienia w Bes-kidzie Wyspowym; jedna z najdłuższych jaskiń Karpat fliszowych; długość – 433 m, głębokość– 19 m. W trakcie badań prowadzonych w la-tach 2005–2011 pojedyncze samce odłowio-no w dniach: 3 września 2005 roku, 22 sierpnia i 3 września 2006 roku, 21 sierpnia 2007 roku, 28 lipca (osobnik młody), 29 lipca 2008 i 16 września 2011 roku (ryc. 1). Dwie dorosłe sa-mice z dobrze widocznymi łysinkami wokół-sutkowymi odłowiono w dniach 3 września 2006 i 28 lipca 2007.

7. Jaskinia Niedźwiedzia (dwa otwo-ry położone na wysokości ok. 985 m n.p.m., 20°47É, 49°31́ N) – położona na zbo-

570


czach Wierchu nad Kamieniem w Beskidzie Sądeckim. W dniu 19 sierpnia 2006 roku odłowiono tutaj dorosłego samca.

Wszystkie nietoperze złowione zostały w okresie tzw. rojenia. Rozmieszczenie letnich stanowisk nocka łydkowłosego przedstawiono na rycinie 2.

Dyskusja

Nocek łydkowłosy należy do nietoperzy wyjątkowo rzadko notowanych w Karpatach Polskich. Współcześnie jego obecność stwier-dzono w Tatrach, w okresie hibernacji, w ja-skiniach: Czarnej, Miętusiej Wyżniej, Psiej i Magurskiej (Nowak i in. 2001; Nowak,

Piksa npbl.). W dziesięciu jaskiniach Tatr: Czarnej, Miętusiej Wyżniej, Nad Dachem, Piwnicy Miętusiej, Ptasiej, Studni w Kazalnicy, Szczelinie Chochołowskiej, Wiszących Want, Wysokiej i Zimnej zebrano także jego szcząt-ki kostne datowane na okres postglacjalny (Wołoszyn 1970; Piksa, Wołoszyn 2001). Poza Tatrami gatunek ten w polskiej części Karpat z wyjątkiem Pienin (Skuratowicz 1947 informa-cja od L. Sitowskiego – Sitowski 1948) nie był podawany (Postawa, Wołoszyn 2000; Węgiel i in. 2001, 2004; Grzywiński 2003; Kozakiewicz 2003; Szkudlarek i in. 2008; Mysłajek i in. 2004, 2007; Ciechanowski i in. 2007). Stwierdzenie nocka łydkowłosego w Pieninach poddawane jest jednak przez niektórych autorów w wątpli-wość (Kowalski 1955, Sachanowicz i in. 2006,

Ryc. 1. Nocek łydkowłosy Myo�s dasycneme odłowiony przy otworze Jaskini Zbójeckiej w Łopieniu (29.07.2008 r., fot. K. Piksa)Fig. 1. Pond bat Myo�s dasycneme caught before the entrance to Zbójecka cave in Łopień (29 July 2008, photo by K. Piksa)

571


Ciechanowski i in. 2007). Sitowski (1948) pi-sząc o tym gatunku podaje: „Z nietoperzy przybywa dla fauny Pienin jako nowy, mro-czek Leislera (Nyctalus leisleri Kuhl.) należący do gatunków bardzo rzadkich, oraz dwa gatun-ki nocków, tj. nocek łydkowłosy (Myotis dasyc-neme Boie.) pospolity nad Dunajcem oraz no-cek wąsatek (Myotis mystacinus Kuhl.)”. Można odnieść wrażenie, że przy określaniu przyna-leżności tego gatunku autor opierał się na wi-zualnej obserwacji latających nietoperzy. To oczywiście nie może być kryterium wystarcza-jącym do określenia przynależności gatunko-wej tego nietoperza i wątpliwości są uzasadnio-ne. W dalszej części tej pracy autor jednak pi-sze „Spośród nietoperzy złowiłem dotychczas w Pieninach 14 gatunków”. Sitowski stwierdził w Pieninach następujące taksony nietoperzy: (1) podkasańca Schreibersa Miniopterus schre-ibersii (w jaskini Aksamitka w słowackiej czę-ści Pienin), (2) podkowca małego Rhinolophus hipposideros, (3) nocka dużego Myotis myotis, (4) nocka wąsatka M. mystacinus (sensu lato), (5) nocka rudego M. daubentonii, (6) nocka łydkowłosego Myotis dasycneme, (7) mroczka posrebrzanego Vespertilio murinus, (8) mrocz-ka pozłocistego Eptesicus nilssonii, (9) mrocz-ka późnego E. serotinus, (10) karlika malut-kiego Pipistrellus pipistrellus, (11) borowiacz-ka Nyctalus leisleri (Krzanowski 1956; błędnie oznaczony, w rzeczywistości był to Nyctalus noc-tula), (12) borowca wielkiego N. noctula, (13) gacka brunatnego Plecotus auritus (Sitowski 1922, 1933, 1948; Lubicz-Niezabitowski 1933; Skuratowicz 1947). Jeśli dosłownie potraktu-jemy wyżej wspomniane przez Sitowskiego stwierdzenie, to wszystkie podawane przez au-tora z Pienin taksony nietoperzy zostały także przez niego odłowione (w tym także nocek łyd-kowłosy). W świetle tego wydaje się, że stwier-dzenie nocka łydkowłosego w Pieninach przez Sitowskiego (1948) należy uznać. Oczywiście pozostają pewne wątpliwości. Brak informa-cji o czasie i okolicznościach odłowienia nie-toperza, brak okazu dowodowego (w zbiorach muzealnych zachowała się tylko część nietope-rzy złowionych przez Sitowskiego w Pieninach

i niestety nie ma wśród nich nocka łydkowłose-go). Jednakże, jeśli skąpy zakres informacji do-tyczący okoliczności czy też miejsca obserwa-cji nietoperzy miałby być wystarczającym argu-mentem do podważania danych historycznych to wiele informacji zawartych np. w publika-cjach z końca XIX i pierwszej połowy XX wie-ku można by w ten sposób poddawać w wąt-pliwość.

Przy tej okazji warto również zauwa-żyć rozbieżność w liczbie stwierdzonych ga-tunków. Sitowski (1948) twierdzi, że odłowił w Pieninach 14 gatunków nietoperzy, a w pu-blikacjach (Sitowski 1922, 1933, 1948; Lubicz- -Niezabitowski 1933; Skuratowicz 1947) znaj-dujemy informację o 13 gatunkach stwierdzo-nych w Pieninach.

Spośród przedstawionych nowych stano-wisk nocka łydkowłosego na szczególną uwagę zasługuje odnotowanie tego gatunku w Jaskini Pod Wantą – 1793 m n.p.m. To najwyżej po-łożone stanowisko tego nietoperza w Polsce i w Tatrach. Dotychczas najwyżej położonym stanowiskiem tego nietoperza w naszym kra-ju i w Tatrach była Jaskinia Magurska 1460 m n.p.m., gdzie obserwowano hibernujące osob-niki tego gatunku (Nowak i in. 2001). Co wię-cej, jest to także najwyżej położone stanowisko

Ryc. 2. Rozmieszczenie letnich stanowisk nocka łyd-kowłosego Myo�s dasycneme w Karpatach: a – nowe stanowiska (1–7 wg wykazu w niniejszej pracy), b – stanowisko wg Sitkowskiego (Pieniny Krościenko-rzeka Dunajec; Sitowski 1948)Fig. 2. Distribu�on of summer sites of the pond batMyo�s dasycneme in the Polish Carpathians: a – new sites (1–7 acc. to the list in this paper), b – the site cit-ed by Sitkowski (Pieniny, Krościenko-the Dunajec River; Sitowski 1948)

572


tego gatunku w Europie. W okresie letnim nie-toperz ten notowany był dotychczas do 1390 m n.p.m. (Jaskinia Alabastrowa – Tatry Słowackie; Pjenčák i in. 2003).

W świetle przedstawionych tu danych trud-no rozstrzygnąć, jaki jest status tego gatunku w Karpatach. Czy tworzy tu kolonie rozrodcze i populacje lokalne? Czy znajduje dogodne te-reny żerowiskowe? Przedstawione informa-cje rzucają jednak nowe światło na status tego gatunku w Polsce. Z jednej strony bardzo nie-liczna obecność tego gatunku w okresie roje-nia przy otworach jaskiń w Karpatach zdaje się potwierdzać przypuszczenie Ciechanowskiego i in. (2007), że jest to gatunek, który na tym te-renie nie znajduje dogodnych terenów żerowi-skowych, a wykorzystuje jaskinie Karpat jako miejsca hibernacji (i jak pokazują przedstawio-ne tutaj dane także jako miejsca rojenia). Nocek łydkowłosy jest średniodystansowym migran-tem, mogącym pokonywać odległości do 150––300 km (maksymalnie 350 km) (Roer 2001; Hutterer i in. 2005; Dietz i in. 2009). Odłowione w Karpatach nocki mogły by być więc osobni-

kami przybywającymi z innych obszarów w po-szukiwaniu miejsc hibernacji lub rojenia czy też penetrującymi nowe obszary. Niemniej jed-nak odnotowanie samicy i młodego samca we wczesnym okresie rojenia, zbyt wcześnie jak na okres migracji sezonowej, może świadczyć, że gatunek ten tworzy tu kolonie rozrodcze i znajduje także dogodne tereny żerowiskowe. Takimi miejscami żerowania mogłyby być np. duże rzeki Karpat (Dunajec, San) lub zbiorniki retencyjne. Obserwacje z podnóża słowackiej części Tatr (Kotlina Popradzka) pokazują że np. sztuczne zbiorniki zaporowe leżące na te-renach górskich mogą być miejscem żerowania nocka łydkowłosego (Matis i in. 2000, Pjenčák i in. 2003). Nie można więc wykluczyć, że z podobną sytuacją możemy mieć do czynienia w polskiej części Karpat. Rozstrzygnięcie tej kwestii wymaga jednak dalszych badań.

Podziękowania

Pragnę podziękować Wojciechowi J. Gubale za udostępnienie niepublikowanych danych.

PIŚMIENNICTWO

Benda P., Ivanova I., Horáček I., Hanák V., Červený J., Gaisler J., Gueorguieva A., Petrov B., Vohra-lík V. 2003. Bats (Mammalia: Chiroptera) of the Eastern Mediterranean. Part 3. Review of bat distribution in Bulgaria, Acta Soc. Zool. Bohem. 67: 245–357.

Ciechanowski M., Sachanowicz K., Kokurewicz T. 2007. Rare or underestimated? The distributionand abundance of the pond bat (Myotis dasyc-neme) in Poland. Lutra 50: 107–134.

Dietz Ch., Helversen O., von Nill. D. 2009. Nieto-perze Europy i Afryki północno-zachodniej. Biologia, rozpoznawanie, zagrożenia. Multico, Warszawa.

Grzywiński W. 2003. Chiropterofauna Magurskiego Parku Narodowego. Nietoperze 4 (2): 35–42.

Horáček I. 1999. Myotis dasycneme (Boie, 1825). W: Mitchell-Jones A.J., Amori G., Bogdanowicz W., Kryštufek B., Reinjders P.J.H., Spitzenberger F., Stubbe M., Thissen J.B.M., Vohralik V., Zima J.

(red.). The Atlas of European Mammals. Aca-demic Press, London, UK: 108–109.

Hutson A.M. 2005. Migrants, vagrants and stow-aways. Bat News 77: 4–5.

Hutterer R., Ivanova T., Meyer-Cords C., Rodrigues L. 2005. Bat migrations in Europe: A review of literature and analysis of banding data. Natur-schutz und Biologische Vielfalt 28: 1–172.

IUCN 2010. IUCN Red List of Threatened Species.Version 2010.1 [www.iucnredlist.org].

Kowalski K. 1955. Nasze nietoperze i ich ochrona. PAN, Zakł. Ochr. Przyr., Kraków.

Kozakiewicz K. 2003. Letnie stanowiska nietoperzy na strychach budynków sakralnych w Beskidzie Niskim i Sądeckim oraz na Pogórzu Środkowo-beskidzkim – kontrole w latach 1999–2001. Stu-dia Chiropterol. 3–4: 21–30.

Krzanowski A. 1956. Nietoperze (Chiroptera) Puław. Wykaz gatunków i uwagi biologiczne. Acta The-riol. 1: 87–108.

573


Limpens H.J.G.A., Lina P.H.C., Hutson A.M. 2000. Action plan for the conservation of the pond bat (Myotis dasycneme) in Europe. Council of Euro-pe Publishing, Strasbourg, France.

Lubicz-Niezabitowski W 1933. Klucz do oznaczania zwierząt ssących Polskich, wyd. II. Wyd. Koła Przyr. Uczniów UJ, Kraków.

Matis Š., Danko Š., Pjenčák P., Uhrin M., Fulín M. 2000. Ďalšie poznatky o výskyte netopiera pobrežného (Myotis dasycneme) na Slovensku. Vespertilio 4: 127–134.

Mleczek T., Szatkowski B. 2001. Wyniki letnich kon-troli stanowisk nietoperzy w Beskidzie Niskim i na Pogórzu Karpackim. Jaskinie Beskidzkie 4: 21–22.

Mysłajek R.W., Kurek K., Szura C., Nowak S., Ory-siak P. 2007. Bats (Chiroptera) of the Silesian Beskid Mountains. Fragm. Faun. 50 (1): 77–85.

Mysłajek R.W., Nowak S., Kurek K. 2004. Fauna nietoperzy Kotliny Żywieckiej. Chrońmy Przyr. Ojcz. 3: 78–85.

Nowak J., Gawlak A., Wojtaszyn G. 2001. Nocek łyd-kowłosy Myotis dasycneme (Boie, 1825) w Ta-trach. Nietoperze 2: 63–67.

Palmeirim J.M., Rodrigues L. 1993. The two minute harp trap for bats. Bat Res. News 34: 60–64.

Piksa K., Wołoszyn B.W. 2001. The postglacial bat remains from the Polish Tatra caves. Lynx, n. s. 32: 301–311.

Pjenčák P., Danko Š., Matis Š. 2003. Netopiere Ta-tranského národného parku a širšieho okolia. Vespertilio 7: 139–160.

Postawa T., Wołoszyn B.W. 2000. Fauna nietoperzy Bieszczadów Zachodnich. Monogr. Bieszcz. 9: 91–101.

Roer H. 2001. Myotis dasycneme (Boie, 1825) – Teichfledermaus. W: Krapp F. (red.). Handbuch der Saugetiere. Europas, Band 4: Fledertiere, Tiel I: Chiroptera 1: 310–319.

Rozporządzenie 2004. Rozporządzenie Ministra Śro-dowiska z dnia 28 września 2004 roku w sprawie

gatunków dziko występujących zwierząt obję-tych ochroną. Dz.U. Nr 220 (2004), poz. 2237.

Sachanowicz K., Ciechanowski M., Piksa K. 2006. Distribution patterns, species richness and sta-tus of bats in Poland. Vespertilio 9–10: 151–173.

Siivonen Y., Wermundsen T. 2003. First records of Myotis dasycneme and Pipistrellus pipistrellus in Finland. Vespertilio 7: 177–179.

Sitowski L. 1922. Charakter i osobliwości przyrody pienińskiej. Ochr. Przyr. 3: 47–55.

Sitowski L. 1933. Podkowiec mały (Rhinolophus hip-posideros, Bechstein) w Pieninach. Ochr. Przyr. 13: 196–197.

Sitowski L. 1948. Przyczynek do znajomości fauny Parku Narodowego w Pieninach. Ochr. Przyr. 18: 133–142.

Skuratowicz W. 1947. Klucz do oznaczania krajo-wych zwierząt ssących. Księgarnia Akademicka, Poznań.

Szkudlarek R., Węgiel A., Węgiel J., Paszkiewicz R., Mleczek T., Szatkowski B. 2008. Nietoperze Beski-du Sądeckiego i Niskiego. Nietoperze 9: 19–58.

Vernier E. 1997. Manuale pratico dei Chirotteri ita-liani. Società Cooperativa Tipografica. Padova.

Węgiel A., Paszkiewicz R., Szkudlarek R. 2001. Nie-toperze Beskidu Wyspowego, Beskidu Sądec-kiego, Beskidu Niskiego i Pogórza Karpackiego. Nietoperze 3: 163–169.

Węgiel A., Szkudlarek R., Gottfried T. 2004. Skład gatunkowy, aktywność i struktura populacji nie-toperzy odławianych latem przy otworach jaskiń w Beskidach. Nietoperze 5: 95–105.

Witkowski Z.J. Król W., Solorz W. (red.) 2003. Car-pathian list of endangered species. WWF, IOP PAN, Vienna–Kraków.

Wołoszyn B.W. 1970. Holoceńska fauna nietoperzy (Chiroptera) z jaskiń tatrzańskich. Folia Qu-atern. 35: 1–65.

Wołoszyn B.W. 2001. Myotis dasycneme (Boie, 1825). W: Głowaciński Z. (red.). Polska czerwona księ-ga zwierząt. PWRiL, Warszawa: 51–52.


Piksa K. The pond bat Myo�s dasycneme in the Polish part of the Carpathians

During the research carried out between 2005 and 2011 in the Polish part of the Carpathians, the pond bat Myotis dasycneme (Boie, 1825) was caught in the following localities:

1. Oblica Cave (alt. 600 m) situated in the Beskid Żywiecki Mts. A male was caught on 15 October 2006.

574


2. Mylna Cave (alt. 1098 m) situated in the Raptawicka Crag in the Tatra Mountains. An adult male was caught on 15 July 2010.

3. Czarna Cave (alt. 1326 m., alt. 1294 m, and alt. 1404 m) situated in the Organy Massif, in the Tatra Mountains. Single males near the entrance at altitude of 1294 were caught on 28 August 2006 and 29 July 2009.

4. Pod Wantą Cave (alt. 1793 m) situated in the Czerwone Wierchy Massif in the Tatra Mts. An adult male was caught on 27 August 2006.

5. Kiczorska Cave (alt. 1180 m) situated in the Gorce Mts. A male was caught on 2 October 2010. 6. Zbójecka Cave in Łopień (alt. 880 m) situated in the Beskid Wyspowy Mts. In total 7 males and 2 females

were caught between 2005 and 2011.7. Niedźwiedzia Cave (alt. 985 m) situated in the Beskid Sądecki Mts. An adult male was caught on 19

August 2006. All bats were caught during the swarming activity. The most interesting record of this species is Pod Wantą

Cave (1794 m a.s.l.). It is the highest situated site of the pond bat, not only in Poland and in the Tatra Mountains but also in Europe. Up till now, Magurska Cave was the highest situated site of this bat species (1460 m a.s.l.), where the species was observed during hibernation (Nowak et al. 2001).

Also a critical analysis of the literature data on this species’ occurrence was conducted. It seems that the challenge undertaken by some authors (Kowalski 1955, Sachanowicz et al. 2005, Ciechanowski et al. 2007) regarding Sitowski’s claim (1948) on the occurrence of the Pond Bat in Pieniny is somewhat precipitate. The analysis of the literature data confirms that the author not only observe this bat species, but also capture it.

From the data presented, it is difficult to decipher the species’ status in the Carpathians. Does it form breeding colonies and local populations here? Can it find suitable feeding areas? On the one hand, the very rare occurrence of this species in the swarming period at cave entrances in the Carpathians seems to confirm the suggestion of Ciechanowski et al. (2007) that the species does not find suitable feeding areas, and uses the Carpathian caves as hibernation sites (and as confirmed by the data here, also as a swarming site). The pond bat is an average-distance migrant, which is able to cover distances of 150–300 km (max 350 km) (Roer 2001, Dietz et al. 2009). The bats captured in the Carpathians may therefore be individuals which had come from other areas in search of hibernation or swarming sites, or penetrated new areas. On the other hand, however, the recording of an adult female and young male in the early swarming season – too early for the seasonal migration period – may indicate that the species can also find suitable feeding areas. These feeding areas may be reservoirs and large Carpathian rivers, for instance. Observations from the foothills of the Slovakian Tatras (the Popradzka Valley) indicate that dammed reservoirs in mountainous areas can be feeding areas for the pond bat (Matis et al. 2000, Pjenčák et al. 2003). Therefore one cannot exclude the possibility that we may be dealing with a similar situation in the Polish Carpathians. To solve this issue, further research is required.

575

ARTYKUŁY


Micaria dives (Araneae: Gnaphosidae) – nowy gatunek pająka dla araneofauny Polski

Micaria dives (Araneae: Gnaphosidae) – a new spider species for the Polish araneofauna

ROBERT ROZWAŁKA

Zakład Zoologii, Uniwersytet Marii Curie-Skłodowskiej20–033 Lublin, ul. Akademicka 19 e-mail: [email protected]

Słowa kluczowe: Araneae, Micaria dives, gatunek nowy dla fauny, Polska.

W pracy przedstawiono informacje o występowaniu na terenie Polski pająka Micaria dives (Lucas, 1846). Ten rzadki, w środkowej Europie, południowopalearktyczny gatunek nie był dotychczas wykazywany z naszego kraju. W oparciu o zebrane egzemplarze opisano i zilustrowano budo-wę aparatu kopulacyjnego tego gatunku pająka oraz sporządzono mapę rozmieszczenia M. dives w Polsce i środkowej Europie.

Wstęp

Micaria dives (Lucas, 1846) jest gatun-kiem południowopalearktycznym (Wunderlich 1979; Thaler 1981; Mikhailov, Mikhailova 2002). Wymieniany był z krajów basenu Morza Śródziemnego i Czarnego, większości państw zachodniej i centralnej Europy, południowych rejonów byłego ZSRR, Chin i Japonii. Nie wy-stępuje w Wielkiej Brytanii i na Półwyspie Skandynawskim, a najdalej na północ wysunię-te stanowiska znane są z Danii (Blick i in. 2004; Bosmans, Blick 2000; Kovblyuk, Nadolny 2007; Platnick 2011). W krajach śródziemnomorskich jest to gatunek dość często spotykany, ale im da-lej na północ, tym jego stanowiska są rzadsze (Nentwig i in. 2011). Zanik stanowisk M. dives w miarę przesuwania się na północ jest związany z malejącą liczbą odpowiednich dla tego gatun-ku biotopów. Micaria dives jest gatunkiem sil-nie termofilnym, zamieszkującym różnego ro-dzaju otwarte, dobrze nasłonecznione biotopy z ubogą roślinnością zielną, szczególnie nadmor-

skie i śródlądowe wydmy oraz murawy kseroter-miczne i psammofilne, kamieniołomy i żwirow-nie (Reimoser 1937; Bonte i in. 2003; Hänggi i in. 1995; Nentwig i in. 2011). Występuje głów-nie na niżu, choć w odpowiednich dla siebie śro-dowiskach odnotowywano ten gatunek również w niższych partiach gór (Thaler 1981; Mikhailov, Mikhailova 2002). Z Polski, stanowiska Micaria dives nie były dotychczas znane (Blick i in. 2004), choć lokalizacje w Niemczech (Staudt 2011), Czechach (Buchar, Růžička 2002) i na Słowacji (Gajdoš i in. 1999) sugerowały, że ten gatunek pająka może występować także w naszym kra-ju (ryc. 1).

W niniejszym opracowaniu zestawiono dane o pierwszych stanowiskach Micaria dives stwierdzonych na terenie Polski.

Charakterystyka i opis gatunku

Micaria dives to najmniejszy krajowy przed-stawiciel rodzaju Micaria Westring. Długość ciała samców (n = 4) wynosiła: 2,7–3,1 mm,

576


a samic (n = 2): 3,2–3,4 mm; długość gło-wotułowia (♂) – 1,40–1,55 mm; (♀) – 1,55––1,65 mm. Ubarwienie obu płci jest jednako-we. Głowotułów brązowomiodowy z ciemniej-szą (szarawą) plamą w centralnej części i nie-zbyt regularnymi promienistymi szarawy-mi smugami biegnącymi ku krawędziom gło-wotułowia. Chelicery są brązowe, mostek brą-zowawoszary. Proksymalana część uda I pary (ok. 1/2 długości) brązowawa, brązowoszara, część dystalna i dalsze człony żółtawe do bla-dożółtawych. Pozostałe odnóża są bladożółta-we, zwykle z szarawymi wzdłużnymi przyciem-nieniami na prolateralnych powierzchniach ud. W pobliżu nasadowej części uda I pary, jedna dorsalna gruba szczecina, w dystalnej części – 1 prolateralna. Goleń I z dwoma parami wen-tralnych grubych szczecin, przedstopie I – z parą wentralnie położonych szczecin nieco asyme-trycznie rozmieszczonych. U samic rozmiesz-czenie szczecin jest identyczne jak u samców, jedynie szczeciny są dłuższe i grubsze. Odwłok widziany z boku ma zarys siodłowaty (ryc. 2d). Górna powierzchnia odwłoka szara lub szaro-ciemnooliwkowa, z jaśniejszą plamą w przed-

niej części i wyraźną jasną (białawą) poprzecz-ną przepaską w części środkowej (ryc. 2d). Na górnej powierzchni głowotułowia i odwłoka u żywych lub świeżo zakonserwowanych oka-zów liczne perłowoopalizujące, mieniące się odcieniami różu, zieleni, błękitu, łuskowate włoski. U konserwowanych dłużej w alkoho-lu pająków łuskowate włoski łatwo odpadają, a mieniące się barwy zanikają. Brzuszna strona odwłoka jasnoszara. Budowę głaszczka samca zilustrowano na rycinach 2a–b; epiginę sami-cy na rycinie 2c.

Stanowiska i ich lokalizacja

• Świnoujście, półwysep Przytor (53°54Ń; 14°18É; UTM VV57): 1 ♂: 29.04–17.05.2007 r.; murawa szczotlichowa Spergulo vernalis-Cory-nephoretum canescentis; pułapka Barbera, leg. A. Zawal, det. et coll. R. Rozwałka; 1 ♂: 17.05––14.06.2007 r.; wydma biała z rzadka porośnię-ta wydmuchrzycą piaskową Leymus arenarius; pułapka Barbera, leg. A. Zawal, det. et coll. R. Rozwałka; 1 ♂: 17.05–14.06.2007 r.; 1 ♀: 12.07––12.08.2007 r.: murawa szczotlichowa pocho-dzenia antropogenicznego, pułapka Barbera, leg. A. Zawal, det. et coll. R. Rozwałka;

• Nowa Dęba, poligon (50º27′N; 21º48′E, UTM EA58): 1 juv.: 20.08.2005 r.: mozaikowa murawa psammofilna z kostrzewą piaskowąFestuca psammophila i strzęplicą siną Koeleria glauca oraz chrobotkami Cladonia spp. i ma-cierzanką Thymus spp.; sito entomologiczne z kęp traw i porostów itp., leg. R. Rozwałka.

• Huta Przedborska niedaleko Kolbuszowej (50º11Ń; 21º44É, UTM EA55): 1 ♂: 6.06.2004 r.; mozaikowa murawa psammofilnana terenie dawnej kopalni piasku z dominującą strzęplicą siną i macierzankami; okaz zebrany metodą „na upatrzonego” z powierzchni pia-sku, leg. R. Rozwałka;

• Stulno nad Bugiem (51º23Ń; 23º37É, UTM FB89): 2 ♂: 18.06.2001 r.; 1 ♀,1 juv.: 17.08.2001 r.: murawa psammofilna z dużymudziałem szczotlichy sinej Corynephorus ca-nescens i jastrzębca kosmaczka Hieracium

Ryc. 1. Występowanie Micaria dives w środkowej Europie: a – stanowiska w Polsce, b – stanowiska we wschodnich Niemczech oraz w północnych Czechach i północnej SłowacjiFig. 1. Distribu�on of Micaria dives in the central part of Europe: a – loca�ons in Poland, b – loca�ons in east-ern part of Germany and the northern part of Czech and Slovak Republic

577

R. Rozwałka Micaria dives – nowy gatunek pająka dla araneofauny Polski

Ryc. 2a–d. Micaria dives: a – głaszczek samca, widok od strony wentralnej; b – głaszczek samca, widok od stro-ny lateralnej; c – epigina; d – odwłok samca widziany z bokuFig. 2a–d. Micaria dives: a – male palp, ventral view; b – male palp, lateral view; c – epiginum; d – male abdo-men, lateral view

578


pilosella na śródlądowej wydmie w dolinie Bugu, przesiewki ze skąpego materiału ro-ślinnego i wypatrywanie na podłożu, leg. R. Rozwałka; 1 ♂: 24.04–9.05.2002 r.: lokalizacja i biotop jw., p. Barbera, leg. R. Gosik, det. et coll. R. Rozwałka.

Podsumowanie

Zamieszczone powyżej informacje o sta-nowiskach Micaria dives w Polsce uzupełnia-ją dane o ogólnym rozmieszczeniu i przebiegu północnej granicy zasięgu tego pająka w Eu-ropie Centralnej (ryc. 1). Z przeprowadzonych obserwacji wynika także, że w północnej czę-ści areału występowania Micaria dives jest pa-jąkiem silnie związanym ze środowiskiem su-chych muraw o podłożu piaszczystym pokry-tych roślinnością z klas Corynephoretalia cane-scentis i Trifolio-Festucetalia. Wyraźny związek z murawami psammofilnymi potwierdza takżenieobecność tego gatunku na murawach ksero-termicznych wykształconych na podłożu wa-piennym lub lessowym (np. Rozwałka 2000, 2006, 2007; Rozwałka, Juszczyński 2009). Mimo jednoczesnego odkrycia kilku stanowisk tego pająka, stwierdzono, że M. dives jest gatunkiem w Polsce bardzo rzadkim. Prawdopodobnie występuje bardzo lokalnie, gdyż mimo wielo-krotnych, celowych poszukiwań prowadzo-nych na wielu z pozoru optymalnych stano-wiskach nie udało się tego pająka odszukać (Rozwałka – npbl.). Być może rzadkość wystę-powania M. dives wynika częściowo z faktu, że jest to gatunek o niewielkich rozmiarach cia-ła (2,7–3,4 mm), myrmekoidalnego kształtu, w dodatku bardzo zwinny i ruchliwy, co czy-ni go bardzo trudnym obiektem do odszukania i odłowu w terenie. Niemniej te czynniki nie odgrywają żadnej roli w przypadku, gdy jako metody połowu używa się samołówek, czyli pułapek Barbera. Tymczasem mimo ich stoso-wania podczas całego roku, np. w Stulnie nad Bugiem, odłowiono tylko jeden okaz, co po-twierdza hipotezę, że jest to gatunek rzadko spotykany i bardzo nieliczny.

Na Czerwonej liście zwierząt ginących i za-grożonych w Polsce (Staręga i in. 2002), Micaria dives nie została uwzględniona, ale z uwagi na rzadkość występowania, rozproszenie sta-nowisk oraz tendencję do zarastania muraw psammofilnych wskazane byłoby w następnymwydaniu „Listy” umieścić ten gatunek w kate-gorii VU (gatunek narażony na wyginięcie).

PodziękowaniaAutor dziękuje dr. hab. Andrzejowi Zawalowi

oraz dr. Rafałowi Gosikowi za udostępnienie mate-riałów, które pozwoliły uzupełnić dane o występo-waniu Micaria dives w Polsce.

PIŚMIENNICTWO

Blick T., Bosmans R., Buchar J., Gajdoš P., Hänggi A., van Helsdingen P., Ružicka V., Staręga W., ThalerK. 2004. Checkliste der Spinnen Mitteleuropas. Checklist of the spiders of Central Europe. (Arach-nida: Araneae). Wersja 1, grudzień 2004 [http://www.arages.de/checklist.html#2004_Araneae].

Bonte D., Criel P., van Thournout I., Maelfait J.-P.2003. Regional and local variation of spider as-semblages (Araneae) from costal grey dunes along the North Sea. J. Biogeogr. 30: 901–911.

Bosmans R., Blick T. 2000. Contribution to the knowledge of the genus Micaria in the West-pal-earctic region, with description of the new ge-nus Arboricaria and three new species (Araneae: Gnaphosidae). Mem. Soc. Ent. Ital. 78: 443–476.

Buchar J., Růžička V. 2002. Catalogue of spiders of the Czech Republic. Peres, Praha.

Gajdoš P., Svatoň J., Sloboda K. 1999. Catalogue of Slovakian spiders. Bratislava.

Hänggi A., Stockli E., Nentwig W. 1995. Lebensräume mitteleuropäischer Spinnen. Charakterisierung der Lebensräume der häufigsten Spinnenarten Mitteleuropas und der mit diesen vergesellschaf-teten Arten. Misc. Faunistica Helvetiae 4.

Kovblyuk M.M., Nadolny A.A. 2007. The spider ge-nus Micaria Westring, 1851 in the Crimea (Ara-nei: Gnaphosidae). Arthropoda Selecta 16 (4): 215–236.

Mikhailov K.G., Mikhailova E.A. 2002. Altitudinal and biotopic distribution of the spider family Gnaphosidae in North Ossetia (Caucasus Ma-jor). W: Toft S., Scharff N. (red.). Proceedings ofthe 19th European Colloquium of Arachnology

579

R. Rozwałka Micaria dives – nowy gatunek pająka dla araneofauny Polski


Rozwałka R. Micaria dives (Araneae: Gnaphosidae) – a new spider species for the Polish araneofauna

The present paper presents the information about the occurrence of Micaria dives (Lucas) in Poland. This rare in Central Europe, south-palearctic species is listed in Poland for the first time. Description and diagnostic drawings of both sexes of this spider were prepared. Also the habitat preferences were discussed, as well as distribution of M. dives in Poland and adjacent countries.

Århus, Denmark 17–22 July 2000, Aarhus Uni-versity Press, Århus: 261–265.

Nentwig W., Blick T., Gloor D., Hänggi A., Kropf C. 2011. Spinnen Europas [www.araneae.unibe.ch., ver. 6.2011].

Platnick N.I. 2011. The World Spider Catalog, ver. 12.0. American Museum of Natural History [http://research.amnh.org/entomology/spiders/catalog/index.html].

Reimoser E. 1937. Clubionidae oder Röhrenspinnen. W: Dahl M., Bischoff H. (red.). Die Tierwelt Deutschands und der angrenzenden Meeresteile nach ihren Merkmalen und nach ihrer Lebens-weise. Jena: 45–99.

Rozwałka R. 2000. Pająki (Araneae) zespołu Brachy-podio-Teucrietum Rezerwatu „Stawska Góra”. W: Łętowski J. (red.). Walory przyrodnicze Chełm-skiego Parku Krajobrazowego i jego najbliższych okolic. Wyd. UMCS, Lublin: 109–118.

Rozwałka R. 2006. Pająki (Araneae) stanowiska ro-ślinności kserotermicznej w Żmudzi koło Cheł-ma, Parki Nar. Rez. Przyr. 25: 51–68.

Rozwałka R. 2007. Pająki (Araneae) Kazimierskiego Parku Krajobrazowego. Parki Nar. Rez. Przyr. 26: 83–100.

Rozwałka R., Juszczyński P. 2009. Pająki (Araneae) dwu nalessowych stanowisk kserotermicznych w okolicach Lublina. Nowy Pam. Fizjogr. 6 (2007) (1–2): 87–106.

Staręga W., Błaszak C., Rafalski J. 2002. Arachnida Pajeczaki. W: Głowaciński Z. (red.). Czerwona lista zwierząt ginących i zagrożonych w Polsce. IOP PAN, Kraków: 133–140.

Staudt A. 2011. Nachweiskarten der Spinnen Deutsch-lands [http://www.spiderling.de/arages]; dostęp: 12.02.2011 r.

Thaler K. 1981. Bemerkenswerte Spinnenfunde in Nordtirol (Österreich). Veröff. Mus. Ferdinan-deum Innsbr. 61: 105–150.

Wunderlich J. 1979. Revision der europäischen Ar-ten der Gattung Micaria Westring 1851, mit An-merkungen zu den übrigen paläarktischen Ar-ten (Arachnida: Araneida: Gnaphosidae). Zool. Beitr., N.F. 25: 233–341.

580

ARTYKUŁY


Nowe stanowiska poskocza Eresus (Araneae: Eresidae) w północnej Polsce

New records of the ladybird spider Eresus (Araneae: Eresidae) in northern Poland

KRZYSZTOF SZPILA1, JACEK ZIELIŃSKI2, MONIKA LIK3

1 Zakład Ekologii Zwierząt, Instytut Ekologii i Ochrony ŚrodowiskaUniwersytet Mikołaja Kopernika87–100 Toruń, ul. Gagarina 9e-mail: [email protected]

2, 3 Katedra Zoologii, Uniwersytet Technologiczno-Przyrodniczy85–225 Bydgoszcz, ul. Kordeckiego 20e-mail: [email protected], [email protected]

Słowa kluczowe: poskocz, Eresus, północna Polska, faunistyka.

Podczas prowadzenia obserwacji faunistycznych bezkręgowców stwierdzono nowe stanowiska poskocza Eresus sp. Walckenaer, 1805, w Kotlinie Toruńskiej i na terenach do niej przyległych, usytuowanych wokół Bydgoszczy i w lewobrzeżnej części Torunia. Ponadto w okolicach Torunia potwierdzono występowanie tego pająka na większości stanowisk znanych z literatury. W oparciu o wyniki najnowszych badań, w których dokonano rewizji systematycznej rodzaju Eresus, osobni-ki zaobserwowane w latach 2007–2009 oznaczono jako Eresus kollari Rossi, 1846. W pracy przed-stawiono także perspektywy dalszego występowania populacji poskocza na stwierdzonych stano-wiskach.

Wstęp

Pająki z rodzaju poskocz Eresus Walckenaer, dotychczas oznaczane jako poskocz krasny Eresus cinnaberinus (Olivier, 1789) [= E. niger (Petagna, 1787)] wykazywane były w Polsce już w 1909 roku (Torka 1909 za: Rozwałka 2004). Najnowsze badania przeprowadzone przez Řezáča i innych (2007) podważyły jed-nak istnienie E. niger/cinnaberinus jako jedno-litego gatunku. Autorzy ci, w oparciu o analizę cech morfologicznych i genetycznych, zakla-syfikowali wszystkie stwierdzone w centralnej Europie pająki z rodzaju Eresus do trzech ga-

tunków: Eresus moravicus Řezáč 2007, E. san-daliatus (Martini et Goeze, 1778) oraz E. kolla-ri Rossi, 1846 (Řezáč i in. 2007).

Pająki z rodzaju Eresus, opisane jesz-cze jako Eresus niger/cinnaberinus, znane są w kraju jedynie z 14 stanowisk (Rozwałka 2004, Żmihorski 2004, Barańska 2007), stąd też umieszczone zostały w Polskiej czerwonej księdze zwierząt – Bezkręgowce (Głowaciński, Nowacki 2004) oraz na Czerwonej liście zwie-rząt ginących i zagrożonych (Głowaciński 2002) w kategorii gatunków zagrożonych wyginięciem (EN – endangered) (Rozwałka 2004).

581

K. Szpila i in. Nowe stanowiska poskocza w północnej Polsce

Dotychczasowe dane o rozmieszczeniu pająków z rodzaju Eresus w północno-zachodniej Polsce

Wszystkie dotychczas stwierdzone w pół-nocno-zachodniej Polsce stanowiska posko-cza Eresus usytuowane są w obrębie makroregio-nu Pradoliny Toruńsko-Eberswaldzkiej: w pra-dolinach rzek Wisły, Noteci i Odry (Rozwałka 2004). Obszar ten charakteryzuje mozaika różno-rodnych środowisk z licznymi fragmentami mu-raw napiaskowych Koelerion glaucae i kseroter-micznych Festuco-Brometea, stanowiących poten-cjalne miejsce występowania pająków z rodza-ju Eresus. W Pradolinie Toruńsko-Eberswaldzkiej stanowiska odnotowane po roku 1975 ograniczo-ne są jedynie do Kotliny Toruńskiej (Rozwałka 2004). Występowanie pojedynczych samców za-rejestrowano w okolicach Torunia (Wąsowska 1964, Staręga 1984, Rozwałka 2004) oraz Solca Kujawskiego (Rozwałka 2004). Wąsowska (1964) obserwowała pająki z rodzaju Eresus w suchym le-sie sosnowym usytuowanym pomiędzy lotniskiem Aeroklubu Pomorskiego, Fortem VII i dzielnicą Wrzosy oraz na piaszczysto-żwirowej wydmie po-rośniętej niską roślinnością w lesie pomiędzy lot-niskiem a miejscowością Przysiek (stanowisko opisane jako „Rozgarty”). Interesujące stanowisko – w obrębie nieistniejących już zakładów „Polchem” – podaje Staręga (1984): „powierzchnia rekultywo-wana osadami ściekowymi, odpadami palenisko-wymi i wapnem nawozowym, obsiewana łubinem, a następnie mieszanką trawnikową, silnie zdegra-dowana i porośnięta chwastnicą pospolitą”. Z kolei K. Kasprzyk (inf. npbl.) obserwował osobniki po-skocza na toruńskich Glinkach (przy dawnych za-kładach „Drosed”) oraz na byłym poligonie woj-skowym w Puszczy Bydgoskiej – na murawach przy maszcie Radiowego Centrum Nadawczego.

Nowe stanowiska pająków z rodzaju Eresus w Kotlinie Toruńskiej i terenach do niej przyległych

Szerokie rozprzestrzenienie i ciągłość wy-stępowania w Kotlinie Toruńskiej napiasko-

wych środowisk preferowanych przez posko-cza pozwalają spodziewać się istnienia dalszych stanowisk tego pająka na obszarze Kotliny i te-renów do niej przyległych. Potwierdzeniem tych przypuszczeń są przedstawione poniżej, niepublikowane wcześniej obserwacje fauni-styczne z lat 1997–2011.

1. Puszcza Bydgoska, na zachód od Międzynarodowego Portu Lotniczego (UTM XU98), dziesięcioletni młodnik sosnowy: 24.08.1997 r. – 1♂, obs. M. Lik.

2. Bydgoszcz (UTM XU99), nieczynny kilkunastohektarowy zarastający poligon woj-skowy w kompleksie borów sosnowych na pół-noc od zabudowań miasta (ryc. 2): 20.09.2002 r. – 1♂; 27.08.2007 r. – 1♂; 20.09.2007 r. – 1♂; 10.09.2008 r. – 1♂; obs. J. Zieliński, M. Lik.

3. Maksymilianowo (UTM CE00), sucha polana o powierzchni około 1000 m2 w borze sosnowym świeżym Dicrano-Pinion, na zachód od Maksymilianowa: 10.09.1998 r. – 1♂, obs. J. Zieliński.

4. Toruń, Lotnisko Aeroklubu Pomorskiego (UTM CD37), mozaika muraw napiaskowych,

Ryc. 1. Rozmieszczenie stanowisk poskocza Eresus w Kotlinie Toruńskiej: a – stanowiska sprzed 1990 roku (wg Wąsowska 1964), b – stanowiska sprzed 1990 roku (wg Staręga 1984), c – stanowiska wg Kasprzyk (inf. w: Rozwałka 2004), d – nowe stanowiskaFig. 1. Distribu�on of occurrence sites of Eresus in theToruń Basin: a – records before 1990 (acc. to Wąso-wska 1964), b – records before 1990 (acc. to Staręga 1984), c – records acc. to Kasprzyk (personal comm. in: Rozwałka 2004), d – new records

582


wrzosowiska Calluno-Ulicetalia: 08.2000 r. – 1♂, obs. J. Buszko; 21.08.2002 r. – 1♂, obs. K. Szpila; 08.2003 r. – 1♂, obs. T. Konefał; 10.2006 r. –1♂, obs. M. Leszczyński (odnawiające się zarośla trzmieliny Euonymus sp. przylegają-ce do lotniska od wschodu); 6.10.2011 r. – 1♂, obs. P. Olszewski.

5. Toruń, Glinki (UTM CD37), mozai-ka muraw napiaskowych, wrzosowisk i spon-tanicznych odnowień sosny zwyczajnej Pinus sylvestris: 27.08.2002 r. – 1♂, obs. K. Szpila; 13.09.2011 r. – 9♂♂, obs. P. Olszewski.

6. Toruń, Barbarka (UTM CD38), na-syp nieczynnej linii kolejowej Toruń–Unisław: 10.2009 r. – 1♂, obs. M. Leszczyński.

7. Toruń, poligon artyleryjski – okoli-ce Góry Żymierskiego (UTM CD36/37), mo-zaika muraw napiaskowych, wrzosowisk i spontanicznych odnowień sosny (ryc. 4 i 5): 1.07.2006 r. – 1♀; 21.08.2007 r. – 5♂♂; 27.09.2007 r. – 1♂, obs. K. Szpila; 3.09.2008 r. – 3♂♂, obs. K. Szpila, A. Oleksa.

8. Toruń, poligon artyleryjski – okolice Góry Wiatracznej (UTM CD36/46), mozaika muraw napiaskowych, wrzosowisk oraz odnowień sosny i brzozy brodawkowatej Betula pendula (ryc. 3): 3.09.2008 r. – 6♂♂, obs. K. Szpila, A. Oleksa.

9. Toruń, poligon artyleryjski – Stawki (UTM CD47), mozaika muraw napiaskowych, wrzosowisk: 31.08.2009 r. – 4♂♂, obs. K. Szpila.

Ryc. 2–5. Środowiska, w których stwierdzono poskocza Eresus w Kotlinie Toruńskiej: 2 – Bydgoszcz, nieczyn-ny poligon wojskowy (11.12.2009 r., fot. J. Zieliński), 3 – poligon toruński, Góra Wiatraczna (3.09.2008 r., fot. A. Oleksa), 4 – poligon toruński, okolice Góry Żymierskiego (3.09.2008 r., fot. A. Oleksa), 5 – poligon toruń-ski, okolice Góry Żymierskiego (miejsce obserwacji juwenilnej samicy) (1.07.2006 r., fot. K. Szpila)Figs 2–5. Habitats of Eresus in the Toruń Basin: 2 – Bydgoszcz, inac�ve military training ground (11 December2009, photo by J. Zieliński), 3 – Toruń ar�llery training ground, Wiatraczna Hill (3 September 2008, photo by A. Oleksa), 4 – Toruń ar�llerytrainingground,surroundingsofŻymierski’s Hill (3 September 2008, photo by A. Oleksa), 5 – Toruń ar�llery training ground, surroundings of Żymierski’s Hill (place of observa�on of a juvenile female) (1 July 2006, photo by K. Szpila)

583


Na szczególną uwagę zasługuje fakt stwier-dzenia poskocza w okolicach Bydgoszczy (pierwsze trzy wymienione wyżej stanowiska) – są to całkowicie nowe stanowiska Eresus sp. potwierdzające możliwość szerszego występo-wania tego pająka w całej Kotlinie Toruńskiej i na terenach z nią sąsiadujących.

Metody i rezultaty identyfikacji gatunkowej

W celu umożliwienia identyfikacji gatunko-wej na nieczynnym poligonie koło Bydgoszczy oraz serii stanowisk na poligonie toruńskim

wykonywano zdjęcia osobników obserwowa-nych w latach 2007–2009 (ryc. 6–9, pozosta-łe zdjęcia są dostępne w zbiorach autorów). Znalezionego martwego osobnika (nieczynny poligon koło Bydgoszczy – ryc. 7) oraz zdjęcia żywych osobników wykonane podczas obser-wacji (ryc. 6, 9) przesłano w celu identyfikacjigatunkowej M. Řezáčowi. Wszystkie te osob-niki zostały oznaczone jako E. kollari. Jedyna obserwowana samica została oznaczona na podstawie zdjęcia (ryc. 8) do rodzaju przez R. Rozwałkę.

Rezultaty identyfikacji gatunkowej doko-nanej przez dr. Řezáča, analiza ubarwienia do-

Ryc. 6–9. Osobniki Eresus obserwowane na stanowiskach w Kotlinie Toruńskiej: 6 – Eresus kollari, samiec (nie-czynny poligon wojskowy, Bydgoszcz, 27.08.2007 r., fot. J. Zieliński), 7 – Eresus kollari, martwy samiec (nieczyn-ny poligon wojskowy, Bydgoszcz, 20.09.2007 r., fot. J. Zieliński), 8 – Eresus sp., juwenilna samica (poligon toruń-ski, okolice Góry Żymierskiego, 1.07.2006 r., fot. K. Szpila), 9 – Eresus kollari, samiec (poligon toruński, okolice Góry Żymierskiego, 21.08.2007 r., fot. K. Szpila)Figs 6–9. Specimens of Eresus from the Toruń Basin: 6 – Eresus kollari, a male (inac�ve military training ground,Bydgoszcz, 27 August 2007, photo by J. Zieliński), 7 – Eresus kollari, a dead male (inac�ve military training ground,Bydgoszcz, 20 September 2007, photo by J. Zieliński), 8 – Eresus sp., a juvenile female (Toruń ar�llery trainingground, surroundings of Żymierski’s Hill, 1 July 2006, photo by K. Szpila), 9 – Eresus kollari, a male (Toruń ar�llerytraining ground, surroundings of Żymierski’s Hill, 21 August 2007, photo by K. Szpila)

584


konana w przypadku niektórych z obserwowa-nych samców (czerwona barwa tylnych odnóży w części proksymalnej, czarna – w dystalnej) oraz informacje o preferencjach środowiskowych po-szczególnych gatunków (Řezáč i in. 2007) po-zwalają przypuszczać, że wszystkie osobniki do-tąd stwierdzone w Kotlinie Toruńskiej i na ob-szarach przyległych należą prawdopodobnie do tego właśnie gatunku. Potwierdzenie tego zało-żenia wymagać będzie jednak oznaczenia osob-ników należących do rodzaju Eresus na wszyst-kich znanych stanowiskach.

Zagrożenia lokalnych populacji Eresus oraz propozycje ich ochrony

Obserwacje dokonane na obrzeżach Lotniska Aeroklubu Pomorskiego w Toruniu są dowodem ciągłości istnienia populacji wzmian-kowanych przez Wąsowską (1964) i Staręgę (1984) (ryc. 1). Liczne obserwacje poskocza na kilku znacznie oddalonych od siebie stano-wiskach usytuowanych na poligonie artyleryj-skim świadczą o funkcjonowaniu stabilnej po-pulacji pająka na tym obszarze. Należy podkre-ślić, że poligon obejmuje powierzchnię ponad 5 tys. ha i stanowi jeden z największych śród-lądowych, niezalesionych obszarów wydmo-wych Polski. Prawdopodobnie zatem, występu-jąca tu populacja Eresus jest jedną z najwięk-szych w kraju. Prowadzone w ostatnich latach badania faunistyczne wykazały (bądź potwier-dziły) obecność na terenie poligonu oprócz po-skocza także 29 innych gatunków stawono-gów umieszczonych w Polskiej czerwonej księ-dze zwierząt i na Czerwonej liście zwierząt gi-nących i zagrożonych w Polsce (Pawlikowski i in. 1998; Owieśny i in. 2010; K. Szpila – npbl.). Obszar ten jest obecnie administrowa-ny przez Nadleśnictwo Gniewkowo i użyczany na potrzeby ćwiczeń artyleryjskich jednostkom Wojska Polskiego. Kierownictwo Nadleśnictwa oraz Regionalnej Dyrekcji Lasów Państwowych w Toruniu jest przychylnie ustosunkowane do koncepcji utrzymania w niezagospodarowa-nym stanie istniejących połaci muraw napia-

skowych i wrzosowisk. Tego typu środowiska są w warunkach klimatycznych Polski zbioro-wiskami nietrwałymi, bez ingerencji człowie-ka szybko zastępowanymi przez kolejne zbio-rowiska wskutek zmian sukcesyjnych (Załuski 2002). Procesy te stanowią główne zagrożenie dla istniejących populacji Eresus – pojawiające się krzewy i drzewa powodują ocienienie pod-łoża, zmianę szaty roślinnej i warunków ter-miczno-wilgotnościowych, a tym samym zani-kanie odpowiednich siedlisk (Rozwałka 2004). W przypadku toruńskiego poligonu jednym z najlepszych sposobów gwarantujących trwa-nie siedlisk preferowanych przez poskocza jest utrzymanie dotychczasowego użytkowania przez wojsko.

Podobna sytuacja występuje w przypadku stanowiska tego pająka w okolicach toruńskie-go lotniska. Także tutaj kontynuacja obecnego sposobu użytkowania terenu powinna sprzyjać utrzymaniu się jego populacji. Pozostałe stano-wiska w okolicach Torunia (Barbarka, Glinki, Wrzosy) są niestety zagrożone lub uległy całko-wicie zmianom sukcesyjnym.

Procesy sukcesyjne związane z zarastaniem terenów otwartych zagrażają także populacji pająka na nieczynnym poligonie położonym na północ od Bydgoszczy. Po zaprzestaniu użytkowania przez wojsko nastąpiła tu spon-taniczna sukcesja sosny zwyczajnej oraz osiki Populus tremula, które pokryły już ponad po-łowę uprzednio otwartych terenów.

Stanowisko w okolicach Portu Lotniczego koło Bydgoszczy już w chwili jego odkrycia w 1997 roku porastał około dziesięcioletni młod-nik sosnowy. Zmiany siedliskowe wiążące się ze wzrostem drzew nie sprzyjają wzrostowi popula-cji pająków Eresus (Rozwałka 2004). W odległo-ści kilkuset metrów od miejsca, w którym znale-ziono pająka, na obszarze otaczającym pas star-towy lotniska znajdują się jednak rozległe tereny otwarte, w tym napiaskowe wrzosowiska, stano-wiące potencjalne miejsce jego występowania. Można nawet oczekiwać, że największa na tym stanowisku populacja Eresus znajduje się wła-śnie na lotnisku. Weryfikacja tego przypuszcze-nia będzie jednak bardzo utrudniona ze wzglę-

585


du na rygorystyczne przepisy zakazujące wstępu na tego typu obiekty.

Dla stanowiska poskocza z okolic Maksymilianowa największe zagrożenie stano-wią prowadzone w ostatnim czasie zalesienia uprzednio bezdrzewnych polan w borach so-snowych. Nasadzenia sosny zwyczajnej i brzo-zy brodawkowatej wykonane zostały m.in. na obszarze stwierdzonego występowania tego pa-jąka. Co więcej, nasadzenia były poprzedzone głęboką orką powodującą najprawdopodob-niej całkowite zniszczenie nor pająka, których głębokość sięga jedynie 10–15 cm (Rozwałka 2004).

Istotnym problemem dla wszystkich stano-wisk poskocza na wzmiankowanym obszarze jest działalność off-road. Gwałtowne przejazdy quadami, motocyklami i samochodami tere-nowymi niszczą powierzchniową warstwę gle-by wraz z płytkimi norami pająków. Nielegalny, bardzo intensywny tzw. off-road jest obecnie obserwowany w okolicach lotniska Aeroklubu Pomorskiego w Toruniu oraz na toruńskim po-ligonie artyleryjskim.

Poskocz krasny posiada w Polsce status ga-tunku chronionego. W przyszłości należałby tę ochronę rozszerzyć na cały rodzaj Eresus. Pająki te preferują siedliska kserotermiczne (Řezáč i in. 2007), dlatego też, ze względu na niewiel-ką zdolność dyspersji (Baumann 1997) na za-rastających izolowanych stanowiskach grozi im wyginięcie. W miejscach, w których stwierdzo-no występowanie poskoczy, takich jak niewiel-kie bezdrzewne enklawy śródleśne, bardzo po-żądane byłoby zatem tworzenie użytków ekolo-gicznych, na których ograniczano by sukcesję drzew i krzewów.

Propozycje dalszych badań

Opisane w niniejszej pracy nowe stanowiska pająków z rodzaju Eresus, przy zaledwie czter-nastu znanych dotychczas (Rozwałka 2004), wskazują na potrzebę uzupełnienia danych o ich rozmieszczeniu w Polsce. Ponadto w świe-tle badań Řezáča i innych (2007) w przyszłości należałoby zweryfikować wszystkie znane do-

tychczas stanowiska pająków opisanych jako Eresus niger/cinnaberinus i ponownie określić ich przynależność gatunkową.

Przedstawione w niniejszej pracy nowe stanowiska poskocza wskazują na możliwość jego występowania w takich środowiskach jak poligony wojskowe oraz lotniska. W przyszło-ści konieczne byłoby przeprowadzenie obser-wacji na tego typu obiektach w celu wykry-cia ewentualnych nowych stanowisk omawia-nych pająków. Zaletą lotnisk i poligonów jest ponadto ciągłość trwania potencjalnych sie-dlisk występowania poskoczy. Wynika ona ze sposobu ich użytkowania ograniczającego na-turalne procesy sukcesyjne w fitocenozach.Z tego też względu stanowiska pająków z ro-dzaju Eresus znajdujące się na obszarze takich obiektów nie wymagają zabiegów ochron-nych, a jedynie zachowania dotychczasowego ich przeznaczenia.

Podziękowania

Autorzy składają podziękowania dr. Milanowi Řezáčowi i dr. Robertowi Rozwałce za identyfikację gatunkową pająków. Przedstawiony materiał byłby znacznie uboższy bez możliwości prowadzenia obser-wacji na obszarze podtoruńskiego poligonu artyleryj-skiego. Nadleśniczy Nadleśnictwa Gniewkowo, inż. Stanisław Słomiński, udzielił zgody (Zn.Spr.S-753//3/08) na prowadzenie badań faunistycznych na tym te-renie (Obręb Otłoczyn Nadleśnictwa Gniewkowo), za co serdecznie dziękujemy. Dr hab. Sabina Wąsowska, prof. Jarosław Buszko, dr Krzysztof Kasprzyk, mgr Tomasz Konefał, dr Michał Leszczyński i mgr Piotr Olszewski udzielili szczegółowych informacji o wła-snych obserwacjach poskocza.

PIŚMIENNICTWO

Barańska K. 2007. Nowe stanowisko poskocza krasnego Eresus cinnaberinus (Olivier, 1789) w Cedyńskim Par-ku Krajobrazowym. Prz. Przyr. 18 (3–4): 130–133.

Baumann T. 1997. Habitat selection and dispersal power of the spider Eresus cinnaberinus (Olivier, 1789) in the porphyry landscape near Halle (Saale). W: Żabka M. (red.). Proceedings of the 16th European Colloquium of Arachnology. Siedlce: 37–45.

586



Szpila K., Zieliński J., Lik M. New records of the ladybird spider Eresus (Araneae: Eresidae) in northern Poland

The ladybird spider, Eresus spp., is associated with sparsely vegetated, stony and sandy habitats. The genus is relativelyrare in Poland and included in the Polish Red Data Book of Animals. A number of new locations have been discovered for Eresus spp. in the Toruń Basin and adjacent areas (UTM CD36, CD37, CD38, CD46, CD47, CE00, XU98, XU99). Some of the observed specimens were identified as Eresus kollari Rossi, 1846 – a recently restored species. In this paper, the prospects for the populations of ladybird spiders recorded in the Toruń Basin are discussed.

Głowaciński Z. (red.) 2002. Czerwona lista zwierząt giną-cych i zagrożonych w Polsce. IOP PAN, Kraków.

Głowaciński Z., Nowacki J. (red.) 2004. Polska czerwona księga zwierząt – Bezkręgowce. IOP PAN, AR im. Cieszkowskiego, Kraków.

Owieśny M., Szpila K., Oleksa A., Ogonowski Ł. 2010. Nowe stanowiska strojnisia nadobnego Philaeus chry-sops Poda, 1761 (Araneae: Salticidae) w Polsce. Chroń-my Przyr. Ojcz. 66 (1): 65–70.

Pawlikowski T., Buszko J., Maciejewski K. 1998. Opraco-wanie faunistyczne dla „Programu ochrony przyrody w Nadleśnictwie Gniewkowo” na przykładzie wybra-nych grup owadów (Insecta). Zakł. Ekol. Zwierząt, Inst. Ekol. i Ochr. Środ. UMK.

Řezáč M., Pekár S., Johannesen J. 2007. Taxonomic review and phylogenetic analysis of central European Ere-sus species (Araneae: Eresidae). Zool. Scripta 37 (3): 263–287.

Rozwałka R. 2004. Eresus cinnaberinus (Olivier, 1789) syn. Eresus niger (Petagna, 1787), Poskocz krasny. W: Gło-waciński Z., Nowacki J. (red.). Polska czerwona księga zwierząt – Bezkręgowce. IOP PAN, AR im. Cieszkow-skiego, Kraków: 41–43.

Staręga W. 1984. Materiały do znajomości rozmieszczenia pająków (Aranei) w Polsce, 8–10. Fragm. Faun. 28 (5): 79–136.

Torka V. 1909. Ein Kieferninsekt aus Ordnung der Orthop-teren. Z. Wiss. Ins. Biol. Husum 5: 217–220.

Wąsowska S. 1964. Nowe stanowisko poskocza krasnego, Ere-sus niger (Petagna) (Araneae). Prz. Zool. 8 (1): 46–48.

Załuski T. 2002. Zagrożenie i ochrona zespołów trawia-stych. W: Frey L. (red.). Polska księga traw. Inst. Bot. im. W. Szafera PAN, Kraków: 245–274.

Żmihorski M. 2004. Stwierdzenie poskocza krasnego Ere-sus cinnaberinus (Olivier, 1789) w Puszczy Piskiej (NE Polska). Kulon 2: 235–236.

Documents

CHROŃMY PRZYRODĘ OJCZYSTĄ SPIS TREŚCI ARTYKUŁY ...Kozica, Filip Zięba: Warsztaty jako narzędzie do opracowania strategii zarządzania populacją niedźwiedzia brunatnego Ursus