Venkovská krajina 2016 - Centrum Veronica Hostětín

ČESKÁ SPOLEČNOST PRO KRAJINNOU EKOLOGII - REGIONÁLNÍ ORGANIZACE CZ-IALE
EKOLOGICKÝ INSTITUT VERONICA
VENKOVSKÁ KRAJINA 2016
14. ročník mezinárodní mezioborové konference
Příspěvky z konference konané dne 19. - 22. května 2016 v Hostětíně,
Bílé Karpaty, Česká republika
Brno, 2016
Venkovská krajina 2016
Editor © Linda Černušáková
© CZ-IALE
Doporučená citace sborníku
Černušáková L. [ed.], Venkovská krajina 2016. Sborník z 14. ročníku mezinárodní
mezioborové konference konané 19. - 22. května 2016 v Hostětíně, Bílé Karpaty.
175 p. ISBN 978-80-7458-083-3
Konferenci Venkovská krajina 2016 pořádá Ekologický institut Veronica ve spolupráci
s Českou společností pro krajinnou ekologii CZ-IALE.
Kontakty
•
•
•
Česká společnost pro krajinnou ekologii – regionální organizace CZ-IALE, Benátská 2,
128 01 Praha, www.iale.cz
Ekologický institut Veronica, Panská 9, 602 00 Brno, www.veronica.cz
Centrum Veronica Hostětín, Hostětín 86, 687 71 Bojkovice, www.hostetin.veronica.cz
Poděkování
Konference Venkovská krajina 2016 je pořádána za finanční podpory Rady vědeckých
společností České republiky.
Vydala:
Česká společnost pro krajinnou ekologii – regionální organizace CZ-IALE v nakladatelství
a vydavatelství Lesnická práce, s.r.o.
Technická spolupráce a tisk:
Lesnická práce, s.r.o., nakladatelství a vydavatelství, Zámek 1, 281 63 Kostelec
nad Černými lesy
Neprošlo jazykovou úpravou.
Lesnická práce, s.r.o., 2016
ISBN 978-80-7458-083-3
2
OBSAH
VĚDECKÉ PŘÍSPĚVKY
Fenológia kvitnutia autochtónnych druhov drevín Corylus avellana L.,
Crataegus laevigata (Poir.) DC., Fraxinus excelsior L., Larix decidua Mill.
a Betula pendula Roth. v urbánnom a rurálnom prostredí
Babálová Darina, Škvareninová Jana…...…………...............................................................7
Invázne druhy brehových porastov Hornonitrianskej kotliny
Bencová Michaela………………….....................................................................................13
Historické prvky v lokalitách starobylých výmladkových lesů
Buček Antonín, Černušáková Linda.....................................................................................18
Potenciál opadavých listnatých lesov pre poskytovanie dekoratívnej
ekosystémovej služby
Eliáš Pavol, Mariničová Patrícia...........................................................................................30
Ekologická analýza invadovaných společenstev v katastrálnom území
Lehoty pod Vtáčnikom
Gašparovičová Petra .............................................................................................................40
Environmenálne hodnotenie kameňolomov v severnej části okresu Trnava,
západné Slovensko
Chreno Dárius, Eliáš Pavol ..................................................................................................50
Význam brehových porastov pre stabilitu brehov a environmentálnu
kompatibilitu vodných nádrźí vo videckej krajine
Jakubis Matúš ......................................................................................................................61
Ekostabilizačné pôsobenie trávnato-bylinných spoločenstiev na brehoch vodných
tokov vidieckej krajiny
Jakubisová Mariana .............................................................................................................67
Výmladkové a oklestní stromy a lesy ve výtvarném umění
Lacina Jan ............................................................................................................................77
Kulturní dědictví v krajině Arcidiecéze olomoucké (na příkladu historického
vývoje lužních lesů)
Machar Ivo ..........................................................................................................................88
Spatio-temporal changes in wood-pastures: improving methodological approaches
for analysis on a case study in lowland landscape of the Czech Republic
Pereponova Anna, Forejt Michal, Skaloš Jan………...........................................................92
Vplyv vegetácie na teplotu povrchu v krajine
Rusňák Tomáš….................................................................................................................108
3
Venkovský charakter, fenomén na okraji vědeckého zájmu
Rýpar Vít ………………………………………................................................................116
ODBORNÁ SDĚLENÍ
Možnosť starostlivosti o brehy vodných tokov vidieckej krajiny na podklade modelu
BANCS
Allmanová Zuzana ................................ ............................................................................124
Lomy vo vidieckej krajine Západných Karpát a ich biodiverzita
Eliáš Pavol …………………………..................................................................................131
Adaptace na dopady klimatické změny v Jihomoravském kraji – bariéry v sektoru
zemědělství
Faberová Tamara ………………………………................................................................141
Identifikace potenciálně komponovaných krajin
Flekalová Markéta, Trpáková Lenka, Matějková Hana, Šesták Ondřej ...........................147
Hospodaření v krajině – poučení z krizového vývoje
Petřík Petr, Fanta Josef .......................................................................................................155
Mapovanie a hodnotenie biotopov pre účely ekosystémových služieb na lokálnej
úrovni
Pondelík Radovan ..............................................................................................................162
Revitalizácia potravných a hniezdnych biotopov vybraných druhov vtákov
v poľnohospodárskej krajine na Žitnom ostrove
Pavol Surovec......................................................................................................................170
RECENZENTI:
Doc. Mgr. Aleš Bajer, Ph.D., Ing. Lenka Bartošová, Ph.D., doc. Ing. Antonín Buček, CSc.,
Ing. Linda Černušáková, doc. Ing. Roman Gebauer, Ph.D., Mgr. Pavel Klvač, JUDr. Mgr.
Jaroslav Knotek, Ph.D., Ing. Tomáš Koutecký, Ph.D., doc. Ing. Petr Kupec, Ph.D., Ing. Igor
Kyselka, CSc., prof. RNDr. Zdeněk Laštůvka, CSc., prof. Dr. Ing. Petr Maděra, Ing. arch.
Iveta Merunková, Ph.D., doc. Dr. Ing. Alena Salašová, Ing. Jiří Schneider, Ph.D., prof. Ing.
Miloslav Šlezingr, CSc., Ing. Daniel Volařík, Ph.D.
4
VĚDECKÉ PŘÍSPĚVKY
5
6
FENOLÓGIA KVITNUTIA AUTOCHTÓNNYCH DRUHOV DREVÍN
CORYLUS AVELLANA L., CRATAEGUS LAEVIGATA (POIR.) DC.,
FRAXINUS EXCELSIOR L., LARIX DECIDUA MILL. A BETULA
PENDULA ROTH. V URBÁNNOM A RURÁLNOM PROSTREDÍ
THE FLOWERING PHENOLOGY OF THE AUTOCHTONOUS TREE SPECIES CORYLUS
AVELLANA L., CRATAEGUS LAEVIGATA (POIR.) DC., FRAXINUS EXCELSIOR L., LARIX
DECIDUA MILL. A BETULA PENDULA ROTH. IN THE URBAN AND RURAL
ENVIRONMENT
Darina Babálová, Jana Škvareninová1
1
Technická univerzita vo Zvolene, Fakulta ekológie a environmentalistiky,
Katedra aplikovanej ekológie, T. G. Masaryka 24, 960 53 Zvolen
email: [email protected]
ABSTRACT
The paper informs about the results of phenological observations of the phenophase
the general flowering of the autochtonous tree species Corylus avellana L., Crataegus
laevigata (Poir.) DC., Fraxinus excelsior L., Larix decidua Mill. and Betula pendula Roth.
in the urban and rural environment of the two Slovakian towns ─ Zvolen and Ružomberok.
In both towns the phenophase occured in the same order (Corylus avellana L., Larix
decidua Mill., Betula pendula Roth., Fraxinus excelsior L., Crataegus laevigata (Poir.
DC.), but it occuered earlier in Zvolen. In both towns the phenophase occured earlier
in the urban environment, but Larix decidua Mill. and Fraxinus excelsior L. were the only
common species for the towns.
ÚVOD A ROZBOR PROBLEMATIKY
Urbanizácia spôsobila odlišné formovanie dvoch základných typov krajiny: urbánnej
a rurálnej (ANTROP 2004). Tieto typy krajiny sa líšia najmä v charaktere abiotických
podmienok (HUBA et al. 2011). Spolupôsobením špecifického aktívneho povrchu,
antropogénnej produkcie energie, priemyselnej a dopravnej činnosti vzniká v urbánnom
prostredí špecifická mestská klíma (BEDNÁŘ 1993). Typickým znakom mestskej klímy je
kolísanie teploty vzduchu. Stavebné materiály s vysokou tepelnou kapacitou kumulujú
teplo počas dňa a uvoľňujú ho v nočných hodinách, čo výrazne znižuje straty tepla
vyžarovaním v priebehu noci. Dochádza tak k výraznej teplotnej diferenciácii medzi
urbanizovaným a okolitým prostredím. V porovnaní s rurálnou krajinou má na území
Slovenska urbánna krajina vyššiu teplotu o 0,1—1 °C v ročnom priemere a nižšiu relatívnu
vlhkosť vzduchu o niekoľko percent (LAPIN et al. 2010). V porovnaní s rurálnou krajinnou
obsahuje vzduch urbánnej krajiny vyššie koncentrácie polutantov. Podobne urbánne pôdy
obsahujú ťažké kovy a sú zvyčajne hydrofóbne, kyslé, zhutnené a s vysokým podielom
skeletu, čo zmenšuje priestor pre vodu, vzduch a živiny. Vplyvom aplikácii posypových
solí na vozovky dochádza ku kumulácií chloridov v asimilačných orgánoch až do toxických
koncentrácií (UHLÍŘOVÁ et al. 2004). Či už zvlášť alebo spoločne sú tieto faktory
škodlivé pre rast rastlín. Na druhej strane má však urbánne prostredie vyšší podiel živín
a katiónov (Ca2+ a Mg2+ dôležité pre fertilitu pôdy), vyššie teploty a vzrastajúce
koncentrácie CO2 ako faktor podporujúci rast rastlín. Celkový dopad faktorov urbánneho
prostredia na rast a vývin je však z veľkej časti neznámy. Reakciu rastlín na takto zmenené
7
podmienky možno sledovať prostredníctvom fenologických pozorovaní periodicky
opakujúcich sa životných prejavov rastlín — fenofáz. Ich nástup reflektuje podmienky
prostredia, najmä teplotu. Dôležitú úlohu však zohrávajú i vlhkosť a zrážky, pôdne faktory,
fotoperióda či znečistenie ovzdušia (BRASLAVSKÁ 2000; AUGSPURGER 2007).
Najpoužívanejším spôsobom stanovenia nástupu fenofázy je súčet priemerných denných
teplôt od vopred stanovenej priemernej, tzv. prahovej hodnoty (T0 a T5─ keď sa priemerné
denné teploty pohybujú v intervale 0—5°C) až po nástup fenofázy, ktorá predstavuje súčet
kladných rozdielov medzi denným priemerom a prahovou teplotou. Pri jarných
generatívnych fenofázach akou je kvitnutie existuje tesnejšia korelácia s teplotou vzduchu
v mesiacoch marec a apríl (ŠKVARENINOVÁ 2013).
Cieľom našej práce bolo vyhodnotiť nástup fenofázy všeobecné kvitnutie
autochtónnych druhov drevín Corylus avellana L., Crataegus laevigata (Poir.) DC.,
Fraxinus excelsior L., Larix decidua Mill. a Betula pendula Roth. v urbánnom a rurálnom
prostredí miest Ružomberok a Zvolen a vyhodnotiť vplyv prostredia a teploty na nástup
tejto fenofázy.
METODIKA
Nástup fenofázy všeobecné kvitnutie sme sledovali v roku 2015 v urbánnom a rurálnom
prostredí miest Ružomberok a Zvolen. Urbánne prostredie predstavovali sídliská a centrum
mesta s prevahou antropogénnych prvkov (Zvolen—mesto, Ružomberok—mesto), zatiaľ
čo rurálne prostredie predstavovalo územie voľnej krajiny, ktoré nie je výrazne ovplyvnené
ľudskou činnosťou a prevládajú v ňom prírodné prvky (Zvolen—Arborétum Borová hora,
Ružomberok—Vlkolínec). Bližšie charakteristiky sledovaných území zobrazuje Tabuľka1.
Fenologický monitoring bol realizovaný podľa metodiky KOLEKTÍV (1984). Fenofázu
všeobecné kvitnutie (na stromoch sa úplne rozvinuli vyvinuté kvety, ktoré prášia peľ)
predstavoval 50% nástup fenofázy na sledovanej skupine drevín. Rozdielom 10 a 100%ného nástupu fenofázy sme vypočítali dĺžku jej trvania. Nástup fenofázy bol zaznamenaný
dátumom. Klimatické charakteristiky sledovaných území (10-minútové teploty vo výške
2 m nad zemským povrchom) sme zaznamenávali automatickou meteorologickou stanicou
Minikin RTHi. Pre určenie nárokov drevín na teplotu vzduchu sme vypočítali sumu
efektívnych teplôt (SET) do nástupu všeobecného kvitnutia ako súčet kladných rozdielov
medzi denným priemerom a prahovou hodnotou T0 °C a T5 °C.
Tab. 1: Charakteristika sledovaných území.
Charakteristiky
Nadmorská výška [m
n.m.]
Priemerná ročná teplota
[°C ]
Priemerný ročný úhrn
zrážok [mm]
Zvolen
Urbánne
Rurálne
prostredie
prostredie
Ružomberok
Urbánne
Rurálne
prostredie
prostredie
293
290—377
485
718
8,4
8,7
7
<6
703─714
640
720
>720
8
VÝSLEDKY A DISKUSIA
Skorší nástup kvitnutia v urbánnom prostredí mierneho pásma pripisujú SUKOPP (1998),
DEFILA & CLOT (2003) pôsobeniu mestskej klímy, pričom dôležitými faktormi nástupu
fenofázy je i poloha v rámci mesta (MIMET et al. 2009) a prítomnosť objektov
produkujúcich teplo (RÓZOVÁ et al. 2013). Práve týmto faktorom pripisujeme vyššiu
akumuláciu tepla spojenú s rýchlejším nárastom priemerných mesačných teplôt v jarnom
období a následný skorší nástup kvitnutia v urbánnom prostredí oboch sledovaných miest.
Skorší nástup kvitnutia v urbánnom prostredí sme v prípade mesta Ružomberok pozorovali
u štyroch z piatich pozorovaných drevín a v prípade mesta Zvolen u troch druhov drevín
(viď Obr. 1, Obr. 2), pričom spoločnými druhmi Ružomberka a Zvolena so skorším
nástupom všeobecného kvitnutia v urbánnom prostredí boli Fraxinus excelsior L. a Larix
decidua Mill. Vo všeobecnosti nástup fenofáz vykazuje medziročnú variabilitu, avšak
dreviny si aj napriek časovým posunom zachovávajú poradie nástupu fenofáz (LIETH
1974). Podobne sme i my zaznamenali rovnaké poradie nástupu fenofázy (vzostupne):
Corylus avellana L., Larix decidua Mill., Betula pendula Roth., Fraxinus excelsior L.,
Crataegus laevigata (Poir.) DC. Pri všetkých druhoch sme všeobecné kvitnutie
zaznamenali skôr v prípade mesta Zvolen s nižšou nadmorskou výškou.
Nástup fenofázy ovplyvňoval nielen rast priemerných denných teplôt
predchádzajúcich dní (v niektorých prípadoch nebol výrazný), ale najmä rast denných
maximálnych teplôt a výrazný pokles priemerných minimálnych teplôt. V prípade druhu
Crataegus laevigata (Poir.) DC. sme v Ružomberku pozorovali rovnaký nástup fenofázy
v oboch ekosystémoch. Predpokladáme, že nástup kvitnutia v nižšej nadmorskej výške
urbánneho prostredia mohol byť ovplyvnený pomerne častým výskytom teplotných inverzií
sprevádzaných kumuláciou chladného vzduchu a možným znížením slnečného žiarenia
počas hmiel, vzhľadom na vyššie nároky druhu na dostupnosť svetla. Podobne vo Zvolene
bol skorší nástup fenofázy druhov Corylus avellana L. a Betula pendula Roth. pozorovaný
v rurálnom prostredí. Pri výskyte teplotných inverzií sú dreviny v stredných polohách
vystavené slnečnému žiareniu a vyššej teplote, zatiaľ čo dreviny v nižších polohách sú
vystavené chladnému vzduchu a hmle, čo môže výrazne posunúť nástup fenofázy
do neskoršieho obdobia (SCHREIBER 1973). Vzhľadom na výškový rozdiel medzi
sledovanými ekosystémami sme väčšie rozdiely v nástupe fenofázy sledovali
v Ružomberku. Najväčší rozdiel sme zaznamenali u druhu Corylus avellana L.,
avšak s opačnou tendenciou. V prípade Ružomberka bol skorší nástup fenofázy v urbánnom
prostredí. V prípade Zvolena bol pozorovaný skorší nástup v rurálnom prostredí. Neskorší
nástup v urbánnom prostredí pravdepodobne ovplyvnila severná expozícia. V priemere
najdlhšie trvanie fenofázy sme zaznamenali u druhu Corylus avellana L. (13,5 dňa).
Pri ostatných druhoch bolo priemerné trvanie fenofázy pomerne rovnako dlhé (Tab. 2).
9
Tab. 2: Dĺžka trvania [deň] všeobecného kvitnutia v urbánnom a rurálnom prostredí
Ružomberka a Zvolena.
Druh
Corylus avellana L.
Crataegus laevigata (Poir.
in Lam.) DC
Fraxinus excelsior L.
Zvolen
Urbánne
Rurálne
prostredie
prostredie
11
10
Ružomberok
Urbánne
Rurálne
prostredie
prostredie
14
18
4
4
6
6
6
4
5
8
Larix decidua Mill.
7
4
7
7
Betula pendula Roth.
5
6
4
6
Jarné generatívne fenofázy nastupujú vtedy, keď sa priemerné denné teploty vzduchu
pohybujú v intervale 0─5 °C (BEDNÁŘOVÁ et al. 2008). Pri týchto sumách teplôt
zaznamenala Škvareninová (2013) najnižšie hodnoty variačného koeficientu (9,7─37,9%).
V priemere najnižšie hodnoty SET pre T0 do nástupu fenofázy v urbánnom prostredí
v porovnaní s rurálnym sme zaznamenali u druhov Corylus avellana L., Fraxinus excelsior
L. a Larix decidua Mill a pri T5 pri druhoch Corylus avellana L., Fraxinus excelsior L.,
Crataegus laevigata (Poir.) DC. A Betula pendula Roth. ŠKVARENINOVÁ (2013) zistila
pre T0 silnejší korelačný vzťah kvitnutia druhu Corylus avellana L. od SET. Vyššie
hodnoty SET pri T0 v urbánnom prostredí v porovnaní s rurálnym mali druhy Crataegus
laevigata (Poir.) DC a Betula pendula Roth. a pri T5 len Larix decidua Mill. Priemerné
hodnoty SET pri T0 a pri T5 zobrazuje Tabuľka 3.
Tab. 3: Priemerná suma efektívnych teplôt (SET) [°C] do nástupu všeobecného kvitnutia
v urbánnom a rurálnom prostredí.
Druh
Urbánne prostredie
Rurálne prostredie
T0
T5
T0
T5
Corylus avellana L.
96,5
3,2
99,5
7,4
Crataegus laevigata (Poir. in Lam.) DC
622,4
248,5
587,9
232,4
Fraxinus excelsior L.
410,1
121,1
411,7
128,7
Larix decidua Mill.
258,1
169
270,2
52,2
Betula pendula Roth.
345,1
83,7
341,9
91,2
ZÁVER
Fenofáza všeobecné kvitnutie nastúpila v roku 2015 v urbánnom aj rurálnom ekosystéme
Ružomberka a Zvolena v rovnakom poradí (vzostupne): Corylus avellana L., Larix decidua
Mill., Betula pendula Roth., Fraxinus excelsior L., Crataegus laevigata (Poir.) DC.
Vzhľadom na geografickú polohu sme celkovo skorší nástup fenofázy pozorovali na území
mesta Zvolen. V prípade Ružomberka aj Zvolena sme zaznamenali skorší nástup fenofázy
v urbánnom prostredí, avšak spoločnými druhmi so skorším nástupom v urbánnom
prostredí pre Zvolen a Ružomberok boli len Fraxinus excelsior L. a Larix decidua Mill.
10
Obr. 1: Nástup fenofázy všeobecné kvitnutie v urbánnom a rurálnom prostredí
Ružomberka.
Obr. 2: Nástup fenofázy všeobecné kvitnutie v urbánnom a rurálnom prostredí Zvolena.
Poďakovanie
Príspevok vznikol s finančnou podporou projektu VEGA č. 1/0463/14.
11
LITERATURA
ANDERSON R. C. (1974): Seasonality in Terrestrial Primary Producers. – In: Lieth H.
[ed.], Phenology and Seasonality Modeling. Springer Science+Bussines Media, LLC, pp.
102-111, ISBN 978-3-642-51863-8 (eBook).
ANTROP M. (2004): Landscape Change and the Urbanization Process in Europe.
– Landscape and Urban Planning, 67:9-26.
AUGSPURGER C. K. (2007): Spring Warmth and Frost: Phenology, Damage
and Refoliation in a Temperate Deciduous Forest. – Funct. Ecol., 23:1031-1039.
BEDNÁŘ J. et al. [eds.] (1993): Meteorologický slovník výkladový terminologický.
– Academia, Praha, 594 p.
BEDNÁŘOVÁ E., KUČERA J. & MERKLOVÁ L. (2008): Sledování jarních fenologických
fází u buku lesního vo smíšeném porostu kamerovým systémem. – In: Rožňovský J.
& Litschmann T. [eds.], Bioklimatologické aspekty hodnocení procesů v krajine. Mikulov 9.
-11.9. 2008, ISBN 978-80-866-90-55-1.
BRASLAVSKÁ O. (2000): Monitoring zmeny klímy v rastlinných ekosystémoch
prostredníctvom fenologických pozorovaní. – Život. prostr., 34:2: 81-83.
DEFILA C. & CLOT B. (2003): Long–Term Urban–Rural Comparisons. – In: Schwartz M.
D. [ed.], Phenology: An Integrative Environmental Science, Kluwer Publishers, Dolbrecht,
Boston, London, pp. 541—554, ISBN 1-4020-1580-1.
HUBA M., IRA V. & CHRENKA B. (2011): Differences between the Rural and Urban
Environments. – In: Život. prostr.: Slovakia in the Light of Selected Environmental
Indicators, 45:3: 115-118.
KOLEKTÍV AUTOROV (1984): Návod pre fenologické pozorovania s ovocných stromov
a krov, poľných kultúr a zoologické pozorovanie. – SHMÚ, Bratislava, 43 p.
LAPIN M. GERA M. & KREMLER (2010): Temperature and Air Humidity Scenarios for
Slovakia and Possible Impacts in the Cities. – In: Život. Prostr., 44:5:227-231.
MIMET A., PELLISIER V., QUÉNOL H., AGUEJDAD R., DUBREUIL V. & ROZÉ F.
(2009): Urbanisation Induces Early Flowering: Evidence from Platanus acerifolia and
Prunus cerasus. – In: International Journal of Biometeorology, 53:3:287-298.
RÓZOVÁ Z., HEČKOVÁ Z., JENISOVÁ Z., KERESZTESOVÁ S., KLEIN J., KOLENA B.,
MARKECHOVÁ D., MIKULOVÁ E., MUNK M., PETLUŠ P., PETROVIČOVÁ I., PILKA
T., PUCHEROVÁ Z., RÓZOVÁ Z., STRELKOVÁ M., TIRPÁKOVÁ A., TRNÍK A.,
VALOVIČOVÁ Ľ. & VANKOVÁ V. [eds.] (2013): Environmentálne aspekty urbanizovaného
prostredia. Univerzita Konštantína Filozofa v Nitre. Fakulta prírodných vied, Nitra. 390 p.,
ISBN 978-80-558-0388-3.
SCHREIBER K. F. (1973): Prispôsobenie fenologického vývinu rastlín stanovištnej klíme.
– In: Zachar D. [ed.], Problémy modernej bioklimatológie. Vydavateľstvo Slovenskej
akadémie vied, Bratislava, pp. 333—346.
SUKOPP H. (1998): Urban Ecology–Scientific and Practical Aspects. – See Breuste Eta L.,
pp. 3—16.
ŠKVARENINOVÁ J. (2013): Vplyv klimatických podmienok na fenologickú odozvu
ekosystémov. – Vedecká Monografia. Technická univerzita vo Zvolene, Zvolen, 132 p.
UHLÍŘOVÁ et al. (2004): Poškození lesních dřevin. – Lesnícká Práce. Mz, Praha, 288 p.,
ISBN 80-86-386-56-2.
12
INVÁZNE DRUHY BREHOVÝCH PORASTOV
HORNONITRIANSKEJ KOTLINY
INVASIVE SPECIES OF RIPARIAN VEGETATION OF HORNONITRIANSKA KOTLINA
Michaela Bencová1
1
Univerzita Konštantína Filozofa v Nitre, Fakulta prírodných vied, Katedra ekológie
a environmentalistiky, Tr. A. Hlinku 1, 94901, Nitra, Slovenská republika
email: [email protected]
ABSTRACT
This report summarizes results of terrain mapping, which took place on Handlovka
and Nitra rivers between years 2011 and 2015. In this time, there were reports
of occurrence of invasive types of herbs and their representation in riparian vegetation.
Mapped area was divided into 3 categories: < 5 m, 5 m > 10 m, 10 m < and all of them
were mapped from 0 to 20 metres from the surface of the water. In total, there is about
20 kilometres mapped of river Handlovka, and 3 kilometres of river Nitra, so far. Ten types
of invasive kinds were confirmed.
ÚVOD
Invázne druhy rastlín predstavujú špecifickú kategóriu rastlinných taxónov. Ich výskyt
a rozšírenie do nových území býva často podmieňovaný vodou a vodnými tokmi. Rieky
predstavujú typický príklad biokoridoru a vektoru, pozdĺž ktorého dochádza k rýchlemu
prenosu živín a šíreniu organizmov v krajine (VRHOVŠEK, KORŽE et al. 2008). Biotopy
v ich okolí bývajú náchylnejšie na napadnutie v dôsledku disturbancií, ktoré na nich
prebiehajú.
Brehové porasty tvoria dôležitý typ stanovišťa v procese invázie a naturalizácie
nepôvodných druhov (PYŠEK & PRACH 1993). Nemali by chýbať pozdĺž vodných tokov,
pretože z hľadiska životného prostredia a stability ekosystémov spĺňajú mnoho funkcií
a to najmä: protieróznu, protideflačnú, estetickú, rekreačnú a i. V krajine sú významným
líniovým biokoridorom poskytujúcim nevyhnutné zázemie flóre a faune žijúcej v blízkosti
vodného toku (BENČAŤ & PAŽITNÝ 2007). Predstavujú najčastejšie, najvýznamnejšie
a najprepojenejšie koridory v krajine, ktoré sa vyskytujú v súbežných líniách a pásoch.
V procese rastlinnej invázie, zabezpečujú rieky prostredníctvom vody rozptýlenie diaspór
do okolitého prostredia (SUPUKA et al. 2005), pričom ovplyvňujú druhovú štruktúru
pobrežnej flóry. Presunom diaspór z vyššie položených miest v povodí riek sa zvyšuje
propagačný tlak na vegetáciu nižších polôh. Najväčší počet nepôvodných rastlinných
druhov, ktoré sú naturalizované v prirodzenej vegetácii strednej Európy sa nachádza
v brehovej vegetácii. Podľa niektorých štúdií môžeme nájsť až dvanásť z trinástich
najčastejších inváznych taxónov práve v týchto oblastiach (MULLER & OKUDA 1998).
Podnetné práce zaoberajúce sa problematikou inváznych druhov rastlín
v brehových porastov predstavujú napr.: CUSHMAN & GAFFNEY (2010),
GREENWOOD & KUHN (2014), RAHLAO et al. (2010), SÄUMEL & KOWARIK
(2010) a pod.
Cieľom príspevku je zhodnotenie výskytu a rozšírenia inváznych druhov neofytov
v brehových porastoch vymedzeného úseku rieky Handlovka a Nitra v Prievidzskom
okrese.
13
METODIKA
Výskyt inváznych druhov neofytov v brehových porastoch bol zaznamenávaný v priebehu
rokov 2011 až 2015. V roku 2011 prebehol na rieke Handlovka výskum v katastrálnom
území mesta Prievidza, na ktorý v rokoch 2012 - 2013 nadviazalo mapovanie rieky
Handlovka od sútoku s riekou Nitrou až po hraničný bod katastra obce Jalovec. V roku
2015 bola podrobne zmapovaná oblasť v okolí sútoku riek Handlovka a Nitra. Celkovo
prebiehalo mapovanie v katastri mesta Prievidza a v obciach: Koš, Opatovce n/Nitrou,
Veľká Čausa, Lipník, Chrenovec a Jalovec. Celé územie spadá do Prievidzského okresu
a Trenčianskeho kraja.
Pozorovaná bola miera nadväznosti inváznych druhov na vodný tok. Mapovaná
bola oblasť od okraja vodného toku, do vzdialenosti 20 m. Zistené údaje sme rozdelili
podľa vzdialenosti od vodnej hladiny do troch kategórií: < 5m, 5 > 10 m, 10 < m (MAHY
et al. 2006). Pri každom druhu sa určovala jeho plošná pokryvnosť (m2). Invázne druhy
neofytov boli klasifikované podľa MEDVECKÁ et al. (2012), pričom kvôli chýbajúcim
údajom bola spracovaná iba kategória byliny. Sem spadá celkovo 22 rastlinných taxónov,
z ktorých bola pozitívne zistená prítomnosť 10 druhov. Taxóny Fallopia sachalinensis
a kríženec Fallopia xbohemica uvádzané mnohými autormi ako invázne, sú podľa
Medveckej zaradené medzi naturalizované neofyty. Údaje o ich výskyte preto nie sú
v článku uvedené, aj keď boli zaznamenávané. Druhy boli určované pomocou Veľkého
kľúča na určovanie vyšších rastlín I, II (DOSTÁL & ČERVENKA 1991, 1992), pričom
vedecké názvy jednotlivých druhov sú uvedené podľa MARHOLD & HINDÁK (1998).
VÝSLEDKY
Mapovaním sa pozitívne potvrdil výskyt 10 inváznych druhov neofytov (Tab. 1).
Najrozšírenejším neofytom skúmaného územia bol Helianthus tuberosus, ktorý zaberal
celkovo 67,6 % plochy pokrytej inváznymi druhmi. Na Slovensku sa tento druh bežne
vyskytuje pozdĺž vodných tokov, kde často vytvára rozsiahle monokultúry. Na riekach
Handlovka a Nitra druh H. tuberosus výrazne dominuje, čo je viditeľné hlavne v jesenných
mesiacoch kedy je v kvete. Celkovo sme identifikovali 96 lokalít s porastom daného
taxónu.
Z tabuľky vyplýva, že druhy rodu Impatiens sú taktiež bežnými v brehových
porastoch skúmaných tokov. I. parviflora, vytvára veľké množstvo menších lokalít na
úseku intravilánu mesta Prievidza a je v tejto oblasti najčastejšie sa vyskytujúcim druhom.
Najväčšie populácie boli zaznamenané v blízkosti mostov a komunikácií. Druh
I. glandulifera prevládal na danom území prevažne vo forme malých skupín a rozsiahlejšie
porasty vytváral len na dvoch lokalitách.
Medzi zriedkavo až vzácne sa vyskytujúce druhy sa zaradil Aster novi-belgii,
ktorého prítomnosť na jedinej lokalite môže byť zapríčinená blízkosťou záhradkárskej
oblasti. Tento druh býva kvôli svojmu vzhľadu často pestovaný ako okrasná rastlina,
pričom semená unikajú aj do voľnej prírody. Conyza canadensis a Echynocystis lobata
taktiež nepatria k druhom výrazne rozšíreným na danom území aj keď ich prítomnosť
naznačuje, že v danej oblasti majú vhodné podmienky a v budúcnosti môžu vytvoriť väčší
počet lokalít.
14
Tab. 1: Kvantitatívny prehľad zmapovaných druhov.
Názov
Ambrosia
artemisiifolia
Aster
novi-belgii
Conyza
canadensis
Echynocystis
lobata
Helianthus
tuberosus
Impatiens
glandulifera
Impatiens
parviflora
Solidago
canadensis
Solidago
gigantea
Stenactis
annua
Dátum
introdukcie
2011
2013-2014
1949
0
1865
2015
Lokality
Plocha
(m2)
Lokality
Plocha
(m2)
0
17
88
6
7
1
4
0
0
0
0
1791
0
0
0
0
3
3
1933 (1942)
0
0
1
1
0
0
1830 (1956)
13
276
38
1639
45
639
1958
18
122
38
145
26
72
1897
20
70
36
170
11
219
1872
3
15
10
38
27
56
1909
3
10
3
11
2
2
1791
0
0
7
22
10
152
58
497
150
2114
130
1150
Spolu
Lokality
Plocha
(m2)
Pri hodnotení výskytu druhov v závislosti od vzdialenosti na vodnej hladine sa
zistil prevládajúci interval do 5 m od hladiny (Obr. 1). Tento údaj sa potvrdil na celom
skúmanom úseku rieky Handlovka ako aj v oblasti sútoku s riekou Nitrou. Výnimku tvoril
jedine kataster mesta Prievidza, kde prevládala vzdialenosť do 10 m. Tieto údaje ovplyvnila
údržba brehových porastov v intraviláne mesta, ako aj rozsiahle líniové porasty druhu
H. tuberosus v extraviláne.
Celkovo do kategórie < 5 m spadalo 173 lokalít, čo predstavuje 51 %. Najčastejšie
sa v ňom vyskytoval druh Impatiens glandulifera, ktorý až v 85 % vytváral porasty
v bezprostrednej blízkosti vodnej hladiny. V intervale do 10 metrov dominoval Solidago
canadensis, ktorý tu vytváral 60 % svojich lokalít. Kategória od 10 metrov bola v rámci
daných riek preferovaná najmenej. Môže to byť spôsobené tým, že okolie riek lemujú
veľkoblokové polia, ktoré zabraňujú druhom šíriť sa do vzdialenejších oblastí.
15
Obr. 1: Počet lokalít v závislosti na vzdialenosti od vodnej hladiny.
ZÁVER
Čiastkové výsledky z mapovania prebiehajúceho na riekach v Hornonitrianskej kotline
vykazuje vysokú mieru napadnutia inváznymi druhmi. Aj keď prítomnosť desiatich
z 22 mapovaných druhov nepredstavuje vysoké číslo, veľkosť celkovej plochy, ktoré druhy
zaberajú, poukazuje na výrazný vplyv na flóru v danom území. Oblasť sútoku oboch riek,
kde v roku 2010 prebehla prekládka koryta z dôvodu hnedouhoľnej ťažby, vykazuje
v súčasnosti rovnakú mieru zaťaženia inváznymi druhmi ako ostatné skúmané územia.
Poďakovanie
Tento príspevok vznikol vďaka podpore projektu: VEGA 1/0109/13 - Interakcie živých
organizmov v antropogénnom prostredí.
LITERATÚRA
BENČAŤ T. & PAŽITNÝ J. (2007): Prirodzené a ohrozené úseky brehových porastov
horného toku Žitavy. – Ekológia a environmentalistika 2007, Zborník, Zvolen, 2. pp. 152162
CUSHMAN J. H. & GAFFNEY K. A. (2010): Community-level consequences of invasion:
impacts of exotic clonal plants on riparian vegetation. – Biological Invasions Volume,
12:8:2765-2776
DOSTÁL J., & ČERVENKA M. (1991): Veľký kľúč na určovanie vyšších rastlín I.
– Bratislava : SPN, 775 p.
DOSTÁL J. & ČERVENKA M. (1992): Veľký kľúč na určovanie vyšších rastlín II.
- Bratislava, SPN, 1567 s.
GREENWOOD P. & KUHN N. J. (2014): Does the invasive plant, Impatiens glandulifera,
promote soil erosion along the riparian zone? An investigation on a small watercourse
in northwest Switzerland. – Journal of Soils and Sediments , 14:3: 637-650
16
MAHY G., VANHECKE L., MEERTS P. & NIJS I. (2006): Invasive plants in Belgium:
Patterns, processes and monitoring (Inplanbel). – Belgian Science Policy, 103 p.
MARHOLD K. & HINDÁK F. (1998): Zoznam nižších a vyšších rastlín Slovenska.
– Bratislava: Veda, vydavateľstvo SAV. 688 p.
MEDVECKÁ J., KLIMENT J., MÁJEKOVÁ J., HALADA Ľ., ZALIBEROVÁ M.,
GOJDIČOVÁ E., FERÁKOVÁ V. & JAROLÍMEK I. (2012): Inventory of the alien flora
of Slovakia. – Preslia, Praha, 84:257–309.
MÜLLER, N. & OKUDA S (1998): Invasion of alien plants in floodplains - a comparison
of Europe and Japan. – Plant Invasions: Ecological Mechanisms and Human Responses,
Backwell Publishers, Leiden, pp. 321-332.
PYŠEK P. & PRACH K. (1993): Plant Invasions and the Role of Riparian Habitats:
A Comparison of Four Species Alien to Central Europe. – Journal of Biogeography,
20:4:413-420.
RAHLAO S. J., MILTON S.J., ESLER K. J. & BARNARD P. (2010): The distribution
of invasive Pennisetum setaceum along roadsides in western South Africa: the role
of corridor interchanges, European Weed Research Society. – Journal Articles,
50:6: 537–543.
SÄUMEL I. & KOWARIK I. (2010): Urban rivers as dispersal corridors for primarily
wind-dispersed invasive tree species. – Landscape and Urban Planning, 94:3-4:244-249.
SUPUKA J., HREŠKO J. & KONČEKOVÁ L. (2005): Krajinná ekológia. – VES SPU. 2.
nezmenené vyd. Nitra, 194 p.
VRHOVŠEK D., KORŽE A. V., LOVKA M., KRYŠTUFEK B. ET AL. (2008):
Ekoremediacije kanaliziranih vodotokov. – Limnos d. o. o. & Univerza v Mariboru, FF,
Mednarodni center za sekoremediacije, Ljubljana & Maribor, 219 p.
17
HISTORICKÉ PRVKYV LOKALITÁCH STAROBYLÝCH
VÝMLADKOVÝCH LESŮ
HISTORICAL ELEMENTS IN THE ANCIENT COPPICE FORESTS LOCALITIES
Antonín Buček, Linda Černušáková1
1
Ústav lesnické botaniky, dendrologie a geobiocenologie, Lesnická a dřevařská fakulta,
Mendelova univerzita v Brně, Zemědělská 3, 613 00 Brno
email: [email protected], [email protected]
ABSTRACT
Ancient coppice forests (woodlands) are forest stands of coppice origin with a long term
continuous development. The assessment of their contemporary localities significance
in the cultural landscape is based on evaluation of typical natural and historical elements.
The most important natural element are old coppice polycormons. To the historical
elements belong archeological monuments, boundary stones, boundary dikes and mounds,
boundary trees, legends, sacral objects, old ways and farm tracks, technical objects
and rests of old agricultural terraces, stone piles or walls. The ancient coppice woodlands
preserved up to these days are important culturally-historical monuments. The historical
elements in the localities of ancient coppice woodlands are characterised in the article.
Keywords: ancient coppice forests, contemporary localities. historical elements
ÚVOD
Starobylé výmladkové lesy jsou lesní porosty výmladkového původu s dlouhodobým
kontinuálním vývojem a zachovanými typickými přírodními a historickými prvky starých
pařezin. Ve starosídelní krajině patří lokality starobylých výmladkových lesů k vývojově
nejvyspělejším lesním biocenózám. Zachované lokality starobylých pařezin jsou
významnými prvky ekologické sítě, mají zásadní význam pro zachování biodiverzity
a krajinného rázu a je třeba je také považovat za významné kulturně-historické památky
(BUČEK 2009a, 2010; BUČEK, DROBILOVÁ & FRIEDL 2011, 2012).
K významným přírodním prvkům ve starobylých pařezinách patří zejména
výmladkové polykormony, hlavaté stromy, doupné stromy, dendrotelmy, výstavky,
ekotony, světliny a významné druhy rostlin a živočichů (BUČEK 2009b). Pro vymezování
současných lokalit starobylých výmladkových lesů má rozhodující význam výskyt starých
výmladkových polykormonů, tedy starých výmladkových pařezů a pařezových hlav
s výmladkovými kmeny (BUČEK & ČERNUŠÁKOVÁ 2014). Stáří výmladkových
polykormonů může dosahovat až několik set let, např. v NP Podyjí byl analyzován dubový
polykormon se sedmi výmladkovými kmeny starý 825 let (TROCHTA et al. 2015). Staré
výmladkové polykormony v lokalitách starobylého výmladkového lesa jsou cennými
doklady původního genofondu listnatých dřevin z období před vznikem racionálního
lesního hospodářství.
V tomto příspěvku prezentujeme přehled historických prvků, jejichž soubor
dotváří kulturně historický význam lokalit starobylých pařezin a výsledky průzkumu
historických prvků v lokalitách lesů výmladkového původu na Kuřimsku.
18
METODICKÝ PŘÍSTUP
Pro hodnocení stavu a významu zachovaných lokalit lesů výmladkového původu je
nezbytný terénní průzkum. Při terénním průzkumu jsou lokality vymezovány a je zjišťován
výskyt a význam přírodních a historických prvků. Územní rámec průzkumu a následného
hodnocení tvoří obvykle správní obvody obcí s rozšířenou působností (ORP).
Pro hodnocení významu jednotlivých prvků je používána verbálně numerická stupnice: 1bez významu, 2 - malý význam, 3 - střední význam, 4 - velký význam, 5 - výjimečně velký
význam. Využití této stupnice umožňuje přehledně shrnout a srovnat výsledky terénního
průzkumu různých lokalit a kvalifikovaně rozhodnout o jejich souhrnném hodnocení v ORP
(BUČEK & ČERNUŠÁKOVÁ 2015).
Při terénní rekognoskaci lokalit starobylých pařezin je třeba historické prvky
identifikovat, lokalizovat pomocí GPS a stručně charakterizovat. Při hodnocení významu
jednotlivých zjištěných historických prvků se pochopitelně nelze vyhnout určité
subjektivitě. Hodnocení by mělo být založeno na relativní individuální hodnotě
jednotlivých prvků s přihlédnutím k jejich stavu, historické hodnotě a vzácnosti výskytu.
PŘEHLED VÝZNAMNÝCH HISTORICKÝCH PRVKŮ STAROBYLÝCH
PAŘEZIN
Při definování významných historických prvků lokalit starobylých pařezin jsme využili
prací, které se souborně zabývají drobnými památkami a historickými strukturami
venkovské krajiny (BUČEK 2000; BUKAČOVÁ 2001; KYSELKA 2006, 2014;
ŠTĚPÁNEK 1994). Mezi významné historické prvky lokalit výmladkových lesů řadíme
archeologické památky, hraniční kameny, hraniční příkopy a valy, hraniční stromy, pověsti
a legendy, sakrální objekty, staré cesty a stezky, technické objekty a zbytky plužiny
(BUČEK & ČERNUŠÁKOVÁ 2014).
Archeologické památky.
K archeologickým památkám řadíme především hradiště, neopevněná sídliště, mohylová
i plochá pohřebiště, zříceniny hradů a zaniklé středověké vesnice. Význam lesů
pro uchování archeologických památek dokumentuje to, že z více než 30 000 známých
archeologických lokalit v ČR se zhruba třetina nachází v lesích (SOKOL 2006).
Při zjišťování výskytu archeologických památek v lokalitách starobylých pařezin lze využít
Informační systém o archeologických datech, spravovaný Národním památkovým ústavem,
především veřejně přístupný Státní archeologický seznam ČR, obsahující lokalizaci
a základní údaje o archeologických památkách v katastrálním území obcí. Výskyt
významných archeologických památek v lokalitách starobylých lesů podstatně zvyšuje
jejich kulturně historický význam.
Hraniční kameny.
Hraniční kameny a mezníky patří mezi topografické terénní památky (BUKAČOVÁ 2001).
Jsou významným dokladem vlastnických poměrů a historického vývoje krajiny.
Nejjednodušší z hraničních kamenů bývají opatřeny jen ozdobně vytesaným pořadovým
číslem či iniciálou panství, významnější kameny bývají označeny letopočtem. Nejstarší
zachované hranečníky pocházejí z doby po konci třicetileté války, není však vyloučeno,
že mnohé nesignované mohou být ještě starší. Mnohé již jsou zapadlé v zemi a sotva
zřetelné a při péči o lokality výmladkových lesů je zapotřebí je očistit či často i vykopat
ze země (ŠTĚPÁNEK 2013).
19
Informace o hraničních kamenech jsou zcela nedostatečné a nesoustavné. Proto je
třeba při průzkumu hraniční kameny lokalizovat GPS, změřit a charakterizovat jejich stav.
K lokalitám pařezin významnými hraničními kameny patří např. PP Pekárna (ORP
Brno), na jejíž jižní hranici bylo nalezeno 14 starých hraničních kamenů různých druhů
(Obr. 1a,b). Na jednom se zachoval letopočet 1716.
Hraniční příkopy a valy.
Hraniční příkopy a valy patří mezi topografické terénní památky. Příkopy v lesích jako
terénní hranici nechaly jednotlivé vrchnosti pravidelně vykopat a obnovovat (BUKAČOVÁ
2001). Jsou významným dokladem vlastnických poměrů a historického vývoje krajiny,
ale jejich význam není doceněn, nejsou nikde evidovány a jejich původní funkce je
většinou zapomenuta.
Hraniční příkopy vymezovaly hranice pozemků v lesních porostech
anebo na hranici lesa a zemědělsky využívaných ploch. Při průzkumu zjišťujeme
a zaznamenáváme jejich průběh, délku, šířku a hloubku. Hraniční příkopy jsou často
narušovány při těžebních pracích v lese a také živelným ukládáním odpadků.
Významný hraniční příkop se zachoval např. na SZ okraji lokality Želešický háj
v ORP Šlapanice (Obr. 2).
Hraniční stromy
Mezi topografické terénní památky patří i hraniční stromy (BUKAČOVÁ 2001). Jedná se
o stromy, které označovaly hranice pozemků jednotlivých vlastníků, hranice panství
či lesních revírů, někdy i jednotek prostorového rozdělení lesa.
Na okrajích izolovaných lokalit starobylého lesa, na hranicích se zemědělskými
pozemky bývá soustředěn výskyt starých výmladkových pařezů a stromů s výmladkovými
hlavami. V Brněnském bioregionu bylo zjištěno, že se velmi často na okrajích lokalit
starobylého výmladkového lesa vyskytuje dub letní (Quercus robur), přestože v lesních
porostech naprosto převažuje dub mnohoplodý (Quercus polycarpa). Tak je tomu např.
v PR Bosonožský hájek, PP Šiberná a PP Březina (BUČEK, DROBILOVÁ & FRIEDL
2010). Pravděpodobně se jedná o záměrnou výsadbu dubu letního na okrajích.
V pařezinách často byly na hranicích jednotlivých pozemků ponechávány jako
výstavky stromy generativního původu, přežívající několik obmýtí nízkého lesa. Tyto
hraniční stromy doplňovaly průběh pozemkové hranice, vyznačené ještě hraničními
kameny nebo hraničními příkopy.
Jako hraniční stromy byly na Moravě využívány i hlavaté stromy, nazývané
„stromy úhlavé“, nebo jen krátce „hlava“, které archivní prameny dokládají od 16. století
(CHADT 1913, in BUKAČOVÁ 2001, str. 68).
Soustava hraničních hlavatých stromů byla objevena na hranicích lesních pozemků
v Klobouckém lese (ORP Hustopeče). Celkem zde bylo zjištěno a dokumentováno
521 hraničních hlavatých stromů, z toho 423 žijících (354 dubů, 46 habrů, 10 javorů babyk,
8 lip, 3 akáty, 1 jasan a 1 javor mléč), 71 již odumřelých, ale stále stojících, a 27 již
tlejících na zemi. Hraniční hlavaté stromy zde dodnes slouží jako mezníky, jsou často
respektovány a ponechávány na hranicích pozemků při holosečné těžbě lesních porostů
(HUKOVÁ 2013). Hraniční hlavaté stromy byly nalezeny i v lokalitě Želešický hájek (ORP
Šlapanice), jeden z nich je vyhlášen za památný strom Hvozdecká hraniční lípa (Obr. 3).
20
Pověsti a legendy
Pověsti a legendy patří k nehmotným památkám. Jsou cenným svědectvím o vnímání lesní
krajiny a její historie místními obyvateli. Dosti vzácné, ale velmi významné jsou pověsti,
ve kterých jsou přímo zmiňovány lokality výmladkového lesa s jejich typickými prvky.
V pověsti, vztahující se k lokalitě starobylého lesa Ochůzky (ORP Hustopeče) je
zmiňován hraniční hlavatý dub: „Potomci vypovězených habánů z Klobouk a z okolních
osad chodívali z Uher, kam utekli, na trhy do Hustopeč. Tam se setkávali se známými
Slováky a sdělili jim, že na kraji klobouckého lesa Ochůzek je dubec, pod nímž habáni
zakopali poklad, který s sebou nemohli vzít, když museli za hranice. Slováci hledali
v Ochůzkách a skutečně našli starý nízký otesaný dub, jemuž říkali hlava a který tam stál
jako mezník. Kopali pod ním a našli mnoho zlatých a stříbrných peněz“ (OŠMERA 1993).
Dendrotelma se vyskytuje v pověsti o stromu života z Miroslavi (ORP Moravský
Krumlov). Pověst vypráví o „letité stařeně“, která občas z obce zmizela, šla do lesa,
z otvoru ve starém dubu se napila „čisté šťávy“ a získala tak nový životní elán (SKLENÁŘ
2007).
Sakrální objekty
Mezi významné drobné památky, které se mohou vyskytovat v lokalitách výmladkových
lesů, řadíme též sakrální objekty: kříže, kamenné kříže, boží muka, obrázky na stromech
(Obr. 4), kapličky, křížové cesty a pomníky.
Staré cesty a stezky
Relikty historických cest významně ovlivňují ráz současné krajiny (KLIMEK & BOLINA
2015). Staletým využíváním vznikla ve výmladkových lesích síť lokálních stezek a cest,
sloužících především k dopravě dřeva. Lokální stezky a cesty obvykle navazovaly
na regionálně významné staré cesty (KVĚT 2003; 2011a). Skácené výmladkové kmeny
k nim byly stahovány ručně a potom odváženy povozy na větší vzdálenosti, obvykle
do blízkých venkovských sídel. Zachované pozůstatky starých cest a stezek (především
úvozy) jsou významným dokladem o zpřístupňování krajiny v minulosti a o dávné
technologii dopravy dřeva (BUČEK, ČERNUŠÁKOVÁ & FRIEDL 2013).
Procházejí-li cesty skalnatým terénem či jsou-li vyjety až na skalní podloží, bývají
v tomto podloží dobře zřetelné rýhy vytvořené okovanými koly selských potahů.
V členitějším terénu se cesty staletým používáním vřezávaly stále hlouběji, čímž vznikaly
charakteristické úvozy. Často se lze právě v kopcovitém terénu setkat dokonce s pozůstatky
několika paralelních úvozů, mnohdy i osmi či deseti vedle sebe, takže vzniklo úvozové
pole. Významnější z cest, popř. cesty v příkřejším svahu, bývaly navíc štětovány, tedy
vyloženy kameny z polí, některé cesty bývaly doslova vydlážděny vedle sebe hustě
na výšku vsazovanými kameny. Ve svazích bývalo zvykem sklon cest vyrovnávat
kamennými podezdívkami, vyskládané kamenné zídky také často zpevňují svah nad cestou
(ŠTĚPÁNEK 2013).
Staré cesty patří k nejčastěji se vyskytujícím historickým prvkům v lokalitách
starobylých pařezin. Např. ve střední části významné lokality starobylého výmladkového
lesa PR Bosonožský hájek (ORP Brno) byla nalezena nevyužívaná úvozová cesta,
která navazuje na stezky na západním okraji Brna, náležející do sítě lokálních stezek,
vzniklých při postupném osídlování krajiny (KVĚT 2011a). Úvozová cesta probíhá
v nejdelší části po spádnici, postupně se zahlubuje do překryvu sprašových hlín a nabývá
charakteru zahloubené strže. V dolní části se stáčí po vrstevnici a na okraji lesa v poli
zaniká. Pravděpodobně se jedná o součást soustavy úvozových cest, souvisejících se
21
zástavbou nedaleké zaniklé obce Komínec, která je popisována jako pustá v letech
1522–1629 a dodnes ji připomíná místní název Nad Kominicí.
Technické objekty
V lokalitách výmladkových lesů se zachovala řada starých technických objektů, které již
nejsou využívány a ztratily svou původní funkci, ale stále zasluhují pozornost a ochranu.
Patří k nim např. milířové plošinky, staré štoly, kamenolomy, hliniště, pískovny, těžební
haldy, lochy (podzemní úkryty), militární zákopy a valy. Nejčastěji se vyskytují drobné
„selské“ kamenolomy.
K nejzajímavějším a nejpamátnějším historickým technickým objektům
v lokalitách starobylých lesů patří lochy – podzemní chodby nebo i prostory vykopané
především v měkkých horninách (především ve spraších, ale i pískovcích), které sloužily
jako úkryty
či spižírny. Budování lochů má kořeny již v pravěku, nejčastější jsou ovšem lochy
středověké
a také raně novověké (KOS 2002). Výskyt lochů byl zjištěn např. v lokalitách starobylého
lesa Morkůvky v ORP Hustopeče (HUKOVÁ 2014) a PR Bosonožský hájek (ORP Brno).
Zbytky plužiny
Zbytky plužiny patří k významným agrárním antropogenním tvarům, neboť dokládají
dřívější zemědělské využití části území současných lesních porostů. V lesích se nejčastěji
zachovaly agrární terasy, svahové stupně tvořené téměř vodorovnou, zpravidla úzkou
a dlouhou plošinou a příkřejším svahem terasy. Časté jsou také kupovité agrární haldy,
vzniklé složením z kamenů, vysbíraných v polích. Jejich spojením vznikají protáhlé agrární
valy (KIRCHNER & SMOLOVÁ 2010).
Agrární terasy, haldy a valy byly v minulosti často porostlé dřevinami,
využívanými výmladkovým způsobem. Proto se v současnosti na nich někdy zachovaly
významné staré polykormony i mimo souvislé lokality starobylých výmladkových lesů.
Např. v okolí obce Hlína (ORP Ivančice) se zachovala soustava agrárních hald a valů se
starými polykormony dubu zimního (Quercus petraea agg.) a javoru babyky (Acer
campestre), jež se v minulosti využívaly jako obecní pastviny a zároveň sloužily jako zdroj
palivového dřeva (Obr. 5 a,b). Dnes jsou tyto historické struktury vesměs ohroženy
zarůstáním náletem akátu (Robinia pseudacacia), který se šíří z dříve zemědělsky
využívaných agrárních teras.
HISTORICKÉ PRVKY V LOKALITÁCH VÝMLADKOVÝCH LESŮ ORP KUŘIM
Správní obvod ORP Kuřim tvoří katastrální území 10 obcí s celkovou plochou 7 704 ha.
Lesní porosty v současné době zaujímají 35,5 % plochy ORP Kuřim. Kuřimsko patří mezi
ORP s příznivými přírodními předpoklady pro výskyt lokalit výmladkových lesů. Velmi
dobré přírodní předpoklady pro vznik výmladkových lesů má 645 ha současných lesů
(23,65% lesů), zbylých 2083 ha má předpoklady dobré. Z výkazů o využití ploch v roce
1845 v katastrálních územích, tvořících územní obvod dnešního ORP Kuřim bylo zjištěno,
že nízkokmenné lesy zaujímaly plochu 1200 ha. V roce 1941 zde bylo 782 ha nízkých lesů
(pařezin) a 135 ha lesů s převahou dubu, z nichž některé mohly být výmladkového původu.
Na základě terénního průzkumu zjištěná celková plocha současných lokalit s lesy
výmladkového původu činí 552,8 ha. Dvě lokality s celkovou plochou pouze 11 ha byly
zařazeny do kategorie významné starobylé pařeziny, především proto, že se zde vyskytují
výmladkové polykormony s velkým významem. Na 14 lokalitách s plochou 150,8 ha jsou
starobylé pařeziny, kde výmladkové polykormony mají malý a střední význam.
22
Z vymezených lokalit lesů výmladkového původu má největší plochu (391 ha) 6 lokalit
s nepravými kmenovinami, kde se výmladkové polykormony nezachovaly (BUČEK
& ČERNUŠÁKOVÁ 2015).
Průzkum lokalit lesů výmladkového původu na Kuřimsku ukázal, že se v jejich
souboru vyskytují všechny definované historické prvky (Tab. 1).
Tab. 1: Výskyt historických prvků v lokalitách výmladkových lesů v ORP Kuřim.
Historické prvky
Počet lokalit s výskytem daného prvku
Archeologické památky
2
Hraniční kameny
6
Hraniční příkopy a valy
5
Hraniční stromy
8
Pověsti a legendy
3
Sakrální objekty
2
Staré cesty a stezky
4
Technické objekty
10
Zbytky plužiny
8
Z hlediska archeologie se jedná o velmi cenné území, neboť se zde nachází přes
40 stávajících archeologických nalezišť (databáze SAS ČR, 2014), z nichž 2 se shodují
s hranicemi lokalit výmladkových lesů.
Hraniční kameny jsou ve sledovaném území zastoupeny poměrně v hojném počtu,
významné jsou z tohoto pohledu lokality Opálenka a Sychrov.
Hraniční příkopy či valy nacházíme takřka výhradně u segmentů, které jsou
lokalizovány v rámci plužiny zdejších sídelních útvarů a jsou tedy na kontaktu
se zemědělsky obdělávanými pozemky.
Hraniční stromy se vyskytují poměrně často, jedná se převážně o zástupce
Quercus robur, tento druh byl zřejmě záměrně vysazován právě za účelem vymezení
přesných hranic dotčených pozemků.
Kuřimská kotlina byla trvale osídlena již od neolitu, jak dokládají četné
archeologické nálezy z různých časových období, a touto krajinou tedy nutně procházela
důležitá obchodně-komunikační trasa. Jedna z lokálních starých stezek směřovala
od Tišnova přes Kuřim, procházela Brnem a končila na křižovatce v Židlochovicích (KVĚT
2011b).
Technické objekty reprezentují rozmanitě velké „selské lůmky“ vyskytující se
roztroušeně v lesních porostech celého ORP.
Historická struktura plužiny v celém územním obvodu ORP Kuřim prakticky
zanikla zejména v důsledku změn v zemědělství způsobených socialistickou kolektivizací
a současně upuštěním od malovýrobních postupů. Proto tento historický prvek v dané
krajině v podstatě chybí. Při terénním průzkumu byly objeveny pouze izolované plošinky
při okrajích vybraných lokalit, které většinou už pouze svým tvarem či odlišnou garniturou
bylin a dřevin napovídají o předcházejícím zemědělském využití.
23
DISKUSE
Lokality starobylých výmladkových lesů nesporně náleží nejen mezi významné složky
ekologické sítě v krajině, ale také mezi historické struktury krajiny. Historické struktury
krajiny jsou označovány též jako paměť krajiny, neboť představují specifický, dobově
ohraničený a prostorově se neustále zmenšující subtyp současné struktury krajiny
(JANČURA 1998). Lokality starobylých pařezin představují smíšené přírodní a kulturní
systémy a proto je vhodné uplatňovat při jejich vymezování a hodnocení holistickou,
celostní koncepci multifunkční krajiny, vyžadující transdisciplinární přístup (NAVEH
2001). Při uplatnění této koncepce platí zásada, že celostní krajinné struktury představují
unikátní celky, které jsou více než suma jejich skladebných částí, neboť jejich hodnota
spočívá v interakcích mezi přírodními a kulturními prvky. Tento přístup se snažíme uplatnit
při vymezování a hodnocení lokalit starobylých pařezin.
Většina historických prvků v lokalitách starobylých pařezin náleží mezi drobné
památky (HÁJEK & BUKAČOVÁ 2001). Nejsou omezeny na lokality starobylých
výmladkových lesů, ale v jejich kontextu vytvářejí specifický „genius loci“. Přitom
ani velmi významné historické prvky nejsou většinou nijak evidovány (např. hraniční
kameny a příkopy, úvozové cesty) a jejich ochraně není věnována takřka žádná pozornost.
Lokality starobylých výmladkových lesů vyžadují celostní péči o přírodní
a historické prvky. Díky převládajícímu resortismu ovšem dochází k absenci celostní péče
o krajinu v ČR (KUČERA et al. 2014). Nápravu tohoto nepříznivého stavu bude zřejmě
třeba začít osvětou, zaměřenou na místní obyvatele a samosprávy obcí, osvětou zaměřenou
na pochopení významu lokalit starobylých výmladkových lesů v současné kulturní krajině.
ZÁVĚR
Lokality starobylých výmladkových lesů tvoří nedílnou součást paměti venkovské krajiny,
neboť dokládají dávný způsob využití lesa. Všechny významné historické prvky, které se
nalézají v lokalitách starobylých pařezin (archeologické památky, hraniční kameny,
hraniční příkopy a valy, hraniční stromy, pověsti a legendy, sakrální objekty, staré cesty
a stezky, technické objekty a zbytky plužiny) tvoří společně s významnými přírodními
prvky unikátní historickou strukturu, zasluhující v současné kulturní krajině trvalou
ochranu a péči.
Poděkování
Příspěvek byl zpracován v rámci řešení projektu Starobylé výmladkové lesy, jejich
význam a udržitelnost v kulturní krajině (Ministerstvo kultury ČR, identifikační kód
DF13P01OVV015).
LITERATURA
BUČEK A. (2000): Významné drobné přírodní a historické prvky v lesích. Územní systémy
ekologické stability. – In: Simon J. et al., Hospodářská úprava lesů. MZLU Brno,
pp. 69-101.
BUČEK A. (2009a): Biogeografický význam starobylých lesů. – In: Herber V. [ed.],
Fyzickogeografický sborník 7. Masarykova univerzita v Brně, 2009. pp. 68–73.
BUČEK A. (2009b): Starobylé lesy v krajině a jejich geobiocenologický výzkum. – In:
Hrubá V. & Štykar J. [eds.], Geobiocenologie a její aplikace v krajině. Geobiocenologické
spisy, svazek č. 13. Mendelova zemědělská a lesnická univerzita v Brně, Brno. pp. 10-16.
24
BUČEK A. (2010): Význam starobylých výmladkových lesů v kulturní krajině. – In:
Lepeška T. [ed.], Krajinná ekológia a ochrana prírodného dedičstva v socio-ekonomických
premenách. Sb. ref. konf. Univerzita Mateja Bela v Banskej Bystrici. pp. 81– 90.
BUČEK A. & ČERNUŠÁKOVÁ L. (2014): Lokality lesů výmladkového původu a jejich
význam v kulturní krajině. – In: Černušáková L. [ed.], Venkovská krajina 2014. Sborník
z 12. ročníku konference. CZ-IALE a Lesnická práce. Hostětín. pp. 18–24.
BUČEK A. & ČERNUŠÁKOVÁ L. (2015): Hodnocení významu lokalit starobylých pařezin
na Kuřimsku. – In: Černušáková L. [ed.], Venkovská krajina 2015. Sborník z 13. ročníku
konference. CZ-IALE a Lesnická práce. Hostětín, 2015. pp. 15–22.
BUČEK A., ČERNUŠÁKOVÁ L. & FRIEDL M. (2013): Staré stezky a starobylé
výmladkové lesy ve starosídelní krajině. – In: Kirchner K. & Martínek J. [eds.], Staré
stezky v geografii a archeologii VIII. [DVD-ROM]. Ústav geoniky AV ČR Brno. pp. 5–10.
BUČEK A., DROBILOVÁ L. & FRIEDL M. (2010): Starobylé výmladkové lesy
v Brněnském biogeografickém regionu. – In: Herber V. [ed.], Fyzickogeografický sborník
8. Masarykova univerzita v Brně. pp. 144–149.
BUČEK A., DROBILOVÁ L. & FRIEDL M. (2011): Význam starobylých výmladkových lesů
v územních systémech ekologické stability. – In: Petrová A. & Poláková S. [eds.], ÚSES
–zelená páteř krajiny 2011. Sb. 10. roč. semináře v Brně. Jola Kostelec na Hané. pp. 9–17.
BUČEK, A., DROBILOVÁ, L. & FRIEDL M. (2012): Starobylé výmladkové lesy. –
In: Machar I. & Drobilová L. [eds.], Ochrana přírody a krajiny v České republice I.
Univerzita Palackého v Olomouci. pp. 284–290.
BUKAČOVÁ I. (2001): Typologie drobných památek v krajině. – In: Hájek T. & Bukačová
I., Příběh drobných památek. Studio JB České Budějovice. pp. 49 –69.
HÁJEK T. & BUKAČOVÁ I.(2004 :) Příběh drobných památek. – Studio JB České
Budějovice. 137 p.
HUKOVÁ V. (2013): Významná lokalita starobylých výmladkových lesů Kloboucký les. –
Zpráva, deponovaná na Ústavu lesnické botaniky, dendrologie a geobiocenologie LDF
MENDELU v Brně.
HUKOVÁ V. (2014): Průzkum a hodnocení lokalit starobylých výmladkových lesů v ORP
Hustopeče. – Zpráva, deponovaná na Ústavu lesnické botaniky, dendrologie
a geobiocenologie LDF MENDELU v Brně.
KIRCHNER K. & SMOLOVÁ I. (2010): Základy antropogenní geomorfologie. – Univerzita
Palackého v Olomouci. 288 p.
KLIMEK T. & BOLINA P. (2015): Vliv historických cest na podobu krajiny. – In: Blažková
T. & Červinková P. [eds.], Krajina jako antropologická čítanka. Togga Praha. pp. 93-115.
KOS P. (2002): K moravským lochům. – Dostupné na: www. archaiabrno.org/media/
doc/10_fuma_ii_kos.pdf, pp. 166 –183.
KUČERA P., STRÁNSKÝ M., WEBER M., SALAŠOVÁ A., ŠARAPATKA B. a kol. (2014):
Úmluva o krajině. Důsledky a rizika nedodržování Evropské úmluvy o krajině. Mendelova
univerzita v Brně. 184 p.
KVĚT R. (2003): Duše krajiny. Staré stezky v proměnách věků. – Academia Praha. 196 p.
KVĚT R. (2011a): Atlas starých stezek a cest na území České republiky. Studio VIDI, s. r. o.
Brno. 230 p.
KVĚT R. (2011b): Stezky Brna. – Šimon Ryšavý Brno. 38 p.
KYSELKA I. (2006): Drobné prvky a historické struktury venkovské krajiny – funkce,
ochrana a možnosti obnovy. – In: Dreslerová J. [ed.], Venkovská krajina 2006, Sborník
příspěvků ze 4. konference konané v Hostětíně. Lesnická práce, Kostelec nad Černými lesy.
pp. 72–75.
25
KYSELKA, I. (2014): Drobné historické struktury jako paměť krajiny a její historická
stopa. – Životné prostredie 48:1:9 –14
NAVEH Z. (2001): Ten major premises for a holistic conception of multifunctional
landscapes. – Landscape and Urbane Planning, 57:269 – 284.
OŠMERA J. a kol. (1993): Pověsti z kraje Mrštíků a Herbenova. 2. vyd.. Nakladatelství F.
Ráček Klobouky u Brna.
STÁTNÍ ARCHEOLOGICKÝ SEZNAM ČR [online]. 2014 [cit. 2016-04-19]. Dostupné z:
http://twist.up.npu.cz
SKLENÁŘ M. (2007): O hřbitovním strašidle a jiné pověsti i vyprávění z jihozápadní
Moravy. – ALMA Dobelice. 117 p.
SOKOL P. (2006): Historie v lese. Prostor lesa jako archeologická lokalita. – In: Dějiny
a současnost. 28:11:41–43.
ŠTĚPÁNEK V. (1994): Poznávací znamení krajiny. – In: Obnova venkovské krajiny.
Veronica, 4. zvláštní vydání. pp. 21-33.
ŠTĚPÁNEK V. (2013): Jak postupovat při archivním průzkumu starobylých výmladkových
lesů a co v nich chránit. – Zpráva, deponovaná na Ústavu lesnické botaniky, dendrologie
a geobiocenologie LDF MENDELU v Brně. 9 p.
TROCHTA J., PÁLKOVÁ M., VRŠKA T. & KRÁL K. (2015): What do we know about oak
coppice roots? – In: Vild O. [ed.], Coppice forests: past, present and future. Conference
Book of Abstracts. Mendel University Brno. pp. 59.
26
Obr. 1a, b: Hraniční kameny – lokalita PP Perkárna (ORP Brno-venkov).
Obr. 2: Hraniční příkop na SZ hranici lokality Želešický háj (ORP Šlapanice).
27
Obr. 3: Starobylý hraniční strom Tilia cordata na okraji Želešického hájku (ORP
Šlapanice).
Obr. 4: Obrázek s křížkem věnovaný sv. Hubertovi (lokalita Přední Kout, ORP Hustopeče).
28
Obr. 5a, b: Zachovalý segment unikátní historické plužiny s výskytem starobylých pařezin
na kamenicích – současný stav (r. 2012) v porovnání s mapou stabilního katastru (r. 1825)
(k. ú. Hlína, ORP Ivančice; zdroj MZA v Brně, ČÚZK).
29
POTENCIÁL OPADAVÝCH LISTNATÝCH LESOV
PRE POSKYTOVANIE DEKORATÍVNEJ EKOSYSTÉMOVEJ SLUŽBY
POTENTIAL OF DECIDUOUS FORESTS TO PROVIDE
DECORATIVE ECOSYSTEM SERVICE
Pavol Eliáš, Patrícia Mariničová 1
1
Katedra ekológie FEŠRR, Slovenská poľnohospodárska univerzita, Mariánska 10,
SK – 949 76 Nitra, Slovenská republika, +421-37-6415617
email: [email protected]
ABSTRACT
In Early Spring, some early flowering plants have been often harvested in natural
ecosystems and used as commodities in local markets. Production of the non-wood
products by forest ecosystems can be considered as a decorative provisioning service.
In Central Europe, including Slovakia, flowers of Galanthus nivalis are used for decoration
in the period of women celebration day of 8th March every year. The spring geophyte
grows in several deciduous forest communities in Central Europe. We estimated the actual
service provision (actual supply) and ecosystem’s capacity or potential to provide
the decorative provisioning service of two deciduous forest communities at Báb, SW
Slovakia, altitude 190-201 m. The snowdrop plants were counted in quadrats (1x1 m
and 0.5x0.5 m) along 100-m long transects. Contagious dispersion of the populations, large
differences in frequency and population density, actual supply and the capacity to provide
the non-woody product – the decorative plant, were observed.
Keywords: actual supply, potential, decorative service, ecosystem service, temperate
deciduous forest, non-wood forest products, Galanthus nivalis L.
ÚVOD
Ekosystémy, ich biodiverzita, ekosystémové procesy a ekologické funkcie (ELIÁŠ 1983,
2012), určujú a predstavujú prírodný potenciál, kapacitu pre využitie ako ekosystémové
služby (ELIÁŠ 2013, 2015a, 2015b). Lesné ekosystémy sú producentami dreva
(dendroprodukcia: drevná guľatina a vláknina, vianočné stromčeky a čečina), ale majú aj
iné produkčné funkcie (ostatné produkčné funkcie: lesné plody, huby, liečivé rastliny atď.).
Obidve funkcie lesa sa realizujú na trhu, preto sú hodnotené ako komerčné – trhové funkcie
(cf. TUTKA & KOVALČÍK in ČABOUN et al. 2010). Zber nedrevných produktov lesa
(non-wood forest products) má ekonomický význam, je aj predmetom medzinárodného
obchodu (FAO 2003; KADLEC 2003; RZADKOWSKI & KALINOWSKI 2003; DEMIR
& ARISOY 2014). Zber lesných plodov a húb, liečivých rastlín v lesoch sa uskutočňuje aj
pre vlastnú potrebu, označuje sa ako rekreačný zber, na rozdiel od komerčného zberu (napr.
ŠIŠÁK 2006). Nedrevné produkty lesa sú považované za pozitívne externality lesa (ŠIŠÁK
1997).
Medzi nedrevné produkty lesa patria aj ozdobné rastliny s dekoratívnymi kvetmi,
ktorých je les významným zdrojom („ornamental resources“). Poskytovanie
ornamentálnych zdrojov ako súčasť produkčnej funkcie ekosystémov označujeme
dekoratívna ekosystémová služba. Ekosystémové služby predstavujú priame aj nepriame,
existujúce aj potenciálne úžitky z ekosystémov, ktoré umožňujú napĺňať ľudské potreby
30
a prispievajú k blahu ľudstva (DAILY et al. 2002; ELIÁŠ 2012b). Dopyt po týchto
potenciálnych službách zo strany spoločnosti ich premieňa do reálnych ekosystémových
služieb. Preto je dôležité rozlišovať medzi potenciálnou ponukou (potential supply)
a skutočným tokom (actual flow) ekosystémových služieb (ELIÁŠ 1978;
VAN OUDENHOVEN et al. 2012; VILLAMAGNA et al., 2013; DEMIR & ARISOY
2014).
Hodnotenie potenciálu a reálneho plnenia produkčných a mimoprodukčných
funkcií lesa (ekosystémových služieb) je predmetom výskumu. Hodnota časti nedrevných
lesných produktov a služieb produkčnej funkcie lesa sa odhaduje v miliónoch Eur (FAO
2003; ČABOUN et al. 2010). Skutočná trhová cena produkcie vybraných lesných plodov
a húb a liečivých rastlín sa zisťuje obvykle prostredníctvom dotazníkového prieskumu na
reprezentatívnej vzorke obyvateľov (ČABOUN et al. 2010; ŠIŠÁK 1997, 2006).
Snežienka (Galanthus sp. div.) púta pozornosť verejnosti ako prvý jarný kvet
svojimi peknými bielymi kvetmi. V tomto období sa predáva na miestnych trhoch.
V období koniec februára - začiatok marca predstavuje tento druh príchod jari. Snežienky
sa dostávajú na trh najmä kvôli jednoduchému zberu a ich rozšíreniu a dostupnosti
v lesných porastoch i v záhradách. Dopyt na trhu býva relatívne vysoký aj preto, že kytička
snežienok je nezriedka darčekom k medzinárodnému sviatku žien (MDŽ, 8. marec).
V tomto príspevku sme uplatnili induktívny prístup k identifikácii, mapovaniu
a hodnoteniu ekosystémových služieb (cf. ELIÁŠ 2014, 2015a, 2015b) na zistenie
skutočnej ponuky a potenciálu lesných spoločenstiev na poskytovanie dekoratívnej
ekosystémovej služby. Postup spočíva v kvantitatívnom výskume populácií druhov
s ozdobnými kvetmi priamo v spoločenstvách, v ktorých sa prirodzene vyskytujú.
Cieľom tejto práce bolo zistiť reálnu ponuku a kapacitu dekoratívnej služby
jarného geofytu Galanthus nivalis L. v opadavých listnatých lesoch, zhodnotiť potenciál
lesa pre poskytovanie tejto dekoratívnej služby a oceniť dekoratívnu službu lesa.
MATERIÁL A METÓDY
Galanthus nivalis L., cibuľkatý efemeroidný geofyt z čeľade Amaryllidaceae, je vysoko
okrasný druh (BUDNIKOV & KRISFALUSY 1994, 2007). V lesných spoločenstvách
vytvára husté a kompaktné klony (SHORINA & SMIRNOVA 1985), čo potvrdzuje aj
agregovaná disperzia populácie (ELIÁŠ & MARINIČOVÁ 2015). Výskyt druhu
v Bábskom lese uvádzajú KUBÍČEK & ŠIMONOVIČ (1975), ELIÁŠ & PAUKOVÁ
(2010) a jeho zber miestnymi obyvateľmi ELIÁŠ (2010).
Kvantitatívny výskum cenopopulácií druhu sa uskutočnil v Bábskom lese v marci
2015 a 2016 v dvoch typoch opadavých listnatých lesov, zaraďovaných do asociácií Carici
pilosae-Carpinetum betuli Neuhäusl et Neuhäuslová-Novotná 1964 a Primulae verisCarpinetum betuli Neuhäusl et Neuhäuslová 1963 (KUBÍČEK & BRECHTL 1970).
Bábsky les (66,48 ha) je výskumný objekt bývalého Medzinárodného biologického
programu (I.B.P.) (REICHLE 1981), teraz stacionár dlhodobého ekologického výskumu
(ILTER) (ELIÁŠ & OSZLÁNYI 2000). Nachádza sa v Nitrianskej sprašovej pahorkatine,
v nadmorskej výške 160-210 m n. m, cca 20 km západne od mesta Nitra (juhozápadné
Slovensko). Takmer polovica plochy lesa je pod ochranou štátu ako štátna prírodná
rezervácia „Bábsky les“ (cf. ELIÁŠ 2010).
Skutočnú ponuku (zásobu) lesa pre poskytovanie dekoratívnej služby sme stanovili
na základe výskytu kvitnúcich jedincov snežienky v sledovaných lesných porastoch. Použili
sme metódu líniového transektu: v každom spoločenstve sme umiestnili 100 m dlhé a 1 m
široké transekty, rozdelené na 100 štvorcov s rozmermi 1x1 m, na ktorých sme sčítali
31
všetky kvitnúce jedince snežienky. Zo zistených údajov sme vypočítali priemerný počet
jedincov na plochu 1 m2 a plochu l áru (100 m2).
Potenciál lesa pre poskytovanie dekoratívnej služby sme stanovili na základe
rozboru vekovej štruktúry miestnych populácií (cenopopulácií) snežienky v lesných
porastoch. Preto sme museli odobrať všetky rastliny zo štyroch kvadrátov 1x1 m (tzv.
deštrukčné priame odbery), podobne ako v prípade stanovenia biomasy (DYKYJOVÁ et al.
1989). Odobrané jedince boli roztriedené do jednotlivých vekových (ontogenetických)
štádií podľa schémy BUDNIKOVA & KRICSFALUSYHO (1994; pozri tiež SHORINA
& SMIRNOVA 1985) (Obr. 1).
Obr.1: Ontogenetické štádiá Galanthus nivalis (BUDNIKOV & KRICSFALUSY 1994).
Označenie štádií: sm - semená, p - semenáčiky, j – juvenilné jedince, im – nedospelé
jedince, v – virginilné jedince, g – generatívne jedince, s – senilné rastliny.
Do výpočtu potenciálu lesa sme tak zaradili aj jedince mladších
vekových/ontogenetických štádií snežienky, ktoré v nasledujúcich rokoch dospejú a budú
tvoriť kvetné stonky. Potenciál lesa sme vypočítali pre obdobie 10 rokov.
Zber snežienok v lesných porastoch sme hodnotili jednak ako teoretický zber,
niekedy sa označuje aj ako teoretická úroda (theoretical yield, cf. RZADKOWSKI
& KALINOWSKI 2003), t.j. zber všetkých kvitnúcich rastlín v cenopopulácií, v podraste
lesa. Uvažujeme plochu porastu o veľkosti 1 ára. Reálny zber je však vždy menší ako
teoretický a mal by zohľadňovať možnosti snežienky udržiavať veľkosť životaschopnej
populácie po dlhé obdobie (veľa generácií).
Predaj snežienok na trhu sme zisťovali priamo na miestnych trhoch. Zisťovali sme
spôsob aranžovania kvetov do kytičiek, formu predaja a cenu tovaru (kytičiek).
Pri prieskume sme zakúpili od rôznych predajcov viac kytičiek, v ktorých sme spočítali
kvitnúce jedince snežienky. Uvádzame výsledky zistení a komunikácie s predajcami
kytičiek snežienok v mestskej tržnici v Nitre v marci 2015 a 2016. Sledovali sme
a odhadovali aj počet predávaných kytičiek.
Ocenenie dekoratívnej služby lesa sme urobili na základe ceny predaja snežienok
na trhu. Zistili sme cenu kytičiek snežienok predávaných na miestnom trhu a vypočítali
priemernú cenu (Mpriemer). Spočítali sme počet kvitnúcich rastlín v jednej kytičke
a vypočítali priemernú veľkosť kytičky (Fpriemer). Z vypočítaných a zistených údajov sme
vypočítali počet kytičiek, ktoré môže zberač vytvoriť - aranžovať zo všetkých nazbieraných
kvetov v lese. Cenu dekoratívnej služby lesa sme vypočítali podľa vzorca: Veľkosť
cenopopulácie snežienky v lese / (Fpriemer) x Mpriemer. Údaje uvádzame na plochu 1 ára.
32
Štatistické spracovanie údajov. Kvantitatívne údaje sme spracovali bežnými
štatistickými metódami (aritmetický priemer, rozsah hodnôt, stredná chyba aritmetického
priemeru).
VÝSLEDKY
Zásoba lesa pre poskytovanie dekoratívnej služby (skutočná ponuka)
V tabuľke 1 je uvedená prítomnosť (frekvencia) a zastúpenie (hustota ako počet jedincov
na 1 m2) kvitnúcich jedincov Galanthus nivalis v sledovaných dvoch lesných
spoločenstvách. V spoločenstve Primulae veris-Carpinetum betuli je druh málo zastúpený,
v porovnaní s druhým spoločenstvom. Maximálna zistená hustota populácie bola
231 kvitnúcich jedincov na 1 m2 v spoločenstve Carici pilosae-Carpinetum betuli.
Z uvedeného môžeme konštatovať, že najvyššia súčasná existujúca ponuka je v lesnom
spoločenstve Carici pilosae-Carpinetum betuli (701 kvitnúcich jedincov na 1 ár), najnižšiu
ponuku predstavuje spoločenstvo Primulae veris-Carpinetum betuli (11 jedincov na 1 ár).
Tab. 1: Frekvencia a hustota kvitnúcich jedincov Galanthus nivalis v sledovaných dvoch
lesných spoločenstvách v Bábskom lese pri Nitre, juhozápadné Slovensko.
Názov
spoločenstva
Carici
pilosaeCarpinetum
betuli
Primulae
verisCarpinetum
betuli
Rozsah
počtu
kvitnúcich
jedincov
2015 2016
Priemerná hustota
populácie
Všetky
Obsadené
kvadráty
kvadráty
2015 2016 2015 2016
100
1231
1-40
7
i.m-2
2,68
i.m-2
31,9
i.m-2
100
1-6
1-8
0,11
i.m-2
0,11
i.m-2
2,75
i.m-2
n
(počet
kvadrátov)
Frekvencia
výskytu
2015
2016
22,33
i.m-2
22
%
12
%
2,75
i.m-2
4%
4%
Potenciál lesa pre poskytovanie dekoratívnej služby
Pri hodnotení poskytovania potenciálu dekoratívnej služby vychádzame zo zastúpenia
všetkých jedincov v cenopopulácii (generatívne aj vegetatívne jedince), ktoré odzrkadľujú
jej vekovú štruktúru. Veková štruktúra sledovaných populácií Galanthus nivalis
podľa jednotlivých ontogenetických štádií je znázornená na Obr. 2.
33
Obr. 2: Veková štruktúra populácie Galanthus nivalis na reprezentatívnych plochách
v dvoch lesných spoločenstvách v Bábskom lese v roku 2015 podľa počtu jedincov
v ontogenetických štádiách. Označenie štádií ako pri Obr. 1. Os x: spoločenstvá a pokusné
plošky, čísla 1, 2, 3, 4 označujú reprezentatívne plochy podľa spoločenstva. Osy:
frekvencia % – podľa počtu jedincov.
V obidvoch spoločenstvách prevládajú dospelé jedince: od 48 do 80 %, pričom
v spoločenstve Primulae veris-Carpinetum betuli je podiel virginilných jedincov len 20 %.
V lesnom spoločenstve Carici pilosae-Carpinetum betuli sú viac zastúpené juvenilné,
nedospelé, virginilné jedince. Podiel jedincov s jedným asimilačným listom bol od cca
4 do 10 % a s dvomi listami od 34 % do 42 %. Najviac boli zastúpené generatívne jedince
48 – 55 %.
Na základe vekového zloženia populácií snežienky v nami skúmaných lesných
spoločenstvách a predošlých výskumov v tejto lokalite, môžeme predpokladať, že potenciál
poskytovania dekoratívnej služby sa výrazne nezmení v spoločenstve Carici pilosaeCarpinetum betuli. Väčšie zmeny očakávame v spoločenstve Primulae veris-Carpinetum
betuli, kde v nasledujúcich rokoch predpokladáme v dôsledku vegetatívneho
rozmnožovania rozmanitejšie zastúpenie vekových štádií.
Predaj snežienok na trhu
Predavači snežienok aranžujú kvety do kytičiek s dvomi (zriedkavo viac) listami
vegetatívnych výhonkov vždyzeleného brečtana (Hedera helix), ktorý rastie aj v podraste
Bábskeho lesa (KUBÍČEK & BRECHTL 1970; ELIÁŠ 2012a) (Obr. 3).
Obr. 3: Kytičky snežienok s listami brečtana ako sa predávali v mestskej tržnici v Nitre
v marci 2016 (© P. Mariničová).
34
Počet kvitnúcich jedincov v kytičkách sa líši podľa predajcov. V marci 2015 sme
napočítali 32-42 jedincov v jednej kytičke (priemer 35). V marci 2016 v tržnici predávali
snežienky 4-5 predajcovia, prevažne ženy z okolitých obcí (jeden muž bol výnimkou),
v samostatných predajných stánkoch. Počty kytičiek u jednotlivých predajcov varírovali
od 8 až po 30 kytičiek, avšak nebolo možné zistiť počiatočný stav predávaných kytičiek.
Prvýkrát sme zaznamenali predaj 25.2.2016 (jeden predajca pri obchodnom dome). Najviac
predajcov sme zaznamenali 8.3.2016, štyria predajcovia v mestskej tržnici. Podľa údajov
samotných predajcov počet snežienok v kytičke sa pohybuje od 25 do 30 jedincov na jednu
kytičku. V zakúpených kytičkách sme napočítali 23 až 34 kvitnúcich jedincov (priemer
28 snežienok). Môžeme konštatovať, že priemerná kytička je aranžovaná z takmer
30 kvitnúcich jedincov snežienky.
Ocenenie dekoratívnej služby lesa
Cena kytičiek sa líšila podľa roku a času predaja, ale aj podľa predajcov. V marci
2015 sme v mestskej tržnici v Nitre kúpili snežienky za 0,50 Eur, ale aj 1,0 Eur.
V Bratislave v podchode predajca ponúkal kytičku snežienok za 1,0 Euro. V marci 2016
(ráno v deň sviatku žien- MDŽ) sme zistili nižšie ceny kytičiek: rozsah od 0,50 do 0,80 Eur,
priemerná cena za nákup bola 0,60 €/ks.
Zo zistenej aktuálnej ponuky dekoratívnej služby na trhu, môžeme oceniť kvitnúce
jedince na transektoch v opadavých listnatých lesoch nasledovne: V spoločenstve Carici
pilosae-Carpinetum betuli by bolo možné v priemere vytvoriť z plochy 1 ára 25 kytičiek
za celkovú priemernú sumu 15 €, Primulae veris-Carpinetum betuli by to bola iba malá
kytička s počtom jedincov 11.
DISKUSIA
Skutočná ponuka je závislá od veľkosti a hustoty cenopopulácií snežienky v podraste lesa.
ELIÁŠ & PAUKOVÁ (2010) zistili, že v Primulo veris-Carpinetum hustota populácie
varírovala od 8 do 148 jedincov na 1 m2, čo viac-menej zodpovedalo veľkosti sledovaných
mikroskupiniek. ELIÁŠ (2010) predpokladá, že hromadné a každoročné trhanie prvého
jarného druhu miestnymi obyvateľmi (najmä deťmi) do kytíc mohol spôsobiť zmenšenie
populácie druhu.
V dostupnej literatúre nie sú k dispozícii údaje o prírodných zásobách snežienky,
t.j. skutočnej ponuke tejto dekoratívnej služby lesa. Naše údaje môžeme porovnať
s cenopopuláciou snežienky na Javorom vrchu (pohorie Tribeč, 731 m n.m, cf. ELIÁŠ
1976), kde sme v marci 2015 umiestnili jeden transekt 20 m dlhý a 1 m široký, na ňom
20 štvorcov 1x1 m, rozdelených na 0,5x0,5 m (ELIÁŠ & KARASOVÁ ined.). Priemerná
hustota populácie bola 2,7 i.m-2. Frekvencia výskytu kvitnúcich jedincov snežienky bola
65 % (resp. 13% zo 100 m transektu). Avšak až takmer 39 % z celkového počtu kvitnúcich
jedincov boli odhryznuté alebo odtrhnuté rastliny, čo bolo najskôr spôsobené požerom
poľovnou zverou (muflóny). V Bábskom lese bol počet odhryznutých, resp. odtrhnutých
jedincov zanedbateľný.
Pri stanovení dekoratívneho potenciálu lesného porastu na základe vekovej
štruktúry populácie, sme sa stretli s viacerými problémami. Stanoveniu vekovej štruktúry
Galanthus nivalis sa venovali viacerí autori (BUDNIKOV & KRICSFALUSY 1994;
MELNIK & PRYNDELAS 1992; SHORINA & SMIRNOVA 1985), v Bábskom lese
ELIÁŠ & PAUKOVÁ (2010) a PAUKOVÁ (2012). Neuvádzajú trvanie jednotlivých
ontogenetických štádií. Smirnova (1987) uvádza iba trvanie predgeneratívnej periódy (57 rokov), čim sa snežienka zaraďuje medzi rastliny s dlhou ontogenézou. Zatiaľ,
čo kvitnutie cibuľkatých rastlín sa v literatúre uvádza po dobu 4-5 rokov.
35
Aj pri rozlišovaní ontogenetických štádií, pri identifikácií a zoskupovaní jedincov
do jednotlivých vekových spektier boli rozdiely, čo takmer znemožňuje porovnávanie
výsledkov. V našich rozboroch sme našli viaceré jedince, ktorých vekové štádiá bolo veľmi
ťažké identifikovať do publikovanej schémy. Ako príklad, môžeme uviesť kvitnúce rastliny
s dvomi asimilačnými listami a zároveň ďalším jedným (alebo dvomi) asimilačným listom
vyrastajúcim z rovnakej cibule. Zaradili sme ich do vekovej kategórie dospelé jedince (g1,
g2 a g3, porovnaj tiež SHORINA & SMIRNOVA 1985). ELIÁŠ & PAUKOVÁ (2010)
zistili, že generatívne jedince prevládali na dvoch plôškach, iba na jednej to bolo naopak.
V celej populácii prevládali generatívne jedince. Podobne aj v cenopopuláciách
G. woronowii bolo zastúpenie dospelých jedincov porovnateľné so zastúpením mladých
jedincov, čo ukazuje bimodálne vekové spektrum (SHORINA & SMIRNOVA 1985).
Pri stanovení súčasnej ponuky dekoratívnej služby zohľadňujeme skutočnosť,
že sa môže v jednotlivých rokoch meniť. To závisí od podmienok prostredia, kde sa
snežienky môžu potenciálne nachádzať, ich dostupnosti v prírode a pod. Údaje pre roky
2015 a 2016 v Bábskom lese boli podobné pri cenopopulácii v Primulo veris-Carpinetum,
kde sme spočítali prakticky všetky jedince. V spoločenstve Carici pilosae-Carpinetum boli
rozdiely spôsobené plochou s vysokou hustotou snežienok. Ak sme túto plochu vylúčili
z výpočtov, údaje v obidvoch rokoch boli podobné. Požer herbivormi znižuje skutočnú
ponuku služby, čo sa ukázalo ako významné v populácií na Javorovom vrchu (39 %
jedincov). Ďalšou skutočnosťou pri ponuke dekoratívnej ekosystémovej službe je časová
obmedzenosť jej poskytovania. Ide o rastlinu, ktorá kvitne len od februára do marca.
V priebehu roka, však lesný ekosystém poskytuje aj iné produkčné ekosystémové služby,
napr. zber lesného ovocia, liečivých rastlín (v našom území sú to hlavne zásoby čučoriedok
(ELIÁŠ 1984) a húb. Z dekoratívnych služieb v listnatých lesoch môžeme hovoriť
o žaludiach, bukviciach, šípkach, v ihličnatých lesoch je to čečina, šišky (z borovice,
smreka a smrekovca), resp. iné prírodné produkty ako machy, lišajníky a sušené byliny,
z ktorých je možné vyrábať rôzne dekoratívne predmety.
Aranžovanie kvetov snežienok do kytičiek bolo podobné pri všetkých
predávajúcich. Predsa sme zaznamenali drobné rozdiely. Niektorí predavači ponúkali
kytičky snežienok s jednotlivými modrými kvetmi scile dvojlistej (Scilla bifolia s.l.)
(Obr. 3), ktorá sa vyskytuje v lesných porastoch v okolitých kremencových hôrkach
po obvode Tribeča (cf. ELIÁŠ 1985). Kvitne takmer v rovnakom období, s viacerými
modrými kvetmi v strapcovitom súkvetí. Miestami sa scila zbiera do kytíc. Ukázalo sa,
že tieto kytičky predstavujú zaujímavé spestrenie ponuky na trhu. MIKOLÁŠ (2004) zistil
pri príbuznom druhu S. kladnii populačnú hustotu nad 400 jedincov na m2.
Dopyt po snežienkach na trhu je evidentný každoročne v období sviatku žien,
čo ovplyvňuje aj cenu kytičiek. Podľa údajov z miestnych novín sa cena kytičky pohybuje
od jedného eura do dvoch eur. Naše údaje ukazujú nižšiu cenu – od jedného eura po 0,50
eura. V javorovo-suťovom lese by sme vytvorili takmer 2 kytičky s celkovou priemernou
cenou 1,20 €.
ZÁVER
Induktívny prístup k identifikácii, mapovaniu a hodnoteniu ekosystémových služieb (cf.
ELIÁŠ 2014, 2015) umožňuje exaktné stanovenie prírodných zásob dekoratívneho druhu,
t.j. skutočnú ponuku lesa poskytovať dekoratívnu províznu službu.
36
Poďakovanie
Príspevok bol vypracovaný v rámci vedeckého projektu VEGA č. 1/0813/14 Ekosystémy
a ich úžitky – ekosystémové služby vo vidieckej krajine riešený na Katedre ekológie
FEŠRR SPU v Nitre.
LITERATÚRA
BUDNIKOV G. & KRICSFALUSY V. (1994): Bioecological study of Galanthus nivalis L.
in the East Carpathians. – In: Thaiszia. J. Bot., Košice, 4:49-75.
CHAMBERLAIN J.L. & HAMMETT A.L., (2002): Non-timber forest products: alternatives
for landowners. – Forest Landowner, 61:16-18.
CHAPIN III F. S. (2009): Managing edcosystems sustainably: the key role of resilience.
– In: Chapin et al. [eds.], Principles of ecosystem stewardship, Springer, P. pp. 29-53.
ČABOUN V., TUTKA J., MORAVČÍK M. et al. (2010): Uplaňovanie funkcií lesa v krajine.
Národné lesnícke centrum, Zvolen, 285 p.
DAILY G. C., ALEXANDER S., EHRLICH P. R., GOULDER L., LUBCHENCO J.,
MATSON P. A., MOONEY H. A., POSTEL S., SCHNEIDER S. H., TILMAN D.
& WOODWELL G. M. (2002): Ecosystem services: Benefits Supplied to Human Society by
Natural Ecosystems. – Public Affairs Office In Ecological Society of America, Washington,
20 p. [online]. Dostupné na: http://ecology.org/biod/Ecosystem.Services.html
DEMIR A. & ARISOY R. (2014): Economic value analysis of Galanthus in Turkey.
– Bangladesh J. Bot., 43:1: 65-71.
DYKYJOVÁ D. et al. (1989): Metody studia ekosystémů. – Academia Praha, 690 p.
ELIÁŠ P. (1976): Malý príspevok k flóre pohoria Tribeč. – Zprávy Českoslov. Bot.
Společn., 11:44-48.
ELIÁŠ P. (1978): Ochrana prírodných zdrojov liečivých rastlín. – In: Naše liečivé rastliny,
15:2:46-50.
ELIÁŠ P. (1983a): Ecological and social functions of vegetation. – Ekologia (CSSR),
2:1:93-104.
ELIÁŠ P. (1983b): Produkčný potenciál spontánnej vegetácie v kultúrnej krajine. – In:
Repka, J., ed., Produkčný potenciál poľnohospodárskych plodín, Zborn. Ref., Nitra,
pp. 84-92.
ELIÁŠ P. (1984): O výskyte čučoriedok v pohorí Tríbeč. – In: Naše liečivé rastliny,
21:4:97-100.
ELIÁŠ P. (1985): Acidofilná flóra a vegetácie Tribeča. – Pamiatky a príroda, 15:3:26-30.
ELIÁŠ P. (2010): Zmeny biodiverzity v Bábskom lese a blízkom okolí (Nitrianska
pahorkatina, Juhozápadné Slovensko). Starostlivosť o biodiverzitu vo vidieckej krajine,
Nitra, Slovenská poľnohospodárska univerzita, pp. 151- 158.
ELIÁŠ P. (2012a): Liany v lesnom ekosystéme. – In: Biológia-Ekológia-Chémia, 16: 3-4.
ISSN 1338-1024.
ELIÁŠ P. (2012b): Ekosystémové služby vo vidieckej krajine a ich využiteľnosť.
– In: Drobilová L. [ed.], Venkovská krajina. Olomouc: Univerzita Palackého v Olomouci,
pp. 168-174.
ISBN
978-80-244-3098-0
Dostupné
na
internete:
URL:
www.veronica.cz/dokumenty/Venkovska%20krajina_SBORNIK_2012.pdf
ELIÁŠ P. (2013): Ecosystem services in rural landscape and their usability.
–
In: INTECOL
2013, London.
Dostupné
na
internete:
URL: http://eventmobi.com/INTECOL2013/#!/session/182728/
ELIÁŠ P. (2014): Identifikácia ekosystémových služieb vo vidieckej krajine
– In: Černušáková L. [ed.], Venkovská krajina 2014. Brno: Česká společnost pro krajinnou
ekologii, pp. 20-27.
37
ELIÁŠ P. (2015a): Deductive and inductive approaches to identifying, mapping
and valuating of ecosystem services in rural landscape. – In: EEF Congress „Ecology
at the interface: science-based solutions for human well-being“. Abstract Book, Rome, pp.
474.
ELIÁŠ P. (2015b): Funkcie a služby ekosystémov v krajine: od dedukcií k výskumu.
– In: Environmentálne indexy, oblasti ekologického záujmu a ekosystémové služby
v krajine. Zborník príspevkov z vedeckého seminára. NPPC a SAPV. Bratislava. pp. 77-84.
ELIÁŠ P., HALADA Ľ., DAVID S. & ELIAŠOVÁ M. (2007): Cenopopulácie jarných
geofytov v opadavom listnatom lese. – In: Populačná biológia rastlín IX. Zborník
abstraktov z ved. Konf., Nitra, pp. 12.
ELIÁŠ, P. & MARINIČOVÁ P. (2015): Population structure of clonal plant Galanthus
nivalis in two temperate decidous forests in SW Slovakia. – In: Clone 2015. Praha: Czech
Academy of Sciences.
ELIÁŠ, P. & OSZLÁNYI J. (2000): Long Term Ecological Research in Slovakia:
In The International Long Term Ecological Research Network 2000. – University of New
Mexico, Department of Biology, pp. 48-50.
ELIÁŠ P. & PAUKOVÁ Ž. (2010): Hustota a štruktúra populácií jarných geofytov
v dubovo-hrabovom lese v Bábe pri Nitre, Juhozápadné Slovensko. – In: Rosalia, 21:47-56.
ISBN 978-80-970672-1-2.
FAO (2003): Harvesting of non-wood forest products. – In: Seminar Proceedings,
Menemen-Izmir, Turkey, 2-8 October 2000, Joint FAO/ECE/ILO Committee on forest
technology, management and training, 440 p.
KADLEC J. (2003): The present state and possibilities of collection and subsequent
utilisation of non-wood forest products in the Czech republic. – In: FAO 2003, pp. 397-403.
KAMENETSKY R. & OKUBO H., [eds.] (2012): Ornamental geophytes: from basic science
to sustainable production. – CRC Press, 597 p., ISBN 9781439849248.
KUBÍČEK F. & BRECHTL J. (1970): Charakteristika skupín lesných typov výskumnej
plochy v Bábe pri Nitre. – Biológia, pp. 27-38.
KUBÍČEK F. & ŠIMONOVIČ V. (1975): Dynamics and phenology of the total biomass
of the herbaceous layer in two forest communties. – Biológia (Bratislava), 30:7:505-522.
MELNIK V. I. & PRYNDELAS, JU.A. (1992): Etapy onotgeneza i vozrastnaja struktura
tsenopopuljacij Galanthus nivalis L. na Ukrajine. – In: Sikura I.I. [ed.], Izuchenije
ontogeneza introdutsirovannykh vidov prirodnykh flor v botanicheskikh sadakh. Kiev, pp.
99 -10.
MIKOLÁŠ V. (2004): Demografie a věková struktura Scila kladnii SCHUR
(Hyacinthaceae) u Teleku (Košice, východní Slovensko). – In: Eliáš P. [ed.], Popualčná
biológia rastlín 8, pp. 119-126.
PAUKOVÁ Ž. (2012): Veková štruktúra populácií jarného geofyta Galanthus nivalis
v Bábskom lese. – Acta horticulturae et regiotecturae, 2:29-31.
REICHLE D. E. [ed.] (1981): Dynamic properties of forest ecosystem. I.B.P. 23.
– Cambridge University Press, Cambridge, 683 p.
RZADKOWSKI S. & KALINOWSKI M. (2003): Harvesting of non-wood products
in Poland and their resources –an overview.- In: FAO. pp. 133-135.
SHORINA N.I. & SMIRNOVA O.V. (1985): The population biology of ephemeroides
– In: White J. [ed.], Handbook of vegetation science. Part. III. The population structure
of vegetation. Dr. W. Junk Publishers: Dordrecht. pp. 225-240.
ŠIŠÁK L. (1997): Význam produkce lesa kromě dřeva v České republice. – Lesníctví,
43:2:49-66.
38
ŠIŠÁK L. (2006): Importance of non-wood forest product collection and use for inhabitants
in the Czech Republic. – J. Forest Sci., 52: 9:417-426.
SMIRNOVA O. V. (1987): Struktura travjanogo pokrova sirokolistvennykh lesov.
– Moskva: Nauka, 205 p.
VAN OUDENHOVEN A.P.E., PETZ K., ALKEMADE R., DE GROOT R.S. & HEIN L.
(2012): Indicators for assessing effects of management on ecosystem services
– In: Ecological Indicators, 21:110–122.
VILLAMAGNA A.M., ANGERMEIER P.L. & BENNET E.M. (2013): Capacity, pressure,
demand, and flow: A conceptual framework for analyzing ecosystem service provision
and delivery. – In: Ecological Complexity, 15:114–121.
39
EKOLOGICKÁ ANALÝZA INVADOVANÝCH SPOLOČENSTIEV
V KATASTRÁLNOM ÚZEMÍ LEHOTY POD VTÁČNIKOM
ECOLOGICAL ANALYSE OF THE INVADED PLANT COMMUNTIES IN THE KADASTER
OF LEHOTA POD VTÁČNIKOM
Petra Gašparovičová1, 2
1
Katedra ekológie a environmentalistiky, FPV UKF, Tr. A. Hlinku 1,
949 74 Nitra, Slovenská republika
2
Ústav krajinnej ekológie SAV Bratislava, pobočka Nitra, Akademická 2,
949 74 Nitra, Slovenská republika
email: [email protected], [email protected]
ABSTRACT
Invasive species may cause environmental harm, economic harm, or impact human health.
We analysed the plant communities (along gradients reflecting light, temperature,
continentality, moisture, soil pH and fertility) invaded by species Aster novi-belgii, Aster
lanceolatus, Fallopia x bohemica, Fallopia japonica, Helianthus tuberosus, Impatiens
glandulifera, Impatiens parviflora, Robinia pseudoacacia, Solidago canadensis, Erigeron
annuus and Tanacetum vulgare. To analyse the communities we used indication values
from data from 33 relevés made in 22 plots.
Keywords: invaded communities, Ellenberg indicators value, invasive species.
ÚVOD
Transportom a introdukciou nových druhov do nepôvodných biómov sa homogenizuje
biota Zeme, v minulosti izolovaná geografickými bariérami (VITOUSEK et al 1997). Ich
izolačný efekt je stále menší, čo vytvára nepôvodným druhom príležitosť kolonizovať nové
prostredie, a v niektorých prípadoch v ňom aj dominovať (PYKE & KNICK 2003). Na
Zemi už existuje len málo ekosystémov, v ktorých by sa nevyskytovali invázne druhy,
a naopak, v stále viac ekosystémoch a spoločenstvách sa introdukované druhy stávajú
dominantnými (PYŠEK & RICHARDSON 2010). Za invázne rastliny považujeme tie,
ktoré v určitom území nie sú pôvodné, boli do tohto územia úmyselne alebo neúmyselne
zavlečené a úspešne prekonali inváznu fázu (PYŠEK 1996). Šíriace sa naturalizované
invázne druhy sa stávajú narastajúcim celosvetovým ekologickým (a environmentálnym),
zdravotným, ale aj ekonomickým problémom, pretože sú jednou z príčin globálnych zmien
(ELIÁŠ, 2005) a predstavujú mimoriadne významnú hrozbu pre prirodzené populácie
a spoločenstvá (D´ANTONIO & VITOUSEK 1992). Analýza invadovaných rastlinných
spoločenstiev použitím Ellenbergových indikačných hodnôt (EIH) (ELLENBERG et al.
1992) umožňuje stanovenie základných charakteristík pôdneho prostredia. Tento spôsob je,
napriek obmedzeniu – dôkaz kruhom, značne využívaný pre upresnenie synekologických
charakteristík invadovaných spoločenstiev a môže byť použitý pri manažmentu inváznych
druhov. Ako ruderálni stratégovia citlivo reagujú na zmenou stanovištných charakteristík
(REJMÁNEK & RICHARDSON 1996). Hoci bol tento systém navrhnutý pre strednú
Európu, je používaný aj mimo tejto oblasti, a EIH, potvrdené terénnymi meraniami, sú tak
pokladané za vhodné parametre (SCHAFFERS & SÝKORA 2000). Tieto indikačné
hodnoty sú veľmi často používané ako zdroj poznatkov o podmienkach prostredia namiesto
40
priamych meraní (SZYMURA et al. 2014) a boli využité pre analýzy v rôznych
výskumoch, zaoberajúcich sa inváznymi druhmi (GODEFROID et al. 2005; DOSTÁL et al.
2013; BENČAŤOVÁ 2013).
Cieľom príspevku je spresnenie stanovištnej charakteristiky invadovaných
rastlinných spoločenstiev v katastrálnom území obce Lehoty pod Vtáčnikom s využitím
Ellenbergových indikačných hodnôt.
Obr. 1: Poloha skúmaného katastrálneho územia obce Lehota pod Vtáčnikom.
METODIKA
Skúmaným územím bol kataster obce Lehota pod Vtáčnikom (Obr. 1), ktorý sa nachádza
v južnej časti Hornonitrianskej kotliny, administratívne patrí do okresu Prievidza. Rozloha
katastrálneho územia je 2797 ha s nadmorskou výškou 313 až 1293 metrov. Územie má
poľnohospodársky charakter, v severnej časti prevládajú intenzívne využívané orné pôdy,
v južnej extenzívne využívané lúky a pasienky.
Výskum bol uskutočnený v rokoch 2012 až 2014 v mesiacoch apríl - október. Prvú
etapou výskumu tvorilo mapovanie výskytu inváznych rastlín v území obce mimo lesných
porastov. Mapovaný bol plošný, líniový a bodový výskyt 11 inváznych druhov. Invázne
druhy boli vyberané podľa „Zoznamu“ (GOJDIČOVÁ, CVACHOVÁ & KARASOVÁ
2002). Na 22 lokalitách bolo metódami zürišsko-montpeliérskej školy, s použitím 7 člennej
Braun-Blanquetovej stupnice pokryvnosti zhotovených 33 fytocenologických zápisov.
Výber lokalít pre zápisy, vychádzal z poznatkov o dominantnom výskyte inváznych druhov
z predchádzajúceho mapovania (Gašparovičová 2015). Zápisy boli spracované v programe
JUICE Version 7.0 (TICHÝ 2002). Pre všetky fytocenologické zápisy boli z programu
JUICE vyexportované Ellenbergove indikačné hodnoty (EIH) pre faktory: svetlo, teplota,
kontinentalita, vlhkosť, pôdna reakcia a obsah dusíka v pôde (ELLENBERG et al. 1992).
Pre EIH sme v MS Excel vypočítali súhrnné popisné štatistiky. Interpretáciu EIH uvádzajú
napr. IŠTOŇA (2000), KRÍŽOVÁ & NIČ (2000). Zápisy sme priradili k rastlinnému
spoločenstvu v programu JUICE s použitím plnej verzie českého expertného systému
(www.sci.muni.cz). Slovenský expertný systém je vytvorený len pre travinno-bylinnú
vegetáciu na identifikáciu poloprírodných spoločenstiev troch fytocenologických tried
(JANIŠOVÁ 2007). Určené spoločenstvá boli následne priradené zodpovedajúcim
slovenským spoločenstvám. V programe CANOCO (ter BRAAK & ŠMILAUER 2002)
bola vykonaná ordinačná analýza druhových dát a EIH. Z dátovej matice (33 zápisov,
41
117 druhov) bola pomocou nepriamej kanonickej analýzy DCA vypočítaná dĺžka gradientu
(smerodajná odchýlka SD), na 1 ordinačnej osi bola jej hodnota SD = 7,182. Z dôvodu
veľkej dĺžky gradientu (SD > 4), bola zvolená pre analýzu EIH priama unimodálna
ordinačnú technika CCA. Pomocou Monte Carlo permutačného testu (499 permutácií) sme
overovali ich štatistickú významnosť (pα=0,05) jednotlivých EIH.
VÝSLEDKY
V prvej etape výskumu bol v katastrálnom území mapovaný výskyt 11 druhov inváznych
rastlín, pričom najväčšie zastúpenie mala zlatobyľ kanadská (Solidago canadensis), ktorej
výskyt tvoril 25 % z celkového počtu inváznych rastlín, ďalej vratič obyčajný (Tanacetum
vulgare), s 21 % a pohánkovec (Fallopia spp), ktorý tvoril 12 % z celkového počtu
inváznych druhov. Najviac lokalít s bodovým (111 lokalít) a s líniovým výskytom
(15 lokalít) zaberala zlatobyľ kanadská, najväčší počet lokalít s plošným výskytom
(13 lokalít) zaberal pohánkovec. Fytocenologický výskum spoločenstiev, ktorý tvoril druhú
fázu, prebiehal v roku 2014, celkový počet zápisov 33 bol uskutočnený na 22 lokalitách,
v zápisoch bole zapísaných spolu 123 druhov.
Najčastejšie invadovanými spoločenstvami boli spoločenstvá tried: Artemisietea vulgaris
Lohmeyer et al. ex von Rochow 1951 (subxerotermofilné ruderálne spoločenstvá
dvojročných a vytrvalých druhov), a Galio-Urticetea Passarge ex Kopecký 1969 (nitrofilné
lemové ruderálne spoločenstvá). Prehľad spoločenstiev, ku ktorým boli priradené jednotlivé
fytocenologické zápisy, sú uvedené v tabuľke (Tab. 1)
Charakteristika invadovaných rastlinných spoločenstiev podľa dominantných
inváznych druhov:
Spoločenstvá s astrou novobelgickou (Aster novi-belgii) a astrou kopijovitolistou (Aster
lanceolatus) boli viazané na lemové spoločenstvá, okraje ciest, priekopy aj poloprirodzené
stanovištia. Spoločenstvá s pohánkovcom českým (Fallopia × bohemica) a pohánkovcom
japonským (Fallopia japonica) boli viazané hlavne na líniové prvky krajiny, akými sú
vodné toky alebo cesty, ktoré pre ne predstavujú dobré koridory šírenia. Spoločenstvá
tvorili monocenózy a úplne vytláčali pôvodnú vegetáciu. Pohánkovec český bol zastúpený
častejšie. Spoločenstvá so slnečnicou hľuznatou (Helianthus tuberosus) sa nachádzali
najmä v SZ časti katastra, hraničiacej s katastrom mesta Nováky, kde bol tento druh
vysádzaný poľovníkmi ako krmivo pre zver. Slnečnica bola dominantným druhom
spoločenstiev len zriedka, ich výskyt bol viazaný na poľné cesty či navážky. Spoločenstvá
s netýkavkou žliazkatou (Impatiens glandulifera) boli viazané na vodné toky, kde sa
vyskytovali v sprievodnej brehovej vegetácii, mali vyššiu druhovú diverzitu a netýkavka
v nich nepredstavovala dominantný druh. Spoločenstvá s netýkavkou malokvetou
(Impatiens parviflora) sa nachádzali hlavne pri okrajoch nespevnených ciest s vyššou
vlhkosťou a zatienením. Spoločenstvá s agátom bielym (Robinia pseudacacia) sa
vyskytovali prevažne v SZ a SV časti územia s najnižšou nadmorskou výškou, agát bol
dominantou najmä pri cestných komunikáciách z dôvodu jeho úmyselnej výsadby
v minulosti. Spoločenstvá s hviezdnikom ročným (Erigeron annuus) predstavovali
najmenej invadované spoločenstvá, vyskytujúce sa pri vodnom toku. Hviezdnik bol menej
zastúpený, jeho invázny potenciál sa v území zatiaľ neprejavil. Spoločenstvá s vratičom
obyčajným (Tanacetum vulgare) boli v území veľmi časté, viazali sa prevažne
na neobhospodarované lúky, kde vratič tvoril veľké plošné porasty, ale aj na okraje ciest,
navážky. Tento archeofyt sa často nachádzal v spoločenstvách invadovaných neofytmi.
42
Tab. 1: Invadované rastlinné spoločenstvá.
Trieda
Galio-Urticetea
Galio-Urticetea
Rad
Convolvuletalia
sepium
Epilobietea
angustifolii
Stelarietea mediae
Zväz
Aegopodion
padagrariate
Senecion fluvialis
Atropion
Carici piluliferaeEpilobion
angustifolii
Sisymbrietalia
Arction lappa
Artemisietea
vulgaris
Polygono
arenastri-Poetea
annuae
Dauco-Melilotion
Iné spoločenstvá
triedy Artemisietea
vulgaris
Matricario
arenastriPolygonion
arenastri
Fytoc.
zápis
Asociácia
Agropyro-Aegopodieteum
podagrariae
Spoločenstvo s Aster novibelgii
Spoločenstvo s Fallopia
japonica
Spoločenstvo s Impatiens
glandulifera
Spoločenstvo so Solidago
canadensis
Eupatorietum cannabini
Rubeteum ideai
Erigeronto-Lactucetum
serriolae
Sisymbrio-Atriplicetum nitentis
Hyoscyamo-Conietum
maculati
Tanaceto-Artemisietum
vulgaris
Poo compressaeTussilaginetum
1, 2, 3
4, 32
9, 11, 12
14, 15, 20
20, 21, 22,
23
27, 28, 31
8, 10
17, 29
18,19
24,25,26
33
Spoločenstvo s Helianthus
tuberosus
30
Matricario-Polygenetum
arenastri
13
43
Obr. 2: Ellenbergové indikačné hodnoty.
Výsledky ekologickej analýzy invadovaných rastlinných spoločenstiev:
Svetlo: Hodnoty číselného indexu pre ekologický faktor svetlo zodpovedali druhom
polotieňomilným až plnosvetlomilným. Najčastejšie invadované boli spoločenstvá
polosvetlomilné vyskytujúcim sa aj na plne oslnených stanovištiach, vzácne v tieni.
Najnižšia hodnota indexu bola zaznamenaná v spoločenstve s výskytom netýkavky
žliazkatej. Najvyššia hodnota indexu prislúchala spoločenstvu s prítomnosťou slnečnice
hľúznatej.
Teplota: Ekologický profil spoločenstiev vo vzťahu k teplote nevykazoval výrazné zmeny,
rozpätie hodnôt zahŕňa indikátory mierneho tepla a indikátory tepla. Do tejto skupiny patria
druhy s rozšírením od nížinných oblastí až po horské polohy. Najnižšia hodnota indexu
patrila spoločenstvu výskytom hviezdnika ročného pri vodnom toku. Najvyššia hodnota
indexu bola zaznamenaná vo fytocenologickom zápise so slnečnicou hľúznatou.
Kontinentalita: Hodnoty pre tento faktor sú stanovené pre druhy oceánické
až suboceánické, ktoré sa vyskytujú v prevažnej časti strednej Európy, druhy suboceánické,
intermediárne, subkontinálne, subkontinálne až kontinentálne. Najčastejšie invadované
spoločnstvá boli spoločenstvá s druhmi suboceánickými, ktoré neznášajú mrazy a extrémne
vysoké teploty. Najnižšia hodnota kontinentality zodpovedala spoločentsvu s netýkavkou
žliazkatou. Najvyššiu hodnotu kontinentality malo spoločenstvo so slnečnicou hľúznatou.
Vlhkosť: Rozmedzie hodnôt pre tento ekofaktor prislúchajú druhy suchých a čerstvo
vlhkých pôd až druhy pôd vlhkých. Spoločenstvá s výskytom inváznych druhov patrili
najčastejšie do kategórie charakteristickej druhmi čerstvo vlhkých pôd (až 23 zápisov).
44
Najnižšiu hodnotu malo spoločenstvo so slnečnicou hľúznatou. Najvyššiu hodnota bola
zaznamenaná v spoločenstve s netýkavkou žliazkatou, viazanou na vodné toky.
Pôdna reakcia: Ekologický profil spoločenstiev vo vzťahu k pH pôdy bol pomerne
nevyrovnaný. Pre hodnoty tohto ekofaktoru sú charakteristické druhy kyslých až mierne
kyslých pôd, neutrálnych až bázických pôd. Najčastejšie vyskytujúcou sa kategóriou
v rámci indexu pre pôdnu reakciu boli druhy mierne kyslých až neutrálnych pôd. Najnižšiu
hodnotu malo spoločenstvo s pohánkovcom japonským. Najvyššie hodnoty boli
zaznamenané v spoločenstvách so spoločným výskytom viacerých inváznych druhov, a to
s výskytom slnečnice hľúznatej, vratiča obyčajného a v spoločenstve s viacerými druhmi,
a to s astrou novobelgickou, astrou kopijolistou a vratičom obyčajným.
Obsah dusíka: Pre výsledné hodnoty ekofaktoru pre obsah dusíka sú charakteristické
druhy chudobných až stredne bohatých pôd až po druhy pôd bohatých. Najčastejšia sa
vyskytujúce boli spoločenstvá charakteristické druhmi stredne bohatých až bohatých
na dusík. Najnižšia hodnota bola zaznamená pre spoločenstvo, v ktorom sa vyskytoval
pohánkovec japonský. Najvyššia hodnota dosiahol index pri spoločenstve s výskytom astry
kopijolistej. Číselné hodnoty sú uvedené v krabicovom grafe (Obr. 2)
Invadované rastlinné spoločenstvá boli najčastejšie spoločenstvá polosvetlomilné,
s druhmi mierneho tepla, druhmi suboceánickými, rastúcimi na čerstvo vlhkých, mierne
kyslých až zásaditých pôdach, stredne bohatých až bohatých na dusík.
Použili sme unimodálnu korešpondenčnú analýzu (CCA). Uvedený model zachytil
„len“ 10 % celkovej variability dát, 1.ordinačná os vyjadruje 5,7 % variability druhových
dát a 22,9 % variability druhov je vyjadrených EIH na 1. ordinačnej osi (4. ordinačná os
vyjadruje 20 % kumulatívnej variability druhových dát a 80 % variability druhov v relácii
k faktorom prostredia. Významnosť EIH sme testovali Monte Carlo permutačným testom,
ako významné EIH sme zistili svetlo (p = 0,006), vlhkosť (p = 0,004), obsah dusíka - živín
v pôde (p = 0,004) a kontinentalitu (p = 0,03). Priestorové rozloženie zápisov a EIH získané
korešpondenčnou kanonickou analýzou je na Obr. 3.
45
Obr. 3: Kanonická korešpondenčná analýza fytocenologických zápisov a Ellenbergových
indikačných hodnôt.
DISKUSIA
Problematika rastlinných invázii je v súčasnosti veľmi aktuálna a vážna téma, ktorej sa
venuje mnoho autorov. Výskum rozšírenia inváznych druhov a invadovaných rastlinných
spoločenstiev v katastrálnom území Lehota pod Vtáčnikom však doposiaľ uskutočnený
nebol. Ako poukazujú CHYTRÝ & PYŠEK (2009), presnejší odhad o invadovanosti
jednotlivých porastov možno získať z fytocenologických zápisov, ktoré o nej dávajú
predstavu na lokálnej úrovni. Zaznamenaný bol výskyt 10 neofytov a 8 archeofytov.
CHYTRÝ & PYŠEK (2009) udávajú, že spoločenstvá s veľkým počtom neofytov majú
spravidla taktiež veľký počet archeofytov a naopak, tieto dve odlišné skupiny druhov silno
invadujú rovnaké spoločenstvá.
Spoločenstvá invadované astrou novobelgickou a astrou kopijolistou dosahovali
najčastejšie sa vyskytujúce hodnoty pre všetky EIH. CVACHOVÁ et al. (2002)
charakterizuje tieto druhy ako druhy nenáročné na stanovištia, osídľujúce brehy tokov,
lužné lesy, tiež okraje ciest a ruderálne stanovištia.
Spoločenstvá s hviezdnikom obyčajným predstavovali druhovo bohatšie
spoločenstvá, najmä pri vodnom toku, v ktorých bol tento druh zastúpený len roztrúsene až
hojne, a jeho invázny potenciál sa neprejavil. Spoločenstvá dosahovali priemerné EIH.
46
CVACHOVÁ et al. (2002) popisuje tento druh ako druh osídľujúci najmä synantropné
stanovištia, ktorý rastie aj pozdĺž komunikácií, v pobrežných krovinách a lužných lesoch.
Ako udáva CHRTEK (1990 in CVACHOVÁ et al. 2002) pohánkovec japonský
a pohánkovec český splaňuje v sprievodnej vegetácii tokov, najmä tam, kde došlo
k narušeniu pôdneho krytu, ďalej vo vlhkomilných krovinných spoločenstvách,
na opustených plochách, skládkach. Pohánkovec český uprednostňuje kyslý substrát.
Najnižšia hodnota pH bola zaznamená práve pre spoločenstvo invadované týmto druhom.
Spoločenstvá s slnečnicou hľúzkatou sa šíria najmä pozdĺž vodných tokov, ale ich
výskyt je častý aj na iných, najmä vlhších ruderálnych stanovištiach. Ťažisko rozšírenia je
v planárnom a kolínnom stupni, hojný výskyt sa zaznamenal na rieke Nitra
(VALACHOVIČ 2001). Druh v území invadoval spoločenstvá zaradené do skupiny
druhov mezických až vlhkých pôd, avšak s vyššími nárokmi na svetlo a teplotu,
čo odzrkadľuje výskyt tohto druhu najmä v ruderálnych spoločenstvách. Ako však uvádza
JAROLÍMEK et al. (1997) tento druh má pomerne širokú ekologickú amplitúdu a okrem
ďalších mezofilných spoločenstiev zasahuje aj do spoločenstiev výživných, na dusík
bohatých, teplých a vysychavých ruderálnych stanovištiach.
VALACHOVIČ (2001) udáva, že spoločenstvá s netýkavkou žliazkatou osídľujú
čerstvé, vlhké, humózne a dusíkom obohatené pôdy, pričom limitujúcim faktorom je pôdna
vlhkosť. Najvyššie hodnoty pri ekofaktore vlhkosť boli zaznamenané práve v týchto
spoločenstvách pričom dosahovali aj vysoké hodnoty pre obsah dusíka. HEJDA & PYŠEK
(2006) opisujú vplyv netýkavky žliazkatej na pobrežné spoločenstvá ako menej vážny,
a tento druh len zriedka dominuje nad pôvodnými nitrofilnými druhmi, rastúcimi v týchto
spoločenstvách. Vyššie hodnoty Shannon-Weinerovho indexu pre spoločenstvá
s netýkavkou potvrdzujú toto tvrdenie.
Výskum BENČAŤOVÁ et al. (2013) charakterizuje spoločenstvá s agátom bielym
ako polotieňomilné až polosvetlomilné, teplomilné, oceánické až suboceánické, suchých až
čerstvo vlhkých, neutrálnych pôd, bohatých na dusík. Táto ekologická analýza bola
vykonaná použitím EIH, a jej výsledky sa, až na o čosi nižšie nároky na svetlo, zhodujú
s výsledkami našej analýzy.
Výskyt spoločenstiev s archeofytom vratičom obyčajným sa potvrdil najmä na
neobhospodarovaných poliach a okrajoch ciest. Výsledky EIH pre vlhkosť ich radili
k spoločenstvám, ktoré sú charakteristické druhmi rastúcimi na suchých až čerstvo vlhkých
pôd. CHYTRÝ & PYŠEK (2009) udávajú, že archeofyty sa často vyskytujú v nelesnej
vegetácii, sú voči neofytom relatívne početnejšie v suchších oblastiach alebo na pôdach
suchších, ako sú černozeme a rendziny.
ZÁVER
Invázne druhy rastlín sa stali celosvetovým problém, ktorý má vplyv na životné prostredie,
zdravie ľudí, a každoročne zapríčiňuje finančné škody. Výskyt týchto druhov je viazaný
na rôzne typy spoločenstiev. Invadované rastlinné spoločenstvá v katastri obce Lehota
pod Vtáčnikom patrili podľa výsledkov Ellenergových indikačných hodnôt najčastejšie
k spoločenstvám polosvetlomilným, s druhmi mierneho tepla, druhmi suboceánickými,
rastúcich na čerstvo vlhkých, mierne kyslých až zásaditých pôdach, stredne bohatých
až bohatých na dusík. Výskyt inváznych druhov bol viazaný na rôzne rastlinné
spoločenstvá, avšak najviac na spoločenstvá synantropné, ruderalizované, vyskytujúce sa
pri okrajoch ciest, cestných priekopách, navážkach, pri vodných tokoch. Porozumenie
väzbám inváznych druhov na spoločenstvá si vyžaduje nielen znalosti nárokov
a charakteristík rastlinných druhov, ale aj spoločenstiev, ktoré tieto druhy preferujú,
a zároveň brať do úvahy aj vplyv týchto rastlín na invadované spoločentvá.
47
Poďakovanie
Príspevok vznikol ako výstup vedeckého projektu 2/0171/16 "Zmeny poľnohospodárskej
krajiny Slovenska vplyvom politík Európskej Únie" v rámci Vedeckej grantovej agentúry
MŠ SR a SAV.
LITERATÚRA
BENČAŤOVÁ B., KOPRDA J. & BENČAŤ T. (2013): The shrub and Black Locust
communities of chosen parts of the Hron downs, the Slovak Republic. – Folia Oecologica,
40:157-162.
D´ANTONIO C. M., & VITOUSEK P. M. (1992:) Biological invasions by exotic grasses,
the grass/fire cycle, and global change. – Annual Review of Ecology and Systematics,
23:63-87.
DOSTÁL P., DAWSON W., VAN KLEUNEN M., KESER L. H. & FISCHER M. (2013):
Central European plant species from more productive habitats are more invasive
at a global scale. – Global Ecology and Biogeography, 22:1:64-72.
CVACHOVÁ A., CHROMÝ P., GOJDIÈOVÁ E., LESKOVJANSKÁ A., PIETOROVÁ E.,
ŠIMKOVÁ A. & ZALIBEROVÁ M. (2002): Príručka na určovanie vybraných inváznych
druhov rastlín. – Banská Bystrica: Štátna ochrana prírody SR, Centrum ochrany prírody,
64 p.
ELIÁŠ, P. (2005): Invázne rastliny ako environmentálne buriny. – Životné prostredie, 39:4:
200-203.
ELLENBERG H., WEBER H. E., DÜLL R., WIRTH V., WERNER W. & PAULIßEN D.
(1992): Zeigerwerte von Pflanzen in Mitteleuropa. – Göttingen: Erich Goltze KG, 258 p.
ISBN 3-88452-518-2.
GAŠPAROVIČOVÁ P. (2015): Invadované rastlinné spoločenstvá v katastrálnom území
obce Lehota pod Vtáčnikom. (Diplomová práca). – Univerzita Konštantína Filozofa,
Fakulta prírodných vied, Katedra ekológie a environmentalistiky. Nitra: 66 p.
GODEFROID S., PHARTYAL S. S., WEYEMBERGH G.. & KOEDAM N. (2005):
Ecological factors controlling the abundance of non-native invasive black cherry (Prunus
serotina) in deciduous forest understory. – Belgium. Forest Ecology and Management,
210:1/3: 91-105.
GOJDIČOVÁ E., CVACHOVÁ A. & KARASOVÁ E. (2002): Zoznam nepôvodných,
inváznych a expanzívnych cievnatých rastlín Slovenska 2. – Banská Bystrica: ŠOP SR, 17p.
HEJDA M. & PYŠEK P. (2006): What is the impact of Impatiens glandulifera on species
diversity ofinvaded riparian vegetation? – Biological Conservation, 132:143-152.
CHYTRÝ M. & PYŠEK P. (2009): Kam se šíří zavlečené rostliny? 2. Invadovanost
a invazibilita rostlinných společenstev. – Živa, 2:60-63.
IŠTOŇA J. (2000): Fytocenologická charakteristika a zhodnotenie fytodiverzity
lesných spoločenstiev modelového územia Magura. – Lesnícky časopis - Forest Journal,
46:3:237-255.
JANIŠOVÁ M. (2007): Vegetácia Slovenska. Travinnobylinná vegetácia Slovenska
– elektronický expertný system na identifikáciu syntaxónov. – Bratislava: Botanický ústav
SAV, 263 pp. ISBN 978-80-969265-2.
JAROLÍMEK I., ZALIBEROVÁ M., MUCINA L. & MOCHNACKÝ S. (1997): Rastlinné
spoločenstvá Slovenska. 2. Synantropná vegetácia. – Veda, vydavateľstvo SAV, Bratislava.
416 p.
KLINCK J. (2009): The alien invasive species Campylopus introflexus - in the Danish
coastal dune system. – Master thesis Unpublished Department Biology, section for Ecology
and Evolution. Copenhagen University, 105 p.
48
KRÍŽOVÁ, E. & NIČ J. (2000): Fytocenológia a lesnícka typológia: Návody na cvičenia
[online]. – Technická univerzita vo Zvolene, 2000. [cit. 2016-03-09], Dostupné online:
http://www.tuzvo.sk/files/LF-KF/Pedago-Predmety/Fytocenologia_NCV.pdf
PYKE D.A. & KNICK S.T. (2003): Plant invaders, global change, and landscape
restoration. – African Journal of Range and Forage, pp. 278-288.
PYŠEK P. (1996): Biologické invaze II. Druhy a spoločenstva. – Živa, 44:3:102-105.
PYŠEK P. & RICHARDSON D. M. (2010): Invasive Species, Environmental Change
and Management, and Health. – Annual Review of Environment and Resources 35,
pp. 25-55.
REJMÁNEK M. & RICHARDSON D. M. (1996:) What attributes make some plant species
more invasive? – Ecology, 77:1655-1661.
SCHAFFERS A. P. & SÝKORA K. V. (2000): Reliability of Ellenberg Indicator Values
for Moisture, Nitrogen and Soil Reaction: A Comparison with Field Measurements.
– Journal of Vegetation Science, 11:2: pp. 225-244.
SZYMURA, M., DRADRACH A., WOLSKI K. & ŚWIERSZCZ S. (2014): Invasive Plant
Species – Threat To Grasslands. – River Valleys Steciana, 18:2:89-94
TER BRAAK C. J. F. & ŠMILAUFER P. (2002): CANOCO (2002) Reference Manual
and CanoDraw for Windows User's Guide: Software for Canonical Community Ordination
(version 4.5). – Ithaca, NY, 500 p.
TICHÝ Ľ. (2002): JUICE, software for vegetation classification. – Journal of Vegetation
Science 13, pp. 451-453
VALACHOVIČ M. [ed.] (2001): Rastlinné spoločenstvá Slovenska 3. Vegetácia mokradí.
– Veda, Bratislava, 435 p.
VITOUSEK P. M., ABER J. D., HOWARTH R .W., LIKENS G. E., MATSON P. A.,
SCHINDLER D.W., SCHLESINGER W.H. & TILMAN D.G. (1997): Human alteration
of the global nitrogen cycle: sources and consequences. – Ecological Applications,
7:737-750.
49
ENVIRONMENTÁLNE HODNOTENIE KAMEŇOLOMOV
V SEVERNEJ ČÁSTI OKRESU TRNAVA, ZÁPADNÉ SLOVENSKO
ENVIRONMENTAL ASSESSMENT OF QUARIES IN NORTHERN PART
OF TRNAVA DISTRICT, WESTERN SLOVAKIA
Dárius Chreno, Pavol Eliáš1
1
Katedra ekológie FEŠRR, Slovenská poľnohospodárska univerzita, Mariánska 10,
SK – 949 76 Nitra, Slovenská republika, +421-37-6415617
email: [email protected]
ABSTRACT
Impacts of active (4) and abandoned (8) quaries in Eastern Part of Malé Karpaty Mts.
in Trnava District, West Slovakia, were studied/analysed in the field. Several negative
impacts were identified and documented: . Abandoned quaries can be considered also
as secondary habitats of rare and threatened animal and plant species. The positive effects
on biodiversity are demonstrated by occurrence of Lacerta viridis, Verbascum speciosum,
orchids and some other protected species.
Keywords: impact assessment, quaries, Malé Karpaty Mts., Trnava district, Slovakia.
ÚVOD
Povrchová ťažba nerastných surovín je spojená s činnosťami, ktoré menia pôvodnú
prírodnú krajinu a vytvárajú nové antropogénne formy reliéfu (FORMAN & GODRON
1986; HRONČEK 2005; HRONČEK & MILANOVÁ 2006). Environmentálne hodnotenie
lomovej ťažby nerastných surovín (LANGER 2001; LINTNEROVÁ 2002;
MINISTERSTVO ŽP SR 2002; ELIÁŠ 2005, 2006) poukazuje na celý rad nepriaznivých
dôsledkov, okrem nenávratného záberu poľnohospodárskej a lesnej pôdy, fyzickej
likvidácie pôvodných ekosystémov a biotopov atď.
V práci sa zaoberáme hodnotením vplyvov a dôsledkov lomovej ťažby kameňa
v severnej časti okresu Trnava na životné prostredie. V okrajovej časti pohoria Malé
Karpaty, v susedstve Podunajskej nížiny (Trnavská pahorkatina, západné Slovensko) sme
skúmali a dokumentujeme najmä negatívne vplyvy ťažobnej činnosti na príklade
12 kameňolomov, z toho 4 aktívnych a 8 už opustených.
Materiál a metódy
Vymedzenie územia a výber lomov.
Záujmové územie sa nachádza na západnom Slovensku, v severnej, severovýchodnej
a severozápadnej časti okresu Trnava. Vybraných 12 kameňolomov leží v katastroch obcí
Buková, Dechtice, Dobrá Voda, Horné Orešany, Lošonec, Smolenice a Trstín (Tab. 1).
Objekty sú nachádzajú v centrálnej časti pohoria Malé Karpaty a časť z nich sa nachádza
priamo v chránenej krajinnej oblasti. Niektoré s z objektov sa nachádzajú priamo v CHKO
Malé Karpaty (Majdán, Lošonec, smolenické lomy), iné s oblasťou priamo susedia
(Buková, oba objekty v dechtickom katastri) alebo sa nachádzajú v jej bezprostrednej
blízkosti (Chmelíkov Mlyn), v prípadne sa v budúcnosti do tohoto areálu rozšíria (Trstín
aktívny). Lom Všivavec patrí do chráneného areálu Všivavec, v ktorom platí 4. stupeň
ochrany.
50
Vybrané objekty boli lokalizované za použitia mapových podkladov internetových
stránok maps.google.sk, mapy.hiking.sk, mapa.zoznam.sk a taktiež s pomocou textových
častí územných plánov obcí Lošonec, Smolenice, Dechtice a predchádzajúcich skúseností
z oblasti. Takýmto spôsobom boli vybrané štyri aktívne kameňolomy (Buková, Lošonec,
Trstín, Dechtice), ktorých prebieha ťažba kameňa, a osem neaktívnych a opustených
kameňolomov (Všivavec, tri kameňolomy v Smoleniciach, dva kameňolomy v Trstíne,
neaktívny kameňolom v Dechticiach a kameňolom v rekreačnom stredisku Majdán). GPS
súradnice jednotlivých lomov boli získane za pomoci použitia nástrojov mapového serveru
mapy.hiking.sk. Základné informácie o lomoch sú v tabuľke 1.
Tab. 1: Prehľad a základná charakteristika činných a opustených kameňolomov v severnej
časti okresu Trnava.
Názov lomu
Katastrálne
Hornina
územie
Súčasný stav
AKTÍVNE LOMY
Lošonec
Lošonec
Melafír
ťaží sa
Buková
Buková
Vápenec, dolomit
ťaží sa
Trstín
Trstín
Dechtice
Dechtice
Prevažne dolomit,
Vápenec
Vysokopercentný
Vápenec, Dolomit
ťaží sa
ťaží sa
OPUSTENÉ LOMY
Piesčitý a škvrnitý
Majdán
Lošonec
vápenec, radiolarit,
hľúznatý vápenec
Všivavec
Horné Orešany
Vápenec, dolomit
Smolenice lom 1.
Smolenice
Vápenec, dolomit
kultúrne využívaný,
reštauračné zariadenie
rekultivovaný, takmer
splýva s prostredím
minimálna nepovolená
ťažba, pomalá sukcesia
opustený, v roku 2013
Smolenice lom 2.
Smolenice
Vápenec, dolomit
čerstvá navážka v centrálnej
časti, inak nevyužívaný
Chmelníkov Mlyn
Trstín
Vápenec, dolomit
Trstín nad cintorínom
Trstín
Dolomit
Dechtice
Dechtice
Vápenec, dolomit
51
nepovolená ťažba, divoká
skládka
opustený
Z časti naďalej nepovolená
ťažba, z časti sukcesia
Metódy určovania a hodnotenia jednotlivých vplyvov
(a) Vplyv na krajinný ráz.
Pri hodnotení vplyvu na krajinný ráz bolo použitých niekoľkých vrstiev mapového
podkladu mapa.zoznam.sk, na ktorých sa analyzovali a porovnali jednotlivé objekty
(základná, satelitná a historická mapa). Objekty boli pozorované a fotografované
z rozličných svetových strán, fotografie boli následne porovnané s mapovým podkladom.
Hodnotil sa výskyt antropogénnych línii a estetika, respektíve rušivosť sledovaného
územia, ako aj pohľad („svetový smer“), z ktorého je vplyv najviditeľnejší, respektíve,
na ktorý pôsobí. Pre hodnotenie vplyvu na krajinný ráz sme použili nasledujúcu 4-člennú
stupnicu: 1 - minimálny až neutrálny vplyv, 2 - malý vplyv, 3 - značný vplyv a 4 - veľmi
výrazný vplyv.
(b) Vplyvu na pôdu.
Zistila sa veľkosť a rozmery plochy, ktorú jednotlivé objekty zaberajú, a určilo sa aké
využitie by pôda mala, ak by sa na nej okolité objekty nenachádzali. Rozmery aktívnych
kameňolomov boli zistené zo správ posudzovania vplyvov činností na životné prostredie
(EIA), prípadne od vedúceho prevádzky konkrétnych objektov. Rozmery opustených
kameňolomov boli odhadnuté za pomoci územných plánov jednotlivých obcí a máp
z webstránky maps.google.sk. Vplyv na pôdu sa určil podľa rozsahu záberu pôdy a bol
zhodnotený podľa 4-člennej stupnice: 1 - minimálny až neutrálny vplyv (záber pôdy
do 10 000 m2 ) , 2 - malý vplyv (záber do 20 000 m2 ), 3 - značný vplyv (do 50 000 m2 )
a 4 - veľmi výrazný vplyv (záber pôdy nad 50 000 m2 ).
(c ) Vplyv na sukcesné štádiá a vegetáciu
Vplyv sa zhodnotil na základe terénneho výskumu stupňa zarastania lomu vegetáciou
a výsledkov fytocenologického prieskum. Zmerali sme plošný výskyt jednotlivých
sukcesných štádií v objekte lomu a prepočítali na percentuálny záber rozlohy celého
kameňolomu. Rozlišovali sme iniciálne štádiá sukcesie (plochy, ktoré zaberá obnažená
hornina bez pôdnej pôdy a akejkoľvek vegetácie), prechodné štádiá sukcesie (plochy
porastené vegetáciou) a tiež štádium klimaxové alebo blízke klimaxu (ak sa prítomná
vegetácia zhodovala s potenciálnou prirodzenou vegetáciou podľa geobotanickej mapy
Slovenska, Michalko et al., 1986). Pre určenie presnejšieho vplyvu na vegetáciu sme
hodnotili výskyt bylín, tráv, krov a stromov podľa jednotlivých etáží (bylinná, kerová,
stromová). Vplyv na sukcesiu a vegetáciu sme zhodnotili podľa 4-člennej stupnice
v závislosti od toho aké plochy zaberala plocha jednotlivých sukcesných štádii a aká
vegetácia sa na nich vyskytovala. Stupne:
1 - minimálny až neutrálny vplyv (malá plocha odkrytej plochy, vyššie štádium sukcesie,
veľká plocha stromovej vegetácie), 2 - malý až mierny vplyv, 3 - výrazný vplyv, 4 - veľmi
výrazný vplyv (veľká plocha primárnej sukcesie, malá plocha porastená prevažne len
jednoročnými bylinami).
(d) Vplyv na čerpanie prírodných zdrojov.
Rozsah čerpania prírodných zdrojov bol pri aktívnych kameňolomoch zistený
z dokumentov EIA (kameňolomy Trstín a Buková). Pri kameňolomoch Dechtice a Lošonec
neboli tieto dokumenty k dispozícii, preto rozsah a intenzita ťažby sa tu zistil v riadenom
rozhovore s vedúcimi prevádzok obidvoch kameňolom. Pri opustených kameňolomoch sme
tieto informácie získali pri terénnom prieskume na základe analýzy zmien v nich v čase
od mája 2013 do apríla 2014 a tiež podľa stôp po ťažbe. Vplyv na čerpanie prírodných
zdrojov bol hodnotený v závislosti od rozsahu priemernej predpokladanej ťažby podľa
52
5-člennej stupnice: 1 - minimálny až neutrálny vplyv (ťažba do 10 ton ročne), 2 - malý
vplyv (do 1 000 ton ročne), 3 - mierny až značný vplyv (do 100 000 ton ročne), 4 - vplyv
výrazný (do 250 000 ton) a 5 - veľmi výrazný vplyv (nad 150 000 ton).
(e) Vplyv na hlučnosť prostredia.
Hlučnosť prostredia sa zisťovala (merala) iba v aktívnych kameňolomoch. Na meranie
hluku bol použitý smartfón “Lenovo P 780”, na ktorom bola k tomuto účelu využitá
aplikácia “Sound Meter, 1.5.7” od spoločnosti “Smart Tools Co.”, dostupná zdarma
na webovej adrese play.google.com/store/search?q=sound%20meter (15. 4. 2014). Hluk
bol meraný v decibeloch (db). Meralo sa na 3 miestach pri každom objekte po dobu
15 minút počas pracovného týždňa v časoch od 9 do 15 hodiny počas pracovnej doby.
Zaznamenané boli len najvyššie hodnoty.
(f) Vplyv na prašnosť prostredia.
Prašnosť sa zisťovala vizuálne (zrakom a hmatom) počas terénnych výskumov v aktívnych
objektoch pri spracovateľských zariadeniach a na prístupových cestách. Znaky prašnosti sa
zaznamenali a zdokumentovali (fotografie). V objekte Lošonec bola prašnosť meraná
aj priamo na listoch zasiahnutej vegetácie na začiatku apríla 2014. Vybrali sa 3 rozličné
miesta podľa úrovne prašnosti. Počas slnečného dňa, v období bez zrážok, prach bol
odoberaný malou holičskou kefkou z listov s rozmermi 7 cm (+- 0,3mm) dĺžky x 3,2 cm
(+- 0,3mm) v najhrubšom bode do samouzatvárateľných igelitových sáčkov. Odobraný
prach sa odvážil na digitálnej váhe “Pocket Seale” s presnosťou 0,01 gramu.
Prašnosť bola v aktívnych objektoch hodnotená na základe terénneho výskumu
a pozorovaní v okolí kameňolomu. Pozoroval sa aj výjazd nákladných vozidiel, ktoré sú
podľa našich očitých zistení najväčším zdrojom vnášania prašnosti do prostredia.
Ekologický dôsledok prašnosti bol hodnotený na trojčlennej stupnici:
0 - vplyv sa nevyskytuje,
1 - malý až zanedbateľný vplyv (vizuálne znaky prašnosti na vegetácii bezprostredne pri
spracovateľskom zariadení, nákladné automobily prach do prostredia nevnášajú alebo len
v minimálnom množstve),
2 - mierny vplyv (badateľné znaky prašnosti po celom objekte a v okolí 20 metrov
pri vchode do objektu),
3 - veľmi výrazný vplyv (objekt je viditeľným vnášačom prašnosti do prostredia, badateľné
znaky na vegetácii, vizuálne znaky vnášania veľkého množstva prachu do prostredia
nákladnou dopravou).
(g) Vplyv na kvalitu povrchovej vody.
Vzorky vody boli odobrané do 1 litrových fliaš z dvoch povrchových zdrojov vody
(potokov) v blízkosti kameňolomov Lošonec a Dechtice. V potoku, ktorý prechádza
kameňolomom Lošonec, a v potoku, ktorý prechádza v blízkosti aktívneho kameňolomu
Dechtice. Následne boli vzorky odovzdané na analýzu laboratóriám Ústavu environmentu,
bezpečnosti a kvality, fakulty MTF, STU v Trnave na rozbor. Namerané hodnoty vzoriek
boli porovnané s normou pre pitnú vodu STN 75 7111.
(h) Vplyv na výskyt vzácnych a ohrozených druhov.
Pri terénnom výskume sme zaznamenali výskyt zriedkavých druhov rastlín a živočíchov
v sledovaných objektoch a v ich okolí. Osobitná pozornosť sa venovala prítomnosti Lacerta
viridis, ktorá sa zisťovala v skorom jarnom období od 25 marca do 3 apríla z dôvodu nižšej
53
vegetácie. Počet jednotlivých jedincove sa zapísal. V závislosti od výskytu druhov a počtu
jedincov sa hodnotil vplyv podľa trojčlennej stupnice.
0 – žiaden výskyt, Lacerta viridis sa na území nevyskytovala, ale jej prítomnosť
nemôžeme ani vylúčiť a význam objektu z hľadiska refúgií pre vzácne druhy nevieme
určiť.
1 – málo významné refúgium pre vzácne druhy, v objekte sme našli jedného jedinca
2 – stredne významné, na mieste sme našli 2 - 4 jedincov
3 - veľmi významný, v objekte sme našli 5 jedincov.
Komplexné hodnotenie vplyvov kameňolomov na životné prostredie
Pre súhrnné hodnotenie sa použili čiastkové výsledky hodnotenie jednotlivých vplyvov
všetkých sledovaných objektov. Zistené ukazovateľe sa hodnotili na 4-člennej stupnici
od 1 (najmenej významné) po 4 (veľmi významné) podľa rozsahu negatívneho pôsobenia.
Pri posudzovaní kameňolomov ako refúgií vyššie číslo znamenalo pozitívnejší efekt.
Hodnota „0“ znamená, že vplyv sa neurčoval.
VÝSLEDKY A DISKUSIA
Výsledky výskumu sú prehľadne uvedené v Tabuľkách 2-4.
Skúmaním vybraných kameňolomov sme zistili, že jednotlivé dôsledky a vplyvy
kameňolomov na prostredie, v ktorom sa nachádzajú, sa čiastočne odlišujú podľa toho či je
kameňolom aktívne, intenzívne dobývaný alebo v štádiu opustenosti. Väčšina dôsledkov
ťažby, ktoré sú prítomné v opustených kameňolomoch, sa rovnako nachádza
aj v kameňolomoch aktívnych. Aktívne objekty majú navyše svoje ďalšie špecifické
dôsledky, ktoré súvisia s aktívnou ťažbou, prácou človeka, spracovaním a transportom
materiálu.
Vo všetkých sledovaných kameňolomoch sme identifikovali a dokumentovali tieto
dôsledky ťažby, vplyvy na životné prostredie:
• zmena krajinného rázu, estetiky prostredia
• záber, zmena zamerania využívania pôdy a s tým súvisiace zničenie pôvodných
ekosystémov
• zmena sukcesného štádia a zloženia vegetácie v území ťažby.
Pri aktívnych kameňolomoch ďalej:
• aktívny vplyv na kvalitu životného prostredia (vodné pomery, hluk, prašnosť)
• vplyv ťažby na zdravotný stav rastlín (prašnosť)
• vplyv ťažby na obyvateľsťvo (hluk, prašnosť)
• čerpanie prírodných zdrojov.
Rovnaké nepriaznivé vplyvy uvádzajú PECHANEC et al. (2007), keď zdôrazňujú,
že v priebehu vlastnej ťažby dochádza celkom jednoznačne k degradácii a strate pôvodných
biotopov. K trvalému záberu poľnohospodárskej pôdy, k zmene povrchových vôd, zvýšenej
prašnosti (zaprášené povrchy) atď. „Zvýšená prašnosť sprevádza odstreľovanie, nakladanie,
transport, drtenie, obohacovanie rúd, vyklápanie hlušiny“ a pod. Doprava surovín v rámci
lomu a cementární (dopravné pásy, lanovky) a preprava po cestách, vode a železnici
obvykle spôsobuje zaprašovanie prostredia (LINTNEROVÁ 2002).
Veľký zásah do prostredia predstavujú veľkolomy, ktoré kompletne a nenávratne
zničia pôvodné prostredie – morfológiu terénu, biotopy, pôdy, vodné zdroje a pod. Okrem
toho sú bezprostredným zdrojom prachu a hluku, pretože v lome alebo v jeho okolí
dochádza obvykle aj k úprave surovín, hlavne k drveniu, prípadne mletiu (stavebné
54
kamene, cementárne a iné) (LINTNEROVÁ 2002; ELIÁŠ 2006, 2008). Osobitne ťažba
vápencov vo veľkolomoch pre cementárne, chemický priemysel a na stavebný kameň
viedla a stále vedie k závažnému (nielen mechanickému) poškodzovaniu prírodného
prostredia.
Zhodnotenie vplyvov kameňolomov na krajinný ráz je v tabuľke 2.
Tab. 2: Viditeľnosť kameňolomov a ich vplyv na krajinný ráz a ich potenciálna rušivosť
v prostredí v severnej časti okresu Trnava.
Najvýraznejší vplyv na krajinný ráz sme zaznamenali v činných kameňolomoch.
Všetky sú typovo podstatne väčšie ako opustené kameňolomy a dva z nich sa nachádzajú
na dosť rušných cestných komunikáciách. (Tab. 2). Najviditeľnejší a najnegatívnejší vplyv
je pravdepodobne v lome Buková, ktorým prechádza hlavná cesta a lom sa rozprestiera
po oboch jej stranách. Bukovský kameňolom predstavuje výrazný antropogénny reliéf
a zároveň jeho prítomnosť pôsobí v krajine veľmi rušivo. Antropogénna činnosť pozmenila
prostredie natoľko, že v minulosti relatívne úzky priesmyk je dnes niekoľko sto metrov
široký koridor. Kopec Dubník, v ktorého boku v minulosti prebiehala ťažba dnes
už neexistuje a je možné ho nájsť iba na starích mapách. Miesto toho dnes možno
pozorovať výraznú formu antropogénneho reliefu v podobe dobývacích stien, jednotlivých
etáží, nádvoria a obrovského nového priestoru. FORMAN & GODRON (1986) píšu
o „jazvách“, ktoré spôsobuje povrchová ťažba nerastných surovín v krajine.
Kameňolomy sa odlišujú stupňom zarastania vegetáciou. Najvýraznejší vplyv
na sukcesiu a zloženie vegetácie majú aktívne kameňolomy. Veľká časť územia, ktorú
zaberajú, podlieha primárnej sukcesii na ťažbou obnaženej hornine bez akejkoľvek pôdnej
vrsty (Tab. 3). Najviditeľnejší je tento vplyv v kameňolomoch Trstín a Lošonec, kde až 85,
resp. 90 percent rozlohy zaberá táto plocha. O niečo menej výrazný je tento vplyv
55
v kameňolomoch Dechtice a Buková, kde už prebieha určitá forma rekultivácie a na časť
plôch (30 %) je navrátená skryvka a rastie tu umelo vysadená nepôvodná stromová
vegetácia. (Pinus silvestris).
Tab. 3: Stupeň zarastania kameňolomov vegetáciou (sukcesné štádiá) a zastúpenie bylín,
krov a stromov v lomoch („etáže“).
V opustených kameňolomoch prebieha sukcesia, väčšinou sú zarastené trávovobylinnou vegetáciou (Tab. 3). Vysoký stupeň zarastania (pokryvnosti vegetácie) bol
zaznamenaný v lome Hlboča. Väčšina plochy kameňolomu je v sekundárnom štádiu
sukcesie. Objekt je porastený stromovou etážou vo forme dospelého lesa tvoreného
prevažne Pinus silvestris. Borovica sa tiež vyskytuje v okolí objektu. V objekte sa
nachádza minimum obnažených plôch, ktoré sú najmä na exponovanejších miestach a tiež
v centrálnej časti lomu, kde je živá suť. V spodnej časti lomu sa vyskytuje výrazný
ruderálny porast Urtica dioica.
Vysší stupeň pokryvnosti sme zaznamenali aj v lome Všivavec. Vegetáciou je
pokrytých približne 90% plochy kameňolomu. Nepokryté sú len lesné cestičky a menšie
exponovanejšie časti, na ktorých prebieha erózna činnosť. Okolie lomu je umelo zalesnené
(Pinus silvestris). Lom je zarastený roztrúsenou drevinnou vegetáciou tvorenou Pinus
silvestris, Fraxinus excelsior a niekoľkýmí jedincami Acer campestre. Bylinná etáž má
charakter prirodzenej xerotermnej vegetácie. Najvyššiu pokryvnosť má porast
Calamagrostis epigeos. Na severnej hranici rozšírenia sa tu vyskytuje Verbascum
speciosum (cf. ELIÁŠ, 1986, 2014). Našli sme ho aj v opustenom kameňolome Majdán.
Súhrnné zhodnotenie vplyvov na všetky objekty je v Tabuľke 4.
56
Tab. 4: Súhrnné zhodnotenie jednotlivých vplyvov ťažby nerudných surovín v činných
(aktívnych) a opustených lomoch v severnej časti okresu Trnava.
Ako sme predpokladali, najväčšie ekologické dôsledky vznikajú v činných
kameňolomoch.
Z pomedzi nich sme pozorovali najväčšie negatívne dôsledky
v kameňolome Lošonec. Aj napriek tomu, že ťažba tam nedosahuje taký rozsah ako
v Trstínskom a Bukovskom objekte. Vplyv objektu Lošonec je od ostatných negatívnejší
kvôli výraznej prašnosti, ktorú šíri do okolia. Okrem toho spôsobuje výrazne zakalenie
povrchových vôd - cez objekt pretekajúceho potoka. Najvýraznejšie čerpanie prírodných
zdrojov prebieha v kameňolome Trstín.
Z hľadiska vplyvu na pôdu, krajinný ráz a estetiku je potom najvýraznejší vplyv
v kameňolome Buková. Z hľadiska vplyvu na sukcesiu a pokryvnosť vegetácie považujeme
za najnegatívnejší kameňolom Trstín. Z hľadiska hlučnosti môžeme za najnegatívnejší
považovať kameňolom Buková, z dôvodu umiestnenia objektu v blízkosti osídlení.
Z pomedzi opustených kameňolomov je možné za najnegatívnejšie pôsobiaci
považovať kameňolom Chmelíkov Mlyn kvôli veľmi aktívnemu antropickému využívaniu
a veľmi nízkej pokryvnosti vegetáciou, nízkemu štádiu sukcesie a divokej skládke pri
vchode do objektu. Výraznejšie pozitívne môžeme hodnotiť iba druhú časť opusteného
kameňolomu Dechtice, kedže sme tam našli 6 jedincov chráneného, zranitelného plaza
Lacerta viridis.
CHUMAN (2007) prezentuje pozitívny názor ochrany prírody na lomy,
podľa ktorého „mnohé z těžebních tvarů se přirozenými přírodnými procesy staly
významnými refugii výskytu ohrožených druhů, společenstev a fungují jako jejich
dlouhodobě ekologicky stabilní stanoviště, jiné jsou unikátními lokalitami z pohledu
mineralogie, paleontologie či geologie nebo se staly významnými prvky obohacujícími
krajinu“. Z územia Českej republiky uvádza 152 maloplošných osobitne chránených
území, ktoré chránia „ťažobné tvary“ ako objekt ochrany prírody a krajiny. Pripomína, že to
primárne neukazuje na to, akými hodnotnými biotopmi sa môžu ťažobné tvary stať,
ale ukazuje o koľko druhov a špecifických biotopov je okolitá krajina ochudobnená.
V literatúre sa hodnotia (najmä vápencové) kameňolomy ako refúgiá pre xerotermné
57
motýle (BENEŠ et al. 2003), pavúky (KŮRKA 2000; TROPEK 2007; TROPEK
& KONVIČKA 2008) a iné skupiny bezstavovcov (KONVIČKA 2012) kvitnúce rastliny.
Preto sa uprednostňuje prirodzená zarastanie lomov (sukcesia) pred sanáciou či technickou
rekultiváciou (LOŽEK 1980; JEFFERSON 1984; LOŽEK & CÍLEK 1992; PRACH 2006;
ŘEHOUNEK et al. 2010; SÁDLO & TICHÝ 2002; TICHÝ 2004; ELIÁŠ 2008).
ZÁVER
Skúmaním vybraných kameňolomov sme zistili, že jednotlivé dôsledky a vplyvy
kameňolomov na prostredie, v ktorom sa nachádzajú sa čiastočne odlišujú podľa toho či je
kameňolom aktívne, intenzívne dobývaný alebo v štádiu opustenosti, staroby. Možno
tvrdiť, že väčšina dôsledkov ťažby, ktoré sú prítomné v opustených kameňolomoch sa
rovnako nachádza aj v kameňolomoch aktívnych. Aktívne objekty majú navyše svoje
ďalšie špecifické dôsledky, ktoré súvisia s aktívnou ťažbou, prácou človeka, spracovaním
a transportom materiálu. Vplyvy, ktoré sme dokumentovali sa zhodujú s vplyvmi, ktoré sme
riešili v prvej kapitole. Vo všetkých sledovaných kameňolomoch sme dokumentovali tieto
dôsledky ťažby, vplyvy na životné prostredie:
• zmena krajinného rázu, estetiky prostredia,
• záber, zmena zamerania využívania pôdy a s tým súvisiace zničenie pôvodných
ekosystémov,
• zmena sukcesného štádia a zloženia vegetácie v území ťažby.
Pri aktívnych kameňolomoch ďalej:
• aktívny vplyv na kvalitu životného prostredia (vodné pomery, hluk, prašnosť),
• vplyv ťažby na zdravotný stav rastlín (prašnosť) vplyv ťažby na obyvateľstvo
(hluk, prašnosť),
• čerpanie prírodných zdrojov.
Okrem negatívnych vplyvov ďalej môžeme hovoriť o určitých vplyvoch
pozitívnych, keďže kameňolomy ( prevažne tie opustené) môžu prechodne predstavovať
útočiskové stanovištia, akési refúgie pre vzácne organizmy, najmä pre vybrané skalné,
a v niektorých prípadoch pieskomilné spoločenstvá. V našom prípade sme tento vplyv
zhodnotili na základe prítomnosti zraniteľného druhu jašterice zelenej (Lacerta viridis)
a výskytu vzácnych a ohrozených druhov rastlín (Verbascum speciosum, orchidey ai.).
Poďakovanie
Príspevok bol vypracovaný v rámci vedeckého projektu VEGA č. 1/0813/14 Ekosystémy
a ich úžitky – ekosystémové služby vo vidieckej krajine riešený na Katedre ekológie
FEŠRR SPU v Nitre.
LITERATÚRA
BENEŠ J., KEPKA P. & KONVIČKA M. (2003): Limestone quarries as refuges
for european xerophilous butterflies. – Conservation Biology, Volume 17:4:1058-1069.
ELIÁŠ P. (1986): Opustené kameňolomy. In Vegetácia ŠPR Hrdovická a Solčiansky háj
a projektova a projektovanej ŠPR Kovarecká hôrka (pohorie Tribeč). – Rosalia, 3:33-79.
ELIÁŠ P. (2005): Opustené kremencové lomy v chránenej krajinnej oblasti: čo s nimi?
– In: Naturae tutela, 9:197-203.
ELIÁŠ P. (2006): Environmentálne hodnotenie lomovej ťažby nerastných surovín.
– In: Regióny – vidiek – životné prostredie 2006 – I. časť, Zborník vedeckých, odborných
58
príspevkov a posterov z medzinárodnej vedeckej konferencie konanej v dňoch 27. – 28. 4.
2006 v Nitre.
ELIÁŠ P. (2007): Biodiverzita bioty opustených kameňolomov. – In: Ekologické štúdie VII. ,
zborník vydaný pri príležitosti konania konferencie V. ekologických dní, Nitra 3. apríl 2007.
Bratislava: Slovenská ekologická spoločnosť pri SAV, pp. 58-68.
ELIÁŠ P. (2008): Opustené kremencové lomy, čo s nimi? – Vesmír 87:8:534.
FORMAN R. & GORDON M. (1986): Krajinná ekologie. – Academia, Praha.
HRONČEK P. (2005): Ťažobné antropogénne formy reliéfu na príklade lomov v okolí
Slovenskej Lubče. – In: Geografická Revue, ročník 1, číslo 1, Fakulta prírodných vied
UMB, Katedra geografie, Banská Bystrica, ISSN 1336-7072 82 15.
HRONČEK P. (2009): Možnosti sekundárneho využitia lomov na severných svahoch
bystrickej vrchoviny. – In: Geografická Revue, ročník 5, číslo 1, Fakulta prírodných vied
UMB, Katedra geografie, Banská Bystrica, pp. 35 – 47 .ISSN 1336-7072 16.
HRONČEK P. (2012): Možnosti využitia lomov v geoturizme. – In: Geografická Revue,
ročník 8, číslo 2, Fakulta prírodných vied UMB, Katedra geografie, Banská Bystrica, pp. 6.
ISSN 1336-7072 17.
HRONČEK P. & MILANOVÁ L. (2006): Lomy Bystrickej vrchoviny – antropogénne relikty
po ťažbe nerastných surovín. – In: Geografická Revue, ročník 2, číslo 1, Fakulta prírodných
vied UMB, Katedra geografie, Banská Bystrica, pp. 31 .ISSN 1336-7072.
CHUMAN T. (2007): Těžební tvary v krajině jako objekt ochrany přírody. – In: Sborník
ekologie krajiny 4, Těžba nerostných surovin a ochrany přírody, příspěvky z konference
CZ-IALE konané 14 a 15. září 2007 v Sluňákově.
JEFFERSON R. G. (1984): Quarries and wildlife conservation in the Yorkshire Wolds,
England. – Biological Conservation , 29: 363-380.
KONVIČKA M. (2012): Postindustriální stanoviště z pohledu ekologické vědy a ochrany
přírody. – In: Tropek R. & Řehounek J. [eds.], Bezobratlí postindustriálních stanovišť:
Význam, ochrana a management, ENTÚ BC AV ČR & Calla, České Budějovice, 152 p.
KŮRKA A. (2000): Sukcese arachnocenóz v povrchových vápencových lomech v Českém
krasu (pavouci – Araneae). – Český kras, 26:22-27.
KYNICKÝ J. (2010): Quarries in the wider surroundings of the Brno agglomeration as
elements of the landscape diversification. – In: XXII Sjezd české geografické společnosti
Ostrava 2010. Dostupné na: [10.4.2014]
LANGER W. H. (2001): Potential Environmental Impacts of Quarrying Stone in Karst,
A Literature Review. – U. S. Department of the Interior and U.S. Geological Survey 23.
LANGER W. H. & KOLM K. E. (2001): Hierarchical systems analysis of potential
environmental impacts of aggregate mining. – Society for Mining, Metallurgy,
and Exploration, Inc., Annual Meeting, 01:103:10-24.
LINTNEROVÁ O. (2002): Vplyv ťažby nerastných surovín na životné prostredie.
– Univerzita Komenského Bratislava, 160 p.
LOŽEK V. (1980): K osudu opuštěných lomů v chráněných územích. – Památky a príroda,
5,6:359-365.
LOŽEK V & CÍLEK V. (1992): Ekologická težba v konepruské oblasti, rekultivacní studie.
– Ochrana prírody 47:3:72-75.
MINISTERSTVO ŽIVOTNÉHO PROSTREDIA SLOVENSKEJ REPUBLIKY (2002):
– Koncepcia trvaloudržatelného využívania zdrojov horninového prostredia 28.
MINISTERSTVO ŽIVOTNÉHO PROSTREDIA SLOVENSKEJ REPUBLIKY (2002):
Atlas krajiny Slovenskej republiky. – Esprit, spol. s r. o., Banska Štiavnica,
ISBN 80-88833-27-2 29.
PRACH K. (2006): Príroda pracuje zadarmo. – Vesmír 85:272-277.
59
PECHANEC V., NOVÁKOVÁ E. & SEDLÁK P. (2007): Monitoring of coal mining
and analysis of the influence of coal to landscape diversity. – In: Sborník ekologie krajiny
4, Ťežba nerostných surovin a ochrany přírody příspevky z konference CZ-IALE konané 14.
a 15. září 2007 v Sluňakově 32 p.
PRAMUKOVÁ M. (2013): Vybrané aspekty ťažby vápencov na území žilinského kraja.
– Diplomová práca, Olomouc, Česká republika, Univerzita Palackého v Olomouci, pp. 46
– 47.
ŘEHOUNEK R., ŘEHOUNKOVÁ K. & PRACH K. (2010): Ekologická obnova území
narušených ťežbou nerostných surovin a průmyslovými deponiemi,. – Prvé vydanie. 169 p.
SÁDLO J. & TICHÝ L. (2002): Sanace a rekultivace po lomove a důlni těžbě. – Prvé
vydanie, Brno, ZO ČSOP Pozemkový spolek Hády. 35p.
TICHÝ L. (2004): Rekultivace vápencových lomu. – Vesmír, 83:315-317.
TROPEK R. & KONVIČKA M. (2008): Can quarries supplement rare xeric habitats
in a piedmont region? Spiders of the Blansky les Mts., Czech Republic. – Land Degradation
and Development, 19:104–114.
TROPEK R. (2007): Pavouci (Araneae) xerotermních travniků a lomů Chraněné krajinne
oblasti Blansky les. – Klapalekiana, 43:65–77
TROPEK R et al. (2010): Kamenolomy. – In: Ekologická obnova území narušených ťežbou
nerostných surovin a prumyslovými deponiemi, Prvé vydanie, ISBN 978-80-87267-09-7 37.
WALTON G. (2004): Secure and sustainable Final Slopes for SME Aggregate Quarries.
– Evenlode Books. ISBN 1897766882. dostupné na: [10.4.2014]
60
VÝZNAM BREHOVÝCH PORASTOV PRE STABILITU BREHOV
A ENVIRONMENTÁLNU KOMPATIBILITU VODNÝCH NÁDRŹÍ
VO VIDECKEJ KRAJINE
THE INFLUENCE OF RIPARIAN STANDS FOR STABILITY AND ENVIRONMENTAL
COMPATIBILITY OF WATER RESERVOIRS IN RURAL LANDSCAPE
Matúš Jakubis1
1
Katedra lesnej ťažby, logistiky a meliorácií, Lesnícka fakulta, Technická univerzita
vo Zvolene, T. G. Masaryka 24, 960 53 Zvolen, Slovenská republika
email: [email protected]
ABSTRACT
The report deals with evaluation of influence of riparian vegetation on bank stability
of water reservoir. This research was conducted on 17 reference banks of historical water
reservoir Počúvadlo in Štiavnické vrchy Protected Landscape Area (Central Slovakia).
For research was used modiefied BEHI (Bank Erosion Hazard Index) method. Close
correlation between BEHI index and hight of bank abrasion damage was indicaded
with the correlation coefficient Iyx = 0,920.
Keywords: erosion, abrasion, riparian vegetation.
ÚVOD A PROBLEMATIKA
Existencia brehových porastov (brehovej vegetácie) na brehoch vodných nádrží
a starostlivosť o tieto porasty je jedným z dôležitých predpokladov stability brehov
a zároveń ich vhodného začlenenia do krajiny. Brehové porasty na brehoch vodných nádrží
majú dôležitý význam vzhľadom na svoje rôznorodé ekologické a environmentálne
pôsobenie. Majú významné ekologické funkcie: brehoochrannú - pôdoochranú – t. j.
zabezpečujú stabilitu brehov nádrží proti erózii, zosuvom pôdy a vodoochrannú, ktorá
spočíva v ich filtračnom, infiltračnom, tieniacom a protideflačnom pôsobení. Okrem
ekologických funkcií plnia brehové porasty významné environmentálne funkcie:
ochranársku, ktorá má význam z hľadiska zlepšovania biodiverzity v krajine a ochranu
rastlín a živočíchov, krajinotvornú, ktorá má význam z hľadiska celkovej ekologickej
stability krajiny, zdravotno – rekreačnú (okrem vodárenských nádrží) a výskumnoedukačnú. Erózia brehov vodných nádrží (brehová abrázia) je dôležitým problémom najmä
v súvislosti s ich zanášaním a jeho negatívnymi dôskedkami. Problematikou erózie
na brehoch vodných nádrží sa podrobne zaobereli napr. NOVÁK et al. (1986), ŠLEZINGR
& ÚRADNÍČEK (2003), ŠLEZINGR (2011) a ďalší autori.
Na základe našich praktických skúseností je možné uviesť, že sklon brehu
významne ovplyvňuje existenciu vegetácie na brehoch. Na miernych sklonoch sa
prirodzená vegetácia uchytáva podstatne lepšie, ako na strmých sklonoch a vice versa.
Existencia vegetácie ovplyvňuje eróznu ohrozenosť brehov. Sklon svahu a vegetácia na
svahu sú vo vzájomnej tesnej väzbe.
Cieľom predkladanej práce bolo pokúsiť sa o možnosť použitia modifikovanej
metódy na stanovenie indexu ohrozenia brehu eróziou BEHI (Bank Erosion Hazard Index)
na brehoch vodnej nádrže. Uvedená metóda bola pôvodne navrhnutá pre stanovenie eróznej
61
ohrozenosti brehov tokov. Metódu BEHI navrhol ROSGEN (2002) a bola publikovaná aj
v jeho ďalších prácach (ROSGEN & SILVEY 1996; ROSGEN 2008, 2009) a ktorú na tento
účel odporúčajú viacerí autori (VAN EPS et al. 2005; JAKUBISOVÁ 2009a, 2009b, 2010a,
2010b, 2010c; MC QEEN et al. 2013; SASS & KEANE 2012) a iní. Metodiku výpočtu
indexu BEHI obsahuje Tab. 1. Z Tab. 1 vyplýva, že pre eróznu ohrozenosť brehov tokov
a nádrží má okrem sklonu brehu zásadný význam predovšetkým vegetácia, najmä hĺbka
koreňov, ich hustota a percentuálne pokrytie plochy brehu vegetáciou.
Tab. 1: Charakteristiky na určenie indexu ohrozenosti brehov abráziou (ROSGEN 2002;
ROSGEN & SILVEY 1996; ROSGEN 2008; ROSGEN 2009; modifikované JAKUBIS 2015).
Uhol
sklonu
brehu
Sα
(°)
0 – 20
% pokrytia
brehu
vegetáciou
V
(%)
1.0 – 1.9
1.0 – 1.9
1.0 – 1.9
0.89 – 0.5
69 - 50
21 – 60
79 – 55
Index
2.0 – 3.9
2.0 – 3.9
2.0 – 3.9
2.0 – 3.9
Hodnota
0.49 – 0.3
49 - 30
61 – 80
54 - 30
Index
4.0 – 5.9
4.0 – 5.9
4.0 – 5.9
4.0 – 5.9
Hodnota
0.29 – 0.15
29 - 15
81 - 90
29 - 15
Index
6.0 – 7.9
6.0 – 7.9
6.0 – 7.9
6.0 – 7.9
Veľmi
vysoký
Hodnota
0.14 – 0.05
14 – 5.0
91 - 119
14 - 10
Index
8.0 –9.0
8.0 –9.0
8.0 –9.0
8.0 –9.0
Extrémny
Hodnota
<0.05
<5
>119
<10
Index
10
10
10
10
Index ohrozenosti
brehov
abráziou
(BEHI)
kategória
Veľmi nízky
Nízky
Stredný
Vysoký
Hĺbka
koreňov/
Výška
svahu
Hk/Vs
Hustota
koreňov
%
Hodnota
1.0 – 0.9
80 - 70
Index
1.0 – 1.9
Hodnota
D%
62
Súčet
∑
100 – 80
4 – 7,6
(VN)
8–
15,6
(N)
16 –
23,6
(S)
24 –
31,6
(V)
32 - 36
(VV)
47 - 40
(E)
MATERIÁL A METODIKA
Výskum bol realizovaný na vodnej nádrži Počúvadlo v CHKO Štiavnické vrchy. Táto
vodná nádrž patrí do unikátneho historického banskoštiavnického vodohospodárskeho
systému, ktorý bol vybudovaný v XVIII. storočí. Vodná nádrž Počúvadlo bola postavená
v rokoch 1775 – 1779. Plocha nádrže je 12,13 ha, zásobný objem predstavuje 745 300 m3.
V rámci budovania nádrže bolo postavených 5 hrádzí, hlavná hrádza má dĺžku 195,3 m
a výšku 29,6 m. Výber uvedenej vodnej nádrže na účely nášho výskumu vyplynul
z viacerých okolností:
• vek nádrže je takmer 240 rokov a na jej brehoch je možné veľmi dobre pozorovať
na dlhodobé pôsobenie abrázie, resp. poškodzovanie brehov eróziou,
• z dôvodov relatívne veľkej rozlohy nádrže (12,13 ha) a tým aj značnej dĺžky brehov
bolo možné založiť dostatočný počet referenčných plôch na brehoch,
• z dôvodov veľkej variability sklonov brehov nádrže bolo možné porovnávať poškodenie
abráziou pre rôzne sklony brehov,
• z dôvodov variabilného pokrytia referenčných plôch brehovou vegetáciou bolo možné
porovnávať poškodenia brehov abráziou s ich rôznym percentuálnym pokrytím,
• veľká druhová rozmanitosť vegetácie umožní v budúcnosti porovnávať aj stupeň
brehoochranného pôsobenia rôznych druhov vegetácie (stromy, kry, trávovobylinná
vegetácia) na brehoch nádrží.
Na svahoch vodnej nádrže Počúvadlo sme založili 17 referenčných plôch (RP) so šírkou
3,0 m. Výška RP bola zmeraná ako celková výška brehu nádrže v danom mieste. Ná RP
sme vypočítali ich percento pokrytia vegetáciou, na odkrytých brehoch sme stanovili hĺbku
koreňov vegetácie. Z priečneho rezu brehu, zmeraného niveláciou, sme stanovili sklon
brehu. Hustotu koreňov sme stanovili podľa metodického postupu, ktorý uvádza ROSGEN
(2008, 2009). Podľa Tab. 1 sme pre každú RP vypočítali hodnotu BEHI (Bank Erosion
Hazard Index), t. j. index ohrozenia brehov eróziou, ktorý sme dali do korelácie s výškou
poškodenia brehu (abrázneho zrubu).
VÝSLEDKY
Výsledky sme spracovali v tabuľkovej aj grafickej podobe. V Tab. 2 sú vstupné
charakteristiky aj vypočítané hodnoty indexu BEHI. Na Obr. 1 je znázornená krivka, ktorá
vyjadruje závislosť medzi indexom BEHI a výškou poškodenia brehu - abráznym zrubom
(VPB). Z výsledkov vyplýva, že charakteristiky vegetácie a sklon brehu významne
ovplyvňujú výšku poškodenia brehu nádrže eróziou. Index korelácie pre závislosť VPB (m)
= f (BEHI) je Iyx = 0,920, čo predstavuje tesnú korelačnú závislosť, ktorú potvrdilo
aj štatistické testovanie pomocou Studentovho t – testu.
ZÁVER
Porovnaním v teréne zisteného stavu eróznych procesov (abrázie) na posudzovaných RP
nádrže s vypočítanými hodnotami indexov ohrozenia brehov eróziou (BEHI) sme zistili, že
použitá metóda poskytuje vcelku výstižný obraz o reálnom stave recentnej erózie
(erodovanosti) na brehoch vodnej nádrže Počúvadlo. Výsledky je možné využiť v praxi
v určovaní priority a intenzity opatrení na odstránenie alebo zmiernenie erózie na brehoch
tejto vodnej nádrže, čím sa môže obmedziť jej zanášanie sedimentami a zlepšiť aj jej
ekologická a environmentálna hodnota. Bolo potvrdené, že vegetácia zohráva pri ochrane
brehov nádrže pred eróziou významnú úlohu a zároveň významne prispieva
k environmentálnej kompatibilite nádrže s okolitou krajinou v tomto cennom chránenom
63
území. Metódu je potrebné ďalej overovať a zlepšovať tak možnosti jej širšieho
zovšeobecnenia a uplatnenia pri ochrane brehov vodných nádrží pred eróziou v praxi.
1,2
1
1
a
^
I
H
E
B
*
1
0
a
=
B
P
V
:
l
e
d
o
M
1,0
︵
6
5
5
4
4
,
1
^
x
*
9
9
4
6
0
0
,
=
y
︵
︶
VPB (m)
0,8
0,6
R = 0,920
R2 = 0,847
0,4
0,2
0,0
0
5
10
15
20
25
30
35
BEHI
Obr. 1: Vzťah medzi indexom ohrozenia brehov eróziou (BEHI) a výškou poškodenia brehu
abráziou (VPB).
64
Tab. 2: Charakteristiky na výpočet BEHI.
RB
1
1
Inde
2
Inde
3
Inde
4
Inde
5
Inde
6
Inde
7
Inde
8
Inde
9
Inde
10
Inde
11
Inde
12
Inde
13
Inde
14
Inde
15
Inde
16
Inde
17
Inde
Hs
(m)
Hk
(m)
2
0,3
3
0,3
0,9
0,6
1,3
0,8
1,4
0,8
1,4
0,7
2,0
0,3
2,0
0,3
2,6
0,4
2,4
0,4
1,9
1,0
1,8
1,0
1,5
0,7
1,5
0,7
1,0
0,4
1,0
0,4
0,6
0,2
0,5
0,2
Hk/Hs
Dk%
4
1
1,00
0,67
3,07
0,62
3,32
0,57
3,56
0,50
3,90
0,15
7,90
0,15
7,90
0,15
7,90
0,17
7,63
0,53
3,75
0,56
3,61
0,47
4,20
0,47
4,20
0,27
6,27
0,40
4,90
0,33
5,60
0,40
4,90
5
75
60
40
40
30
20
20
10
10
40
40
40
40
50
50
75
75
WDk
%
6
75,0
1,45
40,2
4,88
24,8
6,57
22,8
6,84
15,0
7,9
3,0
10,0
3,0
10,0
1,5
10,0
1,7
10,0
21,2
7,06
22,4
6,9
18,8
7,38
18,8
7,38
13,5
8,06
20,0
7,22
24,8
6,57
30,0
5,90
65
Sα
(°)
V
%
7
8
3
95
1,14 1,23
18
80
1,80 1,90
40
70
3,0
2,7
45
55
3,14 3,9
45
30
3,14 5,9
71
29
5,0
6,0
71
30
5,0
5,9
80
10
5,9
9,0
80
10
5,9
9,0
60
30
5,9
3,9
61
30
4,0
5,9
35
40
2,7 5,11
35
40
2,7 5,11
40 55
3,0
3,9
40
55
3,0
3,9
10
95
1,45 1,23
10
95
1,45 1,23
Σ
BEH
I
VPB
(m)
9
10
11
4,82
VN
0,15
11,6
N
0,25
15,5
N
0,33
17,4
S
0,47
20,8
S
0,32
28,9
V
0,71
28,8
V
0,88
32,8
VV
1,18
32,5
VV
0,92
20,6
S
0,39
20,4
S
0,60
19,3
S
0,57
19,3
S
0,61
21,2
S
0,45
19,0
S
0,53
14,8
N
0,21
13,4
N
0,32
LITERATÚRA
JAKUBISOVÁ M. (2009a): Posudzovanie stupňa ohrozenosti brehov eróziou na príklade
prítokov VN Hriňová. – In: Hucko P. [ed.], Zborník referátov vedeckej konferencie
Sedimenty vodných tokov a nádrží. Bratislava: VÚVH, pp. 211-220.
JAKUBISOVÁ M.( 2009b): Kvantifikácia vplyvu pôdoochrannej funkcie brehovej vegetácie
v komplexe spolupôsobiacich faktorov. – Acta Facultatis Forestalis Zvolen, LI, 1: 43-51.
JAKUBISOVÁ M. (2010a): Metódy informatívnej predikcie ohrozenosti brehov eróziou
a ich overovanie na prítokoch VN Hriňová. – In: Bednárová E. [ed.], XXXII. Priehradné
dni 2010. Zborník referátov z konferencie s medzinárodnou účasťou. Banská Bystrica: SVP,
š. p., OZ Banská Bystrica, pp. 181-186.
JAKUBISOVÁ M. (2010b): Využitie informatívnych metód na predikciu erózneho ohrozenia
brehov v prítokoch VN Hriňová. – In: Kalousková N. & Dolejš P. [eds.], Pitná voda 2010.
České Budějovice: W&ET Team, pp. 289-284.
JAKUBISOVÁ M. (2010c): Kvantifikácia erózie na brehoch vodných tokov a jej význam
pre ochranu krajiny. – In: Drobilová, L. [ed.], Venkovská krajina 2010. Zborník
z 8. ročníka medzinárodnej medziodborovej konferencie. Brno: MZLU, LDF, pp. 54-59.
MC.QEEN, A. L., ZÉGRE, N. P. & WELSCH D. L. (2013): A West Virginia case study:
does erosion differ between streambanks clustered by the bank assesment of nonpoint
source consequences of sediment (BANCS) model parameters? – In: Miller G. W. et al.
[eds.], Proceedings of the 18th Central Hardwood Forest Conference 2012, Morgantown:
WV, Gen. Tech. Rep. NRS-P-117, pp. 242-251.
NOVÁK L., IBLOVÁ M. & ŠKOPEK, V. (1986): Vegetace v úpravách vodních toků
a nádrží. Praha: SNTL, 244 s.
ROSGEN, D. & SILVEY H. L. (1996): Applied River Morphology. – Pagosa Spring,
Colorado: Wildland Hydrology, 396 p.
ROSGEN D. L. (2002): A practical method of computing streambank erosion rate.
– Pagosa Spring, Colorado: Wildland Hydrology, 10 p.
ROSGEN D. L. (2008): River stability – Field Guide. – Fort Collins, Colorado: Wildland
Hydrology, 248 p.
ROSGEN D. L. (2009): Watershed assessment of River Stability and Sediment Supply. Fort
Collins, Colorado: Wildland Hydrology, 684 p.
SASS C. K. & KEANE T. D. (2012): Application of Rosgen´s BANCS Model for NE Kansas
and the Development of Predictive Streambank Erosion Curves. – Journal of the American
Water Resources Association (JAWRA), 48: 4:774-787.
SIMON A., THOMAS R., CURINI A. & BANKHEAD N. (2010): Development of the BankStability and Toe-Erosion Model (BSTEM Version 5.4. – Oxford, Mississippi: U. S.
Department of Agriculture (USDA), National Sedimentation Laboratory, 90 p.
ŠLEZINGR M. (2011): Břehová abraze. – Brno: Mendelova univerzita v Brně, 172 p.
ŠLEZINGR M. & ÚRADNÍČEK L. (2003): Bankside trees and shrubs. – Brno:Akademické
nakladatelkství Cerm, s.r.o., 127 p.
VAN EPS M. A., FORMICA S. J., MORRIS J. M., BECK J. M. & COTTER A. S. (2005):
Using Bank Erosion Hazard Index (BEHI) to estimate annual sediment loads form
streambank erosion in the West Fork White River Watershed. – Little Rock, AR: Arkansas
Department of Environmental Quality, Environmental Preservation Division, 26 p.
66
EKOSTABILIZAČNÉ PÔSOBENIE TRÁVNATO-BYLINNÝCH
SPOLOČENSTIEV NA BREHOCH VODNÝCH TOKOV
VIDIECKEJ KRAJINY
ECO-STABILIZING EFFECT OF GRASSY - HERBACEOUS COMMUNITIES
ON THE BANKS OF WATERCOURSES OF RURAL COUNTRYSIDE
Mariana Jakubisová1
1
Arborétum Borová hora Technickej univerzity vo Zvolene, Borovianska cesta 66,
960 53 Zvolen, Slovenská republika
email: [email protected]
ABSTRACT
We evaluated ecostabilizing effect of grassy–herbaceous community on banks of selected
watercourses in this paper. We analyzed the relationship which is determine Fsv through
additional cohesion as a vegetation factor of bank reinforcement and factor of stability Fs
on the banks without vegetation coverage. The research was conducted on 20 reference
banks with reinforcement grassy – herbaceous vegetation. We used the RipRoot model
to quantification of additional cohesion. We analyzed the regression dependence between
the vegetation coverage and factor of stability. We confirmed the correlation dependency
between percentage of vegetation cover and Fsv (correlation coefficient Iyx=0,976).
Keywords: vegetation, aditional cohesion, RipRoot model.
ÚVOD A PROBLEMATIKA
Nevyhnutnou súčasťou ekologicky aj environmentálne vyváženej krajiny sú prirodzené
brehové porasty chápané aj ako ekostabilizačný líniový prvok pozdĺž vodných tokov (VT)
a iných vodných plôch, ktoré tvoria sukcesne, plošne a líniovo usporiadané vegetačné
pokrytie. Kategorizácia typov brehovej vegetácie je determinovaná podľa ich účinkov,
vlastností a funkcií v ripariálnych častiach pobrežnej krajiny. Kladné a záporné vlastnosti
brehovej vegetácie sú diskutované s riešením rôznych otázok a záujmov s prihliadnutím na
ich dominantné funkcie, ktoré sa majú na danom území plniť. Posudzovanie vplyvu
vegetačného krytu súvisí aj s rôznorodosťou pohľadov a názorov odborníkov s rôznym
vedným zameraním a ich hodnotením. Jednoznačne však môžeme potvrdiť pozitívny
význam prítomnosti vegetácie z hľadiska stabilty brehov VT a iných dôležitých funkcií
v krajine, čo potvrdili vo svojich prácach mnohí autori (VALTÝNI 1981; ZACHAR et al.
1984; BENNETT & SIMON 2004; WYNN 2004; LUKÁČIK & BUGALA 2005; WYNN
& MOSTAGHIMI 2006; LUKÁČIK 2007; JAKUBISOVÁ 2010, 2011; JAKUBIS 2008,
2012; BALANDA et al. 2012, JAKUBIS & JAKUBISOVÁ 2012a, 2012b; YANG et al.
2014 a ďalší). Ekostabilizačná funkcia je len jednou z množstva funkcií, ktoré brehové
porasty plnia na brehoch VT. Problematikou podrobnejšieho rozdelenia funkcií brehových
porastov sa zaoberali JAKUBIS
(2004), VALTÝNI (1981) a ďalší. Vegetácia
ako prirodzená súčasť brehov vodných tokov má pozitívny vplyv v ich stabilizovaní
a zvyšovaní stupňa ich protieróznej ochrany. Medi ďalšie pozitívne efekty môžeme zaradiť:
zatienenie a znižovanie výparu z vodnej hladiny, zvyšovanie produktívneho výparu
a samočistiacej schopnosti toku, zachovanie biodiverzity, znižovanie negatívnych účinkov
67
deflácie, zvyšovanie filtračnej schopnosti v súvislosti so splachom pôd a hnojív a v nemalej
miere sú to efekty plynúce z estetickej, krajinotvornej a rekreačnej funkcie.
Problematikou vegetačného spevňovania brehov a ich stabilitou sa zaoberali
ABERNETHY & RUTHERFURD (2000). Autori určili kritickú zónu, v ktorej revegetačný
proces prináša najväčší efekt, teda redukuje brehovú eróziu. MICHELI & KIRCHNER
(2002a) skúmali vplyv bylinno-trávnej vegetácie na stabilitu brehu a mechanického
poškodenia brehov meandrujúceho toku na brehoch horských tokov. Zistili, že brehy toku
osídľované hydrofytným trávnatým lúčnym spoločenstvom boli päťnásobne stabilnejšie,
ako brehy osídľované xerofytným lúčnym spoločenstvom a krovitou vegetáciou. EASSON
& YARBROUGH (2002) zistili, že spevňovanie pôdy koreňmi vegetácie sa prejavuje
podstatne výraznejšie v súdržných pôdach ako v nesúdržných. MICHELI & KIRCHNER
(2002b) kvantifikovali brehovú eróziu a ústup brehov ako funkciu stabilizačného
spevňovania brehov vegetáciou. Zistili, že erózia brehov s prítomnou hydrofytnou
vegetáciou dosahovala hodnoty brehového ústupu 0,24 ± 0,02 m.rok–1, koryto so
xerofytnou vegetáciou erodovalo od 1,4 ± 0,3 m.rok–1.. Dospeli k záveru, že približne
desaťnásobne viac sú citlivejšie na eróziu brehy porastené xerofytnou vegetáciou. Ďalšia
skupina autorov sa zaoberala vplyvom brehovej vegetácie na morfologické charakteristiky
korýt, hlavne v súvislosti so zmenami ich šírok a odnosom pôdy (MURGATROYD
& TERNAN 1983; BEESON & DOYLE 1995; TRIMBLE 1997 a ďalší). Ďalší autori
(VALTÝN & JAKUBIS 2000) analyzovali význam a súvislosti medzi ekostanovištnými
podmienkami brehových porastov v kontexte s hydraulickými charakteristikami koryta
toku. Problematika skúmania vplyvu vegetácie ako pôdoochranného, protierózneho
stabilizačného faktora je rozsiahla, pretože na danom mieste a v danom čase pôsobia rôzne
faktory, ktoré môžu ovplyvniť výsledky skúmania v zmysle kontroverzných údajov
a tvrdení.
Problematika hodnotenia erózno-deštrukčných javov, s ekologickým prístupom
riešenia, zaznamenala značný vývoj a pokrok. Riešenia s využitím vegetačného
spevňovania svahov sa čoraz viac uplatňujú v prirodzenej ochrane svahov a prevencii
vzniku erózno-deštrukčných škôd. Na precízne stanovenie boli vyvinuté nové stabilizačné
modely využívajúce vegetáciu ako prirodzenú ochranu brehov VT. Na základe skúmania
mechanických a biologických vlastností vegetácie, využívajúc poznatky matematického
modelovania, boli vyvinuté aplikačné metódy stanovenia efektu prirodzenej ochrany
svahov vegetáciou. Aplikačné metódy stanovenia vegetačnej ochrany svahov VT boli
vypracované na základe prieniku vedomostí z rôznych vedných disciplín od renomovaných
svetových autorov (PFANKUCH 1975; ROSGEN & SILVEY 1996; COMPOSITE
AUTHORS 2007; SIMON et al. 2009) a ich praktických skúseností, pričom sa neustále
zdokonaľujú. Najstaršia Pfankuchova metóda (PFANKUCH 1975) vo výpočtoch
zohľadňuje prítomnú vegetačnú ochranu brehu ako jedno z 9 kritérií erózneho hodnotenia
svahov VT. COMPOSITE AUTHORS (1993) sformulovali na rýchle - orientačné a podľa
našich skúseností najmenej presné stanovenie eróznej ohrozenosti brehov VT,
pričom hodnotili vegetačnú ochranu v jednom zo 6 parametrov. ROSGEN & SILVEY
(1996) pokračovali v zdokonaľovaní metodiky na základe výsledkov od Pfankucha
a protieróznu odolnosť svahov precízne posudzovali prepracovanými tromi (pomer hĺbky
prekorenenia k výške svahu – Kh/ Hs, % prekorenenia svahu vegetáciou – K %, % pokrytia
brehu vegetáciou – Veg %) vegetačnými parametrami z 5 základných. SIMON et al. (2009)
navrhli komplexnú metodiku, opierajúcu sa o najnovšie interdisciplinárne poznatky,
v ktorej posudzujeme existujúcu vegetačnú ochranu svahov prostredníctvom metodiky tzv.
RipRoot (Run Root Reinforcement model) modelu - modelu spevňovania svahov
koreňovým systémom vegetácie s využitím mechanických a biologických vlastností,
68
ktoré sa podieľajú na stabilizácii svahov na brehoch VT. Základy metodiky začali tvoriť
autori (THORNE 1990, GRAY & LEISER 1982, WU 1984), ktorí vykonali terénne
a laboratórne experimenty v špeciálnych pôdnych boxoch a kvantifikovali potrebnú silu na
rozpojenie pôdy a koreňov. WU et al. (1979), WALDRON (1977) odvodili rovnicu (1)
podľa ktorej zvýšenie súdržnosti zemín (cr) je funkciou pevnosti koreňov v ťahu (Tr), teda
ich pružnosti, hustoty a plochy:
cr =
1 n= N
∑ ( Ar Tr )n [sin (90 − ξ )+ cos(90 − ξ ) tan φ ′] (1)
A n =1
kde :
cr - súdržnosť zeminy spôsobená koreňmi, prídavná kohézia (Pa)
A - povrch šmykovej plochy (m2)
Ar - plocha koreňov v rovine šmykovej plochy (m2)
Tr - pevnosť koreňov v ťahu (Pa)
φ' - efektívny uhol vnútorného trenia (°)
N - celkový počet koreňov prechádzajúci rovinou šmykovej plochy
n - indexácia koreňa (n-tý koreň)
ζ - premenná, ktorú vypočítame podľa vzťahu:
⎞
1
⎟⎟
tan
θ
cot
χ
+
⎠
⎝
⎛
ξ = tan −1 ⎜⎜
kde:
θ – uhol šmykovej deformácie (°)
χ – iniciálny uhol orientácie vlákien koreňov pred poškodením vo vzťahu k rovine (°)
POLLEN et al. (2004) zistili, že modely založené na rovnici (1) vedú k nadhodnocovaniu
spevnenia pôdy koreňmi. V tejto rovnici jej tvorcovia predpokladajú maximálnu pevnosť
ťahu každého koreňa a pretrhnutie všetkých koreňov v jednom okamihu. POLLEN
& SIMON (2005) zdokonalili metodiku a vznikol model tzv. vlákno - zväzok (RipRoot
model). Vychádzali z predpokladu postupného poškodzovania (lámania, pretrhávania)
jednotlivých vlákien zväzku koreňov.
Stabilizujúce (+) faktory vplyvu vegetácie na brehovú stabilitu môžeme rozdeliť
na mechanické (spevňovanie koreňmi) a hydrologické (intercepcia, transpirácia).
Za destabilizujúce (-) mechanické faktory považujeme preťaženie časti brehu vegetáciou
a hydrologické - stupeň infiltrácie a kapacitu nasýtenosti pôdy vodou. Kombináciou týchto
faktorov (+) a (−) vznikajú rôzne situácie stability brehov VT v súvislosti s prítomnou
brehovou vegetáciou.
CIEĽ A METODIKA
Cieľom práce je hodnotenie stabilizačného efektu vegetačného spevňovania brehov
vodných tokov (VT) trávnato-bylinnou vegetáciou. Výsledky vegetačného spevňovania
vychádzajú z reálneho hodnotenia stavu erózie na svahoch
VT. Kvantifikácia
stabilizačného efektu trávnato-bylinným krytom na svahoch VT prostredníctvom
vypočítanej prídavnej kohézie – cr má využitie aj v krajinnom manažmente s dôrazom
na využitie prirodzených vlastností vegetácie v protieróznej ochrane korýt VT. Merané
a vypočítané údaje majú využitie aj v praktickom modelovaní, aplikáciách a prognostike
potenciálnych eróznych javov na brehoch VT.
69
Terénne práce
Na vybraných svahoch VT s trávnato-bylinnou vegetáciou sme založili 20 referenčných
úsekov (RU) v priamych častiach Železnobreznického potoka (GMC Kremnické vrchy)
a Hučavy (GMC Poľana). Geodetickými meraniami sme získali údaje potrebné
na vykreslenie geometrických charakteristík prietokových profilov (PP) a RU. V rámci
kancelárskych prác boli reprezentatívne RU a PP vykreslené v mierke 1:100. Z grafických
podkladov sme stanovili: uhly sklonov, výšky svahov a výšku prietokového profilu. Všetky
charakteristiky RU a PP boli zisťované vo vzťahu k prietoku plným prietokovým profilom.
Graficky sme do vyznačeného pôdorysu (rozmer pôdorysu = 10xY; Y je celková šírka
brehu) zakreslili plochy pokryté vegetáciou a bez nej, čo slúžilo na určenie percenta
pokrytia svahov vegetáciou (VEG%). Merané, vypočítané a určené charakteristiky boli
použité ako vstupné údaje na výpočet faktora stability a prídavnej kohézie so zohľadnením
determinovaného hydrofytného bylinného pokrytia s nasledujúcim druhovým zastúpením:
žihľava dvojdomá (Urtica dioica), netýkavka nedotklivá (Impatiens noli-tangere), deväťsil
lekársky (Petasites hybridus), kozonoha hostcová (Aegopodium podagraria), kopytník
európsky (Asarum europaeum), udatník lesný (Aruncus vulgaris), iskerník chlpatý
(Ranunculus lanuginosus), pakost smradľavý (Geranium robertianum), ostrica ostrá (Carex
acutiformis), papraď samčia (Dryopteris filix-mas), hluchavka purpurová (Lamium
purpureum) záružlie močiarne (Caltha palustris), kýchavica biela (Veratrum album),
praslička lesná (Equisetum sylvaticum),
hviezdica veľkokvetá (Stelaria holostea),
kyslička obyčajná (Oxalis acetosela), zbehovec plazivý (Ajuga reptans), nezábudka lesná
(Myostis sylvatica), starček Fuchsov (Senecio fuchsii) atď.
Na základe meraných a určených údajov sme kvantifikovali prídavnú kohéziu
podľa RipRoot, stupeň poškodenia a faktor stability podľa BSTEM modelu (pozri Tab. 1,
4). Podľa Klasifikačnej stupnice stanovenia stupňa brehovej erózie (pozri Tab. 2) sme určili
v teréne skutočný stupeň erózneho poškodenia brehov (pozri Tab. 4). Determinované
výsledky podľa BSTEM a podľa skutočného poškodenia sme porovnali s výsledkami
podľa metódy SOBE (Tab. 4), ktoré boli publikované v samostatnej práci (JAKUBISOVÁ
2011). Klasifikačnú stupnicu erózneho poškodenia brehov podľa SOBE uvádzame v Tab. 3.
Tab. 1: Klasifikačná stupnica faktora stability podľa BSTEM.
Faktor stability (Fs)
>1,3
Stupeň stability brehu
Stabilný – S
1,0 - 1,3
relatívne stabilnýRS
Tab. 3: Klasifikačná stupnica SOBE podľa ROSGENA (1996).
Hodnota SOBE
Stupeň
5 – 9,5
10 – 19,5
20 – 29,5
30 – 39,5
40 – 45
46 – 50
Veľmi nízky
Nízky
Stredný
Vysoký
Veľmi vysoký
Extrémny
70
< 1,0
Nestabilný - N
Tab. 2: Klasifikačná stupnica stanovenia stupňa brehovej erózie (podľa autorky).
Stupeň
poškodenia
Stabilný
(1)
Veľmi
nízky
(1,5)
Nízky
(2)
Stredný
(2,5)
Vysoký
(3)
Veľmi
vysoký
(3,5)
Extrémny
(4)
Terénna klasifikácia (TK) stupňa brehovej erózie
Svah brehu bez viditeľného poškodenia, bez náznakov vymieľania
a podomieľania, päta svahu je stabilná, významné protierózne a stabilizačné
pôsobenie prirodzenej brehovej vegetácie.
Svah brehu mierne poškodený na ploche do 15 % najmä v päte svahu, nad
pätou svahu významné protierózne a stabilizačné pôsobenie prirodzenej
vegetácie.
Svah brehu poškodený na ploche 16-30%. Mierne poškodenia svahu brehu
pozdĺžnou eróziou bez náznakov priečnej erózie. Na väčšej časti svahu brehu
protierózne pôsobenie prirodzenej vegetácie.
Svah brehu poškodený na ploche 31-50%. Zreteľné prejavy pozdĺžnej aj
priečnej erózie, v päte sa vyskytuje podomieľanie svahu s dočasným
ukladaním materiálu brehov v spodnej časti svahu brehu, vegetácia sa
vyskytuje prevažne v hornej časti, pomiestne aj v dolnej časti svahu brehu
Svah brehu výrazne poškodený na ploche 51-70%. Významné prejavy
pozdĺžnej aj priečnej erózie s podomieľaním v päte svahu, aj nad ňou, bez
výskytu brehových nátrží, vegetácia sa vyskytuje v hornej časti brehu a má
veľmi nízky protierózny účinok.
Svah brehu významne poškodený na ploche 71-90%. Svah brehu erodovaný
na väčšine plochy, pozdĺžna aj priečna erózia, pomiestne sa vyskytujú
brehové nátrže, sklon svahu brehu je menší ako 90°, bez rúcania sa svahov do
koryta toku, vegetácia len pomiestne v hornej časti svahu brehu
Svah brehu významne poškodený na ploche 90% a viac, viditeľné brehové
nátrže, svah brehu sa postupne sa rúca a zosúva do koryta, uhol sklonu svahu
je 90° a väčší, masívna priečna aj pozdĺžna erózia, bez názna-kov
prirodzeného uchytávania vegetácie
VÝSLEDKY A DISKUSIA
MICHELI & KIRCHNER (2002b) meraniami preukázali, že stabilita brehov je v korelácii
s indikátormi hustoty vegetácie zahrňujúcej počet kmeňov a stojacu biomasu na jednotku
plochy a pomerom koreňovej hmoty k pôdnej hmote. Zistili, že hydrofytná bylinnotrávna
vegetácia vykazuje päťnásobne lepšie výsledky na spevňovaní brehového pôdneho
materiálu ako xerofytné spoločenstvo. SIMON & COLLISON
(2002) skúmali
hydrologický a mechanický vplyv brehovej vegetácie v súvislosti so spevňovaním brehov.
Uvádzajú, že mechanické vplyvy bylinnotrávnych spoločenstiev zvyšovali stupeň
bezpečnosti svahu koryta až o 70%. YANG & DUAN (2014) testovali vegetačný efekt
spevňovania brehov v súvislosti s prúdením vody a transportom sedimentov. Uvádzajú,
že odpor pôdnej častice pri transporte sedimentov je funkciou hustoty vegetácie.
Podľa zistení a výsledkov môžeme potvrdiť, že trávnato-bylinné spoločenstvá
limitujú stupeň brehovej erózie v zmysle zvyšovania kompaktnosti brehového materiálu,
redukcie frekvencie výskytu brehových narušení a zlepšením režimu brehových porúch.
Potvrdili sme, že so stúpajúcou hustotou trávnato-bylinnej vegetácie, determinovanou
percentom pokrytia, stúpa faktor stability, a teda stúpa stabilizačný efekt prostredníctvom
prítomnej brehovej vegetácie.
71
Tab. 4: Vegetačné parametre hydrofytného spoločenstva na vybraných RU brehov VT.
RU
č.
VEG%/BS
(%)
KH
(m)
Veg%.KH
(-)
Fs
(-)
cr
(kPa)
FsV/SS
(-)
SOBE/SS
(-)
TK/SS
(-)
1
77/23
0,5
38,5
3,62
0,9
4,35/S
20,3/S
2/N
2
72/28
0,5
36
3,18
0,8
3,81/S
20,5/S
2/N
3
70/30
0,5
35
2,72
0,8
3,25/S
21,1/S
2/N
4
68/32
0,5
34
2,71
0,8
3,22/S
18,2/N
2,5/S
5
64/36
0,5
32
1,84
1,0
3,32/S
23,4/S
2,5/S
6
61/39
0,4
24,4
2,49
0,7
2,91/S
24,5/S
2,5/S
7
60/40
0,4
24
2,45
0,7
2,83/S
21,5/S
2,5/S
8
47/53
0,3
14,1
1,69
1,3
1,97/S
27,7/S
3/V
9
45/55
0,50
22,5
1,41
0,9
1,85/S
26,3/S
3/V
10
41/59
0,3
12,3
1,41
1,5
1,61/S
27,7/S
3/V
11
40/60
0,65
26
1,51
0,1
1,95/S
27,8/S
3/V
12
30/70
0,45
13,5
0,94
0,1
0,98/N
29,1/S
3/V
13
23/77
0,2
4,6
0,95
0,0
0,95N
32,9/V
3,5/VV
14
20/80
0,30
6
0,62
0,0
0,62/N
31,5/V
3,5/VV
15
20/80
0,25
5
0,55
0,0
0,55/N
32,5/V
3,5/VV
16
14/86
0,2
2,8
0,81
0,0
0,81/N
37,0/V
3,5/VV
17
13/87
0,2
2,6
0,63
0,0
0,63/N
34,7/V
3,5/VV
18
10/90
0,1
1
0,72
0,0
0,72/N
40,7/VV
3,5/VV
19
9/91
0,2
1,8
0,55
0,0
0,55/N
40,6/VV
4/E
20
8/92
0,1
0,8
0,46
0,0
0,46/N
42,7/VV
4/E
Vysvetlivky k Tab. 4: RU č. - číslo pokusného úseku; VEG% – percento pokrytia vegetáciou; BS –
brehy bez vegetačného krytu; RU; KH – hĺbka koreňov; Fs – faktor stability bez zohľadnenia
vegetačného krytu; cr – prídavná kohézia; FsV – faktor stability so zohľadnením vegetačného krytu;
SOBE - hodnota SOBE; SS – stupeň stability; TK – terénna klasifikácia; (-) – bezrozmerné číslo
Poznámka: v záujme sprehľadnenia výsledkov boli údaje zoradené zostupne podľa klesajúceho
percentuálneho pokrytia brehu vegetačným krytom.
Výsledky sú prehľadne spracované v Tab. 4. V rámci analyzovaných výsledkov
sme porovnávali regresné závislosti mezi výslednými hodnotami faktora stability Fsv
so zohľadnením prítomnej hydrofytnej trávnato-bylinnej vegetácie a jej efektu
prostredníctvom vypočítanej prídavnej kohézie. Výsledky faktora stability podľa BSTEM
a terénneho stanovenia stupňa brehovej erózie sme porovnali s výsledkami analýz
determinovanými podľa metódy SOBE (JAKUBISOVÁ 2011). Grafické porovnanie
72
faktora stability Fs (bez vegetácie) a Fsv (s trávnato bylinnou vegetáciou) v závislosti
od percentuálneho pokrytia vegetáciou na brehu RU uvádzame na Obr. 1. Grafické
porovnanie hodnôt stupňa erózneho ohrozenia na RU podľa výsledkov terénnej klasifikácie
a metódy SOBE uvádzame na Obr. 2. Analyzovali sme regresnú závislosť medzi faktorom
stability a vegetačným pokrytím. Potvrdili sme tesnú korelačnú závislosť medzi percentom
pokrytia svahu vegetáciou a Fsv (korelačný koeficient Iyx=0,976). Určený stupeň stability
so zohľadnenou vegetačnou ochranou korešponduje s reálnym stavom erózie a stanovenou
vegetačnou ochranou na referenčných úsekoch.
4,0
Fsv
3,5
Model: Fsv=a01+VEG%*a11
y=(-0,1649)+x *(0,0513)
Fs, Fsv
3,0
Fs
2,5
2,0
1,5
1,0
Model: Fs=a01+VEG%*a11
y=(0,017572)+x *(0,039026)
0,5
0,0
0
10
20
30
40
50
60
70
80
VEG%
Obr. 1: Grafické porovnanie faktora stability Fs (bez vegetácie) a Fsv (s trávnato bylinnou
vegetáciou) v závislosti od percentuálneho pokrytia vegetáciou na brehu RU.
ZÁVER
Význam vegetácie v kontexte ekostabilizačného spevňovania svahov VT narastá
aj v súvislosti so snižovaním erodovanosti, erodovateľnosti, tvorby sedimentov a ich
ukladaním, zvyšovaním stability a biodiverzity ripariálnych území a celkového dopadu
na krajinu a človeka. Tieto poznatky potvrdili vo svojich prácach mnohí autori. Terénnym
výskumom sme zistili, že kvantifikované výsledky podľa BSTEM a SOBE korešpondujú
so skutočným stavom erózneho poškodenia brehov na skúmaných VT. Výskumom sme
potvrdili, že trávnato-bylinné spoločenstvá limitujú stupeň brehovej erózie v zmysle
zvyšovania kompaktnosti brehového materiálu, redukcie frekvencie výskytu brehových
narušení a zlepšením režimu brehových porúch.
V súčasnosti sa výskum brehovej vegetácie čoraz viac zameriava na jej praktické
využitie v súvislosti so zmierňovaním škodlivých prejavov erózie, hlavne pri extrémnych
73
hydrologických a klimatických javoch a situáciách. Správny výber ekostabilizačných
opatrení na brehoch VT podporuje prirodzenú autoreguláciu biotopu a environmentu.
44
42
40
38
36
SOBE = -3,865+10,9667*x
34
SOBE
32
30
28
26
24
22
20
18
16
1,8
2,0
2,2
2,4
2,6
2,8
3,0
3,2
3,4
3,6
3,8
4,0
4,2
TK
Poznámka: TK - údaje podľa terénnej klasif ikácie
Obr. 2: Grafické porovnanie hodnôt stupňa erózneho ohrozenia na RU podľa výsledkov
terénnej klasifikácie a metódy SOBE.
Poďakovanie
Príspevok bol financovaný s podporou agentúry KEGA z projektu číslo 020 TU Z-4/2015.
LITERATÚRA
ABERNETHY, B. & RUTHERFURD I. D. (2000): The effect of riparian tree roots
on the mass-stability of riverbanks. – Earth Surface Processes and Landforms, 25:921-937.
BALANDA M., BUGALA M. & LUKÁČIK I. (2012): Productive potential of Black alder
(Alnus glutinosa (L.) Gaertn.) in the Kremnické Mountains. – In: Acta Pruhoniciana,
102:25-29.
BEESON C. E. & DOYLE P. F. (1995): Comparison of bank erosion at vegetated and nonvegetated channel bends. – Water Resources Bulletin, 31:6:983-990.
BENNETT S. J. & SIMON A. (2004): Riparian Vegetation and fluvial geomorphology.
– Washington, DC: American Geophysical Union, 282 p.
COMPOSITE AUTHORS (1993): New York Processes for Calculating Streambank
Erosion. Wilsboro. – New York: Boquet River Association (BRASS), pp. 59-66.
COMPOSITE AUTHORS (2007): Stream assessment for Chippewa Creek. – Cleveland,
Ohio: Wade Trim Ohio, Inc., 21 p.
JAKUBIS M. (2004): Hodnotenie brehových porastov bystrín k. ú. Zvolen z hľadiska
ohrozenia krajiny povodňami. – In: Benčať T. [ed.], Zborník referátov vedeckej
74
konferencie: Krajinné štruktúry a mimolesná vegetácia Zvolenskej kotliny. Zvolen:
Partner, pp. 62-69.
JAKUBIS M. (2008): Význam brehových porastov prítokov vodárenských nádrží v ochrane
pred zanášaním. – In: Kalousková N. & Dolejš P. [eds.], Sborník konference Pitná voda
2008. Čes. Budějovice: V&ET Team, pp. 59-64.
JAKUBIS M. (2010a): K výskumu eróznych procesov v prítokoch VN Hriňová.
– In: Bednárová E. [ed.], XXXII. Priehradné dni 2010. Zborník referátov z konferencie
s medzinárodnou účasťou. Banská Bystrica: SVP, š. p., OZ Banská Bystrica, pp. 175-179.
JAKUBIS M. (2010b): Výskum erózie brehov v prítokoch VN Hriňová. – In: Kalousková N.
& Dolejš P. [eds.], Pitná voda 2010. České Budějovice: W&ET Team, pp. 283-288.
JAKUBIS M. (2011a): Príklad aplikácie Rosgenovej grafickej metódy na predikciu stability
a erózneho ohrozenia v prítokoch vodných nádrží. – In: Hucko J. [ed.], Zborník prednášok
zo VI. konferencie s medzinárodnou účasťou. Bratislava: VÚVH, pp. 15-22.
JAKUBIS M. (2011b): Príklad aplikácie Rosgenovej grafickej metódy na predikciu stability
a erózneho ohrozenia v prítokoch vodných nádrží. – In: Hucko, J. [ed.], Zborník prednášok
z konferencie s medzinárodnou účasťou Pitná voda 2011. Bratislava: Hydrotechnológia,
pp. 293-300.
JAKUBIS M. & JAKUBISOVÁ M. (2012b): Vplyv brehovej vegetácie na stabilitu
brehu v prítoku vodárenskej nádrže. – In: Kalousková N. & Dolejš, P. [eds.], Zborník
konferencie Pitná voda, 2012, České Budějovice: W&ET Team, pp. 285-290.
JAKUBIS, M. & JAKUBISOVÁ, M. (2012a): Význam brehovej vegetácie vodných tokov
v ochrane vidieckej krajiny pred eróziou. – In: Drobilová L. [ed.], Venkovská krajina 2012.
Zborník z 10. Ročníka medzinárodnej konferencie. Brno: MZLU, LDF, pp. 89-94.
JAKUBISOVÁ, M. (2010): Kvantifikácia erózneho ohrozenia brehov vodných tokov a jej
využitie v protipovodňovej ochrane. – In: Zborník referátov konferencie Vodní toky 2010.
Kostelec nad Černými lesy: Lesnická práce, ČVTVHS, pp. 125-130.
JAKUBISOVÁ, M. (2011): Výskum pôdoochrannej funkcie brehových
porastov.
– Dizertačná práca. Zvolen: Technická univerzita vo Zvolene, Lesnícka fakulta, 159 p.
JAKUBISOVÁ, M. (2011): Príklad aplikácie modelu BSTEM na predikciu stability
a erózneho ohrozenia brehov v prítokoch vodných nádrží. – In: Hucko, J. [ed.], Zborník
referátov vedeckej konferencie: Sedimenty vodných tokov a nádrží. Bratislava: VÚVH, pp.
23-34.
LUKÁČIK I. (2007): Uplatnenie autochtónnych druhov jelší (Alnus Mill.) v krajine.
– In: Vedavzdelávanie - prax = Science - education – practice, 4. diel, 11. sekcia:
Biologicko-inžinierske procesy a trendy v záhradníctve, krajinárstve a krajinnej
architektúre. Univerzita Konštantína Filozofa, Nitra, pp. 357-362.
LUKÁČIK I. & BUGALA M. (2005): Premenlivosť, rastová charakteristika a ekológia jelše
lepkavej (Alnus glutinosa L. Gaertn.) a jelše sivej (Alnus incana L. Moench.) na Slovensku.
– Vedecká monografia. Technická univerzita Zvolen, 68 p.
MICHELI E. R. & KIRCHNER J. W. (2002a): Effect of wet meadow riparian vegetation
on streambank erosion. 1. Remote sensing measurements of streambank migration
and erodibility. – Earth Surface Processes and Landforms, 27:627-639.
MICHELI E. R. & KIRCHNER J. W. (2002b): Effect of wet meadow riparian vegetation
on streambank erosion. 2. Measurements of vegetated bank strenght and consequences
for failure mechanics. – Earth Surface Processes and Landforms, 27:687-697.
MURGATROYD A. L. & TERNAN J. L. (1983): The impact of afforestation on stream
bank erosion and channel form. – Earth Surface Processes and Landforms, 8:357-369.
PFANKUCH D. J. (1975): Stream reach invertory and channel stability evaluation.
– Washington, D. C.: U. S. Department of Agriculture, Forest Service, R1-75-002, 26 p.
75
POLLEN N. & SIMON A. (2005): Estimating the mechanical effects of riparian vegetation
on streambank stability using a fiber bundle model. – Water Resources Research,
41: W07025. DOI: 10.1029/2004WR003801, 55 p.
ROSGEN D. L. & SILVEY H. L. (1996): Applied River Morphology. – Pagosa Spring,
Colorado: Wildland Hydrology, 396 p.
SIMON A. & COLLISON A. J. C. (2002): Quantifying the Mechanical and Hydrologic
Effects of Riparian Vegetation on Streambank Stability. – In: John Wiley & Sons,Ltd.,
Earth Surface Processes and Landforms 27, pp. 527-546.
SIMON A., THOMAS R., CURINI A. & BANKHEAD N. (2009): Bank stability and toe
erosion model (BSTEM) Static version 5.2. – Oxford: USDA ARS - National Sedimentation
Laboratory, 54 p.
SIMON A., POLLEN – BANKHEAD N. & THOMAS R. E. (2011):
Ebookbrowse.com/bstem-pdf-d233769994 - pp Application of BSTEM 012811, 23 p.
THORNE C. R. (1990): Effect of vegetation on river-bank erosion and stability.
– In: Thones J. B. [ed.], Vegetation and erosion. Chichester: John Wiley & Sons Ltd.,
pp. 125-144.
TRIMBLE S. W. (1997): Stream channel erosion and change resulting from riparian forest.
Geology, 25:467-469.
WYNN T. & MOSTAGHIMI S. (2006): The effect of vegetation and soil type on streambank
erosion, Southwestern Virginia, USA. – Journal of the American Water Resources
Association, 42:69-82.
VALTÝNI J. (1981): Vyčleňovanie, zakladanie a obhospodarovanie brehových porastov
podľa ich funkcií. – Bratislava: Príroda, 41 p.
VALTÝNI J. & JAKUBIS M. (2000): Analýza závislostí stanovištných podmienok
brehových porastov od hydraulických charakteristík koryta. – Acta Facultatis Forestalis
Zvolen, XLII, pp. 367-376.
YANG B. & DUAN J. G. (2014): Simulating unsteady flow and sediment transport
in vegetated channel network. – Journal of Hydrology, Volume 515:90-102.
WYNN T. M. (2004): The Effect of Vegetation on Stream Bank Erosion. – Blacksburg,
Virginia: Virginia Polytechnic Institute and State University, 150 p.
ZACHAR D. et al. (1984): Lesnícke meliorácie. – Bratislava: Príroda, 488 p.
WYNN T. & MOSTAGHIMI S. (2006): The effect of vegetation and soil type on streambank
erosion, Southwestern Virginia, USA. – Journal of the American Water Resources
Association, 42:69-82.
WU T., H., MCKINNEL W. P. & SWANSTON D. N. (1979): Strength of tree rous
and landslides on Prince of Wales Island, Alaska. – Canadian Geotechnical Journal,
16:1:19-33.
WU T., H. (1984): Effect of vegetation on slope stability. – Transportation Research
Record, 965:37-46.
76
VÝMLADKOVÉ A OKLESTNÍ STROMY A LESY
VE VÝTVARNÉM UMĚNÍ
THE COPPICE AND POLLARDED TREES IN ART
Jan Lacina1
1
Ústav lesnické botaniky, dendrologie a geobiocenologie, Lesnická a dřevařská fakulta,
Mendelova univerzita v Brně, Zemědělská 3, 613 00 Brno
ABSTRACT
Coppice and pollarded trees cold be detected in art from ancient Greece and Rome
to the romantic and realistic landscape painting of the 19th century, overlapping
into the 20th century. Especially, the older painters (eg. A. Dürer, A Böcklin) used bizarrely
shaped coppice and pollarded trees as a mean how to increase the drama of landscape
scenery. At some cases, such trees have the symbolic significance (eg. M. Grünewald).
In the Czech art the coppice and pollarded trees are frequently depicted in works
of members of landscaping schools of M. Haushofer and J. Mařák.
ÚVOD
Svou obsáhlou stať o starobylých výmladkových lesích uvádí BUČEK (2010) citátem
ze starozákonní Knihy Jobovy, naznačujícím, že výmladnou schopnost dřevin znali lidé již
několik století před Kristem. Je zřejmé, že zejména v teplejších krajinách ji využívaly
lidské kultury k relativně rychlé obnově listnatých porostů či jednotlivých stromů již
od starověku. Určitě alespoň stejně dlouhou, ne-li delší tradici jako pařeziny, tedy
periodické vyřezávání celých kmínků na pařezu, má i oklest větví v různých částech kmene.
Podle KONŠELA (1940) je z lesnického hlediska „oklest výkonem buď zcela těžebním,
zakládajícím se na obnovivé schopnosti dřevin, anebo ke zlepšení stromového tvaru
směřující výkon pěstební, opírající se pouze o schopnost zavalovací.“ Od tohoto
důsledného oklestu, řízeného přesnými pravidly, musíme odlišit odpradávna provozovaný
oklest nahodilý. Docházelo k němu jednak při získávání palivového dříví, jednak při pastvě
dobytka. ZLATNÍK (1976) uvádí zbytky starých oklestních buků na pastvinách jako
potvrzení účasti této dřeviny v přírodní skladbě lesů tam, kde dnes již chybí.
Připustíme-li, že výmladkové a oklestní hospodaření a zásahy do dřevinné
vegetace byly obecným jevem od starověkých civilizací přes středověk až do nedávné
minulosti, lze téměř s jistotou předpokládat, že jejich projevy se objeví i ve výtvarném
umění všech zmíněných epoch.
METODICKÝ PŘÍSTUP
Kromě starých map, fotografií, leteckých, případně i družicových snímků může krajinná
ekologie při hodnocení změn krajiny, zejména jejího využití a ovlivnění rozmanitou lidskou
činností, využívat i výtvarná zobrazení krajiny, pokud jsou dostatečně realistická (LACINA
2009, 2011; LACINA & HALAS 2015). Krajinomalba s převahou realisticky zobrazených
složek včetně vegetačních se sice naplno rozvinula až v 19. století. Komponované krajinné
scenérie s vegetací či alespoň s náznaky dřevin se objevují jako doplňky převážně
figurálních kompozic již mnohem dříve, od dob antických. Vzhledem k tomu, že výmladná
schopnost se projevuje především u teplomilnějších druhů listnatých dřevin a byla proto
77
odpradávna využívána především v mediteránních a submediteránních územích se značným
přesahem do teplejších částí temperátní Evropy, bylo vyhledávání odpovídajících
výtvarných děl zaměřeno především na umění starého Řecka a Říma, výtvarné umění
italské, francouzské, španělské, holandské, německé, rakouské a samozřejmě i české.
Významné poznatky poskytly opakované návštěvy sbírek zejména Národní galerie
v Praze, Staré a Nové pinakotéky v Mnichově, Umělecko-historického muzea ve Vídni
a hlavně prohlížení desítek encyklopedií, monografií a výstavních katalogů. Z nich
jmenujme alespoň česká vydání Encyklopedie řecké mytologie (2003), Slovníku světového
malířství (1991) a Galerie světového malířství (2006), Natur als Kunst (2013), sešitové
vydání encyklopedie Největší malíři – život, inspirace a dílo (2000), katalogy pražské
výstavy české krajinomalby Má vlast (2015) a bratislavské výstavy Dve krajiny – obraz
Slovenska, 19.storočie a súčastnosť (2014). Obdobná metoda byla úspěšně využita
například při výběru a krajinně-ekologickém hodnocení výtvarných děl s tématikou luk
a pastvin (LACINA 2015).
STRUČNÝ NÁSTIN VÝTVARNÝCH DĚL S TÉMATIKOU VÝMLADKOVÝCH
A KLESTNÍCH STROMŮ EVROPSKÉ UMĚNÍ
Z desítek zjištěných děl uveďme v chronologickém přehledu alespoň ta nejzajímavější
– od dob antických až do poloviny 20. století.
Nejstarším výtvarným dílem s uvedenou tématikou, které se podařilo zjistit, je
malba na váze ze starořeckého Tarentu (4. st. př. n. l.). Mezi figurami dramatické scény,
na níž se mainady (bakchantky) vrhají na Orfea, jsou rozptýleny oklestní vavříny (Laurus
nobilis). Ve starořímských Pompejích byla objevena freska z 1. století n. l., nazvaná
Trójský kůň. Bojovníci na ní vlečou bájného dřevěného koně na městské prostranství,
na němž jsou patrné i pahýly oklestních stromů.
Řadu zajímavých rostlinných motivů najdeme ve středověkém umění, včetně
oltářních obrazů vzniklých v tehdejším Českém království. Vesměs se však jedná
o stylizované vysokokmenné, zpříma rostoucí stromy s ptáky v korunách. Ojedinělou
výjimkou jsou některá díla Mistra třeboňského oltáře (kolem r. 1380). Stromy ovlivněné
lidskou rukou jsou patrné na oltářní desce, zobrazující Krista na hoře Olivetské. Od Mistra
třeboňského oltáře pochází i oltářní deska v Církvici u Kutné Hory. Na ní se Svatý Krištof,
přenášející malého Ježíše přes hlubokou vodu, opírá spíše než o větev o celý oklestní
stromek.
Dodnes je svou symbolikou poněkud záhadné ohromující fantaskní dílo
Hieronyma Bosche (1453-1516), kterého surrealisté 20. století vnímali jako svého
předchůdce. Tento vlámský malíř však do svých figurálních kompozic dokázal vtěsnat
i konkrétní přírodní motivy. Tak například v pravém dolním rohu obrazu Sv. Krištof (1505)
je patrný výmladek ze starého pařezu. A v Pokušení sv. Antonína (kolem 1510) je příbytkem
zobrazeného světce dutý peň prastarého stromu, ovšem s nadějným mladým kmenem
výmladku. V pozadí scény pak nelze přehlédnout hlavatou vrbu.
Z německých malířů z přelomu 15. a 16. století, tedy z období renesance, nutno na
prvém místě jmenovat norimberského mistra Albrechta Dürera (1471-1528). V cyklu
14 dřevořezů jeho slavné Apokalypsy (1438) najdeme jako doplňující motivy rozmanitě
pokřivené výmladkové a oklestní stromy na čtyřech listech. A v kresbě Orfeova smrt (1494)
se stejná scéna, jakou jsme již viděli na antické váze, odehrává s pozadím celé houštiny
výmladkových kmenů. Výmladkové stromy doplňují figurální scény i některých
Dürerových obrazů – například Růžencovou slavnost (1506) a Madonu s čížkem (1506).
Trsy výmladkových a oklestních pahýlů ztvárnil Dürer v popředí realistického akvarelu
Vodní mlýn v horách (1526). Dürerův současník Matthias Grünewald (1470-1528) ve své
78
Madoně Stupašské (kolem 1518) doplňuje – zřejmě symbolicky – obraz Marie s jezulátkem
motivem starého stromu s mladým výmladkovým kmínkem. Řezenský malíř Albrecht
Altdorfer (1480-1538), který jako jeden z prvních v kontextu evropského malířství maloval
krajinu nejen jako kulisu figurálních kompozic, ale i jako hlavní objekt, ve svém
alegorickém obraze Žebrák sedící na vlečce vrchnosti (1531) namaloval na pastvině poblíž
honosného zámku skupinku hadovitě pokroucených výmladkových stromků.
Obr. 1: Albrech Dürer – Orfeova smrt.
Výmladkové dřeviny poměrně často doplňují rozmanité figurální kompozice
malířů slavné benátské renesance. Například Giorgone (1475-1510) namaloval na přelomu
15. a 16. století výmladkové stromy v obrazech Tři filozofové, Bouře a Koncert v přírodě.
Giorgonův ještě věhlasnější malířský druh Tizian (1485-1576) má výmladkové stromy
například v obrazech Venuše a Adonis (1560) a Nymfa a pastýř (kolem 1570). I další
představitel benátské školy Tintoretto (1518-1594) zachytil výmladkové dřeviny – třeba
79
v obraze Koncert múz. Další benátský tvůrce Vittore Carpaccio (kolem 1460-1526) umístil
výmladkové dřeviny do komponovaných romantických krajin v pozadí biblických výjevů
například v obrazech Sacra Conversazione a Oplakávání Krista (oba kolem 1510).
Benátským renesančním malířstvím byl ovlivněn i z Ferrary či z Mantovy pocházející
Dosso Dossi (1479-1542). V obraze Krajina s výjevy ze života svatých najdeme svazek
výmladkových kmenů nejen v popředí na břehu řeky, ale i na hraně skalní ostrožny,
kde mohla lidská ruka jen sotva zasáhnout. V obraze Noli me tangere (1534) od Correggia
(1489-1534), představitele parmské školy, trčí výmladkový polykormon přímo za paží
Kristovou. Týž umělec posadil antickou Lédu s labutí (1532), obklopenou skupinou dalších
bělavě nahých žen, před temnou výmladkovou houštinu.
Z Itálie (z Milána) pocházel i Guiseppe Arcimboldo (1527-1593), dvorní malíř
Habsburků, dlouhodobě působící i na Pražském hradě ve službách císaře Rudolfa II. Proslul
zejména svými cykly Roční doby a Živly, v nichž jsou lidské hlavy složeny z rozmanitých
přírodnin. V duchu našeho tématu nejvíce zaujme Zima (1573), neboť tato hlava má místo
vlasů bujný s spletitý polykormon.
Při putování za výmladkovými a oklestními stromy nemůžeme minout vlámské
a holandské malířství 16. a 17. století. Hledané motivy najdeme alespoň občas mezi reji
postaviček v dílech slavné malířské rodiny Breueghelů. U Pietra st. (1525-1569) například
v obrazech Straka na šibenici (1568), Návrat stáda (1565) a v kresbě Léto (1568). Pieter
ml. (1564-1637) nemohl ve své Zimní krajině s pastí na ptáky vynechat hlavaté vrby
i výmladkové kmeny dalších listnáčů. V obraze Přepadení (1607) Jana st. (1568-1625) se
loupež odehrává ve světlině převážně výmladkového dubového lesa. Skutečné zrození
krajinomalby s realistickými prvky, ba i s jejich převahou, lze spatřovat v dílech následné
generace nizozemských malířů, kteří v silně kultivované zemědělské krajině hledali alespoň
zbytky stromoví. Dvě dvojice pokřivených výmladkových a oklestních stromů trčí
nad zamrzlou plochou s bruslaři v obraze Jana van Goyena (1596-1656) Zimní krajina
s Huys te Merwede (1638). Z obsáhlého krajinářského díla Jacoba van Ruysdaela
(1628-1682) uveďme alespoň Duby nad potokem, kde prastaré duby na okraji háje jsou
zřejmě formovány dlouholetým oklestem. Paulus Potter (1625-1654) proslul jako malíř
pastvin s pasoucími se stády krav a koz. V jeho obraze Na pastvě (kolem 1650) se kozy
pasou mezi soliterním hlavovým stromem a výmladkovou houštinou. Meindert Hobbena
(1638-1709) v obraze Statek (1662) pak zachytil zemědělskou usedlost obklopenou
pastvinami se skupinami oklestních a výmladkových dřevin, které jsou patrné i v jeho
Dubovém lese (kolem 1670). Skupinu průkopnických holandských krajinářů uzavřeme
Claesem Berchemem (1620-1683), který raději než nizozemské roviny maloval hornaté
krajiny „italského typu“. Takovou je i jeho Krajina se zámkem Bentheim (1656),
v níž nad pasteveckou scénou trčí ze skaliska staré výmladkové stromy.
Přední malířská osobnost vlámského baroka Peter Paul Rubens (1577-1640)
vytvořil se svou dílnou obdivuhodně rozsáhlý soubor především figurálních náboženských,
historických a mytologických obrazů, věnoval se však i krajinomalbě. Výmladkové stromy
namaloval například v Krajině se skotem a lovci kachen (mezi 1620-1630) a v dramatické
Krajině s duhou (po 1640). I opilecká scéna Rubensova obrazu Bakchanál na ostrově
Andru se odehrává v polostínu výmladkových listnáčů.
V období někdy až příliš zdobného rokoka patřilo k módě vracet se alespoň
v obrazech k prostému pastýřskému životu, k pastevním krajinám s oklestními
a výmladkovými dřevinami. K takovým například patří díla francouzských malířů
– Pastorale (kolem 1730) od Nicolase Lancerta (1690-1743) a Pastýřská krajina (1741)
od Francoise Bouchera (1703-1770).
80
Zakladatel moderní anglické krajinomalby John Constable (1776-1837) rád
maloval zelenou travnatou krajinu s rozptýlenými stromy, tedy krajinu typu anglického
parku. Výmladné kmeny se však nepodařilo v jeho obrazech najít, pouze stromy oklestní
– například v dílech Stavba lodě (1815) a Flastfordský mlýn (1817).
„Malíř nesmí malovat pouze to, co vidí před sebou, nýbrž také to, co vidí v sobě“
- tvrdil německý romantický malíř z Drážďan Caspar David Friedrich (1774-1840). Jeho
krajinářské dílo je plné symbolů. Přesto v něm můžeme najít zřetelné výmladné duby
– v obraze Strom s havrany (kolem 1822) a dokonce i výmladné buky – v díle Křídové
skály na Rujáně (1818).
Johan Christian Dahl (1788-1857) pocházel z norského Bergenu, kde se
s pařezinami mohl jen sotva potkat. Již v mládí se však usadil v Drážďanech, a jako
malířský průkopník kontaktu s přírodou se obdivoval dílu shora zmíněného Jakoba van
Ruysdaela. Velmi dramatickou atmosférou vyniká jeho obraz Lesní požár (1846), v němž
na kamenité stráni hoří výmladkový – zřejmě dubový – porost.
V 19. století se krajina stává nejvyhledávanějším námětem malování a za hlavní
evropské město krajinomalby je považován Mnichov. Mnichovští tvůrci romantické
náladové krajinomalby významně ovlivnili i české malíře. Vždyť Mnichovan Maximilian
Haushofer byl v letech 1845-1866 profesorem krajinářské školy na pražské Akademii.
Romantičtí malíři dávali ovšem přednost divočině alpských štítů, bystřin a jezer, v nižších
polohách, kde lze předpokládat výmladkové lesy a stromy, malovali zřídka. Jmenujme
alespoň Carla Rottmanna (1799-1850), v jehož obraze Kosmická bouřlivá krajina (1849)
vzdoruje živlům dvojice prastarých oklestních dubů. Ernst Keiser (1803-1865) ve svém
idylicky pastorálním Pohledu na Mnichov od Oberföhringu (1839) namaloval trs
výmladkových kmenů (pravděpodobně jasanu) dokonce v téměř dominantní poloze na
moréně nad širokým řečištěm podalpské řeky Isar.
Častěji než u německých krajinářů najdeme předmět našeho zájmu u krajinářů
francouzských. Slavný předchůdce plenérových malířů barbizonských a impresionistů
Camille Corot (1796-1875) namaloval ve svých obrazech Větrný den (1862) a Vzpomínka
na Mortefontaine (1864) do široka se větvící staré stromy s nachýlenými výmladky. Jeho
Krávy v bažině (po 1860) pak dokumentují segment nížinné krajiny se skupinou hlavatých
vrb. Mezi první barbizonské malíře, tedy ty krajináře, kteří se uchýlili do vesnice Barbizon
jižně od Paříže, aby hledali a přímo v plenéru malovali alespoň studie prostých intimních
scenérií, patřil Jean-Francois Millet (1814-1875). Kromě jeho četných obrazů ze života
venkovanů v převážně zemědělské krajině najdeme v jeho díle i řadu motivů ze zdejšího
listnatého lesa. Zatímco v obraze Sběračky roští, označovaném též jako Uhlířky (kolem
1850) tahají dvě ženy suchý, zřejmě dubový kmen, uvízlý dole ve vidlici dosud rostoucích
výmladkových kmenů, vidíme v díle Sbírání dříví vázání mohutných otepí z tenčích
rovných kmínků. S velkou pravděpodobností je zde zobrazen v okolí Paříže často
pěstovaný kaštanovník jedlý (Castanea sativa), jehož výmladky byly v krátkém obmýtí
vysekávány nejen na palivo, ale i pro drobnou dřevovýrobu. Milletovu tvorbu obdivoval
a ve svých počátcích napodoboval původem holandský malíř Vincent van Gogh
(1853-1890), žijící a tvořící většinu života ve Francii. Výmladkové háje v jeho tvorbě sice
nenalezneme, zato řadu oklestních stromů – třeba topoly v popředí Pohledu na Arles
(1889). Časté jsou v jeho díle oklestní i výmladkové olivy – např. Olivový háj (1889).
A víckrát se v Goghově díle setkáme i s hlavatými vrbami – např. v Krajině s cestou
a hlavatými vrbami (1888). Vůdčí osobnost impresionismu Claude Monet (1840-1926)
nemohl v poříční rovině Seiny minout oklestní topoly – opakovaně je zachytil zvlášť
i v pozadí svých slavných Stohů sena z 90. let 19. století.
81
Přední představitel romantického symbolismu Arnold Böcklin (1827-1901)
pocházel ze švýcarské Basileje, ale usadil se a maloval především v Itálii. V jeho
chmurných obrazech dominují temné cypřiše, ale například v obraze Vila nad mořem
(1865) – snad pro zvýšení dramatické atmosféry – namaloval na skalisku nad černě
zahalenou ženou vichrem ohnutý výmladkový listnatý strom.
ČESKÉ A SLOVENSKÉ MALÍŘSTVÍ
Motiv oklestního stromu u Mistra třeboňského oltáře ze 14. století jsme již – pro zachování
chronologie – zmínili. Další díla dokumentující formování dřevin lidskou činností se
podařilo najít až u romantických krajinářů začátku 19. století. Jedním z prvních byl
František Xaver Procházka (1746-1815). Například v Krajině s akvaduktem a mostkem
(1800) nakreslil tradiční romantický motiv ze skaliska trčícího nachýleného výmladkového
stromu, další dvojici kmenů najdeme na břehu potoka.
Prvním profesorem krajinářské školy na pražské Akademii byl od r. 1806 Karel
Postl (1774-1818), vyškolený na vídeňské Akademii. Vycházel z klasicismu, maloval
heroické krajiny s antikizující stafáží. Do svých komponovaných krajinomaleb však vkládal
scenérie odpozorované a nakreslené v plenéru – třeba i hlavaté vrby a výmladné listnáče
na skalisku a u zříceniny, jak je tomu v Krajině s mostem (kolem 1810). Jeho žák
a nástupce Antonín Mánes (1784-1843) komponoval své romantické scenérie již s větším
důrazem na realitu než jeho předchůdce. V Krajině s letohrádkem (1816) namaloval u řeky
výmladkové vrby a na vysokém břehu proti letohrádku další výmladné stromy, nejspíše
habry.
Na Slovensku, tehdy v Horních Uhrách, působil začátkem 19. století Josef Anton
Lántz, který mimo jiné vytvořil sérii dvaceti litografií krajiny v širším okolí Bratislavy.
Z nich romanticko-realistický pohled na Plavecký hrad (1827) v Malých Karpatech
dokumentuje, že pastevní háje s výmladkovými a oklestními stromy bývaly nejen
na strmých stráních kopců, ale i v přilehlých rovinách.
Málokdo si asi všimne, že na všeobecně známé kalendářní desce pražského orloje,
kterou v letech 1865-1866 vytvořil Josef Mánes (1820-1871), je ve dvou měsících hledaný
motiv lidskou rukou formovaných stromů. V Dubnu je sice ústřední postavou muž,
přivazující ke kůlu nově vysazený ovocný stromek, v jeho pozadí však sbírá žena
pod výmladkovými dosud neolistěnými stromy klest na topení. V Listopadu je pak věnován
přípravě dřeva na zimu oklestním způsobem celý motiv: muž v popředí osekává z bizarně
formovaného dubu spodní větev, žena s dcerkou v pozadí odnáší otep klestu kolem
výmladkových kmenů.
Bedřichu Havránkovi (1821-1899), žákovi A. Mánese a hlavně M. Haushofera,
bývala vyčítána nemalířská dokumentárnost. I on hledal po vzoru svých učitelů romantické
horské scenérie, ale dovedl také na úrovni vědecké ilustrace zachytit segmenty krajin
a porostů „obyčejných“. Tak ve více variantách z let 1854-1856 velmi podrobnou kresbou
zobrazil Bukový les a podal tak velmi cenné svědectví o výmladné schopnosti buku v okolí
Choltic v Železných horách. Jeho Chalupa v listnatém lese (1863) je obklopena nejspíše
habrovou pařezinou.
82
Obr. 2: Josef Mánes – Listopad.
I další žáci romantické Haushoferovy krajinářské školy na pražské AVU občas ve svých
dílech zachytili výmladkové dřeviny. Alois Bubák (1824-1870) dokonce včlenil
výmladkové listnáče i do své komponované Ideální krajiny (po 1850). Namaloval je
i ve svém realističtějším záběru Vrch Mužský u Mnichova Hradiště (1865). Výmladkové
pokřivené kmeny na hraně skaliska zvyšují dramatičnost v Podvečeru u tůně (1853) Jana
Václava Kautského (1827-1896). Pražský rodák Adolf Chwala (1836-1900) maloval
především v Alpách a Dolním Rakousku, ale také v Posázaví a v Podyjí. Původem
výmladkové kmeny najdeme například v jeho Lesním interiéru (1865-1870) a v Pohledu
od Dyje s hradem Hardegg na obzoru (70. léta 19. století). Přírodními živly i lidskou rukou
bizarně tvarované stromy vyhledával František Bohumír Zvěřina (1835-1908), rodák
z Hrotovic na jihozápadní Moravě. Nacházel je nejen na Balkáně – viz například Kmeny
dubových obrů v bažinatém území u Ševarova v Bosně (1876), ale i doma – například Buky
nad Kakovským lesem u Hrotovic (1883).
Největším českým malířem stromů a lesů byl ovšem Julius Mařák (1872-1899),
který byl rovněž krátkodobě Haushoferovým žákem a posléze i nástupcem v čele pražské
krajinářské školy. Ve stovkách jeho děl jsou zobrazeny lesy přirozené i polokulturní
skladby, vesměs však vysokokmenné, semenného původu. Výjimkou je jeho cyklus kreseb
uhlem Rakouské lesní charaktery (1878), ve kterém vlastně zachytil vegetační stupňovitost
tehdejšího mocnářství od Jaderského moře až po vrcholky Alp. I tento cyklus je převážně
vysokokmenný, alespoň v listu Habr se však malíř nemohl vyhnout pařezině. Výmladné
a oklestní habry najdeme i v dalších Mařákových uhlových kresbách, třeba v Šumění.
A trochu překvapí, že částečně výmladkové jsou i stromy v listu Jilm, v němž Mařák
zachytil jilmy kdesi na alpských pastvinách vysoko pod skalnatými štíty.
83
Barbizonskými malíři byl jako jeden z prvních českých krajinářů ovlivněn Antonín
Chittussi (1847-1891). Jeho malířský rukopis byl proto již uvolněnější než u předchozích
romantiků, přesto i v jeho krajinomalbách najdeme řadu významných svědectví
o konkrétních stromech. Ve více obrazech z Francie, kde opakovaně pobýval, lze najít
polykormony poříčních vrb – například v díle Seina u St. Cloud (kolem 1885). Významný
je pro nás v rámci zvoleného tématu obraz Potok v pahorkatině (1885-1886). Na něm je
totiž zobrazen na pastvině soliterní oklestní listnatý strom. Místo malířova záběru se dá
přesně lokalizovat – ke zřícenině hradu Ronova nad Sázavou poblíž Přibyslavi, tedy
do krajiny na pomezí 4.bukového a 5.jedlobukového vegetačního stupně. Odůvodněně se
proto můžeme domnívat, že se jedná o příklad oklestního buku, jak upozorňoval A. Zlatník.
Dnes roste na místě těchto bývalých pastvin pravděpodobně již v druhé generaci smrková
monokultura.
Z generace Národního divadla František Ženíšek (1849-1916) namaloval
výmladkové listnáče v pozadí populární historické scény v obraze Oldřich a Božena (1884).
Mikoláš Aleš (1852-1913) nakreslil oklestní stromy v několika pasteveckých motivech
svého Špalíčku. Dokonce se zdá, že některé jeho ornamentální iniciály jakoby se rozvíjely
právě z oklestních stromů.
Absolvent Mařákovy krajinářské školy František Kaván (1866-1941), nazývaný
koncem 19. století „realistou velkého dechu“, maloval především v rodném Podkrkonoší
a na Hlinecku, kde výmladkové lesy nejsou. Sestoupil však i do rovinatého Polabí,
kde opakovaně maloval hlavaté vrby, kterým říkal „babky“. Dominují například v obrazech
Babky u Chvalína a Babky pod Kuňkou (oba l898). V symbolické etapě své tvorby pak
využil zástupy čerstvě ořezaných hlavatých vrb pod rudou oblohou k vyjádření Zoufalství
(1899), bizarními tvary hlavatých vrb umocnil strašidelnou atmosféru obrazu Bludička
(1897). Kavánův spolužák Antonín Slavíček (1870-1910) vyjádřil melancholii podzimu
v obraze Na podzim v mlze (1897), v němž zobrazil povoz na cestě z části výmladkovým
hájem u Veltrus. A v jednom ze svých posledních obrazů, rozmalovaných před tragickou
příhodou, Žamberecké silnici (1919), namaloval alej oklestních topolů u Rybné
nad Zdobnicí. K nejmladším žákům J. Mařáka patřil Roman Havelka (1877-1950), který
soustavně maloval v údolním zářezu Dyje u Bítova. Třebaže jsou v tomto kraji pařeziny
dosti rozšířené, na Havelkových obrazech jsou výmladkové kmeny zachyceny zřetelně jen
výjimečně, například v obraze Studie lesa (kolem 1930). Rovněž Slovák Ľudovít Csordák
(1864-1937) absolvoval Mařákovu krajinářskou školu. V jeho obraze Měsíční krajina
se Slaneckým hradem (1896) vidíme pastevní háj s oklestními a výmladkovými stromy
pod měsícem ozářenou zříceninou východně od Košic.
Za jediného „čistokrevného“ impresionistu v českém malířství bývá označován
Václav Radimský (1867-1946). Rodák ze středočeského Kolína odešel záhy do Francie,
kde se usadil nejprve v Barbizonu a posléze v Giverny v blízkosti samotného Clauda
Moneta. Ve Francii i po návratu do Kolína zůstával věrný poříčním krajinám, takže
v mnoha jeho obrazech najdeme výmladné vrby a olše a samozřejmě i hlavaté vrby – viz
například Potok v Giverny (1899), Zima na Seině (1903), Opatovický kanál (1935) a Staré
vrby (1942).
Virtuozní kreslíř motýlů a krásných žen Max Švabinský (1873-1962) rád pobýval
a tvořil v přírodě. V letech 1926 a 1927 kreslil prosluněné převážně výmladkové habrové
hájky u Lysé nad Labem – viz díla Jitro v lese a Poledne v lese.
Pohodové venkovské krajiny oblíbeného Josefa Lady (1887-1957) si nelze
představit bez hlavatých vrb u návesních a mlýnských rybníků, často se stafáží
pohádkových vodníků – uveďme alespoň obrazy Vodník (1943), Vydra (1944) a Bruslaři
(1950).
84
Na tomto místě může být zajímavý odskok do krásné literatury, popisující děje
v krajině, v níž byly pařeziny převládajícím tvarem listnatých lesů. V naší klasické
literatuře je to především Rok na vsi od Aloise a Viléma Mrštíků, odehrávající se
v Divákách (autoři je přejmenovali na Habrůvku) v Boleradické vrchovině na jižní Moravě.
V obsáhlém díle, popisujícím rozmanitý život vesničanů v průběhu roku na konci
19. století, jsou i pasáže o lese. V kapitole Sluky je například přímo zmíněna „dubová
hlava.“ Kapitola Lesňáci pak líčí, jak vesničtí kluci, pronásledovaní hajným, chodí krást do
lesa dřevo: „Rozutekli se po kopci a za malou chvíli praštělo suché dřevo dávno už předtím
podříznutého habroví.“ Malíř převážně polní krajiny rodného Polabí a Podorlicka Vojtěch
Sedláček (1892-1973), který 8. vydání (1958) slavné kroniky ilustroval, určitě okolí
jihomoravských Diváků prochodil. V jeho ilustracích najdeme proto na více místech knihy
výmladkové i oklestní stromy.
Obr. 3: Zdenka Ranná – Samsonová – Naše babyky.
Zdenka Ranná – Samsonová (1919-1990) malovala na Tišnovsku. Ve své kresbě
Naše babyky (začátek 40. let 20. století) zobrazila živý plot z periodicky ořezávaných
a vyřezávaných babyk, jak je tomu v tomto kraji místy dodnes zvykem. Z předhoří
Českomoravské vrchoviny pochází i moderní krajinomalba Miloslava Sonnyho Halase
(1946-2008), která se sice jmenuje Řepková pole (1996), ale zářivě žlutý lán řepky je na ní
obklopen zelenými skvrnami hájků. Podle malířových terénních skic s poznámkami víme,
že se jedná o výmladkové habrové hájky v okolí Skorotic a Křížovic v Sýkořské hornatině.
Právě v této okrajové části Českomoravské vrchoviny se překvapivě setkáváme
s habrovými pařezinami i v nadmořských výškách nad 600 m, tedy až na pomezí
4. bukového a 5. jedlobukového vegetačního stupně. Mají zde takovou tradici, že vesnice
Brumov má dokonce stylizované habrové polykormony ve svém obecním znaku. A touto
85
ukázkou grafického designu můžeme přehled výtvarných děl s výmladkovými a oklestními
dřevinami uzavřít.
Obr. 4: Habrové polykormony ve znaku obce Brumov.
ZÁVĚR
Potvrdila se hypotéza, že pokud výmladkové a oklestní hospodaření a zásahy do dřevinné
vegetace byly obecným jevem od starověkých civilizací přes středověk až do nedávné
minulosti, musely se jejich projevy odrazit i ve výtvarném umění. Třebaže se krajinomalba
naplno rozvinula až v průběhu 19. století, krajinné motivy s vegetačními prvky se objevují
jako doplněk převážně figurálních kompozic již od dob antických. I v dílech, kdy je krajina
s vegetací hlavním malířovým objektem, bývají však většinou výmladkové a oklestní
dřeviny v pozici marginální, jen výjimečně dominantní. Proto se snadno přehlédnou.
Nejčastěji se objevují v krajinomalbách s pastorálními motivy (P. Potter, M. Lancret,
F. Boucher, J. A. Lántz, M. Aleš aj.).
Kromě toho, že jde o výtvarný dokument tvarově nápadných důsledků lidské
činnosti, bývaly výmladkové a oklestní stromy též malovány s obsahem symbolickým (M.
Grünewald, C. Rottmann, C. D. Friedrich, F. Kaván aj.). Časté je využití bizarně
oklestěných a zmlazených dřevin pro zvýšení dramatičnosti malované či kreslené scenérie
(A. Dürer, D. Dossi, A. Böcklin, F. X. Procházka aj.).
Nejčastěji, napříč věků, jsou zobrazovány hlavaté vrby (P. Breughel ml., C. Corot,
V. van Gogh, A. Kalvoda, J. Lada, M. Trojan aj.). Vrba (Salix spp.) je tak nejčastěji
zobrazovaným druhem dřeviny, neboť ji najdeme i ve výmladkové formě v obrazech,
zachycujících břehy řek (A. Chittussi, V. Radimský); ve stejných obrazech bývá zachycena
i výmladková olše lepkavá (Alnus glutinosa). Z dalších druhů dřevin, zobrazovaných
ve výmladkové a oklestní formě, lze bezpečně identifikovat duby (Quercus spp.) - např.
v dílech C. Rottmanna, J. van Ruysdaela, J. Mánesa, a habr (Carpinus betulus)
– u J. Mařáka a M. Švabinského. Výmladkový buk (Fagus sylvatica) je zřejmý z obrazů
C. D. Friedricha a z kreseb B. Havránka, jilm horský (Ulmus glabra) vévodí alpské scenérii
J.Mařáka, javor babyka (Acer campestre) tvoří živý plot v kresbě Z. Ranné. Výmladkové
břízy (Betula pendula) malovali A. Slavíček a A. Kalvoda, oklestní topoly (Populus spp.)
v alejích např. M. Hobbema, C. Monet a A. Slavíček, oklestní jeřáby (Sorbus aucuparia)
na pastvených mezích Vysočiny zaznamenal ve svých obrazech J. Jambor.
86
Z jihoevropských dřevin je nesporný vavřín (Laurus nobilis) v antickém umění, olivovník
(Olea europaea) např. v obrazech V. van Gogha a O. Kubína. S vysokou pravděpodobností
lze identifikovat i kaštanovník jedlý (Castanea sativa) u C. P. Fohra a J. F. Milleta.
U mnohých výtvarných děl však nelze druh výmladkové či oklestní dřeviny přesně
určit – buď pro zjednodušující stylizaci (u staršího malířství) nebo pro příliš uvolněný
malířský rukopis (v moderní krajinomalbě). Zbývá dodat, že motivy lidskou rukou
formovaných dřevin s využitím jejich výmladkové schopnosti najdeme i v asijském umění
– u starých čínských i japonských malířů, zřetelným dokumentem o existenci
výmladkových dřevin ve Střední Asii je uzbecká Babur-Nama ze 16. století.
Poděkování
Příspěvek byl zpracován v rámci řešení projektu Starobylé výmladkové lesy, jejich význam
a udržitelnost v kulturní krajině (Ministerstvo kultury ČR, identifikační kód
DF13P01OVV015).
LITERATURA A PRAMENY
BELTON R. [ed.] (2006): Galerie světového malířství. – Rebo Produktions CZ,
Dobřejovice, 768 p.
BUČEK A. (2010): Význam starobylých výmladkových lesů v kulturní krajině. – In: Lepeška
T. [ed.], Krajinná ekológia a ochrana prírodného dedičstva v socio-ekonomických
premenách. Sb.ref.konf. Univerzita Mateja Bela v Banskej Bystrici, pp. 81-90.
ČIČO M. [ed.] (2014): Dve krajiny. Obraz Slovenska, 19. storočie x súčasnosť. – Slovenská
národná galéria, Bratislava, 239 p.
EXNER I. & ZACHAŘ M. (2015): Má vlast. Pocta české krajinomalbě. – S. V. U. Mánes,
Praha, 213 p.
HEILMANN CH. (2013): Natur als Kunst. – Verlag Das Wunderhorn, Heidelberg, 287 p.
HOUTZAGER G. (2003): Encyklopedie řecké mytologie. – Rebo Produktions CZ,
Dobřejovice, 269 p.
KOLEKTIV (1991): Slovník světového malířství. – Odeon a Artia, Praha, 798 p.
KOLEKTIV (2000): Největší malíři. Život, inspirace a dílo. – Sešity č.1-135. Inverze,
Praha.
KONŠEL J. (1940): Oklest. – In: Naučný slovník lesnický II, pp.1068-1069, Matice lesnická
v Písku.
LACINA J. (2009): Reflexe české krajiny ve výtvarném umění z pohledu krajinného
ekologa. – In: Hrnčiarová T., Mackovčin P., Zvara I. et al., Atlas České republiky. Oddíl 8.
Krajina v umění. MŽP ČR a VÚKOZ, v.v.i., Průhonice.
LACINA J. (2011): Poznámky krajinného ekologa k zobrazení české krajiny a přírody
ve výtvarném umění. – In: Šmajs J. [ed.], Aby Země nebyla jen hrobem. Literatura
– kultura – příroda. Vydala Obec spisovatelů, Brno, pp. 195-206.
LACINA J. (2015): Louky a pastviny ve výtvarném umění. – Veronica 29:3:35-39.
LACINA J., & HALAS P. (2015): Landscape painting in evalution of changes in landscape.
– Journal of Landscape Ecology, 8:2:60-68.
LÜDECKE H. (1970): Albrecht Dürer. – VEB E.A. Seemann-Verlag, Leipzig, 173 p.
MRŠTÍKOVÉ A. & V. (1958): Rok na vsi I.a II. díl. 8. vydání. – Naše vojsko, Praha,
pp. 589 + 534.
ZLATNÍK A. (1976): Lesnická fytocenologie. – Státní zemědělské nakladatelství, Praha,
495 p.
87
KULTURNÍ DĚDICTVÍ V KRAJINĚ ARCIDIECÉZE OLOMOUCKÉ
(NA PŘÍKLADU HISTORICKÉHO VÝVOJE LUŽNÍCH LESŮ)
CULTURAL HERITAGE OF LANDSCAPE OF THE ARCHDIOCESE OF OLOMOUC
(CASE STUDY FROM HISTORY OF FLOODPLAIN FORESTS)
Ivo Machar1
1
Přírodovědecká fakulta Univerzity Palackého v Olomouci Katedra rozvojových studií
email: [email protected]
ABSTRACT
The paper deals with the history of the floodplain forest ecosystems in the Litovel,
which forms the core of the historical territory of the Archdiocese of Olomouc.
This country was intense human activity in the past shaped the present form of traditional
cultural landscapes with a significant share of historical and natural values. On the example
of a brief overview of the historical development of ecosystems hardwood floodplain forest
at two locations (Vrapač and Bahna u Litovle) it demonstrated that vigorous economic
activity in history can be species-rich ecosystem with significant ecological value.
ÚVOD
Koncepce termínu „evropská kulturní krajina“ (ANTROP 1997) akceptuje historickou roli
člověka jako klíčového řídícího elementu všech dynamických změn, které se v krajině
odehrávají. Toto pojetí se promítá i do Evropské úmluvy o krajině, mezi jejíž hlavní
principy patří charakteristika krajiny jako jedné z určujících složek identity Evropanů
(PEDROLI 2008). To je významné zvláště v našem středoevropském prostoru,
kde interakce „příroda – kultura“ a interakce „historie krajiny – současný stav krajiny“
(LOŽEK 2007) jsou pro stav kulturní krajiny determinující.
Středoevropskou kulturní krajinu v minulosti ovlivnila celá řada antropogenně
podmíněných procesů. Soustavným výběrným (výmladkovým) hospodařením v lese
a obhospodařováním malých záhumenkových polí dvojhonným a později trojhonným
systémem vznikla specifická středověká kulturní krajina, tzv. campus (LIPSKÝ 2000).
Tradiční kulturní krajina Čech a Moravy, jak ji v idealizované podobě známe z obrázků
Josefa Lady a dalších malířů – krajinářů, vznikla ze středověké krajiny až na konci
18. století a přetrvávala v zásadně nezměněné podobě až do poloviny století dvacátého.
Obraz naší venkovské krajiny první poloviny 20. století tak odpovídá obecně chápané
představě harmonické kulturní krajiny, založené na maloplošné pozemkové držbě a stálé
přítomnosti člověka – hospodáře v krajině (LÖW & MÍCHAL 2003).
Bohužel, změny v kulturní krajině, které přinesly politické a návazně společenské
změny od padesátých let 20. století, lze považovat za zásadní zlom v kontinuálním vývoji
kulturní krajiny. Tyto změny v krajině, z nichž většina přetrvává dodnes, byly založené
na vnímání krajiny jakožto „fabriky“. Vymizel tzv. selský stav a kulturní zemědělská
krajina přišla o svého tradičního správce. Historická geografie i aplikovaná krajinná
ekologie popisuje tento stav jako signifikantní snížení indexů heterogenity i ekologické
stability kulturní krajiny (DAUBER et al. 2003). Z kulturní krajiny však bohužel takto
zmizel i její duchovní obsah – když v krajině chybí sedlák se zakořeněným vztahem k půdě
svých předků, kdo by se staral o kříže či Boží muka na rozcestích nebo o aleje stromů
kolem polních cest? Negativní důsledky tohoto dějinného vývoje lze v kulturní krajině
88
vidět na mnoha místech v krajině dodnes. Naštěstí řada občanských a obecních aktivit dnes
směřuje k nápravě tohoto negativního trendu ve vývoji kulturní krajiny, která tvoří součást
neocenitelného kulturního dědictví, které máme povinnost řádně (udržitelně) využívat
a chránit.
Příkladem pozitivních důsledků lidské činnosti v historii na současný stav kulturní
krajiny jsou lužní lesy. Není tajemstvím, že dnešní středoevropské lužní lesy charakteru tzv.
tvrdého luhu, nazývané díky neuvěřitelnému bohatství druhů „evropskou Amazonií“, jsou
do značné míry výsledkem intenzívního lesnického hospodaření v minulosti - tzv.
archeocenózy (ŘEHOŘEK 2008). Intenzívní působení člověka na lužní lesy v minulosti
mělo však různé formy, jež mají odlišné důsledky pro současný charakter luhu (MACHAR
2009).
PŘÍPADOVÁ STUDIE
Téměř učebnicovým dokladem toho jsou právě lužní lesy v bezprostředním okolí města
Litovle v centrální části historického území Arcidiecéze olomoucké: lužní les Vrapač
a lužní les Bahna u mlýna Šargoun. Obě tyto lokality jsou dnes chráněny jako první zóna
CHKO Litovelské Pomoraví (tedy zóna s nejvyšším režimem ochrany přírody),
přestože jejich přírodní bohatství zformovala lidská činnost.
Nejstarší archívní informace o lužním lese v lokalitě Vrapač máme z r. 1769,
kdy byla v lesích panství Úsov provedena první hospodářská úprava, která patří
k nejstarším na Moravě. Zařízení vypracoval bádenský lesník baron de Geussau soustavou
lesního etátu. Lokalita Vrapač patřila do revíru Mladeč (podle nedaleké obce), který se dělil
na 36 tratí. Současné porosty NPR Vrapač tvořily 4 trati: Vrapač, U staré střelnice,
U bobřích staveb, U novozámecké hospody. Les na všech těchto tratích však zabíral jen
malou část celé výměry (trať Vrapač: 1/14, u dalších tří zmíněných tratí: 1/5 až ¼ celkové
výměry). Většinu plochy zde tvořily louky s ojedinělými stromy. Další, byť jen orientační
informaci o stavu lesa, poskytuje lesní face z tzv. Josefského katastru z r. 1784, která uvádí
v prostoru mezi obcí Mladeč a Novými Zámky 504 jiter (tj. 292 ha) výstavků dubu, jilmu,
jasanu a habru, doplňovaných 120 jitry (tj. 70 ha) měkké pařeziny s osikou, lípou a olší.
Rozsáhlé louky (pravděpodobně s intenzivní pastvou) byly postupně zalesňovány,
takže koncem 18. a začátkem 19. století se výměra lesa v prostoru dnešní rezervace Vrapač
výrazně zvyšovala. Poslední původní louky na Vrapači, přetrvávající až donedávna, byly
bohužel nesmyslně zalesněny po roce 2005. Podle de Geusauova zařízení se v lesích
na Vrapači hospodařilo až do r. 1825, kdy bylo lesmistrem F. O. Pavlíkem vypracována
nová hospodářská úprava lesa pro celé úsovské panství. V území lokality Vrapač převládala
pařezina, tvořená směsí břízy, lípy, habru a olše a jen místy se uvádějí výstavky jilmu,
dubu, lípy a jasanu. Pro výstavky bylo stanoveno obmýtí 200 let. Zalesňování bývalých luk
v oblasti Vrapače bylo v té době zřejmě již dokončeno. V r. 1846 proběhla další
hospodářská úprava úsovských lesů, v rámci níž byla v lužních lesích celého panství
založena nová rozdělovací síť lesních cest, převážně geometrického tvaru. Tato rozdělovací
lesní síť existuje beze změn dodnes. Zlom v systému obhospodařování lesů úsovského
panství přinesla hospodářská úprava lesa v r. 1872. V souvislosti s všeobecným rozšířením
využívání kopaného uhlí jako energetického zdroje se výrazně snižovala poptávka
po palivovém dříví a tím klesala jeho cena. V důsledku těchto ekonomických změn přestal
být pro majitele lesů výhodný způsob výmladkového hospodaření a tvar lesa středního se
stával postupně nevyhovujícím. Lesní hospodaření se proto začíná orientovat více
na produkci kvalitního užitkového dříví, které může poskytovat les především les vysoký.
Už v r. 1872 se v trati Vrapač evidovala značná výměra porostů starších 40ti let,
což indikuje probíhající převody pařezin na les vysoký formou předržení pařezin
89
do tzv. nepravé kmenoviny. Kromě nepřímých převodů pařeziny se v této době uplatňovaly
i přímé převody pařezin na les vysoký holosečnou těžbou. Bylo stanoveno, že po vytěžení
pařeziny se musí pravidelně odstraňovat výmladky, vysekávat buřeň a vzniklou paseku je
nutno zalesnit síjí nebo výsadbou silných, školkovaných odrostků dubu, jasanu, olše,
javoru. V této době je nutno hledat vznik většiny současných vysokokmenných porostů
lužního lesa, které tvoří dnešní rezervaci Vrapač. V r. 1895 byl povolán k vedení tehdejšího
lichtenštejnského lesního majetku vrchní lesní rada Julius Wiehl. Ten prosazoval představu
lesa, který má sloužit obecnímu blahu a poslání lesního hospodářství viděl v takovém
obhospodařování lesní půdy, které trvale přináší maximální výnos. Wiehlovy zásady se
prosadily v hospodářské úpravě r. 1906, jejíž součástí bylo i podrobné geodetické zaměření
lesů. Jednoznačně bylo předepsáno, že je nutno ukončit hospodaření s pařezinou a do
budoucna lesy obhospodařovat jako kmenovinu. Můžeme tedy konstatovat, že lužní les na
Vrapači je přímým výsledkem intenzívního lesního hospodaření v minulosti (KIRCHNER
1999).
Les v lokalitě „Bahna“ patřil do majetku Města Olomouce, které tento les vlastní
s krátkou přestávkou (1950 – 1990) již od poloviny 16. století. První konkrétní informaci
o lese v lokalitě „Bahna“ obsahuje Lesní hospodářský plán pro polesí Březová z r. 1795,
který tento porost popisuje jako les sdružený. Spodní patro (dolní etáž) tvořené pařezinou
(výmladkovým porostem) mělo stáří 15 let. Dvě třetiny plochy pařeziny zabírala směs
dřevin jasan (Fraxinus excelsior), jilm (Ulmus sp.) a olše (Alnus glutinosa), zbývající
třetinu plochy tvořila směs lípy (Tilia sp.), osiky (Populus tremula) a vrba (Salix). Horní
patro porostu nad pařezinou tvořily výstavky dubu (Quercus robur), převážně mohutné
stromy, protože jejich hmotnatost je uváděna v rozmezí 10 – 12 m3. V letech 1805 – 1807
byla pařezina postupně vytěžena holosečemi. Část výstavků z horního patra byla při těžbě
pařeziny ponechána. K zalesnění porostu po těžbě bylo částečně využito přirozené
výmladnosti dřevin z pařezů a částečně byla provedena umělá sadba. Opětovně byla
pařezina kompletně vytěžena v letech 1829 – 1831. V r. 1832 jsou zde popsány výstavky
staré 200 – 400 let v druhovém složení: dub, jasan a jilm, o celkové zásobě 194 sáhů dříví
(tj. asi 400 m3). V r. 1864 byl celý porost znovu vytěžen s výjimkou ponechaných výstavků,
jejichž celková hmota byla odhadována na 450 m3. Z těžby bylo získáno 1 780 m3 dříví.
K zalesnění plochy po těžbě bylo využito zřejmě jen výmladkové schopnosti pařezů.
Pařezina pak byla opakovaně vytěžena v období 1897-1901 a 1936 – 1938. Po této těžbě
byla vytěžená plocha s několika ponechanými výstavky zalesněna kombinovaně (tedy
s využitím výmladkové schopnosti pařezů a umělou sadbou odrostků dubu a jasanu
z materiálu získaného nákupem od semenářských firem). Tím vznikl základ dnešního
porostu. Po roce 1950 bylo rozhodnuto, že porosty charakteru lesa středního budou
převáděny nepřímým způsobem na hospodářský tvar lesa vysokého. V lokalitě Bahna je
tedy na rozdíl od Vrapače historicky dokladována kontinuální existence lesa sdruženého
prakticky až do současnosti (HOŠEK 1985). Navíc les v této lokalitě má některé atributy
tzv. starobylého lesa (KIRBY & GOLDBERG 2006) - např. ručně kopaný příkop kolem
lesa na jeho hranici se zemědělskými pozemky.
Čas dokáže mnohé historické jevy zastřít, zvláště v tak dynamickém prostředí,
jako je lužní les. Dnešní charakter luhu na Vrapači i na Bahnách je proto vizuálně dosti
podobný. Zásadní rozdíly mezi oběma lužními lesy z hlediska jejich historického vývoje
však dokresluje i jejich dnešní příroda. Starobylý les Bahna u Šargouna je každé předjaří
doslova zaplaven bílými koberci kvetoucích bledulí jarních. Naopak vzácný výskyt této
byliny starobylých lesů a pomalého rostlinného kolonizátora v luhu na Vrapači dosvědčuje,
že znalost historických souvislostí je klíčová i pro pochopení současného stavu
biodiverzity.
90
ZÁVĚR
Lužní lesy dnes patří v Evropě mezi ohrožené typy vegetace (KLIMO 2004). Posledním
územím plošně rozsáhlého lužního lesa, s dosud nenarušenou přirozenou dynamikou řeky
je v rámci ČR právě Litovelské Pomoraví. Díky zachovalosti a druhovému bohatství
lužních lesů s bezprostřední vazbou na meandrující přirozený říční tok se řadí k unikátním
krajinám v evropském měřítku (MACHAR 2008). S přihlédnutím k výše nastíněnému
významu historického vlivu intenzívní činnosti člověka na současný stav ekosystémů
lužního lesa můžeme konstatovat: Za významné krajinné a přírodní dědictví, jímž je krajina
údolní nivy Litovelského Pomoraví, vděčíme rozumnému a citlivému přístupu našich
předků ke krajině v minulosti. Přejme si, abychom tento vzácný dar dokázali udržitelně
rozvíjet i v budoucnu.
Poděkování
Příspěvek byl podpořen z grantu ministerstva kultury ČR v programu NAKI II: Kulturní
dědictví krajiny Arcidiecéze olomoucké – výzkum, prezentace a management.
LITERATURA
ANTROP M. (1997): The concept of traditional landscapes as a base for landscape
evaluation and planning. The example for Flanders Region. – Landscape and Urban
Planning, 38: 105-117.
DAUBER J., HIRSCH M., SIMMERING D., WALDHARDT R., OTTE A., & WOLTERS V.
(2003): Landscape structure as an indicator of biodiversity: Matrix effects on species
richness. – Agriculture, Ecosystems & Environment, 98: 321-329.
HOŠEK E. (1985): Dlouhodobý vývoj lesů v prostoru chráněné krajinné oblasti Litovelské
Pomoraví. – Okresní středisko pam. péče a ochr. přírody v Olomouci, 92 p.
KIRBY K.. J.
& GOLDBERG E. (2006): Ancient Woodland. English Nature,
Peterborough.
KIRCHNER, K. [ed.] (1999): Studium a modelování antropogenního ovlivnění říční sítě
v Národní přírodní rezervaci Vrapač. – Brno, Ústav geoniky ČAV, 60 p. + příl.
KLIMO, E. (2004): Fenomén lužních lesů v evropské krajině – jejich stav, ochrana
a výzkum,. – In: Hrib M. & Kordiovský E. [eds.], Lužní les v Dyjsko-Moravské nivě,
Břeclav, pp. 173-182.
LIPSKÝ Z. (2000): Sledování změn v kulturní krajině. – Česká zemědělská univerzita,
Praha.
LOŽEK V. (2007): Zrcadlo minulosti. Česká a slovenská krajina v kvartéru. – Dokořán,
Praha.
LÖW J. & MÍCHAL I. (2003). Krajinný ráz. – Lesnická práce, Kostelec nad Černými lesy.
MACHAR I. (2008): Floodplain forests of Litovelské Pomoraví and their management.
– Journal of Forest Science, 54:8:355-369.
MACHAR I. (2009): The history of the floodplain forests and the benefits of understanding
this one for conservation nature in the floodplain. – Sborník Příroda, 28:123-140.
PEDROLI B. (2001): Landscape – Our home. Lebensraum Landschaft. – Alphen aan den
Rijn, C.Haasbeek B.V.
ŘEHOŘEK V. (2008): Vegetace podél nížinného toku řek. – In: Štěrba O. [ed.], Říční
krajina a její ekosystémy, Olomouc, pp. 169-175.
91
SPATIO-TEMPORAL CHANGES IN WOOD-PASTURES: IMPROVING
METHODOLOGICAL APPROACHES FOR ANALYSIS ON A CASE
STUDY IN LOWLAND LANDSCAPE OF THE CZECH REPUBLIC
PROSTOROVÉ A ČASOVÉ ZMĚNY PASTVIN S DŘEVINAMI:
ZLEPŠENÍ METODICKÝCH ANALYTICKÝCH PŘÍSTUPŮ NA PŘÍPADOVÉ STUDII
NÍŽINNÝCH KRAJIN ČESKÉ REPUBLIKY
Anna Pereponova, Michal Forejt, Jan Skaloš1
1
Czech University of Life Sciences, Faculty of Environmental Sciences,
Faculty of Environmental Sciences, Kamýcká 1176, Praha 6 - Suchdol, 165 21
email: [email protected]
ABSTRACT
Pastviny s dřevinami jsou charakterizovány stromy roztroušenými po spásaných travních
porostech. Je to jeden z nejstarších způsobů využití půdy v Evropě. Má důležité ekologické,
zemědělské a kulturní funkce. V poslední době jsou po celé Evropě na ústupu. Je proto
důležité porozumět jejich historii a faktorům, které působí tyto změny. Informace o tomto
tématu jsou nyní kusé: datových zdrojů není mnoho a liší se v měřítku a čase. V této práci
byla použita metodika pro sledování prostorových a časových změn vybraných
území. Hlavním cílem této studie bylo ověřit a přizpůsobit metodologické přístupy
pro analýzu časoprostorových změn pastvin s dřevinami v Česku.
Klíčová slova: pastviny s dřevinami, změny krajinného pokryvu, trajektorie změn,
kontinuita biotopů.
INTRODUCTION
Wood-pastures represent landscapes in which livestock grazing co-occurs with scattered
trees and shrubs (PLIENINGER et al. 2015) and are a particular case of “trees outside
forests”, spatially arranged either as points (e.g., isolated trees), lines (hedgerows, alleys,
riparian buffers), or clustered (woodlots, tree groups) features (PLIENINGER 2012).
Since the Neolithic time, wood-pastures have played important economical role
for most rural societies throughout Europe (BERGMEIER & ROELLIG 2014), though now
they are more important for their ecological, cultural and agricultural input (HARTEL
& PLIENINGER 2014) and are part of the European cultural–natural heritage
(BERGMEIER et al. 2010), as one of the oldest land-use types in Europe (LUICK 2008).
The scattered trees within the wood pastures can be more than several centuries old
(‘veteran’ or ‘ancient’ trees) (READ 2000; QUELCH 2002), and provide a broad range
of habitats, such as dead branches or hollows (GIBBONS & LINDENMAYER 2003)
creating local ‘biodiversity hotspots’ and microclimatic conditions, soil humidity, which,
in combination with the characteristic traditional, low-intensity pasture management results
in the unique vegetation structure with rich flora and fauna (MANNING et al. 2006;
ROSENTHAL et al. 2012), and helps adaptation to anthropogenic climate change
(MANNING et al. 2009). Wood-pastures provided shelter, pasture and fodder for livestock
for centuries, as well as wood products for local people (FORESTRY COMMISSION
SCOTLAND 2015). For Southern Transylvania (Romania), historical information suggests
that many wood-pastures originate from forest grazing and selective tree removal
92
from forests (HARTEL et al. 2013). Wood-pastures may have high aesthetic
or provisioning value for people depending on the country (HARTEL 2013).
Wood-pastures have undergone major changes in the past few decades, and are
vanishing landmarks of historical management now, threatened by abandonment,
particularly in developed countries (RACKHAM 1998). In the 20th century, large areas
of commercial forestry were planted on wood-pasture sites. Some wood-pastures were
incorporated into more formal policies and parkland, and converted into amenity areas
(FORESTRY COMMISSION SCOTLAND 2015). During the 20th century many woodpastures were converted into forests due to abandonment.
For several decades, wood-pastures were under pressure through socioeconomic
changes such as a shift from local to globalised markets, availability of off-farm jobs
and higher wages for those, mechanisation (PLIENINGER & HARTEL 2014). They have
been affected by different environmental and economic factors, such as uncontrolled
burning (TRANSYLVANIA 2012), which has damaged large trees (Oak and Hornbeam),
despite being illegal (HARTEL et al. 2013). These contexts are likely drivers of the various
changes in the status of wood-pastures and the attitude of people to those.
Economically rich countries with productive lands have fewer wood-pastures
and less extent of ‘wood-pasture friendly’ management, weaker traditional ecological
knowledge and links between people and nature, the wood-pasture structure is being erased
by modern land uses (FORESTRY COMMISSION SCOTLAND 2015). This mainly refers
to Western and Northern Europe where few relicts of wood-pastures are maintained
for nature conservation purposes (BERGMEIER et al. 2010) after a sharp decline over the
past 300 years, during modernisation of “pre-modern” peasant agriculture and forestry
to provide a sufficient food surplus, essential for industrialisation. The enclosure
of common land, advocated by land reformers to increase animal, plant and timber
production, resulted in the strict separation of agriculture and forestry, and eliminated many
wood-pastures until 20th century (PLIENINGER & HARTEL 2014).
Following VOJTA (2012), ancient wood-pastures, in the Czech Republic, have
disappeared in the modern era. Habitats similar to those exist mostly in Central Bohemia
(Bohemian Karst), Western and Northern Bohemia, and Southern Moravia, and are
characterized by diverse origin and management. In many locations recent centuries
of intensive grazing in the uplands has left the open landscape with few old trees.
The studies related to the topic may describe either general spatial changes
of landscapes (e.g. KHROMYKH & KHROMYKH 2014; SPANÒ & PELLEGRINO 2013;
HUZUI et al. 2012; SEABROOK et al. 2007), or more detailed and multiscale analysis
of change patterns at the landscape level, such as change patterns of woody
vegetation.(PLIENINGER et al. 2012; PATRU-STUPARIU et al. 2013). The latter can be
based on combining satellite images with other cartographic materials and field methods,
GIS-mapping, analysis of remote sensing data and digital elevation models with ArcGIS
10, ERDAS Imagine, and result in a large geodatabase, a digital elevation model,
morphometric indexes of landscape systems and main trends of landscape dynamics
in different parts of the valley.
Despite a certain number of studies conducted specifically for Central and Eastern
European countries (HARTEL & PLIENINGER 2014; HARTEL et al. 2013;
PLIENINGER et al. 2015; VOJTA 2012), detailed information on spatio-temporal changes
of their wood pastures dynamics at the landscape level is missing. Thus, the present
research was inspired by the need of a deeper understanding of the situation. Therefore we
evaluate appropriate technique for analysing changes and trajectories of wood-pastures
at the landscape level to show clearly trends of the land use/cover changes and categories
93
that replaced extinct wood-pastures, as well as of the continuous ones. This can help
to answer the question of possible reasons for the current state of ancient wood pastures-in
the Czech Republic, taking into account socio-cultural and environmental drivers.
MATERIALS AND METHODOLOGY
Study area
The 10 historical cadastral areas were selected using the Stable Cadastre from 1824-1842
(ČÚZK, 2015) with the total area 87.9 km2. All the areas are located in the warm lowland
landscape (ROMPORTL et al. 2013) and have different natural and cultural settings of the
intensively used old agricultural landscape (LIPSKÝ 1995) of the Czech Republic.
Cadastral areas are a relevant way for delimiting case study boundaries, as most of the
historic socio-economic data is related to them (BUMBA 2007) (Fig.1, Tab. 1).
a)
b)
Fig. 1: a) Localisation of the 10 studied cadastral districts with the context of the general
types of natural landscapes in Czechia (ROMPORTL et al. 2013); b)Spatio-temoral
continuity of presence of wood-pasture landscapes for Koneprusy region for the period
from 19th century to 2015.
94
Tab. 1: Summarized categorization of grasslands and woody grasslands by temporal
horizons: classes defined for 1950s cover 2 classes in 1824-1842 and in 2015 and 7 classes
in 1824-1842 and in 2015, respectively. Note that definitions of the categories may differ in
each temporal horizon (here: (NFWV refers to non-forest woody vegetation (DEMKOVÁ
& LIPSKÝ 2015).
1824-1842
1950s
2015
Imperial copies of the Stable
Land Registry
Archival orthophoto,
topographical map SMO-5
Orthophoto, LPIS , StreetView
(Google), Panorama (mapy.cz),
topographical map ZM 10, field
mapping
Categories of LU/LC
110Built-up areas (intravilan
without large areas of forests
and agricultural land; also
important roads)
110 Built-up areas (intravilan
without large areas of forests and
agricultural land; also probably
paved roads)
Sources
120Mining and rocky areas
210Arable land (incl.
vegetable gardens, vineyards
and hopgardens)
120 Mining, rocky and devastated
areas (incl. dumps, areas with
intensive military activities)
210 Arable land (incl. vegetable
gardens, vineyards hopgardens)
211Arable land with trees
211 Arable land with trees
221Meadows
220 Grasslands
222Pastures
230Orchards (gardens with
fruit trees)
110Built-up areas (intravilan
without large areas of forests
and agricultural land; also
paved roads)
120Mining, rocky and
devastated areas (incl. dumps,
areas with intensive military
activities)
210Arable land (incl. vegetable
gardens, vineyards and
hopgardens)
211Arable land with trees
221Meadows (not grazed
grasslands)
222Pastures
230Orchards and gardens with
fruit trees
241Pastures with fruit trees
242Pastures with commercial
deciduous trees
243Pastures with commercial
coniferous trees
244Pastures with mixed
woody vegetation
241Pastures with fruit trees
242Pastures with commercial
deciduous trees
243Pastures with commercial
240 Woody grasslands (grasslands
coniferous trees
with trees or shrubs with canopy
244Pastures with mixed woody
of woody vegetation up to 50 %)
vegetation
245Pastures with shrubs
245Pastures with shrubs
246Woody meadows (not
grazed grasslands with trees or
shrubs, canopy of woody
vegetation up to 50 %)
320 NFWV (canopy of woody
320NFWV (canopy of woody
vegetation more than 50 %; area
vegetation more than 50 %;
smaller than 400 m2 with maximal area smaller than 400 m2 with
width 30 m)
maximal width 30 m)
310 Forest (sign for forest on
SMO-5 or canopy of woody
310Forest (canopy of woody
vegetation more than 50 % and
vegetation more than 50 % and
area larger than NFWV)
area larger than NFWV)
400 Water areas (courses and
400Water areas (courses and
bodies)
bodies)
246Woody meadows
320NFWV* (alleys, forests
smaller than 400 m2 and with
maximal width 30 m)
310Forest
400Water areas (courses and
bodies)
95
Data sources and processing
Source data for the three time horizons (between the 19th century and present (2015)) was
used to get the details on Land-use/cover:
• Stable Cadastre old maps (1st half of the 19th century)
The Imperial Imprints of the Stable Cadastre (ČÚZK 2015) are recognized served
to identify the location and the area of different land-use/cover categories in the 1st half
of the 19th century for the Cisleithan part of the Habsburg Monarchy). Our cadastral
districts covered map sheets mapped in the long period between years 1824 and 1842,
so the dating “1st half of the 19th century” was used. The Stable Cadastre offers the first
geodetically objective large-scale maps (scale 1:2880) for almost the entire territory
of the Czech Republic including details on various land use/cover types and subtypes
(KRČMÁŘOVÁ 2015).
Each sheet of the Mandatory Imperial Copy was georeferenced to S-JTSK
coordinate system on the basis of the current Land Registry map or the one of 1930s 1950s (both as WMS provided by COMSC, 2015), and further interpreted manually
by the vectorization basing on the classification key and the legend of the Land Registry
maps.
• Historic aerial photographs, Derived State map (1950s)
Historic black-and-white aerial images (beginning of the 1950s) were used as the major
source for locating landscape segments of different land-use/cover categories (CENIA
2015). The turn of the 20th century was chosen as important breakpoints in the Czech
cultural landscape history (LIPSKÝ 1995). The additional information was acquired from
the first edition of the Derived State map of 1950s (scale 1:5 000 – SMO5, Státní Mapa
Odvozená, COMSC 2015), which was georeferenced on the basis of Derived State map
layouts (WMS by COMSC 2015) and uses planimetry of cadastral maps. Derived State
maps distinguish pastures, so can be used to verify the results from historic aerial photos.
However, as they are not accurate enough in the question of management, they were used
only to point out the possible land-use (e.g. arable land, route under the trees canopy).
• Current orthophotomap (2013, 2014)
For identification of the current land-use/cover characteristics of the segments
the orthophotomap of the Czech Republic (COMSC 2013 or 2014) was used, as well
as additional sources, such as LPIS (,available as WMS and providing information
on the agricultural cultures at the plots, which farmers receive subsides for; (EAGRI 2015);
web applications Google StreetView (https://maps.google.com/) and Panorama on Mapy.cz;
field mapping (for landscape segments that could not be identified clearly
from on the current orthophotomap; the Basic map of the Czech Republic (scale 1:10 000)
(to point out other information, such as occurrence of water courses and routes etc.).
Monitored landscape elements
The Land Use/Land Cover (LULC) segments were classified manually according to historic
and current aerial photos and legend of Stable Cadastre maps, SMO5. A new classification
system was developed (Tab. 2) to obtain LULC categories that are comparable throughout
different time horizons. The Stable Cadastre reflects major types of wood vegetation cover
of pastures (shrubs, fruit trees, other deciduous trees, coniferous trees and mixed wood
vegetation), though the symbols, which indicate vegetation types are sometimes uncertain
(e.g., signs for shrub or for low trees look similar). For the 1950s only woody grasslands
category could be used (plots with grassland and canopy of wood vegetation less than
50 %), as presence of grazing is not reflected in this document,, also, shrubs are not clearly
displayed on the orthophoto. To estimate the situation with the potential wood-pastures
96
at the current state, we used following metrical criteria for their difinition: 1) - For plots
with trees as the dominant wood-element: there should be at least 7 trees per hectare, For plots with shrubs as the dominant wood-element: the cover of shrubs must occupy at
least 15 % of the area; 2) The features of trees and/or shrubs must be scattered all
over the element. Thus, classification from the Stable Cadastre could be applied,
distinguishing pastures with shrubs, pastures with fruit trees, with commercial deciduous
trees, coniferous trees and mixed woody vegetation (all the four types characterized
by at least 7 trees per hectare scattered all over each element). Areas grazed by game and,
possibly, grazed forests (e.g., planned management for some localities in Podyjí National
Park) were also considered as wood-pastures.
Analysis of change patterns of wood-pastures
Analysis was conducted using ArcGIS 10.2 software (ESRI) and Microsoft Excel
(Microsoft). For the initial classification manual vectorisation was performed.
The intravilan parcels were not used, as in this would show changes from wood-pasture
to built-up areas, though but actually the plot would be still in the built-up area.
Further, the new vector-based layer was topologically checked by the rules “Must
not overlap” and “Must be covered by feature class of”, while attribute tables were checked
for missing data. Intersect analysis allowed to create a single feature class from the three
temporal horizons, when Field Calculator tool was applied to transfer the codes from those
together in one field in the attribute table with the operator &, and Feature to Raster tool
put all features of each trajectory into one group. The attribute table of the raster was
exported into Microsoft Excel for the further statistical analysis.
According to the new codes, , all of the elements of wood-pastures were categorised
by their spatio-temporal dynamics into 3 groups:
- continuous (present as wood-pastures in the 1st half of the 19th century
and current time, and as woody grassland in 1950s,
- extinct (present in the 1st half of the 19th century, but transformed
into a LULC type other than woody grassland by 1950s (or 2010))
- recent(areas, that used to have a different LULC type in the 1st half of the 19th
century and/or in 1950s and transformed into wood-pastures by the present
moment).
The general scenarios were also identified and are reflected in the maps of wood-pastured
landscape changes, created during the study (Fig. 1).
RESULTS
The total area of wood-pastures equalled 39,69 ha in 2015, compared to the 217,37 ha
in the middle of 19th century, thus 18,3 % of the area existing before (Tab. 1,2).
At the same time, it is possible to distinguish diverse types of wood-pastures (with shrubs,
or fruit or other trees). Both present and historic situations wood- pastures were dominated
by trees over shrubs (thus, 182,58 ha and 37,99 ha of areas with trees vs 34,78 ha and 1.69
ha of those with shrubs at present time and in according to Stable Cadastre Maps
respectively). Stable Cadastre, showed that the majority of wood-pastures (175,58 ha, i.e.
96,2 % of the „treed“ wood- pastures) contained trees of commercial deciduous (Tab. 3).
Out of the area of 253,68 ha that was studied, 174,51 ha (68,8 %) represented areas
that became extinct until 1950, 39,51 ha (15,58 %) of those that became also extinct
by 2015, but with their status not being clear for the 1950. Even less area was occupied
by recent wood-pastures (33,94 ha (13,38 %)) and those, which are also considered recent,
97
but with their land use status not been clear for the 1950s (5,65 ha (2,23 %)), and only 0,06
ha, i.e.0,02 % of total could be attributed to continuous wood-pastures (Tab. 4, Fig. 2).
Thus, a clear decreasing trend of wood- pastures is seen, and most of the present woodpastures at the moment are recent.
Tab. 2: Presence of historical wood- pastures in Czech Republic according to the Stable
Land Registry Map.
Category by the
type of woody
vegetation
Number
of
parcels
Area
(ha)
Average
area (ha)
Median
area
(ha)
Standard
deviation
Variance
wood-pastures
with fruit trees
72
7,53
0,1
0,03
0,30
0,09
wood-pastures
with commercial
deciduous trees
species
287
328,86
1,14
0,24
4,43
19,53
wood-pastures
with shrubs
74
34,28
0,46
0,1
2,41
5,73
Total
433
370,67
0,86
0,14
3,76
14,11
Tab. 3: Presence of current wood- pastures in Czech Republic as calculated according to
the data collected for 2015.
Number
of
parcels
Area
(ha)
Avarage
area
(ha)
Median
area
(ha)
Standard
deviation
Variance
4
37,99
9,5
6,2
11,24
94,81
wood-pastures with
shrubs
2
1,69
0,85
0,85
0,68
0,23
Total
6
39,69
6,61
1,45
9,79
79,92
Category of woodpastures by the type
of woody vegetation
wood-pastures with
commercial deciduous
tree species
98
Tab. 4: Division of the studied areas by temporal continuity.
Category of wood-pastures by continuity
Area (m2)
Area (ha)
Area (%)
extinct until 1950s
1745112
174,51
68,79
extinct until 2015 (1950s uncertain)
395140
39,51
15,58
recent
339432
33,94
13,38
recent (1950s uncertain)
56540
5,65
2,23
continuous
584
0,06
0,02
Total
2536808
253,68
100
Fig. 2: Proportional devision of the studied areas by temporal continuity.
Extinct wood- pastures
Tab. 5 shows land cover of segments signed as wood-pastures on Imperial Imprints
for the 1950s’. It is apparent that most of them changed into arable land which is especially
typical for pastures with commercial deciduous trees. Pastures with shrubs changed mostly
into forest. The most common land cover for the former pastures with fruit trees was woody
grassland.
From the Tab. 6, which presents current land use of wood-pastures of the first half
of 19th century, it is obvious that in the long perspective the most common change
trajectories are those to forests, arable lands and builtup areas. This trend set the former
pastures with commercial deciduous trees while only small area of pastures with fruit trees
changed into arable land. Pastures with shrubs changed mostly into forest.
99
Tab. 7 gives information on current land use of wood-pastures from Stable Cadastre
categorized in 1950s as woody-grasslands. The most common change is the one into forest
and non-forest woody vegetation.
Tab. 5: Change trajectories of wood-pastures from Stable Land Registry to1950s.
Wood-pastures with
fruit trees
Wood-pastures with
commercial
deciduous trees
Area
(m2)
Share
in all
grasslan
ds by
area
(%)
Area
(m2)
Share in all
grasslands
with fruit
trees by
area (%)
Area (m2)
Share in
all
grasslan
ds with
other
trees by
area (%
Area
(m2)
Share in
all
grasslan
ds with
shrubs
by area
(%)
arable
land
930056
43,4
4528
6,9
888916
50,9
36612
11,1
arable
land
with
trees
15312
0,7
0
0,0
15312
0,9
0
0,0
forest
371936
17,4
0
0,0
149868
8,6
222068
67,2
woody
grassla
nd
395724
18,5
51820
79,0
309728
17,8
34176
10,3
builtup
areas
173156
8,1
4744
7,2
160248
9,2
8164
2,5
grassla
nd
157140
7,3
1044
1,6
146656
8,4
9440
2,9
mining
and
devast
ated
areas
12716
0,6
0
0,0
12344
0,7
372
0,1
NFW
V
74024
3,5
3480
5,3
61568
3,5
8976
2,7
water
10772
0,5
0
0,0
56
0,0
10716
3,2
total
2140836
100,0
65616
330524
100,0
Current LULC
type
All wood-pastures
1744696
100
Wood-pastures
with shrubbed
grasslands
Tab. 6: Change trajectories of wood-pastures according to Stable Land Registry to 2015.
All wood- pastures
Wood-pastures
with fruit trees
Area
(m2)
Share in
all woodpastures
with
fruit
trees by
area (%)
Wood-pastures with
commercial deciduoud
trees
Wood-pastures with
shrubs
Area
(m2)
Share in all
woodpastures
with
commercial
decid. trees
by area (%)
Area
(m2)
Share in
all
woodpastures
with
shrubs
by area
(%)
Curre
nt
LULC
type
Area
(m2)
Share in
all woodpastures
by area
(%)
forest
736348
34,4
19156
28,8
452648
25,9
264544
80,0
arable
land
609564
28,4
1044
1,6
584900
33,5
23620
7,1
arable
land
with
trees
19340
0,9
0
0,0
19340
1,1
0
0,0
builtup
areas
305168
14,2
11476
17,3
279200
16,0
14492
4,4
meado
ws
151084
7,0
4720
7,1
143128
8,2
3236
1,0
NFW
V
182292
8,5
11496
17,3
162908
9,3
7888
2,4
orchar
ds
24868
1,2
1944
2,9
22244
1,3
680
0,2
woody
meado
ws
86952
4,1
16072
24,2
65396
3,7
5484
1,7
mining
and
devast
ated
areas
11820
0,6
0
0,0
11820
0,7
0
0,0
water
10636
0,5
0
0,0
56
0,0
10580
3,2
pastur
es
4972
0,2
0
0,0
4972
0,3
0
0,0
woodpastur
es
584
0,0
584
0,9
0
0,0
0
0,0
total
2143628
100,0
66492
100
1746612
100
330524
100,0
101
0
0,0
34176
100
0,0
100
0,3
0
51236
100
0,2
100
996
976
402576
102
0,0
11,9
4076
1,5
528
5,3
16556
8,3
4144
5,1
20516
meadows
2,0
680
3,2
9776
2,6
1348
7,0
28096
orchards
0,0
0
0,4
1344
0
0,0
0
arable
land with
trees
5,8
1992
10,3
31752
0,4
204
7,5
30168
arable
land
2,2
736
8,3
25708
5,9
3064
8,0
32356
built-up
areas
15,3
5228
30,8
95268
22,3
11280
15,8
63772
NFWV
61,3
20936
35,5
110008
30,3
15140
49,9
200888
forest
Share in all
woodpastures
with shrubs
by area (%)
Area (m2)
Share in all
woodpastures
with
commercial
deciduous
trees by area
(%)
Area (m2)
Share in all
woodpastures
with fruit
trees by area
(%)
Area (m2)
Share in all
woodpastures by
area (%)
Area (m2)
New LULC
type
Wood-pastures with
commercial deciduous
trees
0
4,0
12364
30,1
16056
5,0
20076
woody
meado
ws
Wood-pastures with
fruit trees
1,9
5956
0,0
0
1,4
5728
mining /
devastated
areas
All woodpastures
309728
pasture
total
Tab. 7: Change trajectories of woody grasslands from 1950s to 2015.
Wood-pastures
with shrubs
Recent wood-pastures
Several different scenarios for this case were revealed (Tab. 8). The dominating scenario covers 84,2 % of the recent wood-pasture area which originated from mining or devastated
areas, that had been formed on former LULC other than those determined in the same
table.
Tab. 8: Historical scenarios of wood-pastures formation.
Trajectory
Area (% of the recent)
other - mining and devastated area - wood-pasture
84,15
pasture - woody grassland - wood-pasture
9,34
arable land - woody grassland - wood-pasture
3,19
other - arable land - wood-pasture
1,57
arable land with trees - woody grassland - wood-pasture
1,31
other - woody grassland - wood-pasture
0,25
orchard - woody grassland - wood-pasture
0,19
Continuous wood-pastures
As by the Tab. 4, continuous wood-pastures are hardly presented in Czech lands, according
to the examination of area that has been covered by the research so far (namely, historical
and current wood-pastures), and comprise only as much as 0,02 % of it.
DISCUSSION
Though the study was held as a case study, the area was large enough to guarantee that
the results would be reliable, and spread over diverse cadastral districts with different
climate/geomorphology
landscape
types,
natural
and
cultural
properties
for the corresponding landscapes.
Discussion to the methods
The authors tried to adjust the methodology for the best performance of results with the
special regard to available data sources. The potential limitations and constraints, which
have been met, and should be taken into account when applying the current methodology
are:
- limited amount of samples (10 cadastral districts).
- specific limits and assets of the data sources used for the studied temporal horizons
(Tab. 9).
Following Table 9, the data source from 1950s was the most limiting for analysis,
because orthophotos do not provide sufficient information about the land-cover. Moreover
reliability of the topographical maps from 1950s is uncertain, and data from additional
sources are needed to gather information on land-cover and land-use for the same points.
It can be done by combination of the Land Parcel Identification Systems (LPIS) (EAGRI
2015), as the only sources of geodata for pastures since the Stable Cadastre do not evidence
103
pastures, and the orthophoto, (for pastures receiving subsides for this type of management).
Nowadays, besides of field mapping, other less time-demanding methods, such as using
interactive applications (Street View of Google, Panorama on mapy.cz) may be used
to verify the current state of the landscape.
The major disadvantage of the method of manual vectorisation is the high sensitivity
to the individual manner of work of a particular researcher, complicating distinction
between each class and relatively high time-consumption.
Specific classification of landscape segments was proposed for this study to reflect
both the woody vegetation cover and agricultural function of the area within one plot.
The method proposed here may be applied to all the area within Stable Cadastre, including
most of the former Austrian Empire, and the SMO5 map, available only for the former
Czechoslovakia, is not required.
The study shows that a typology based on landscape metrics was able to locate even
very small or narrow segments, which, in the case of the trajectory changing to NFWV,
gives more information than when considering all the wood-pastures as one group.
According to NOVOTNÝ (1897) the term of pastures, besides of the “traditional”
pastured areas, was also used for parcels “poorly covered with grass, including baulks,
village greens, greens along roads, areas covered by fern”. On the other hand, areas covered
by grass which were being cut and used for production of hay” were regarded as meadows,
suggesting the importance of taking the management aspect into account, and that pastures
were counted mostly according to the land-cover. So, area of actually grazed land was
possibly smaller, than what was found. Therefore comparative analysis of historical
and current wood pastures could be biased by the difference in understanding and definition
of those in different time periods, due to variations in landscape management patterns or the
lack of more accurate information for certain periods (TRPÁKOVÁ 2013).
Tab. 9: Limits and assets of the graphical different graphical data sources used
for description and analisys of LULC at different temporal horizons.
Advantage
Imperial copies of
the Stable Land
Registry (1824-1842)
Archival orthophoto,
topographical map
SMO-5 (1950s)
Large scale mapping;
existing classification
landscape segments
Detectible land cover
Lack of information
upon land cover
(abundance and
location of trees and
shrubs at the plot)
Need of classifying the
landscape segments;
Lack of information
upon land-use
(grazed/not grazed);
low resolution of
orthophoto, leading to
uncertainty in locating
shrubs
Disadvantage
104
Orthophoto, LPIS ,
StreetView (Google),
Panorama (mapy.cz),
topographical map
ZM 10, field mapping
(2015)
Diversity and
availability of sources
guaranteeing access to
any information
Demanding, necessary
to produce specific
classification of the
landscape
Discussion to the results
In the current landscape structure the lack of continuity of wood-pastures land use is clearly
seen. Almost all current wood pastures are recently–formed, which may negatively
influence the ecological value of the segments Most of the wood-pastures on Stable
Cadastre Maps were marked as those with commercial deciduous trees. Thus, the trends
in change trajectories are mostly influenced by changes in this category. Pastures
with shrubs were changed mostly into forests, which may mean that they wereor situated
on localities with less fertile soils, or further from a settlement. The presence of shrubs
on the pastures may have been rather unintended in comparison to pastures with fruit trees
and commercial deciduous trees.
Segments of extinct wood-pastures, whose land use in 1950s is unclear but with land
cover represented by grassland and trees (up to 50% canopy of the segments), were
transformed mostly into forest or non-forest woody vegetation. This may mean that these
segments were being slowly abandoned and already not grazed in 1950s.
By BIČÍK & JELEČEK (2009), land use changes represent “...the forces that cause
observed landscape changes, such as natural variability, economic and technological
factors, demographic, institutional, and cultural factors, and globalization, and, namely,
societal driving forces have been suggested to be the major influential factors in the past
two centuries for LULCC in the country”. However, the multifunctional and integral
character of their action should be kept in mind.
Our results on the dynamics of changes correspond to previously found historical
trends for the Czech Republic (BIČÍK 2013), where the three major break points in land use
changes in last two centuries in Czechia were described:
- end of size increase of agricultural and arable land the first wave of technical
revolution in agriculture (last 10-15 years of 19th century);
- losses of arable land and depopulation of the rural landscape due to the central
state planning and „socialisation“ in the 1948 (second and third wave
of technical and technological revolution);
- wave of restitutions and privatization in 1990s with deeper notable care
to landscape and Nature, process of suburbanization, „new wilderness.
CONCLUSION
The change of the LUCC is a continuous process, influenced by location, natural, historical,
economical and social conditions, which makes it complicated to identify the critical factors
of these changes and their significance. However, it is essential for the purposes of nature
conservation, and for the development of proper means of management of these areas.
First of all, the clear vision of the major changes, is needed, which requires a reliable
and accurate methodology of mapping and analysis of the dynamics of the landscapes
throughout the time, such as the one proposed in the current study, showing a logical and
convenient way of combining the available sources to get informative results. The main
disadvantage is the lack of information about land use, thus, at the next step the possibility
of additional sources (photographs, artworks, social surveys, etc.) should be taken
into consideration.
105
REFERENCES
BERGMEIER E., PETERMANN, J. & SCHRÖDER E. (2010): A geobotanical survey
of woodpasture habitats in Europe: diversity, threats and conservation. – Biodivers.
Conserv. 19:2995-3014.
BERGMEIER E. & ROELLIG M. (2014): Diversity, threats and conservation of European
wood-pastures. – In: Hartel T. & Plieninger T. [eds.], European Wood-pastures in
Transition: A Social-ecological Approach, London: Earthscan, pp. 19-38.
BIČÍK I., & JELEČEK L. (2009): Land use and landscape changes in Czechia during
the period of transition 1990–2007. – Geografie – Sborník České geografické společnosti,
114:4:263-281.
BIČÍK I. (2013): Land use changes in Czechia evaluated by data from cadastral
evidency (1845 - 1896 - 1948 - 1990 - 2010). – SCERIN-1 Meeting, Faculty of Science,
Charles
University
in
Prague,
Czech
Republic,
available
at:
http://csebr.cz/scerin2013/presentations/Scerin2013_06_Bicik.pdf
BUMBA J. (2007): České katastry od 11. do 21. století. – Praha: Grada.
HARTEL T., DORRESTEIJN I., KLEIN K., MÁTHÉ O., MOGA C., ÖLLERER K.,
ROELLIG M., WEHRDEN H. & FISCHER J., (2013): Wood-pastures in a traditional rural
region of Eastern Europe: characteristics, management and status. – Biological
Conservation, 166:267-275.
HARTEL T. & T. PLIENINGER. (2014): The social and ecological dimensions of woodpastures. – In: Hartel T. & Plieninger T. [eds.], European Wood-pastures in Transition:
A Social-ecological Approach, London: Earthscan. pp. 3-18.
HARTEL T. & PLIENINGER T. [ed.] (2014): European Wood-pastures in Transition:
A Social-ecological Approach, London: Earthscan.
HUZUI A. E., CALIN I., & PATRU-STUPARIU I. (2012): Spatial pattern analyses
of landscape using multi-temporal data sources. – Procedia Environmental Sciences,
14:98-110.
KHROMYKH V. & KHROMYKH O. (2014): Analysis of spatial structure and dynamics
of Tom Valley landscapes based on GIS, valley landscapes based on GIS, digital elevation
model and remote sensing. – Procedia e Social and Behavioral Sciences, 120:811-815.
KRČMÁŘOVÁ J. (2012): Trees in mountain agriculture. Pastures and meadows with trees
in the cadastral area Velký Uhrínov in the mid-19th century, the position of the subject in
contemporary literature and agricultural status today. – Orlicke hory, Podorlicko.
KRČMÁŘOVÁ J. (2015): Zapomínání tradičního zemědělského vědění v modernizaci.
Interdisciplinární historická rekonstrukce českého lesozemědělství. – Ph. D. thesis, Praha,
Univerzita Karlova.
LIPSKÝ Z. (1995): The changing face of the Czech rural landscape. – Landscape and
Urban Planning, 31:39-45.
LUICK R. (2008): Transhumance in the Swabian-Franconian region of Germany.
– La Canada, 22: 4-7.
MANNING A., FISCHER J. & LINDENMAYER D. (2006): Scattered trees are keystone
structures—implications for conservation. – Biol. Conserv. 132:311-321.
MANNING A., GIBBONS P. & LINDENMAYER D. B. (2009): Scattered trees:
a complementary strategy for facilitating adaptive responses to climate change in modified
landscapes? – Journal Appl. Ecol., 46: 915-919.
NOVOTNÝ F. (1897): Nauka o rakouském katastru a o knihách pozemkových se zvláštním
zřetelem na království české pro posluchače vysokých škol technických a pro civilní
techniky. – Praha: Alois Wiesner.
106
PATRU-STUPARIU I., ANGELSTAM P., ELBAKIDZE M., HUZUI A. & ANDERSSON K.
(2013): Using Forest History and Spatial Patterns to Identify Potential High Conservation
Value Forests in Romania. – Biodivers. Conserv., 22:2023-2039.
PLIENINGER T. (2012): Monitoring directions and rates of change in trees outside forests
through multitemporal analysis of map sequences. – Applied Geography, 32:566-576.
PLIENINGER T., SCHLEYER C., MANTEL M. & HOSTERT P. (2012): Is there a forest
transition outside forests? Trajectories of farm trees and effects on ecosystem services in an
agricultural landscape in Eastern Germany. – Land Use Policy, pp. 233-243.
PLIENINGER T., HARTEL T., MARTÍN-LÓPEZ B. et al. (2015): Wood-pastures
of Europe: Geographic coverage, social–ecological values, conservation management, and
policy implications. – Biological Conservation.
QUELCH P. R. (2002): An illustrated guide to ancient wood-pasture in Scotland.
–
Glasgow.
Avalaible
at:
<http://frontpage.woodland-trust.org.uk/ancienttreeforum/atfresources/images/guide28_54pp.pdf>.
RACKHAM O. (1998): Savanna in Europe. – In: Kirby K. J. & Watkins C. [eds.], The
Ecological History of European Forests. CABI, Wallingford, pp. 1–24.
READ H. (2000): Veteran Trees: A Guide to Good Management. – English Nature,
Peterborough,
Natural
England,
http://publications.naturalengland.org.uk/publication/75035
ROSENTHAL G., SCHRAUTZER J. & EICHBERG C. (2012): Low intensity grazing with
domestic herbivores: a tool for maintaining and restoring plant diversity in temperate
Europe. – Tuexenia, 32:167-205.
ROMPORTL D., CHUMAN T. & LIPSKÝ Z. (2013): Typologie současné krajiny Česka.
– Geografie 118:16-39.
SEABROOK L., MCALPINE C. & FENSHAM R. (2007): Spatial and temporal analysis
of vegetation change in agricultural landscapes: a case study of two brigalow (Acacia
harpophylla) landscapes in Queensland, Australia. – Agriculture, Ecosystems
& Environment, 120:2-4:211-228.
SPANÒ A. & PELLEGRINO M. (2013): Craft data mapping and spatial analyses for
historical landscape modeling. – Journal of Cultural Heritage, 14:3:S6-S13.
TRPAKOVA I. (2013): Krajina ve světle starých pramenů. – 1. vyd. Kostelec nad Černými
lesy: Lesnická práce. ISBN 978-80-7458-053-6
VOJTA J. (2012): Do wood-pastures still occur in the Czech Republic? – BLOG
of
the
Society
for
Conservation
Biology
Europe
Section,
http://euroconbio.blogspot.cz/2012/08/do-wood-pastures-still-occur-in-czech.html.
EUROPEAN
SOIL
DATA
CENTRE
(ESDAC):
European
Soil
Portal
http://eusoils.jrc.ec.europa.eu/projects/Lucas/
FORESTRY COMMISSION SCOTLAND (2015): Management of ancient wood pasture
http://scotland.forestry.gov.uk/images/corporate/pdf/fcsancientwoodpastureguidance.pdf
GEOPORTÁL ČÚZK (2015): První vydání Státní mapy 1:5 000 odvozené.
http://geoportal.cuzk.cz/(S(agfye2w2qttrxawcoom1k30c))/Default.aspx?mode=TextMeta&s
ide=dSady_archiv&metadataID=CZ-CUZK-SMO5-R&head_tab=sekce-02gp&menu=2905
GEOPORTÁL
ČÚZK
(2015):
Prohlížecí
služba
WMS
Ortofoto:
http://geoportal.cuzk.cz/(S(rg1x1xcvdk22banfl0mowbt5))/Default.aspx?menu=3121&mode
=TextMeta&side=wms.verejne&metadataID=CZ-CUZK-WMS-ORTOFOTOP&metadataXSL=metadata.sluzba
GOOGLE STREETVIEW (2015): https://www.google.com/maps/streetview/
MAPY.CZ (2015): http://mapy.cz/zakladni?x=14.4667000&y=50.0833020&z=11&pano=1
107
VPLYV VEGETÁCIE NA TEPLOTU POVRCHU V KRAJINE
IMPACT OF VEGETATION ON LAND SURFACE TEMPERATURE
Tomáš Rusňák1, 2
1
Ústav krajinnej ekológie SAV, pobočka Nitra, SAV, Akademická 2, P.O. BOX 22,
949 10 Nitra, Slovenská republika
2
Katedra ekológie a environmentalistiky, FPV UKF, Tr. A. Hlinku 1,
949 74 Nitra, Slovenská republika
email: [email protected], [email protected]
ABSTRAKT
Príspevok je zameraný na vyjadrenie vplyvu vegetácie na teplotu povrchu v krajine.
Modelové územie predstavuje Nitriansky kraj, situovaný na západnom Slovensku.
Pre vyjadrenie teploty povrchu v krajine sme použili sériu dostupných satelitných snímok
zo satelitu Landsat 8. Satelit obsahuje 2 typy snímačov. Prvým je OLI (Operational Land
Imager), ktorý sníma v 9 spektrálnych pásmach o rozlíšení 15 m. Druhý snímač TIR
(Thermal Infrared Sensor) vytvára snímky v 2 termálnych pásmach z rozlíšením 100 m,
ktoré sú následne resamplované na 30 m. Snímky pochádzajú z 29. 8. 2015, kedy bola len
5% oblačnosť nad modelovým územím. Pre obe termálne pásma bola vypočítaná teplota
povrchu zvlášť a zo získaných hodnôt bol následne vyjadrení premiér. Spektrálne snímky
boli použité pri klasifikácií krajinnej pokrývky. V závere sme analyzovali ako vplývajú
jednotlivé typy krajinnej pokrývky na teplotu povrchu pomocou zonálnych štatistických
funkcií v programe ArcGis 10.1. Najchladnejšie oblasti sa nachádzajú v prevažne miestach
kde je vysoká hustota vegetácie ako sú napríklad lesy a v blízkosti vodných tokov a plôch.
Vplyv vegetácie na povrch krajiny môžeme vidieť pri porovnaní ornej pôdy s vegetáciou
a ornej pôdy bez vegetácie. Oba typy povrchov majú takmer rovnaké podmienky
a aj veľkosť plochy, pritom orná pôda s vegetáciou je o 2.5 °C je chladnejšia ako orná pôda
bez vegetácie.
Kľúčová slova: LST, LANDSAT 8, klasifikácia, diaľkový prieskum Zeme.
INTRODUCTION
Land surface temperature (LST) is one of the important characteristics which express
ability to convert solar energy into heat. All matter with a temperature greater than
absolute zero (-273.15 °C) emits thermal radiation. Knowledge of LST is important
in meteorology, climatology and also in environmental studies. Urban areas have many
times higher temperature than
surrounding countryside. Area which has greater
temperature than its surrounding is called heat island. This expressive changes causes
mostly difference of active layers in countryside and urban area. Causes of creating the heat
islands are mainly increased active layers, dominance of vertical surfaces, color
and material used in urban areas, in urban areas is different air circulation which one is
connected with wind speed. Wind speed creates cooler effect. Dominance of impermeable
surface decreases amount of water for evapotransporation, which causes reduction in latent
heat flux (VOOGT & OKE 2003).
In areas the heat is generated by sun, power plants, vehicles, industrial processes
also air conditioners and another sources from anthropogenic activity. This heat we are
108
calling anthropogenic heat and its come into the environment instantly and directly,
but only small part solar radiation warm up the environment directly. Natural and urbane
structures are absorbing and store the rest of solar radiation constantly during the day.
After that, while environment is getting cooler at night, heat energy which was store is
released to the environment and heats it up directly (MEMON et. al. 2008).
In non-urban areas we can see and feel difference between areas with more
vegetation and less vegetation. For example areas with bare soil or rocks are hotter than
meadow or pasture. It is also difference which kind of vegetation or sizes of plants are
in area, some plants can better reflected radiation. Trees with bigger leafs make bigger
cooler effect and also they have better water retention.
Attractive possibility how to estimate LST in bigger resolution on larger area is
application of remote sensing. However it is quite a difficult task for several reasons like
radiometric correction, atmospheric correction due to the complex influence from
atmosphere, harder separation of temperature and emissivity (ZHAO-LIANG et al. 2013).
It has many algorithms for estimating the land surface temperature which are used
in remote sensing. We can group them into several categories. The most commonly used
are the single (mono) window algorithm, the split window algorithm, the multi-channel
temperature/emissivity separation method, multi-channel combined algorithm. The simplest
algorithm is single window algorithm. On this algorithm all data is contained in satellite
images and in metadata of the images. However the results aren't as precise like when
we use algorithm with more bands (SOBRINO et al. 2013).
METODS
Landsat 8 is the last satellite from Landsat Data Continuity Mission (LDCM) program.
It makes images of entire Earth every 16 days. Data are available for download at webpage
of U.S. Geological Survey (http://earthexplorer.usgs.gov/). The images consisted of Path
188 and 26, 27 Rows. In our article we used images from sensors OLI (Operational Land
Imager) and TIR (Thermal Infrared Sensor) from 29. August 2015. We chose this date
because of the less clouds cover on this area and also August 2015 had 18 days
when temperature had more than 30 oC. For estimated LST we used Single Window
Algorithm for both thermal bands and then we made average. When we had results
from classification and also estimated land surface temperature, we made zonal statistics
to express relationship between each land cover class and land surface temperature.
STUDY AREA
The Nitra region (6343.8 km2) is situated in southwest of Slovakia. On south it has border
with Hungary, on east with Banská Bystrica region, on north with Trenčin region
and on west with Trnava region. Relief of region has mostly planes and lowlands character
and in some parts hills. The Nitra region lied in eastern part of Danubian Lowland which is
divided into two subunits: the Danubian Flat in the south-west and the Danubian Hills in
the north, center and east. The highest point is located in the mountain range Považský
Inovec - Panonská javorina (943 m). Region is the hottest area and most productive
agricultures centers in Slovakia. Nitra region is characterized by agriculture country, more
than half of all area are fields. The average temperature of air is +10 oC (Weather Station
Hurbanovo). The hottest month is July when average temperature is around 20.2 oC
and the coldest month is January with -1.5 oC . The average number of summer days
is 75 and winter days is 94. Relative duration of sunshine in region is 25 165 hours and less
than 529 nm of annual precipitation (ABAFFY et al. 2002).
109
IMAGE PROCESSING
Image processing consists of two main steps. First main step was making of land cover
classification. For this we used 2, 3, 4, and 5 spectral band from OLI sensors. We classified
6 classes of land cover - forest, grasslands, water, built-up, arable land covered
with vegetation and arable not covered with vegetation or bare soil. Classification was
made in software eCognition Developer 9.0. In second step we derivated land surface
temperature, which contain few secondary steps. For this we used thermal bands 10 and 11
from Landsat 8. This processing we made in software ArcGis 10.1.
Land cover classification
Classification was performed in eCognition Developer 9.0 and it consists of two steps. First
is multiresolution segmentation where smaller objects were merged into bigger object based
on heterogeneity of color and shape.. We decided for band combinations NIR-GREENBLUE thanks to which we could better recognize area with vegetation (pink and red areas
on image), for segmentation we applied scale parameter of 5, shape factor of 0.1
and compactness of 0.3. This gave homogenous regions on image which we for used
classification. The classification was based on nearest neighbor, where classifier is
an automatic generation based on sample objects. This classification is a supervised
classification method with fuzzy rules (ECOGNITION DEVELOPER 2012).We decided to
make 6 basic land cover classes: trees, water, built-up, grasslands, arable land covered
with vegetation and arable land not covered with vegetation or bare soil.
Derivation of Land Surface Temperature
First at all we converted digital number (DN) to Top of Atmospheric (TOA) spectral
radiance. For this determination we used this formula (U.S. GEOLOGICAL
SURVEY 2015):
(1)
Where,
Lλ
=
TOA Spectral radiance (W/(m2 * sr * μm))
ML
=
Band-specific multiplicative rescaling factor from the metadata
(RADIANCE_MULT_BAND_x, where x is the band number)
AL
=
Band-specific multiplicative rescaling factor from the metadata
(RADIANCE_MULT_BAND_x, where x is the band number)
Qcal
=
Band-specific multiplicative rescaling factor from the metadata
(RADIANCE_MULT_BAND_x, where x is the band number)
After TOA spectral radiance we could convert band radiance to brightness temperature.
Results from brightness temperature are in Kelvin so we changed them on Celsius:
(2)
Where,
BT
=
Lλ
=
Top of Atmosphere Brightness Temperature, in Kelvin
TOA spectral radiance (Watts/( m2 * srad * μm))
110
K1
K2
=
Band-specific thermal conversion constant from the metadata
(K1_CONSTANT_BAND_x, where x is the thermal band number)
= Band-specific thermal conversion constant from the metadata
(K2_CONSTANT_BAND_x, where x is the thermal band number)
For deriving emissivity, first we needed to know NDVI (Normalized Difference Vegetation
Index) of study area, proportion of vegetation. NDVI we calculated from NIR (Near
infrared) band and RED band:
(3)
Where,
NDVI =
NIR
=
RED
=
Normalized Difference Vegetation Index
BAND 5
BAND 4
When we knew NDVI we could calculate proportion of vegetation (Pv):
(4)
After NDVI and proportion of vegetation calculation we derivated emissivity:
(5)
Where,
e
=
Pv
=
Emissivity
Proportion of vegetation
After all this secondary calculations we could derivate Land Surface Temperature. We used
single window algorithm (ARTIS & CARNAHAN 1982). We derivated LST separately
and then we averaged them:
(6)
LST
BT
w
p
h
s
c
e
=
=
=
=
=
=
=
=
Land Surface Temperature
Top of Atmosphere Brightness Temperature
Wavelength of emitted radiance
14380 (h*c/s)
6.626×10−34 J·s (Planck's constant)
1.38×10−23 J/K (Boltzman's constant)
2.998 x108 m.s-1 (Velocity of light in vacuum)
Emissivity
111
RESULTS AND DISCUSSION
Final map of Landsat land cover (Fig. 1.) contains 6 classes. The largest area is formed
by agricultural fields. Arable land covered with vegetation takes 27.27 % of study area
and arable land not covered with vegetation or bare soil takes 27.92 % of area. A place
covered with trees has 24.57 % and they are situated mostly in northern part of Nitra
region. Built-up is equally scattered in all area and it has 10,87 %. Grasslands are located
mostly close to trees covered (forest) areas and it takes 8.57 % and the smallest area from
land cover is water at 0.81 %. The largest water area has rivers in Nitra region (Danube,
Váh, Nitra, Hron) and then lakes.
Fig. Chyba! Nebyla zadána posloupnost.: Landsat land cover - Nitra region (RUSŇÁK
2016).
NDVI index showing us relation between reflecting values of NIR band
(780 - 880 nm) and RED band (640 - 680 nm). The resulting values can be in interval
between -1 and 1. It depends of content of green matter on specific pixel. Negative values
represent water in land. Increase in values of NDVI is related to increase of density green
on a patch of land.
The results from NDVI are used for emissivity calculation in land surface.
The internal of emissivity values is between 0.986 and 0.986155. The areas with higher
value of emissivity represent zones with bigger vegetation cover.
For deriving LST (Fig. 2.) we need emissivity values. Emissivity results are key
values for estimation land surface temperature. The calculated degrees are in range
between 15.93 °C and 38.59 °C. The lowest temperature 15.93 °C was located in mountain
Považský Inovec, in forest close to hill Panská javorina (942.6 m n. m.). On the other side
the highest temperature 38.59 °C was in industrial park in Nitra.
112
Fig. 2: Land surface temperature - Nitra region (RUSŇÁK 2016).
Final table (Tab. 1) is showing differences between LST and land cover classes.
When there is more vegetation in an area it has cooler effect on surface. The coolest place
was situated mostly in areas with high density of trees like forest and areas close to water.
Places close to rivers, lakes and etc. gives one of the best cooler effect. There was
temperature in the range from 19.47 oC to 32.68 oC. In forest was temperature in range
between 15.93 oC and 32.87 oC.
Areas which base was mostly made by asphalt, concrete or another rock material
are holding heat for long time.
On places which have almost same conditions and size of area except vegetation
cover like arable lands, we can see the cooler effect of vegetation on surface. Difference
in minimal temperature in arable land with vegetation and arable land without is almost
2.5 oC.
113
Tab. Chyba! Nebyla zadána posloupnost.: Land cover and LST - August 2015.
LAND COVER
Trees
Area
1545.35
km2
MAX
32.87
o
C
34.21
o
C
32.68
o
C
35.13
o
C
RANGE
1714.84
km2
MIN
15.93
o
C
21.65
o
C
19.47
o
C
17.57
o
C
1755.67
km2
20.05
o
C
35.18
o
C
15.13 oC
29.88 oC ±
1.67
683.60 km2
19.96
o
C
38.59
o
C
18.63 oC
27.83 oC ±
1.60
Grasslands
538.65 km2
Water
50.65 km2
Arable land covered with
vegetation
Arable land not covered
with vegetation or bare
soil
Built-up
o
16.94 C
12.56 oC
13.21 oC
17.56 oC
MEAN
22.70 oC
±1.65
26.50 oC ±
1.46
22.91 oC ±
2.17
27.86 oC ±
2.19
For better results it is better to use thermal images with two thermal bands.
For two thermal bands images there are a special algorithms for example Split Window
Algorithm, however this algorithm needs values from atmospheric water vapor content
from day when the images were made. Because we didn't have that data we used Single
Window Algorithm for both thermal bands and then we averaged the derivated values
for better results. However this aren’t accurate results like with Split Window Algorithm
but its more accurate like we just used Single Window Algorithm just for one band.
CONCLUSION
LST belongs to one of the key variables, which is used in studies of climate, hydrology,
ecology and environmental science. In our study we used single window algorithm for both
thermal bands - band 10 (10.6 μm to 11.2 μm) and band 11 (11.5 μm to 12.5 μm) retrieved
from Landsat 8, which gave us better results about land surface temperature about studied
area. The results shows the relationship between land cover and LST. Place which is
covered with vegetation has lower temperature than place without vegetation. The good
results about effect of vegetation on land cover are giving us the average temperature
of land covers with same condition and size like arable lands, arable lands with vegetation
has 27.86 oC and arable land without vegetation has 29.88 oC. What is difference is more
than 2 oC.
The best cooler effect has area with huge tree density, where the coolest area had
15.93 oC. Grassland has less biomass but the temperature range is the lowest so it's giving
stable temperature. The hotter places are located in urban country, where the vegetation
land cover is missing. In Built-up it was 38.59 oC, what is 22.66 oC hotter than coolest place
located in forest. The vegetation is missing due to build industrial zones, shopping malls,
roads and settlements. To reduce the hotter places it would be appropriate to integrate more
vegetation in areas made by asphalt, concrete or another rock materials. Good ideas are
application of green roofs, trees alleys. In agriculture keep grasslands and do not change
them into fields. Change large-scale fields for small-scale where border are made
with alleys. Lower LST is related with soil ability to retent water inside. Soil moisture is
important for ecosystem stability in country.
114
In work we used images just from one day in summer. For compactness and more
objectiveness it’s necessary at least to compare images from 4 different months in year,
which represent how vegetation effects LST when the air temperature is different. It’s also
useful to compare images of not only how vegetation effect differs from month to year
but also in different years so we can see the changes over time.
Acknowledgments
The contribution was prepared within the grant project of the Ministry of Education
of the Slovak Republic and the Slovak Academy of Sciences No. 2/0171/16 " Changes
in Slovak Landscape Driven by European Union Agricultural Policy".
REFERENCES
ABAFFY D. et al. (2002): Atlas krajiny Slovenskej republiky. – 1. vyd. Bratislava.
Ministerstvo životneho prostredia. 344 p. ISBN 80-88833-27-2.
AHMED M. R., LEUNG D.Y.C. & CHUNHO LIU (2008). A review on the
generation,determination and mitigation of Urban Heat Island. – Journal of Environmental
Sciences, 20:120-128.
ARTIS A. D. & CARNAHAN H. W. (1982): Survey of emissivity variability in thermography
of urban areas. – Remote Sens. Environ., 12: 4:313-329.
ECOGNITION DEVELOPER XD 2.0.4 (2012):User Guide , pp. 99-106.
SOBRINO J. A. et al. (2013): Satellite-derived land surface temperature: Current status
and perspectives. – Remote Sensing of Environment, 131:14-37.
U. S. GEOLOGICAL SURVEY (2015): Landsat 8 (L8) data users handbook. – Version 1.0,
pp. 61-63.
VOOGT J.A. & OKE T. R. (2003): Thermal remote sensing of urban climates. – Remote
Sensing of Environment, 86:370-384.
ZHAO-LIANG LI et al. (2013): Land surface emissivity retrieval from satellite data.
– International Journal of Remote Sensing, 34:9-10:3084-3127.
115
VENKOVSKÝ CHARAKTER,
FENOMÉN NA OKRAJI VĚDECKÉHO ZÁJMU
RURAL CHARACTER,A PHENOMENON AT THE EDGE OF INTEREST
Vít Rýpar1
1
Fakulta architektury ČVUT, Thákurova 9, 166 34 Praha - Dejvice
email: [email protected]
ABSTRACT
This article deals with the nature and appearance of the physical environment of Czech
villages – not the houses, but the space between them. It proposes a possible reading
of the term rural character of environment, which is used frequently, although it’s not clear
what exactly it means today. In the following paragraphs I will deal with rural character
as an intrinsic cultural value. My starting point will be the physical rural environment,
assessed from the standpoint of architecture (in the sense of the formal expression
of content).
ÚVOD
Tento článek je věnován povaze a vzhledu prostředí našich vesnic – nikoliv domům,
ale prostoru mezi domy. Nabízí možný výklad termínu venkovský charakter prostředí, který
se často a v mnoha oblastech používá, aniž by však bylo jasné, co se pod ním dnes vlastně
rozumí (1). Hlavním důvodem pro úsilí pochopit povahu venkovského, respektive
vesnického prostředí však je, že se v našich podmínkách jedná o hodnotu kulturní
a podle rozšířeného názoru i o hodnotu ohroženou (2). Tato bývá často spojována
s minulostí, čímž se však ocitá v protikladu k soudobé urbanizaci venkova. (3)
Cílem mého výzkumu je nalézt a prověřit zdroje toho, co vytváří vesnický
charakter venkovských obcí tak, jak se jeví. Znamená to nalézat charakteristické rysy
prostředí, které jsou obecné a dlouhodobě platné (tedy vyplývající spíše z podstaty typu
venkovského osídlení než z konkrétního místa či fáze společenského vývoje). Metoda je
založena na rozsáhlých terénních průzkumech vybraných oblastí pokrývajících Čechy
a Vysočinu, které uvádí do souvislosti se stávajícími především urbanistickými teoriemi.
V následujících řádcích se budu věnovat venkovskému charakteru jako vlastní
kulturní hodnotě prostředí (tedy nikoliv hodnotě závislé na vnímání konkrétní společenské
skupiny). Východiskem pro mě bude hmotné prostředí venkova, posuzované právě
z architektonického hlediska (ve smyslu formálního vyjádření obsahu).
ARCHITEKTURA A VÝZKUM
V očích mnoha kolegů z přírodovědných i humanitních oborů může obdobný výzkum
působit kuriózně. Pochybnosti často vyvolává i samotné spojení vědy a architektury
– oblasti, která je svou povahou tvůrčí, poetická (4) a nesnadno uchopitelná, a to zejména
není-li výzkum veden po „bezpečném“ okraji (místy, kde architektura hraničí
s humanitními, nebo přírodními vědami), ale usiluje-li o přistupování k věci přímo středem
vlastního oboru.
Závažným argumentem proti pojetí architektury jako vědního oboru je především
absence široce přijaté teorie architektury, na níž by bylo možné toto pojetí vybudovat.
Tento problém, vlastní všem tvůrčím disciplínám (kolik tvůrců, tolik různých pojetí), by
116
však neměl být překážkou. Pro účely výzkumu postačí zastřešující obecné tvrzení,
dle kterého architektura různými přístupy vyjadřuje snahu o dosažení harmonie
mezi člověkem (společností) a jím obývaným prostředím. (5)
Aby bylo sníženo riziko sklouznutí výzkumu od vědy právě k tvůrčímu výkladu
jevů, je nutné, aby každý jeho krok byl po Descartově vzoru prověřován kritickým
rozumem. I proto je publikován tento článek: v době, kdy sice není výzkum dokončen,
avšak již přináší takové poznatky, nad nimiž je třeba kriticky se zamyslet.
Před přikročením k možným výkladům bude vhodné představit, kterým rysům
venkovského prostředí se tento výzkum vlastně věnuje.
PROJEVY VENKOVSKÉHO PROSTŘEDÍ
Mnoho projevů venkovského charakteru v architektuře veřejných prostranství je obecně
známých. V metodikách Chráněných krajinných oblastí (6), různých vysokoškolských
skriptech (7), spolkových osvětových publikacích (8), venkovu věnovaných monografiích
(9) a dalších publikacích se s řadou z nich setkáme. Mezi ty obvyklé patří určité způsoby
uspořádání struktury pozemků a veřejných prostranství, umístění a orientace domu
na parcele, péče o siluetu vesnice při pohledu zvenčí, úprava plotu a předzahrádek, rybníků
a vodotečí, sakrálních staveb a podobně. Příklady „správného“ stavu však bývají účelové
podle zaměření publikace a zpravidla odůvodněné odkazem k minulosti – tradici a potřebě
její kontinuity. Tomuto odůvodnění nelze nic vytknout, avšak chceme-li být korektní,
nemůžeme ho ani nekriticky přijmout jako jediné správné.
Existuje i celá řada dalších rysů, jimiž se patrně odlišuje charakter vesnického
prostoru od prostoru městského. Zpravidla nebývají považovány za příliš pozoruhodné,
a nejčastěji se o nich dozvídáme nepřímo. Přesto se na nich mnozí odborníci prokazatelně
shodují, jak je zřejmé například z konzultací a kritik studentských projektů při výuce
na školách architektury či z příspěvků na nedávné konferenci Inventura urbanismu 2016
(10), která se venkovu věnovala. Mimo prostředí architektury řadu z těchto rysů dobře
zachytil například Bohuslav Blažek v knize Venkovy (11) i mnoho dalších autorů.
Pokud bychom použili jazyka architektů, řada z těchto „typicky venkovských“
rysů prostředí bývá vyjádřena slovy jako neurčitost, pozvolné přechody, měkké okraje,
kachní trávníky, jednoduchost, bytelnost, sousedskost, samodělnost, obyčejnost,
neokázalost, zakotvenost, spojení s místem, prostupnost krajiny, organické prorůstání atd.
Přestože nelze mluvit o tom, že by architekti obecně měli zvláštní cit a pochopení právě
pro venkovské prostředí (12), lze konstatovat, že ve významné části profese panuje určitá
teoretická shoda na postupech, které se ve venkovském prostředí dobře uplatňují.
Širší shoda mezi architekty panuje také na prvcích, které jsou pro vesnické
prostředí nevhodné. Často se hovoří o tújích, smrcích, jalovcích, okrasných záhonech,
zámkové dlažbě, plotových prefabrikátech, zpevněných požárních nádržích, betonových
obrubnících i palisádách apod. Příznačné je, že navzdory konkrétnosti při výčtu těchto
prvků se málokdy dozvíme důvod, proč se tyto prvky údajně do prostředí venkova nehodí.
Z části lze tuto nevhodnost opět vysvětlit tím, že nejsou na venkově tradiční. Toto
odůvodnění však ztrácí na síle při srovnání s mnoha prvky, které rovněž tradiční nejsou,
a přesto podle stejných lidí působí na vesnici zcela přirozeně (například asfaltová vozovka,
která po svých okrajích prorůstá s trávníkem).
VYBRANÉ INTERPRETACE VENKOVSKÉHO CHARAKTERU VE 20. STOLETÍ
Ideál venkovského prostředí je již dlouho součástí naší kultury. Tematicky byl vyzdvihován
již v 19. století – částečně jako důsledek rozmachu urbanizace prostředí, ale také v rámci
hledání kulturních zdrojů a etických vzorů národního obrození (13). Proces, který se
117
projevoval zprvu především v literatuře a malířství, vyvrcholil v závěru století uspořádáním
dvou velkolepých pražských výstav (14). Vyvolaný vysoký zájem o rurální témata
na počátku 20. století dokládá i dobová literatura. Jako příklad bych uvedl časopis Krása
našeho domova, vydávaný Svazem okrašlovacích spolků od roku 1904.
Tento široce zaměřený časopis je pozoruhodným zdrojem článků dokumentujících
různorodost soudobých a přitom dodnes aktuálních přístupů k venkovskému prostředí.
První z nich v časopise výstižně vyjádřil novinář Karel Pelant svým výrokem: „Nedělat
toho, čeho má (host) ve městě po krk“ (15). Tento názorový proud, typický pro časopis
v období před první světovou válkou, vyzdvihuje důležitost posilování rysů estetické
odlišnosti venkovského prostředí oproti prostředí města (při jeho současné modernizaci
– za účelem posílení turistického ruchu). Vedle něj je však v časopise obsažena i tendence
opačná a směrem k polovině 20. století sílící, která hledá moderní formu osídlení
kombinující osvědčené prvky městského i venkovského prostředí bez ohledu na jejich
původ (16). Konečně třetí a nejsilnější proud ochranářský vyzdvihuje potřebu zachování
přírodního a kulturního svérázu konkrétních míst pro jejich vlastní hodnotu (17).
Pozoruhodnou příručku pro venkovské obecní úřady, syntetizující poznatky
o rozdílnosti charakterů městského a vesnického prostředí v řadě praktických doporučení
vydal roku 1939 krajinářský architekt Josef Kumpán. V ní mimo jiné právě s odkazem
na vesnický charakter prostředí kritizuje vysazování pravidelných stromořadí (18).
Srovnatelná příručka vyšla až roku 1995 v rámci programu obnovy vesnice (19). Většina
ostatních publikací je buď konzervativní (ve vzhledu vesnic a krajiny 19. století vidí
nadčasový vzor), nebo prostředí města a vesnice z hlediska charakteru v podstatě
nerozlišuje (do druhé skupiny lze zařadit i široký proud zahrnující Howardova zahradní
města, Corbusierovy modernistické zářící vesnice i Žákovu pannaturalisticky-socialistickou
obytnou krajinu).
Neotřelým a pozoruhodným pojetím venkovskosti přispěl v závěru století
Bohuslav Blažek. Jím rozvíjená metoda kritického vidění stavěla na myšlence
intelektualizace selského rozumu (20). Je však otázkou, do jaké míry je jeho teorie
venkovského prostředí skutečně nadčasová. Z odstupu desetiletí se nyní zdá, že lze
na venkov aplikovat pouze za určitých kulturně-ekonomických podmínek, které byly
příznačné právě pro dobu jejího vzniku. K obdobnému závěru nepřímo došla i skupina
studentů, která při svém výzkumu vybraných obcí Blažkovu metodu použila (21).
Pro všechny uvedené přístupy je příznačný jeden společný rys. Pakliže rozlišují
mezi venkovským a městským prostředím, staví je do pozice dvou krajních vzorů
– protikladů. Je to právě tato myšlenka, kterou bych chtěl v následující části zpochybnit.
VENKOV JAKO MÍRA URBANIZACE PROSTŘEDÍ
Vystavěné životní prostředí je provizorium – stavba v neustávajícím procesu přestavby.
Přes sto padesát let po zahájení průmyslové revoluce se nezdá, že by dynamika jeho
proměn polevovala. V prostředí českého venkova více než ve městech platí, že forma již
dávno neodpovídá jeho funkci. Převážná část vystavěného prostředí – domy počínaje, návsí
a strukturou pozemků konče – bývá dnes využívána odlišným způsobem, než pro jaký byla
zamýšlena a vystavěna. To vyvolává otázku: Je smysluplné na základě formy současného
venkova vytvářet obecné závěry? (22)
Fundamentální kniha německého urbanisty Thomase Sievertse Zwischenstadt (23)
předkládá argumenty pro nevyhnutelnost změny našeho přístupu k uvažování o vztahu měst
a krajiny. V jeho teorii již není pro úvahy o svébytném venkově ve střední a západní
Evropě prostor. O to větší důraz je však dle ní třeba klást na čitelnost a srozumitelnost
prostředí pro jeho obyvatele. Pojetí Zwischenstadtu je zde v ostrém kontrastu k urban
118
sprawlu, tedy tomu, co jsme si zvykli nazývat sídelní kaší (24). V rámci Sievertsovy teorie
je možné chápat venkov jako specifický charakter vztahu města (urbanizovaného prostředí)
a krajiny.
Odhlédneme-li tedy od toho, čím si již dnes nejsme jisti – od proměnlivé formy,
která přežívá navzdory proměně svého obsahu – nezbyde nám, než se zaměřit právě
na vlastní vztah osídlení a prostředí.
V tradičních a převažujících výkladech je venkov svým významem blízký
zemědělství a jako takový vytváří pravěký základ, na němž údajně mohla být teprve díky
hospodářským přebytkům vybudována městská civilizace. (25) Existuje však i odlišné
pojetí, podle nějž první města vznikla z potřeb převážně lovecko-sběračské společnosti.
Teprve díky kulturně-ekonomické koncentraci, kterou města umožnila, pak mohlo dojít
ke křížení a šlechtění rostlin, a tedy i ke vzniku zemědělství, potažmo zemědělského
venkova jak jej známe (26). Přestože vlastní původ zemědělství pro nás není rozhodující,
nabízí nám druhý z výkladů možnost pohlédnout na venkov jako na účelové vyjádření
vztahu mezi lidskou civilizací (ideálem města) a původním životním prostředím (přírodní
krajinou).
Tento zdánlivě banální obrat umožňuje snadné uchopení rysů venkovského
prostředí v obecné i konkrétní situaci. Namísto vztahování se k ideálu venkovské formy,
jehož nalezení je z výše uvedených důvodů sporným předpokladem, totiž nabízí interpretaci
konkrétní situace ve škále, jejíž krajní polohy tvoří na jedné straně divoká příroda
(maximum přírodního řádu v prostředí) a na druhé straně centrum metropole (maximum
antropogenního řádu v prostředí). Pro interpretaci venkovského charakteru (tedy prostředí
mezi těmito extrémy) pak postačí dodržet popsanou obecnou „teorii“ architektury
– vyjádření harmonie mezi člověkem a jím obývaným prostředím.
Zpochybnění ideálního modelu města je sice na místě, avšak zároveň platí,
že tématu kvality městského charakteru se dlouhodobě věnuje celá řada teoretických
i praktických prací (27). Na jejich základě lze konstatovat, že vysoká urbánnost prostředí
souvisí mimo jiné s významovou komplexitou, s vysokou koncentrací dějů a prostorových
forem
či
s hmotným
vyjádřením
dominance
kulturního
řádu,
potažmo
racionalizace prostředí.
PŘÍKLAD
Názorně lze aplikaci tohoto přístupu předvést na základním kompozičním vztahu figury
a pozadí. V její perspektivě bude například místo se silným městským charakterem tvořeno
pozadím městského matrixu, v jehož rámci se přírodní prvky vyskytují právě jen v podobě
uchopitelných figur (kupř. čitelně vymezený trávník, strom v nádobě, městský park).
Obdobně lze konstatovat, že matrixem (pozadím) ve venkovském prostředí bude přírodní
krajina a jednotlivá stavení, zahrady a další objekty lidské civilizace budou do něj vloženy
opět v podobě uchopitelných figur.
Případ často kritizované formy prostředí, jakou vytváří urban sprawl (někdy
nepřesně nazývané satelit) lze popsat jako městský matrix s rovněž městskými figurami,
tedy jinými slovy jako kus města ve volné krajině (což je poměrně přesný překlad významu
spojení urban sprawl).
Důležité je, že krajinné pozadí nezávisí pouze na přítomnosti zeleně, ale také
na její formě. Tento fakt je zřejmý právě při srovnání zahradních měst s vesnicemi. Tentýž
přírodní prvek lze použít ke zvýraznění městského i přírodního charakteru prostředí.
Příkladem tu může být vzrostlá pravidelná alej, která posiluje kulturní hodnotu volné
venkovské krajiny, ale i urbánní charakter města právě proto, že posiluje civilizovanost
119
prostředí (což podporuje tvrzení krajinářského architekta Kumpána o nevhodnosti tohoto
prvku v prostředí vesnice).
Jiným příkladem může být již zmíněný chodník se zámkovou dlažbou, který bývá
architekty pokládán za nevhodný pro venkov. Již samo vydělení chodníku z okolí
výraznými obrubníky zvyšuje významovou komplexitu prostředí (místo prosté cesty
v krajině mezi domy lze v témže prostoru identifikovat vozovku, chodník a pravděpodobně
i dělící pruhy trávníků). Přímé linie okrajů, rovinnost povrchu i jeho struktura tvořená
mnoha identickými prvky (tedy vlastnosti vyplývající přímo z technologie zámkové dlažby)
rovněž posilují urbanizovaný charakter prostředí a tím posouvají kompoziční vztah
mezi „městem“ a „přírodní krajinou“ v intravilánu vesnice neúměrně blízko městu.
Každému prostředí na škále mezi urbánním a přírodním přísluší z hlediska
harmonické kompozice právě určitá míra znaků blízkých těmto dvěma pozicím.
(Zdůrazňuji, že jsem si vědom i mnoha dalších rysů, které jsou vnímány jako
venkovské – počínaje tzv. lidovou architekturou a zemědělstvím a konče kulturněsociologickými charakteristikami venkova, avšak znova podotýkám, že těm není tento
článek z výše uvedených důvodů věnován).
ZÁVĚR
Článek nabízí jeden z možných výkladů, který je použitelný pro zdůvodnění řady rysů
příznačných pro charakter venkovského prostředí. Pro tento účel používá pojmu urbanizace
prostředí ve vztahu k architektonické kompozici, a tedy odlišně, než jak termín používají
sociologové či historičtí geografové (28).
Přestože je třeba zdůraznit, že tímto způsobem výkladu nelze zdůvodnit veškeré
prvky, které vesnický charakter prostředí vytvářejí – zejména ty, které souvisejí s kulturním
dědictvím (29) – otevírají se díky němu nečekané možnosti interpretace významu
jednotlivých prvků prostředí ve vztahu k celé škále venkovů: od extravilánu a rozptýlených
samot až po enklávy původních vesnic obklopených v silně urbanizovaných územích měst
a předměstí.
Užitečnost tohoto přístupu bude dále prověřena v rámci výzkumného projektu
Venkovský charakter, který právě probíhá na Fakultě architektury ČVUT v Praze.
LITERATURA
1) Na charakter prostředí se odkazují i široce používané klasifikace venkova. Viz PERLÍN
R., KUČEROVÁ S. & KUČERA Z. (2010): Typologie venkovského prostoru Česka.
– Geografie, 115.2:61-187.
2) Pocit ohrožení dokládá i množství osvětových dokumentů na stránkách spolku
pro obnovu venkova. Viz Vesničko má přestavovaná [online] Spolek pro obnovu
venkova [vid. 24. února 2012] Dostupné z: http://www.spov.org/publikace/default.aspx
3) Vnímání venkova v opozici vůči městu má své kořeny zejména v kulturním vývoji
19. století. RÝPAR V. (2016): Východiska proměn hodnoty venkovského prostředí
ve 20. století. – In: Pavel M. [ed.], Proměny hodnoty architektonického díla v čase,
Praha: Fakulta architektury ČVUT, pp. 64-86. ISBN 978-80-01-05891-6.
4) Vztah architektury a poezie (techné poiétiké) do hloubky rozebírá Dalibor veselý. Viz
VESELÝ D. & KRATOCHVÍL P. (2008): Architektura ve věku rozdělené reprezentace:
problém tvořivosti ve stínu produkce. – Academia, pp. 166. ISBN: 978-80-200-1647-8.
5) Tento vztah je příznačný pro téměř všechny teoretické přístupy počínaje antikou. Viz
VITRUVIUS M. P. (1979): Deset knih o architektuře. – Praha: Svoboda. pp. 99-101.
120
6) Příkladným je architektonický a urbanistický manuál NP Šumava. Viz Urbanistický
manuál [online]. Manuály ke stažení [vid. 10. 02. 2011]. Dostupné z:
http://zkr.npsumava.cz/manualy/
7) Příkladná jsou skripta vydávaná po roce 1990. Viz SÝKORA, J. (1998): Venkovský
prostor 2. díl: Územní plánování vesnice a krajiny. – Praha: ČVUT. ISBN:
8001018105.
8) Vedle ediční řady Vesnice vydávané ústavem územního rozvoje lze jmenovat zejména
publikace Spolku pro obnovu venkova. Viz http://www.spov.org/publikace/default.aspx
9) PEŠTA J. (2004-2011): Encyklopedie českých vesnic: vesnické památkové rezervace,
zóny a ostatní památkově hodnotná vesnická sídla v Čechách. – Díl I. - V. Vyd. 1.
Praha: Libri.
10) Jak učit architekty venkovu [online]. Inventura urbanismu 2015 [vid. 27. 11. 2015].
Dostupné z: http://www.inventuraurbanismu.cz/rok/2015#info
11) BLAŽEK B. (2004): Venkovy: anamnéza, diagnóza, terapie. – 1. vyd. Šlapanice: ERA.
ISBN 80-86517-90-X.
12) Tento názor přiléhavě vyjádřil Vedoucí ústavu urbanismu FA ČVUT Jan Jehlík,
když roli architekta přirovnal k „městskému intelektuálovi“. Viz Jak učit architekty
venkovu [online]. Inventura urbanismu 2015 [vid. 27. 11. 2015], Jan Jehlík m.
3:20-4:10. Dostupné z: http://www.inventuraurbanismu.cz/rok/2015#info
13) SOUKUP D. (2013): „Cikáni “a česká vesnice: Konstrukty cizosti v literatuře
19. století. – Praha: Lidové noviny, pp. 88-92. ISBN 8074222438.
14) 1. Expozice Česká chalupa na Jubilejní výstavě 1891, 2. Národopisná výstava
českoslovanská v roce 1895. Viz RÝPAR V. (2016): Východiska proměn hodnoty
venkovského prostředí ve 20. století. – In: Pavel M. [ed.], Proměny hodnoty
architektonického díla v čase, Praha: Fakulta architektury ČVUT, pp. 64-86.
ISBN 978-80-01-05891-6.
15) PELANT K. (1904-1905): Venkov a město. – In: Krása našeho domova I, pp. 25–28.
16) ZÁKREJS, V. (1915-1917): Letchworth – zahradní město. – In: Krása našeho domova
XI, pp. 145–149.
17) K němu můžeme přiřadit i vlastní etnologický výzkum, úzce související s akademickým
časopisem Český lid, který po zrušení Krásy našeho domova v 50. letech do jisté míry
převzal roli prostoru pro teoretické uvažování nad soudobým venkovským charakterem
prostředí. Viz BALAŠ E. (1954): Theoretický a praktický význam studia lidových staveb.
– Český lid XLI, 1:145–149.
18) KUMPÁN J. (1939): Sadová úprava vesnice: zahrady na venkově. Praha: Svaz
okrašlovací.
19) KOCOURKOVÁ J. (1994): Přírodní prostředí vesnice. – Brno: Ústav územního rozvoje.
Vesnice; sv. 3. ISBN 80-85124-37-8.
20) BLAŽEK B. (2004): Venkovy: anamnéza, diagnóza, terapie. – 1. vyd. Šlapanice: ERA.
ISBN 80-86517-90-X.
21) BAČOVSKÝ F. et al. (2006): Kulisy venkovského života – případová studie vesnic
v mikroregionu Drahanská vrchovina. – In: Venkovská krajina. Brno: Veronica,
pp. 3-6.
22) HAUSEROVÁ M. (2015): In: Zápis z přípravného kolokvia 2. [online], s. 6. [vid. 27.
11. 2015]. Dostupné z: https://vp.fa.cvut.cz/wp-content/uploads/150623_kolokvium2.pdf
23) SIEVERTS T. (2003): Cities without cities: an interpretation of the Zwischenstadt.
Routledge.
24) HNILIČKA P. (2005): Sídelní kaše: otázky k suburbánní výstavbě kolonií rodinných
domů. – Era.
121
25) MUMFORD L. (1961): The city in history: Its origins, its transformations, and its
prospects. – Houghton Mifflin Harcourt. pp. 3-35.
26) JACOBS J. (2012): Ekonomie měst. – Dolní Kounice: Mox-Nox, pp. 11-14.
27) Pro přehled nejznámějších z těchto prací viz KRATOCHVÍL P. (2015): Městský veřejný
prostor. – Praha: Zlatý řez. ISBN 978-80-88033-00-4
28) MUSIL J. et al. (2002): Zrod Velkoměsta: urbanizace českých zemí a Evropa. – PrahaLitomyšl: Paseka, pp. 8 a 54. ISBN 80-7185-409-3.
29) Dobrým příkladem může být nevhodnost jehličnatého stromu (zejména smrku)
pro prostředí vesnice. Na ní se při rozhovoru v rámci terénních průzkumů překvapivě
shodli téměř všichni dotázaní, překvapivě i v podhorských regionech, kde je tento druh
stromu výrazně rozšířen. Zde má patrně vliv převládající kulturní tradice (navzdory
módě jehličnatých stromů ve 2. polovině 20. století). Viz VAŘEKA J. & JIŘIKOVSKÁ V.
(1979): Středočeská náves. – Třebíz: MNV.
122
ODBORNÁ SDĚLENÍ
123
MOŽNOSŤ STAROSTLIVOSTI O BREHY VODNÝCH TOKOV
VIDIECKEJ KRAJINY NA PODKLADE MODELU BANCS
POSSIBLE WAYS OF MANAGEMENT OF THE WATER COURSES IN RURAL COUNTRY
BASED ON THE BANCS MODEL
Zuzana Allmanová1
1
Lesnícka fakulta, Katedra lesnej ťažby, logistiky a meliorácií, Technická univerzita
v Zvolene, T. G. Masaryka 24, Slovenská republika
email: [email protected]
ABSTRACT
Small watercourses as the source of water, biodiversity and ecological stability are
an important part of the rural landscape. The banks of these streams udergo to erosion,
that brings many negative impacts. The BANCS model is useful tool for finding the parts
of the streams, susceptible to erosion. We set up 18 research sections on Tŕstie creek
to verify BEHI index and to measure real annnual erosion rates (EB) on these
sections. The results confirmed the correlation between the BEHI index and EB (R2 =
0.84). The BANCS model can help us with management of the small watercourses
in the rural landscape.
Keywords: bank erosion, BANCS model, BEHI index.
ÚVOD A PROBLEMATIKA
Dôležitou súčasťou vidieckej krajiny sú malé vodné toky, ktoré sú zdrojom vody, majú
dôležitý význam z hľadiska biodiverzity a ekologickej stability krajiny. Brehy týchto tokov
často postihujú erózne procesy, ktoré sa prejavujú najmä počas vysokých vodných stavov,
alebo prebiehajú prirodzene postupným ustaľovaním sa koryta vodného toku. Erózia
brehov spôsobuje degradáciu pozemkov priľahlých k vodnému toku, zanášanie nižšie
položených objektov na vodnom toku. Negatívne vplyvy erózie brehov sa prejavujú najmä
pri malých vodných tokoch, ktoré sú prítokmi vodárenských nádrží, pretože zmenšujú ich
objem a zvyšujú náklady na údržbu (JAKUBISOVÁ 2009; JAKUBIS 2010).
Chrániť brehy vodných tokov pred eróziu a predchádzať jej možno úpravou korýt
tokov. V minulosti využívané spôsoby úprav boli založené na využívaní najmä technických
princípov. Tieto technické opatrenia sa využívali často v prípadoch neopodstatnených
a taktiež na úsekoch vodných tokov, ktoré tieto úpravy nevyžadovali. Jednou z možností
kvantifikácie a predikcie erózie z brehov vodných tokov je využitie eróznych predikčných
modelov (JAKUBIS 2008).
Vhodným modelom práve na tieto účely je model BANCS Bank Assesment for
Non – point source Consequences of Sediment (ROSGEN 1996, 2001, 2006, 2008). Model
je tvorený dvoma indexami NBS a BEHI a umožňuje vytvoriť erózne predikčné krivky
pre konkrétne vodné toky. Index NBS (Near Bank Stress) posudzuje tangenciálne napätie
v blízkosti študovaného brehu a index BEHI (Bank Erosion Hazard Index) hodnotí
charakteristiky brehu, a na základe nich stanovuje náchylnosť brehu na eróziu.
Eróziou brehov vodných tokov sa vo svete zaoberalo niekoľko autorov (LAWER
et al., 1999; LAUBEL et al., 1999; HANIMAN 2009; MIDGLEY et al., 2012) a v súvislosti
s modelom BANCS a jeho indexmi (ROSGEN 1996, 2001, 2006, 2008; SASS & KEANE
124
2012; BANDYOPADHYAY et al. 2013). Na Slovensku sa eróziou brehov vodných tokov
zaoberajú (JAKUBIS 2010; JAKUBISOVÁ 2014).
Tab. 1: Stanovenie indexu ohrozenosti brehov eróziou BEHI (ROSGEN 2001, 2008, 2009).
Kategórie Indexu ohrozenosti brehov eróziou (BEHI)
Veľmi
Veľmi
Nízky Stredný Vysoký
vysoký
nízky
1,0 1,11 –
1,2 –
1,6 –
2,1 –
Hodnota
1,1
1,19
1,5
2,0
2,8
1,0 –
2,0 –
4,0 –
6,0 –
8,0 –
Index
1,9
3,9
5,9
7,9
9,0
1,0 –
0,89 –
0,49 –
0,29 0,14 –
Hodnota
Hĺbka
0,9
0,5
0,3
0,15
0,05
prekorenenia /
1,0 –
2,0 –
4,0 –
6,0 –
8,0 –
Výška brehu
Index
1,9
3,9
5,9
7,9
9,0
14 –
100 79 - 55 54 - 30
29 - 15
Vážená hustota Hodnota
5,0
80
koreňov
1,0 –
2,0 –
4,0 –
6,0 –
8,0 –
vegetácie
Index
1,9
3,9
5,9
7,9
9,0
91 Hodnota 0 - 20 21 - 60 61 - 80
81 - 90
119
Uhol sklonu
brehu
1,0 –
2,0 –
4,0 –
6,0 –
8,0 –
Index
1,9
3,9
5,9
7,9
9,0
Pokrytie brehu
100 Hodnota
79 - 55 54 - 30
29 - 15 14 - 10
vegetáciou
80
Vstupné
premenné
Výška brehu /
Výška
prietokového
profilu
Extrémny
pod 2,8
10
pod 0,05
10
pod 5,0
10
nad 119
10
pod 10
MATERIÁL A METÓDY
Na vodnom toku Tŕstie sme v júni v roku 2014 založili 18 pokusných úsekov (PÚ)
na overenie metódy BANCS slúžiacej na kvantifikáciu a predikciu erózie brehov
(ROSGEN 2001, 2008, 2009). Vodný tok Tŕstie a jeho povodie sa rozkladá v dvoch
geomorfologickách celkoch a to Biele Karpaty a Myjavská pahorkatina v blízkosti obce
Topolecká. Sumárna dĺžka všetkých založených PÚ dosiahla 307 m .
Na jednotlivých PÚ sme merali charakteristiky, ktoré boli nevyhnutné
na stanovenie indexu BEHI, z každého PÚ sme odobrali vzorky pôd potrebné pre rozbor
zrnitosti brehového materiálu a posúdili sme zvrstvenie brehu. Na každom PÚ sme osadili
do päty brehu oceľový kolík slúžiaci na opätovné premeranie skutočnej ročnej erózie brehu.
Následne bola na vrch kolíka osadeného do päty brehu umiestnená kolmo meračská lata
a od nej boli v rôznych výškach merané horizontálne vzdialenosti po povrch brehu. Výška
v ktorej bola horizontálna vzdialenosť meraná aj s jej hodnotou boli zaznamenané.
Opätovné premeranie horizontálnych vzdialeností po jednom roku v rovnakých výškach
nám umožnilo kvantifikovať ročnú eróziu brehu, podľa metodiky od SASS & KEANE
(2012). Polohu kolíka osadeného do päty svahu sme zamerali pomocou GPS zariadenia,
aby sa pri opätovnom meraní ľahko vyhľadal. Po vykreslení počiatočného stavu brehu
a jeho stavu po roku sme získali plochu erózie brehu (EB) v m2, tú sme následne prepočítali
na 1 m dĺžky PÚ a to tak, že sme plochu EB v m2 prenásobili dĺžkou PÚ, čím sme získali
EB z celej dĺžky PÚ. Podelením EB z celého PÚ jeho dĺžkou sme získali EB z 1 m PÚ.
125
BEHI index vyžaduje vstupné premenné, ktoré je potrebné vizuálne ohodnotiť,
ale aj merať a sú to: výška brehu (H), výška plného koryta (h), hĺbka prekorenenia brehu
(Hk), hustota prekorenenia brehu (K), uhol sklonu brehu (α), pokrytie brehu vegetáciou
(PVEG).Po nameraní uvedených údajov je na stanovenie hodnôt BEHI potrebné vytvorenie
pomerných charakteristík z nameraných premenných v teréne (Tab. 1). Potrebné je
ohodnotiť brehový materiál a zvrstvenie brehu podľa metodiky od ROSGEN (2008).
Následne sa vypočítaným hodnotám priradia indexy a po spočítaní indexov získame
celkové BEHI skóre (Tab. 2).
Tab. 2: Kategórie indexu ohrozenia brehov eróziou podľa celkového skóre (ROSGEN
2001,2008, 2009).
Celkové
BEHI
skóre
Veľmi
nízky
(VN)
5 – 9,9
Nízky
(N)
Stredný
(S)
Vysoký
(V)
10 – 19,9
20 – 29,9
30 – 39,9
Veľmi
vysoký
(VN)
40 - 45
Extrémny
(E)
45,1 - 50
VÝSLEDKY
Výsledné hodnoty nameraných údajov potrebných na stanovenie BEHI indexu
na jednotlivých PÚ nám poskytuje (Tab. 3). Čím vyššia hodnota BEHI indexu bola
stanovená pre konkrétny PÚ, tým vyššia je jeho náchylnosť na eróziu. V Tab. 3 sú uvedené
namerané skutočné hodnoty ročnej erózie brehov (EB). Po vykreslení priečnych rezov
brehu sme následne skúmali vzťah medzi stanoveným indexom BEHI a veľkosťou erózie
brehu (Obr.1), kde bol pri lineárnej závislosti potvrdený veľmi tesný vzťah
medzi skúmanými veličinami R2 = 0,84. To znamená že pomocou BEHI indexu môžeme
veľmi presne stanoviť úseky toku, ktoré sú náchylné na eróziu, pretože až 84 % variability
erózie brehu môžeme vysvetliť pomocou BEHI indexu.
Obr. 1: Závislosť medzi eróziou brehu EB a stanoveným BEHI indexom na jednotlivých
PÚ.
126
DISKUSIA A ZÁVER
Veľké množstvo sedimentov pochádzajúcich z erózie brehov sa stalo pre manažment
krajiny významným problémom. Znečistenie sedimentmi je najbežnejší problém u viac
ako 6000 vodných tokov na území Spojených štátov amerických (THORNE 1998).
MACFALL et al. (2014) uvádzajú, po šiestich rokoch výskumu brehovej erózie pomocou
modelu BANCS na úseku dlhom 43,5 km vodného toku v severnej Karolíne priemernú
ročnú eróziu 205,320 m3 a priemerné rozšírenie koryta o 0,38 m za rok. Znečisťovanie
pitnej vody sedimentmi postihlo aj rezervoár mesta New York a to najmä po rozsiahlych
búrkach. Zdrojom sedimentov v tomto prípade bol prítok Stony Clove Creek. Na jeho
brehoch bolo založených 27 monitorovacích plôch za účelom stanovenia erózie a jej
predikcie do budúcnosti. Na tieto účely bol použitý model BANCS a zamerali sa priečne
rezy koryta. Na jednotlivých monitorovacích plochách sa hodnota erózie pohybovala
v rozmedzí od 0,28 do 34,97 m3 (CORYAT 2014). Uvedené výsledky potvrdzujú
použiteľnosť modelu BANCS pre štúdium erózie brehov a starostlivosť o brehy vodných
tokov. Potrebné je však overiť jeho vhodnosť pre prírodné pomery riek aj v Európe na SR
a ČR.
Výskum erózie brehov na vodnom toku Tŕstie je len v počiatkoch a uvedený
článok poskytuje prvé výsledky, pričom vo výskume sa bude aj naďalej pokračovať.
Hlavným cieľom je vytvoriť pomocou modelu BANCS erózne predikčné krivky
pre uvedený vodný tok. Tie nám umožnia predikovať ročný odnos pôdy z brehov. Uvedený
model je vhodný na rýchlu predikciu erózie brehov najmä z malých vodných tokov, ktoré
sa vo vidieckej krajine nachádzajú. V budúcnosti by tak mohol pomôcť pri ochrane brehov
týchto vodných tokov pri, jasnom určení úsekov toku, kde je naozaj nevyhnutné realizovať
určité protierózne opatrenia. Tie by mali mať na zreteli zachovanie biodiverzity
a ekologickej stability vodného toku. Jeho význam narastá aj v súvislosti s často sa
vyskytujúcimi vysokými vodnými stavmi, ktoré spôsobujú extrémnu eróziu brehov,
a splavujú materiál do nižších polôh povodia, do intravilánu obcí prípadne do vodných
nádrží a rezervoárov. Výsledky poukázali ne veľmi tesnú závislosť medzi BEHI indexom
a eróziou brehov (EB) a teda existuje možnosť vcelku presnej predikcie erózie
v podmienkach vodného toku Trśtie s použitím uvedeného modelu. V prípade pozitívnych
výsledkov pri overovaní aj na iných tokoch v iných prírodných pomeroch by mohol byť
v budúcnosti na tieto účely využívaný.
127
17,3
10
74
7,7
10
5,3
26,2
10
52
6,2
10
3,5
39,9
0
60
5,0
10
3,9
15,2
10
71
8,0
10
5,0
24,6
10
76
6,3
10
5,4
47,3
45
87
4,3
4,6
7,7
50,2
10
90
4,1
10
8,0
5
0
0,32
1,81
0,19
7,2
1,11
0,94
1,38
0,32
54
5,6
0
0
0,72
0,64
41
0
0
0
0
0
0
5
10
7,5
0
5
0
1,03
0,57
1,80
3,2
0,18
0,78
51
Index
7,2
Hodnota
1,56
0,91
1,71
2,7
0,58
0,37
41
45,7
VV
28,8
S
4,5
27,4 S
Index
6,8
Hodnota
1,09
0,65
1,67
5,2
0,49
0,44
56
35
V
Index
6,7
Hodnota
0,87
0,72
1,2
4,1
0,73
0,83
57
47,5
VV
Index
Index
3,9
Hodnota
0,76
0,58
1,31
2,2
0,62
0,81
62
Index
4,4
2,3
128
EB
BEHI
skóre
1
4,0
0,013
10
0,042
8,8
35,8
V
0,58
7,9
0,032
61
0,030
5
0
0,023
6,72
5
31,7
V
4,2
0,031
40
4,3
0,051
0,16
5,4
0,029
0,39
63
0,031
10,08
50
30,2
V
0,23
2,8
35,7
33,8
V
K
(%)
WK (%)
49
α
(°)
Hk/H (m)
0,73
PVEG (%)
Hk
(m)
H/h (m)
h
(m)
0,84
Z
PÚ2
PÚ3
PÚ4
PÚ5
2,32
Index
Hodnota
PÚ6
3,38
10
Hodnota
PÚ7
0,34
Index
Hodnota
PÚ8
1,15
10
Hodnota
PÚ9
H (m)
Hodnota
Index
M
PÚ1
Tab. 3: Prehľad stanovenie indexu BEHI na jednotlivých PÚ a nameranej ročnej erózie
brehu EB.
0,45
1,26
0,46
0,80
30
35
56
6,3
5,5
3,7
43,1
75
45
4,8
2,2
3,1
39,7
40
46
5,0
5,0
3,2
37,7
70
53
5,3
2,7
3,5
14,3
55
69
8,1
4,0
4,7
35,2
95
46
5,4
0,5
3,1
31,5
85
44
5,7
1,5
3,0
18,8
70
40
7,8
2,7
2,9
31,7
V
0
0
0
2,07
0,78
0,73
59
8,1
1,07
0,82
Index
1,30
2,6
5
0
0,76
4,4
0,78
0,78
1,0
0,71
56
2,7
5
0
0,46
0,59
64
5
0
0
0
5
0
5
0
0
0
21,8
S
25,8
S
0,51
25,3
S
1,06
2,4
0
Hodnota
1,03
0,62
1,66
3,3
0,43
0,41
35
19,8
N
Index
6,6
Hodnota
0,58
0,58
1,0
4,5
0,49
0,84
42
32,9
V
Index
0
Hodnota
0,68
0,68
1,0
2,1
0,48
0,70
45
16,1
N
Index
Index
0
Hodnota
Index
0,64
0,28
2,28
8,2
2,7
0,37
0,57
3,5
33
Vysvetlivky k Tab. 3: H = výška brehu, h = výška plného koryta, Hk = hĺbka prekorenenia, K =
hustota prekorenenia, WK = vážená hustota koreňov, PVEG = pokrytie brehu vegetáciou, α = uhol
sklonu brehu,M = materiál, Z =zvrstvenie, EB = skutočná erózia brehu z 1m PÚ, N = nízky, S =
stredný, V = vysoký, VV = veľmi vysoký
129
0,022
24,6
0
0,012
2,8
0,017
10
0,016
8,0
0,010
0,57
4,1
0,023
37
0,005
10
0,008
15,7
0,022
35
17,9
N
PÚ11
PÚ12
PÚ13
PÚ14
0,45
Index
Hodnota
PÚ15
0,37
3,9
Hodnota
PÚ16
1,70
Index
Hodnota
PÚ17
0,48
6,8
Hodnota
PÚ18
0,82
Index
25,1
S
PÚ10
Hodnota
LITERATÚRA
BANDYOPADHYAY S., SUSHMITA S., GHOSH K. & KUMAR DE S. (2013): Validation
of BEHI Model through Field Generated Data for Assessing Bank Erosion along the River
Haora, West Tripura, India. – Earth Science India, 6:3:126-135. ISSN: 0974 – 8350.
CORYAT M. (2014): Analysis of the Bank Assessment for Non-point Source Consequences
of Sediment (BANCS) Approach for the Prediction of Streambank Stability and Erosion
along Stony Clove Creek in the Catskills.
HANIMAN E. (2009): Estimating Bank Erosion in the Wissahickon Creek Watershed:
A Bank Pin Monitoring Approach. – Philadelphia Water Department, Office of Watersheds,
27p.
JAKUBIS M. (2009): Výskum regionálnej hydraulickej geometrie na príklade vodnýchh
tokov CHKO BR Poľana. – Technická univerzita vo zvolene, Lesnícka fakulta, Zvolen.
116 p. ISBN 978-80-228-1981-7
JAKUBIS M. (2009): Posudzovanie stupňa ohrozenosti brehov eróziou na príklade prítokov
VN Hriňová.
– In: Hucko P. [ed.], Zborník referátov vedeckej konferencie
Sedimentyvodných tokov a nádrží. Bratislava: VÚVH, pp. 211-220.
JAKUBIS M. (2007): Vplyv prietokov na morfogenézu bystrinného koryta. – In: Střelcová
K. & Škvarenina J. Blaženec, [eds.], Bioclimatology and Natural Hazards.
International Scientific Conferenc. Poľana nad Detvou, Slovakia, 17. – 20.9. 2007. ISBN
978-80-87577-30-1.
JAKUBIS M. (2010): Výskum erózie brehov v prítokoch VN Hriňová. – In: Kalousková N.
& Dolejš P. [eds.], Pitná voda 2010. České Budějovice: W&ET Team, pp. 283-288.
JAKUBIS M. (2014): Predikcia erózie brehu vodného toku metódou BANCS (BEHI – NBS).
– In: Rožňovský J., Litschmann T., Středa T. & Středová H. [eds.], Extrémy oběhu vody
v krajině. Mikulov, 8. – 9. 4. 2014, ISBN 978-80-87577-30-1.
JAKUBISOVÁ M. (2014): Modelovanie brehov erózie metódou BSTEM v súvislosti
s extrémnymi prietokmi. – In: Rožňovský J., Litschmann T., Středa T., & Středová H. [eds.],
Extrémy oběhu vody v krajině. Mikulov, 8. – 9. 4. 2014, ISBN 978-80-87577-30-1.
LAUBEL A., SVENDSEN L. M., KRONVANG B. & LARSEN S. E. (1999): Bank erosion
in a Danish stream system. – In: Garnier J. & Mouchel J. M. [eds.], Man and River
Systems. Hydrobiologia 410, pp. 279 - 285
LAWER D. M., GROVE J. R., COUPERTHWAITE. J. S. & LEEKS G. J. L. (1999):
Downstream change in river bank erosion rates in the Swale-Ouse system, northen
England. – Hydrological Processes, 13:977-992.
MACFALL J., ROBINETTE P. & WELCH D. (2014): Factors Influencing Bank
Geomorphology and Erosion of the Haw River, a High Order River in North Carolina,
since European Settlement. – PloS one, 9:10:110-170.
ROSGEN D. L. (1996): Applied River Morphology. – Pagosa Spring, Colorado: Wildland
Hydrology, 396 p.
ROSGEN D. L. (2001): A Practical Method of Computing Streambank Erosion Rate.
– Proceedings of the Seventh Federal Interagency Sedimentation Conference. March 25
– 29,Reno, Nevada.
ROSGEN, D. L., 2008: River stability – Field Guide. Fort Colins, Colorado : Wildland
Hydrology, 248 p.
SASS C. K. & KEANE T. D. (2012): Application of Rosgen´s BANCS Model for NE Kansas
and the Development of Predictive Streambank Erosion Curves. – Journal of the American
Water Resources Associatio (JAWRA), 48:4: 774-787.
THORNE C. R. (1998): River width adjustment. I: Processes and mechanisms. – Journal
of Hydraulic Engineering, 124:9: 881-902. 130
LOMY VO VIDIECKEJ KRAJINE ZÁPADNÝCH KARPÁT
A ICH BIODIVERZITA
QUARRIES IN RURAL LANDSCAPE IN WESTERN CARPATHIANS
AND THEIR BIODIVERSITY
Pavol Eliáš1
1
Katedra ekológie FEŠRR, Slovenská poľnohospodárska univerzita, Mariánska 10,
SK – 949 76 Nitra, Slovenská republika, +421-37-6415617
email: [email protected]
ABSTRACT
The paper deals with quarries as an anthropogenic form of relief in a rural landscape
and their evaluation by landscape ecology, biosozology and nature conservation.
The opinion on negative role of the quarries prevailed in the past and in current days.
Destruction of habitats, devastation of soil and landscape, damage of vegetation, plant
and animals are most of the negative effects on the nature. New opinion on positive role
of the calcareous quarries as refugial habitats for rare and threatened plants and animals is
discussed. Generalization of the conclusion to other type of quarries is limited. Technical
recultivation is not recommended to restore the biotopes. Three different size of quarries
(small, middle, large) were distinguished. For small quarries natural recultivation
by succession is recommended. For middle size quarries some modifications
of the succession can be uselfull. Large quarries are negatively evaluated and their
occurrence in protected landscape areas is excluded.
Keywords: abandoned quarries, negative effects, positive role, protected areas.
ÚVOD
Kameňolomy ako ložiská nerastných surovín vznikajú pri povrchovej ťažbe nerudných
nerastných surovín. Zakladali a otvárali sa celkom náhodne a živeľne, bez prieskumu akosti
a množstva zásob. Výber lokality sa riadil iba podľa hodpodárskych činiteľov a potrieb.
Táto živeľnosť pri využívaní miestnych zdrojov pramení z krátkodobej potreby stavebného
kameňa. Preto sa kameňolomy zakladali zväčša ako jednoúčelové pre zabezpečenie určitej
stavby. Po jej dokončení boli opustené bez akejkoľvek úpravy a rekultivácie.
Lomy sa líšia medzi sebou veľkosťou (rozlohou), expozíciou, substrátom
(horninou), nadmorskou výškou, vzdialenosťou od sídiel, ťažobnou činnosťou, účelom
využitia počas ťažby a po ukončení ťažby, dĺžkou opustenosti (t.j. vekom kameňolomu
od ukončenia ťažby), priamym ovplyvnením človekom atď. Malé lomy sú máloplošné
(plocha do 50 až 100 m2), s kolmou lomnou stenou do výšky 2-5 metrov, prípadne viac
(najviac 10 m), boli a sú otvárané účeľovo pre miestne potreby obcami či obyvateľmi.
Vynútila si to potreba stavebné materiálu na vystavbu miestnych komunikácií i lesných
ciest. Otvárali sa vo väčšom rozsahu od druhej polovice 20. storočia, po druhej vlne
združstevňovania, keď bola naliehavá potreba lepších ciest pre ťažšie dopravné
a prevádzkové mechanizmy stroje (traktory, pásové traktory). Pôvodné cesty sa spevňovali
kameňom a začala sa výstavba nových komunikácií. Sú to lomy využívané krátkodobo,
dočasné, príležitostné, otvárajú sa živeľne. Preto sa nachádzajú v blízkosti obcí. Často to
boli skôr len jamy, v ktorých sa uplatnila pôvodne iba ručná, manuálna ťažba, iba neskôr
131
mechanická, pomocou mechanizmov (bagre), bez použitia trhavín. Väčšie lomy, stredne
veľké lomy sú aperiodické, otvárané v určitých obdobiach, prípadne pravidelne, ale s málo
intenzívnou ťažbou, vysokými stenami, väčšou plochou nádvoria. Veľké lomy (veľkolomy)
sú charakteristické intenzívnou ťažbou vo veľkom rozsahu s použitím trhavín,
manipuláciou s materiálom pomocou mechanizmov, s vybudovaným pomocným
zariadením na triedenie a drvenie kameňa, pravidelným, resp. častým odvozom kameňa,
so stavbami na nádvorí či v jeho susedstve atď. Problémom veľkolomov sú veľké plochy
zničenej vegetácie, rôzne typy stanovíšť v lome, mozaika rôznych štádií sukcesie.
Zostávajú trvalou súčasťou krajiny, pretože narušenie územia je tak veľké, že ani
dlhodobné osídlovanie, sukcesia nevedie k úplnej revitalizácii či renaturácii spoločenstiev
a ekosystémov.
KAMEŇOLOMY Z GEOMORFOLOGICKÉHO A KRAJINNO-EKOLOGICKÉHO
HĽADISKA
Lomy sú povrchové tvary vytvorené ľudskou činnosťou. Sú výsledkom antropogénnej
transformácie reliéfu na umelý antropogénny reliéf, antropogénne formy reliéfu
(ZAPLETAL 1969; MAZÚREK 1979; LACIKA 1997). Z hľadiska geomorfologického
lomy (kameňolomy) ako antropogénny reliéf predstavujú ťažobné geomorfologické formy,
ktoré vznikajú antropogénnymi geomorfologickými procesmi, priamym cieleným
pretváraním zemského povrchu človekom (antropogénne premeny krajiny, LACIKA 1997).
Zapletal (1969) ich považuje za povrchové montánne formy antropogénneho reliéfu,
príbuzné svojou genézou s haldami a výsypkami, charakterizované ako konkávne mikro- až
makroformy, ktoré vznikli priamou a uvedomelou činnosťou človeka pri dobývaní
nerastnej suroviny.
Z hľadiska ochrany prírody a životného prostredia sa kameňolomy v minulosti
hodnotili a hodnotia ako jednoznačne negatívny jav. Ťažba nerastných surovín devastuje
ťažobné územie. Vyvoláva výrazné devastačné zmeny v krajinnom prostredí, najmä
povrchová ťažba poškodzovanie pôdy a krajiny pri ťažbe (JŮVA et al. 1981).
Lomy sa opisovali ako rany (doslova sa písalo o „jazvách“) na prírode, na jej
prirodzenom ráze, na zahojenie ktorých sa dopredu nepamätalo a ktorým treba
predchádzať, alebo tieto devastované plochy aspoň po vyťažení zahľadiť. Zdôrazňovalo sa
predovšetkým narušenie krajiny a krajinného rázu. Požadovala sa starostlivosť o krásu
krajiny. Bude treba vynaložiť veľa úsilia na odstránenie doterajších devastácií a najmä
správnejšie hospodáriť s prírodou (VESELÝ 1961).
V krajinnej ekológii sa ťažba prírodných zdrojov, dobývanie minerálov, hodnotí
negatívne, pretože mení tvárnosť krajiny. Je to lámanie kameňa, ťažba pieskov a osobitne
potom povrchová ťažba uhlia a ostatných surovín. Výsledkom ťažobnej činnosti sú
dlhodobé nezahojené jazvy v krajine (FORMAN & GODRON 1993).
KAMEŇOLOMY Z ENVIRONMENTÁLNEHO HĽADISKA
Podľa LINTNEROVEJ (2002) ťažba surovín je environmentálne riziková činnosť,
ale reálne porovnateľná s inou priemyselnou činnosťou. Hlavné riziká vyplývajú
s produkcie nebezpečného odpadu, znečistenej vody a obmedzenia využiteľnosti iných
zdrojov a prostredia. Povrchová ťažba spôsobuje nenávratné fyzické zničenie biotopov
s rôznorodou biotou, celých ekosystémov na väčších plochách, s čím sú spojené dlhodobé
a často nenávratné zábery poľnohospodárskej a lesnej pôdy. Zdôrazňujú sa nevratné
antropogénne zmeny reliéfu, znižujúce estetické hodnoty krajiny (krajinný ráz, rušivé
krajinné novotvary), silné zaťaženie krajiny a sídel ťažobnou činnosťou, úpravou,
132
spracovaním a transportom suroviny. Zmena vodného režimu, kvality povrchových
a podzemných vôd, ohrozenie zásob kvalitnej pitnej vody, vznik vodných plôch a pod.
Veľké vydobyté priestory na povrchu zostávajú opustené bez vhodnej sanácie
a rekultivácie. Priamym zásahom človeka sa vytvára menejhodnotný krajinný priestor
(opustené kameňolomy) s nízkou alebo žiadnou úžitkovou funkciou (DRDOŠ 1979).
KAMEŇOLOMY Z BIOSOZOLOGICKÉHO HĽADISKA
Ťažba v lomoch dosahuje často takých rozmerov a intenzity, ktorá presahuje adaptačné
možnosti tam žijúcich druhov či dokonca celých ekosystémov. Spôsobuje zničenie
stanovíšť a vegetácie, mnohých populácií rastlín a živočíchov, tým aj ohrozenie flóry
a fauny.
Aktivity ochrany prírody smerovali k tomu, aby sa spôsobené škody
minimalizovali a vytvárali predpoklady na následnú rekultiváciu, zahladenie škodlivých
následkov sústavnou rekultiváciou. Každý lom mal mať plán konečnej úpravy
a rekultivácie po ukončení ťažby. Neskôr do popredia vystúpilo obmedzovanie ťažby
a problematika úpravy ťažobných priestorov a zahladenia následkov. Takto boli
orientované aj zamerania, snahy, ale nakoniec aj zákonné opatrenia v oblasti rekultivácie,
revitalizácie či renaturácie plôch zničených povrchovou ťažbou nerastných surovín
a stavebných materiálov kameňolomami. VESELÝ (1961) napísal: „Praktické rekultivačné
opatrenia dávajú nádej, že po určitom období vrátime tieto územia znovu k životu“. Je
nevyhnutná spolupráca s ochranou prírody pri posudzovaní projektov a zásahov do prírody.
Vyžadovalo sa rozumné a opatrné využívanie prírodného bohatstva Zeme. Geologický
výskum a prieskum ložísk, vyhľadávanie a prieskum ložísk nerastov, zistenie a overenie
zásob ložiska, vhodnosti na využitie, a racionálne využívanie ložiska, v zmysle zákona
o ochrane a využití nerastného bohatstva (banský zákon).
Znamená to vylúčiť
neodôvodnené nepriaznivé vplyvy na životné prostredie.
Kameňolomy boli a sú príkladom jedného zo zdrojov častých konfliktov medzi
ochranou prírody a hospodárskymi subjektmi či aktivitami človeka. Dokladajú to mnohé
články publikované nielen v ochranárskych časopisoch, ale aj viaceré knižné publikácie
o stretoch záujmov, keď priemysel stavebných látok uplatňoval prednostne svoju funkciu
na tom istom území záujmu ochrany prírody. Najmä vápence predstavujú významnú
surovinu pre stavebný a chemický priemysel. Preto vo vápencových oblastiach dochádza
k stretávaniu protichodných záujmov ochrany prírody a ťažobného priemyslu,
ktoré LOŽEK (1967) považuje za bežný jav. „Ochrana přírody musí tak řešit obtížný
problém, jak vyhovět zájmům národního hospodářství a přitom zachovat hodnoty,
které jsou právě ve vápencových územích tak soustředěny“. V týchto územiach boli počas
rokov „odtěženy celé vrchy a charakteristické skalní útvary, které často byly dominantou
celého kraje“.
Po roku 1990 došlo k privatizácii ťažobní a ťažobných zariadení, následne
k rozšíreniu ťažby nielen pre potrebu regiónov. Nekoordinované udeľovanie/prideľovanie
dobývacích priestorov a nedôsledné riešenie stretov záujmov. LOŽEK (1967) uvádza
situáciu v Pavlovských kopcoch, „kde těžba vztahuje ruku i na již vyhlášené rezervace“.
Podľa neho „každému ochranáři je jasné, že právě v tomto okrsku bude jakákoli větší těžba
vždy bolestným a odsouzení hodným zásahem“. Preto požaduje od orgánov ochrany prírody,
aby vápencovým oblastiam „venovaly patřičnou pozornost a to v preventivním směru“.
Inak totiž hrozí nebezpečenstvo, že mnohé krásne zákutia a prírodné hodnoty našej vlasti
„budú brzy existovat iba v literatuře a často jenom v rozprávaních nejstarších pamětníku“.
133
KAMEŇOLOMY Z EKOLOGICKÉHO HĽADISKA
Z ekologického hľadiska môžeme kameňolomy hodnotiť ako antropogénne ekotopy,
sekundárne skalné formácie, lomový ekosystém, biocenóza, komplex biotopov a mozaika
sukcesných štádií biocenóz (ELIÁŠ 2008).
Kameňolomy ako antropogénne ekotopy (ELIÁŠ 1981, 1992, 1996). Kameňolomy
ako umelý krajinný prvok predstavujú počas ťažby a po ukončení ťažby osobitný typ
antropogénneho ekotopu (porov. ELIÁŠ 1981, 1982). Otvorené skalné steny sa stávajú
biotopom vtákov (DUDICH 1977, 1979) i útočiskom pre pionierske rastlinné spoločenstvá
(POKORNÝ 1980). Sú vhodným objektom pre výskum sekundárnej sukcesie
na extrémnych stanovištiach. Činné lomy predstavujú rozsiahle narušené územie,
nachádzajúce sa v rôznych štádiách narušenia a sukcesie.
Kameňolomy ako sekundárne skalné formácie. Kameňolomy sa považujú
za umelý skalný odkryv, umelo vytvorené skalné stanovište s vyhranenými ekologickými
podmienkami (LOŽEK 1980). Pri výskume biocenóz kameňolomov sa chápu
ako sekundárne skalné formácie (DUDICH 1982). Stanovištná obdoba otvorených strmých
svahov so skalnými terasami, stenami a suťami, ktoré sú typické pre vápecové, krasové
územia. Z hľadiska ochrany biodiverzity sa hodnotia ako náhradný biotop niektorých
vzácnych a miznúcich druhov rastlín a živočíchov (LOŽEK 1981; KONVIČKA & BENEŠ
2001; TICHÝ & SÁDLO 2001). Náhradné stanovište skalných druhov (LOŽEK 1980),
ktoré má veľký význam pre zachovanie miestneho biogenofondu. Poskytuje optimálne
podmienky pre vysokú pestrosť živej prírody (TICHÝ & SÁDLO 2001). Opustené
vápencové kameňolomy môžu byť refúgiom vzácnych druhov, dokonca ako ideálne
potenciálne stanovište pre druhovo pestrú vegetáciu s množstvom vzácnych rastlinných
druhov. Živé, t.j. činné moravské vápencové lomy sa považujú za náhradné lokality
pre chránené a ohrozené druhy motyľov (KONVIČKA & BENEŠ 2001). Dokonca sa
odporúča zakladanie nových lomov, pretože predstavujú disturbované plochy, veľmi
dôležité pre ochranu túto skupinu bioty. Vznik takýchto plôch sa hodnotí ako príspevok
k ochrane biodiverzity.
Kameňolomy ako ekosystém (lomový ekosystém). Kameňolomy sa niekedy
vnímajú z ekologického hľadiska ako jeden ekologický systém – lomový ekosystém,
ktorý vznikol narušením (disturbanciou) pri ťažbe nerastných surovín na konkrétnej
lokalite. Disturbancia je v tomto prípade obyčajne úplná deštrukcia prírodných
ekosystémov na veľa desiatok rokov i storočí, v závislosti od plošného rozsahu narušenia
(COOKE 1999). Prirodzená obnova pôvodných ekosystémov je veľmi pomalá,
takže lomové ekosystémy prežívajú po dlhú dobu (DAVIES 1982). Sukcesný proces môže
viesť až k lesným spoločenstvám, avšak až po mnohých rokoch (viac ako 50 rokov).
Kameňolomy ako biocenóza. Kameňolomy sa hodnotia aj ako spoločenstvo
prirodzených skalných biocenóz – veľký počet spoločných druhov, relatívne malý počet
dominantných druhov s vysokým pomerom dominancie. DUDICH (1977, 1982)
klasifikoval biocenózu vtákov kameňolomov ako technoantropocenózu v zmysle
HADAČA (1976). Nesú totiž všetky znaky antropicky veľmi ovplyvnených spoločenstiev
sekundárnych hraničných pásiem pre svoju otvorenosť a prelínanie sa viacerých
ekologických foriem, ako aj antropobiocenóz z dôvodov absolútneho prevládnutia
(dominancie) synantropných druhov vtákov.
Kameňolomy ako komplexy biotopov. Lomy tvoria veľkú mozaiku stanovíšť,
komplex biotopov (ELIÁŠ 1981, 1992, 1996). Sú pestrou mozaikou rozdielnych stanovíšť,
niekedy dokonca komplexom ekotopov, ktoré sa v pôvodnej krajine vôbec nevyskytovali.
Výrazná je morfologická členitosť skalného substrátu – vyťažené plató (dno lomu), lomová
134
stena, sute, hlinité odvaly a ďalšie sekundárne typy biotopov (skládky, výsypky). Sú tam aj
artefakty (budovy, vedenia, stroje).
Kameňolom ako mozaika sukcesných štádií biocenóz. V opustených lomoch
prebieha spontánna sukcesia na rôznych stanovištiach. Preto kameňolom môžeme vnímať
ako mozaiku rôznych sukcesných štádií (ELIÁŠ 2008). Pestrá mozaika vegetácie.
Prirodzená sukcesia xerotermných druhov a spoločenstiev.
RÔZNORODOSŤ STANOVÍŠŤ V KAMEŇOLOMOCH.
Kameňolomy predstavujú komplexný antropogénny ekotop s pomerne obvykle veľkou
diverzitou (mikro-) stanovíšť. Charakteristická je vertikálna a horizontálna heterogenita
stanovíšť a podobnosť s pôvodnými typmi biotopov. Činný lom je vystavený častým
disturbanciám, ktoré sú spojené so samotnou ťažbou nerastov (kameňa) a prípravou
priestorov na ťažbu, ale aj s presunom a spracovaním materiálu v ťažobnom priestore.
V činnom lome je (zvislá) lomová stena (so suťami), nádvorie, prístupové cesty a objekty
na spracovanie kameňa. Možnosti na osídlenie biotou sú obmedzené frekvenciou
a rozsahom narušení. Po vyťažený ložiska, resp. obvykle skôr (pokles záujmu o ťažbu) sa
ťažba nerastov (kameňa) zastaví a ukončí. Opustenie (ukončenie ťažby a činnosti v lome) je
významným faktorom, ktorý umožňuje osídlenie kameňolomov rôznymi skupinami bioty
(vtáky, kvitnúce rastliny ai.).
Diferenciácia stanovíšť podľa stupňa a typu narušenia určuje možnosti a rýchlosť
kolonizácie a sukcesie jednotlivými (ekologickými) skupinami živočíchov a rastlín. Steny
lomu po opustení vystupujú ako extrémny typ biotopu (skalné steny), obtiažne osídlovaný
vegetáciu, ktorý zostáva po desiatky rokov neosídlený. Nádvorie (dno lomu) je rýchlo
osídlované vegetáciou, najmä ak je opustenie trvalé (absencia narušenia). Sute
pod skalnými stenami, osypy pod stenami s neustálym premiestňovaním sypkého materiálu,
akumulácie veľkých kameňov (odumreté časti rastlín a humus prepadávajú
medzi kameňami), sú osídlované tiež veľmi pomaly. Typické vlastnosti sutí sú totiž
neustály pohyb substrátu, nedostatok jemnozeme, malá retenčná schopnosť sypkého
materiálu, prehrievanie v lete (vysoké teploty presahujúce v lete teplotu povrchu pôdy)
a pod. Hlinité terasy, svahy, odvaly sú prístupnejšie osídľovaniu. Plochy etáží, terás,
kamenité a skalnaté svahy s plytkou pôdou umožňujú uchytenie a rast vyšších kvitnúcich
rastlín a pokračujúcu sukcesiu.
Na dne opustených kameňolomov sa v zníženinách (mikrodepresie) vyskytujú
mokradné biotopy, menšie či väčšie plochy so stojatou vodou, ktorá v suchších mesiacoch
vysychá.
Rozvoj a sukcesiu vegetácie ovplyvňuje prípadná sanácia, umelá revitalizácia
lomu (presnejšie nádvoria), ktorá môže urýchliť alebo usmerniť prirodzenú sukcesiu
vegetácie. Inokedy (v dôsledku sekundárneho využívania lomu pre spoločenskoekonomické účely) môže tento proces celkom zastaviť.
KAMEŇOLOMY AKO REFÚGIÁ VZÁCNYCH A OHROZENÝCH DRUHOV
V posledných rokoch sa zdôrazňuje nedocenený význam kameňolomov ako umelo
vytvorených biotopov, podobných prirodzeným, pre ochranu biodiverzity. Opustené
vápencové kameňolomy sa hodnotia ako refúgium vzácnych druhov, dokonca ako ideálne
potenciálne stanovište pre druhovo pestrú vegetáciu s množstvom vzácnych rastlinných
druhov (LOŽEK 1980). Toto pozitívne hodnotenie sa vzťahuje aj na živé, t.j. činné
vápencové lomy ako náhradné lokality pre chránené a ohrozené druhy. Dokonca sa
odporúča zakladanie nových lomov, pretože predstavujú disturbované plochy, veľmi
135
dôležité pre ochranu xerotermných motýľov a pavúkov (KONVIČKA & BENEŠ 2001).
Vznik takýchto plôch sa hodnotí ako príspevok k ochrane biodiverzity.
VÝSKUM BIOTY V OPUSTENÝCH KAMEŇOLOMOCH
Výskumu bioty, rastlinstva a živočíšstva, opustených kameňolomov na Slovensku sa
doposiaľ venovala pomerne malá pozornosť. Rastlinstvo skúmali viacerí botanici
na západnom Slovensku. MAGLOCKÝ & MUCINA (1980) sledovali pionierske
spoločenstvá v opustených dolomitových lomoch v Považskom Inovci a v Malých
Karpatoch, ELIÁŠ (1983 mscr., 1986, 1987, 2005, 2008) flóru a vegetáciu v opustených
kremencových a vápencových lomoch v pohorí Tribeč. MAJZLANOVÁ & ŠOMŠÁK
(1991) skúmali vegetáciu v blízkom okolí andezitového kameňolomu Obyce pri Zlatých
Moravciach (Pohronský Inovec). Výskum flóry a vegetácie opustených lomov v pohoriach
Tribeč, Vtáčnik a Pohronský Inovec uskutočnil KOŠŤÁL (2008, 2009). Ornitocenózy
v opustených kameňolomoch na západnom Slovensku skúmal DUDICH (1977, 1979a,
1979b, 1982). Ostatné skupiny živočíchov sa sledovali len sporadicky, ako súčasť
faunistického výskumu. Výnimkou sú možno iba mäkkýše (Molusca), ktoré si všímali
LOŽEK (1980) a ŠTEFFEK (1985).
FAKTORY URČUJÚCE DIVERZITU BIOTY V LOMOCH
(a) Veľkosť lomu (rozloha, rozmery lomu). Podľa závislosti počtu druhov od plochy
očakávame vyšší počet druhov vo väčších lomoch, v porovnaní s menšími lomami.
V skutočnosti do tohto vzťahu môžu vstupovať ďalšie faktory ako je rôznorodosť stanovíšť
v opustenom lome, stupeň sukcesie a biocenózy v okolí lomov.
(b) Dĺžka opustenosti lomu („vek“ lomu od ukončenia ťažby). Odráža stupeň zarastania
lomu prirodzenou vegetáciou, štádium sukcesie. S dĺžkou opustenosti lomu sa zvyšuje
zastúpenie a pokryvnosť drevín. Zastúpenie bylín bude naopak klesať po zarastení kerovou
a stromovou vegetáciou (ústup ruderálnych heliofytov a iných druhov otvorených
stanovíšť).
(c) Substrát (hornina). Horninové zloženie podmieňuje výskyt určitých ekologických
skupín rastlín (alkalofyty, resp. kalcifyty versus acidofyty), ale na ostatné skupiny bioty
nemusí mať žiaden vplyv.
(d) Lokalizácia (expozícia, nadmorská výška). Umiestnenie lomu v krajine určuje mnohé
environmentálne podmienky v lome, napr. svetelný, teplotný a vlhkostný režim
podľa orientácie svahu (južné versus severné svahy), nadmorskej výšky (nížiny,
pahorkatiny, vrchoviny) a pod. Zastúpenie xerotermných druhov, druhov vlhkých
či zatienených stanovíšť a pod.
(e) Okolie (okolité biocenózy, ekosystémy). Vegetácia v okolí lomu, či už prirodzená alebo
kultúrna, predstavuje „zásobu druhov“ (species pool) pre osídlovanie narušených biotopov
v lome. Výrazne ovplyvňuje priebeh, smer a rýchlosť sukcesie. Rozdiely sú celkom zrejme
medzi lomami lokalizovanými v bezlesnej a lomami v lesnatej krajine, medzi lomami
na svahoch s xerotermnou vegetáciou a lomami na svahoch s lesnou či inou vegetáciou,
lúčnymi porastami (pasienky), poliami, vinohradmi a pod.
(f) Vzdialenosť od ľudských sídel. Vzdialenosť kameňolomu od sídel sa zreteľné prejavuje
v zastúpení synantropných druhov oproti druhom skalných a iných pôvodných biotopov.
DUDICH (1982) zistil, že najvyššia frekvencia výskytu synantropných druhov vtákov
v kameňolomoch v intraviláne a ich ubúdanie so vzdialenosťou presne korešponduje
s opačným trendom niektorých exoantropných druhov (rôznych ekologických skupín).
(g) Priame vplyvy človeka po ukončení stálej prevádzky. Intentzita činnosti človeka
v lomoch rôznych typov sa ukazuje ako dôležitý faktor. Ide o frekvenciu, stupeň a intenzitu
136
disturbancií v lomoch (prevádzka, lámanie kameňa, periodicita ťažby), ale aj činnosti
po ukončení ťažby, opustení lomu (ukladanie smetí, intravilán, pasenie) až po absenciu
aktuálnych antropických vplyvov. Frekvencia výskytu synantropných druhov a druhov
otvorených biotopov súhlasne so stupňom intenzity ľudskej činnosti v lomoch klesá:
v intenzívne ťažených veľkolomoch chýba vegetačný kryt, prevládajú otvorené
disturbované ekotopy, mobilné organizmy sú rušené (DUDICH 1979). Pokles intenzity
antropických zásahov podmieňuje rýchlejší nástup a sukcesie vegetácie.
Rekultivácia ako cielený antropický zásah s nasledujúcim výsevom (trávy,
zatrávnenie) či výsadbou (dreviny, zalesnenie) nemá rovnaký efekt ako spontánna
sukcesia. Pretože znižuje biodiverzitu biocenóz a uprednostňuje určité vybrané druhy
rastlín.
Otvorené (druhovo nenasýtené) biocenózy, podobne ako technoantrpocenózy,
agrobiocenózy či „sekundárne hraničné pásma“ (TURČEK 1975) sú vystavené prenikaniu
(inváziám) zavlečených druhov organizmov, (karanténnych) burín a inváznych rastlín,
rovnako tak ekologicky a zoogeograficky cudzích elementov (DUDICH 1977). Týmto
spoločenstvám chýba funkcia ekologického filtra (TURČEK 1975), ktorý by zabránil
tomuto prenikaniu.
ZAČIATOČNÉ SUKCESNÉ ŠTÁDIÁ V OPUSTENÝCH LOMOCH
Opustené lomy prirodzene zarastajú vegetáciou. Zarastanie predstavuje sukcesiu vegetácie,
ktorá začína jednoduchými spoločenstvami - pionierskymi štádiami, pokračuje viacerými
rôzne prechodnými štádiami, spoločenstvá rôznej štruktúry a dynamiky trávovobylinné
i krovité. Sukcesia v našich klimatických podmienkach (mierna klimatická zóna) smeruje
k lesným porastom.
Výskum ukázal, že opustené kameňolomy sú biotopom význačnej flóry
a vegetácie, ktorá sa vyskytuje v susedstve a na vápencoch či kremencoch v okolí,
na hôrkach a skalkách a pod. Pritom druhová diverzita v kremencových lomoch je nižšia
ako vo vápencových lomoch, ale môžu sa tu vyskytovať zriedkavé až vzácne druhy rastlín
a živočíchov a ich spoločenstvá (ELIÁŠ 1985, 1986).
V kremencových kameňolomoch sa vyskytujú viaceré pionierské rastlinné
spoločenstvá ekologicky vikariantné spoločenstvám vápencových lomov (ELIÁŠ 1983,
2008). Sú to napr. rastlinné spoločenstvá silikátových sutín montánneho až kolínneho
stupňa, ktoré osídľujú prirodzené sutiny a im podobné sekundárne stanovištia, zložené
z nekarbonátových hornín. Sekundárne sutinové plochy na nádvoriach lomov
a pod stenami, ostrohranný kremencový skelet s nízkym obsahom jemnozeme,
osídľujú teplomilné pionierske spoločenstvá starčekov (Senecio sylvaticus a S. viscosus)
a (Galeopsis ladanum), riedke, druhovo chudobné porasty oligotrofných erodifilných
druhov (zväz Galeopsidion segetum). Klasifikovali sme v rámci samostatnej asociácie
Senecio-Galeopsietum ladani (ELIÁŠ 1985; VALACHOVIČ 1995). Na podobných
stanovištiach sa vo vápencových lomoch vyskytujú spoločenstvá jednoročných
nízkostebeľných druhov Galeopsis angustifolia a Chaenorhinum minus (ELIÁŠ 1985),
podobne ako aj v kameňolomoch v iných pohoriach na západnom Slovensku (Malé
Karpaty, Považský Inovec, MAGLOCKÝ & MUCINA 1980).
Zistili sme tu výskyt rastlinných spoločenstiev plytkých skeletnatých pôd,
terofytné rastlinné spoločenstvá silikátových pôd kolínneho stupňa (rad Thero-Airetalia),
efemérne spoločenstvá na minerálne chudobných pôdach. Neuzavreté riedke porasty
nízkych tráv a efemérnych bylín, z Tríbeča dokumentované doložené (Vulpia myuros)
a (Aira elegans). Ventenata dubia. Nízke 10-15 cm vysoké jednoročné trávy a krátkožijúce
137
byliny. Vzácne spoločenstvá, ktorých výskyt na Slovensku je doposiaľ nedostatočne
známy.
Z prechodných sukcesných štádií sme zistili viacročné kríkovité spoločenstvá,
porasty nízkych kríkov vresa (Calluna vulgaris) a kručinky chlpatej (Genista pilosa),
prípadne pichľavej kručinky nemeckej (Genista germanica). S hojným zastúpením
lišajníkov a machov. Vresoviská (Genisto-Callunetum) na stredne veľkých až veľkých
plochách na rôznych miestach v Tríbeči (ELIÁŠ 1985, 1986).
Väčšina malých a stredných lomov v pohoriach je obvykle ponechaná
prirodzenému vývoju. Rekultivácia (sanácia) sa uskutočňuje vo väčších kameňolomoch.
Niektoré lomy sa využívajú ako smetiská, alebo sa v nich budujú rôzne účeľové zariadenia,
napr. strelnica.
Opustené kameňolomy sa vyskytujú aj vo viacerých chránených krajinných
oblastiach, v územiach boli založené ešte v období pred vyhlásením chránenej oblasti.
V prevažnej väčšine však ide o malé príležitostné ťažobné miesta (lomy), dnes opustené,
prirodzene zasutené a zarastené vegetáciou, a tak už ani nie je žiadúca ich úprava (cf.
ROZLOŽNÍK 1990). V mnohých prípadoch sa namiesto technickej rekultivácie (zemné
práce) navrhuje, uprednostňuje a využíva vhodnejšia biologická rekultivácia. V lomoch
ponechaných na samostatný vývoj prebiehajú pomalé sukcesné zmeny. Mozaika rôznych
typov pionierskej vegetácie na nádvorí, suti pod lomnou stenou, anemochórne druhy,
semená prinesené vetrom, zoochórne, prípadne splavením vodou stekajúcou po stenách,
prípadne živočíchy (zoochória). V niektorých lomoch vznikajú vysychajúce jazierka,
kde rastú viaceré hygrofyty, napr. (Alisma platago-aquatica), Juncus, a iné druhy zavlečené
vtákmi (cf. ELIÁŠ 2008).
Rozdiel v druhovom bohatstve rekultivovaných lomov a lomov ponechaných
na samovývoj je celkom zrejmá a hovorí v prospech druhého typu lomu, ktorý zostal
opustený bez rekultivačného zásahu a ponechaný svojmu osudu. V prvých rokoch
po opustení sú tu pionierske typy xerotermnej vegetácie. V niektorých opustených
kameňolomoch sa v určitom období vyskytujú vzácne a ohrozené druhy rastlín a kalcifilnej
alebo acidofilnej vegetácie, miestami mokraďovej, zavlečené vlhkomilné rastliny.
Realizácia záchranného prírodovedného výskumu pred vlastnou ťažbou by mala
byť podmienkou súhlasu so začatím ťažby.
Revitalizácia priestorov po dokončení ťažby by mala byť súčasťou návrhu
na využitie ložiska a ťažbu.
ZÁVER
Na základe výsledkov výskumu opustených kameňolomov v Západných Karpatoch
(západné Slovensko) možeme konštatovať, že (i) opustené kameňolomy predstavujú
mozaiku rôznych stanovíšť, (ii) stanovištia osídľujú rôzne skupiny bioty
podľa pohyblivosti, schopnosti šírenia a ekologickej valencie, (iii) diverzita bioty
v opustených kameňolomoch môže byť vysoká v závislosti od faktorov uvedených v časti,
(iv) pre niektoré skupiny organizmov sú/môžu byť kameňolomy náhradnými biotopmi.
Kameňolomy sú významným objektom ekologického výskumu, ktorý prispieva
k poznaniu a rozvoju teórie sukcesie, dynamiky biodiverzity. Záverom možno konštatovať,
že krajinno-ekologické, environmentálne, ekologické, biosozologické či technické
hodnotenia kameňolomov v krajine sa líšia, avšak akékoľvek zjednodušené závery sú
neprípustné. Jednotlivé kameňolomy treba hodnotiť diferencovane, a potom k nim
aj diferencovane pristupovať. Pri každom kameňolome sa musí zohľadňovať jeho veľkosť,
umiestnenie v teréne a spôsob ťažby. Ak sa niektorý môže javiť ako pozitivnym či dokonca
užitočným prvkom krajiny, iný môže byť výrazne nežiadúcim prvkom, pretože narúša
138
estetiku krajiny, ale je aj centrom ruderalizácie a šírenia inváznych druhov organizmov.
Veľkolomy a spôsob ťažby v nich nie je možné hodnotiť pozitívne. Malé lomy je možné
ponechať prirodzenej sukcesii ako refúgiá vzácnych a ohrozených druhov, pri stredných
lomoch je možnosť usmernenej sukcesie.
Poďakovanie
Príspevok bol vypracovaný v rámci vedeckého projektu VEGA č. 1/0813/14 Ekosystémy
a ich úžitky – ekosystémové služby vo vidieckej krajine, ktorý sa rieši na Katedre ekológie
FEŠRR SPU v Nitre.
LITERATÚRA
COOKE J. A. (1999): Mining. – In: Disturbed ecosystems. Ecosystems of the world.,
19:383.
DAVIS B. N. K. [ed.] (1982): Ecology of Quarries: The Importance of Natural Vegetation.
– Inst. of Terrestrial Ecology, Abbots Ripton.
DRDOŠ J. (1979): Geografia a riešenie problematiky produktivity krajiny. – Geografický
časopis, Bratislava, 31:2:125-146.
DUDICH A. (1977): Vtáky kameňolomov juhozápadného Slovenska. – Biológia,
Bratislava, 32:5:327-336.
DUDICH A. (1982): Vplyv antropických faktorov na štruktúru orinitocenóz (Ekologická
analýza synúzií vtákov kameňolomov 3). – Ekológia (ČSSR), Bratislava, 1:1:85-112.
ELIÁŠ P. (1981): Antropogénne ekotopy a ich kategorizácia. – Životné prostredie,
Bratislava.
ELIÁŠ P. (1983): Pionierske spoločenstvá opustených kameňolomov v Tríbeči. – Ms.
Trnava.
ELIÁŠ P. (1985): Acidofilná flóra a vegetácia Tribeča. – Pamiatky a príroda
(Bratislava), 15:26-30.
ELIÁŠ P. (1986): Vegetácia ŠPR Hrdovická a Solčiansky háj a projektovanej ŠPR
Kovarecká hôrka (pohorie Tríbeč). – Rosalia, Nitra, 3:33-79.
ELIÁŠ P. (1987): Vŕbovka močiarna (Epilobium dodonaei Vill.) v povodní Nitry. – Bull.
Slov. Bot. Spoloč., 9:1:1.
ELIÁŠ P. (1992): Antropogénne biotopy. – In: Ružičková H., Ružička M., Jedlička L.,
& Halada Ľ. [eds.], Biotopy Slovenska. Katalóg biotopov a metodika mapovania. UKE
SAV, Bratislava.
ELIÁŠ P. (1996): Antropogénne biotopy. – In: Ružičková H., Halada Ľ., Jedlička L.
& Kalivodová E. [eds.], Biotopy Slovenska. Katalóg biotopov a metodika mapovania. UKE
SAV, Bratislava, 192 p.
ELIÁŠ P. (2005): Opustené kremencové kameňolomy v chránenej krajinnej oblasti:
čo s nimi ? – Naturae tutela, Liptovský Mikuláš, 9:197-203.
ELIÁŠ P. (2006): Environmentálne hodnotenie lomovej ťažby nerastných surovín.
– In: Belajová A. & Papcunová V. [eds.], Regióny-vidiek-životné prostredie 2006, Zborn.
z medz. Ved. Konf., 27.-28. apríl 2006, Nitra. I. Časť, pp. 105-107.
ELIÁŠ P. (2008): Diverzita bioty opustených (kameňo-)lomov. – Ekologické štúdie, Nitra,
7:58-68.
FORMAN R. T. T. & GODRON M. (1993): Krajinná ekologie. – Academia, Praha, 584 p.
JAHN J. & KUBAŠKOVÁ J. (2002): Ťažba nerastných surovín v okolí Pírordnej rezervácie
Lupka a jej vplyv na súčasnú krajinnú štruktúru. – Rosalia, Nitra, 16:7-11.
JŮVA K., KLEČKA A., ZACHAR D. et al. (1981): Ochrana krajiny ČSSR z hlediska
zemědělství a lesnictví. – Academia, Praha a VEDA, Bratislava, 568 p.
139
KOŠŤÁL J. (2008): Ekologické hodnotenie lomov v pohoriach Tribeč, Pohronský Inovec
a Vtáčnik. – Ekologické štúdie, Nitra, 7:112-116.
KONVIČKA M. & BENEŠ J. (2001): Stepní motýli a ekologický význam lomu. – Živa,
Praha, 4:01:172-174.
LACIKA J. (1997): Geomorfológia. – Vydav. STU Zvolen, Zvolen, 172 p.
LINTNEROVÁ O. (2002): Vplyv ťažby nerastných surovín na životné prostredie.
– Univerzita Komenského, Bratislava.
LOŽEK V. (1967): Vědecký význam vápencových oblastí. – Ochrana přirody, Praha,
22:145-147.
LOŽEK V. (1980): K osudu opuštěných lomu v chráněných územích. – Památky a příroda,
Praha, 6:359-365.
MAGLOCKÝ Š. & MUCINA L. (1980): Gesellschaften aus dem Verband Stipion
calamagrostis in der Sudwestslowakei. – Folia Geobot. Phytotax., Praha, 15:125-135.
MAJZLANOVÁ E. & ŠOMŠÁK L. (1991): Súčasný stav vegetácie blízkeho okolia
kameňolomu Obyce. – Rosalia, Nitra, 7:73-80.
MAZÚREK J. (1979): Antropogénne formy reliéfu v kremnickej banskej oblasti. – Zb. Slov.
bansk. Múzea, Banská Štiavnica, 9:279-310.
ROZLOŽNÍK M. (1990): Využívanie nerastných surovín. – In: Rozložník M. & Karasová E.
[eds.], Slovenský kras. Chránená krajinná oblasť-biosférická rezervácia. Osveta, Martin,
pp. 273-277.
ŠTEFFEK J. (1985): Význam hradov z hľadiska výskumu mäkkýšov. – In: FeriancováMasárová Z. & Halgoš J. [eds.], Zoocenózy urbánných a suburbánnych celkov
so zvláštnym akcentom na podmienky Bratislavy. Zborník referátov konferencie Slov. zool.
spoloč., Smolenice, 25.-27. 3.1985, pp. 25-27.
ŠTÝS S. et al. (1981): Rekultivace území postižených těžbou nerostných surovin. – SNTL,
Praha, 680 p.
TICHÝ L. & SÁDLO J. (2001): Revitalizace vápencových lomu. – Ochrana přírody, Praha,
56: 6:178-182.
TURČEK F. J. (1975): Ekologické prenikanie a jeho význam pre ekosystémy a krajinu.
– Biológia, Bratislava, 30:7:557-.
VALACHOVIČ M. et al. (1995): Rastlinné spoločenstvá Slovenska. 1. Pionierska
vegetácia. – VEDA, Bratislava. 184 p.
VESELÝ J. (1961): Príroda Československa, jej vývoj a ochrana. – Osveta, Bratislava,
151 p. + obrazová príloha.
ZAPLETAL L. (1969): Geneticko-morfologická klasifikace antropogenních forem reliefu.
– Acta Univ. PF UP Olomouc, 239 p.
140
ADAPTACE NA DOPADY KLIMATICKÉ ZMĚNY V JIHOMORAVSKÉM
KRAJI – BARIÉRY V SEKTOU ZEMĚDĚLSTVÍ
ADAPTATION ON IMPACTS OF CLIMATE CHANGE IN THE SOUTH MORAVIAN REGION
– BARRIERS IN AGRICULTURE
Tamara Faberová1
1
Katedra environmentálních studií, Fakulta sociálních studií, Masarykova univerzita, Brno
email: [email protected]
ABSTRACT
Impacts of climate change present a significant risk for agriculture in the South Moravian
region. Project AdaptaN has researched adaptation options in agriculture and forestry
including an analysis of the main implementation barriers, which preclude adaptation
on the landscape level. The analysis indicates main internal and external barriers
which may be useful to be considered before designing solutions.
ÚVOD
Adaptace na klimatickou změnu představuje v posledních letech často skloňované téma,
avšak všeobecně vnímaná potřeba realizace vhodných opatření v krajině naráží na řadu
problémů na úrovni legislativy, státní správy včetně dotační politiky, ale i na znalostech
a ochotě správců krajiny, státní správy i veřejnosti opatření realizovat a udržovat. V rámci
projektu AdaptaN1 bylo pomoci eliminovat negativní dopady změny klimatu
v Jihomoravském kraji (dále JMK). Dílčí cíle zahrnovaly zvýšení znalostí o závažnosti
výskytu i rizik zemědělského, lesnického a hydrologického sucha a lokálních přívalových
srážek v JMK, návrh možných opatření v krajině a také zvýšení povědomí relevantních
subjektů o této problematice.
METODY A VÝSTUPY PROJEKTU
Na základě klimatických scénářů (TRNKA et al. 2015) byly vypracovány prognózy změn
teplot a srážek pro JMK. Tyto prognózy byly použity v modelech simulujících dopady
na zemědělské a lesní ekosystémy. Výsledky poukazují na celé spektrum dopadů, kromě
často zmiňovaných výkyvů v dostupnosti vody, teplotních výkyvů a extrémních jevů počasí
můžeme očekávat mimo jiné:
- zvýšení zhutnění půd kvůli dehumifikaci a následné zvýšení rizika eroze
- horší dostupnost vláhy v kritickém období pro vegetaci, tj. na jaře
- absence sněhové pokrývky (vymrzání), zničující jarní mrazy
- změna lokalizace zemědělských výrobních oblastí: je možné, že pěstování
(současných) plodin bez využití závlah se postupně bude stávat v oblastech jihu
JMK nerentabilní. Toto jsou jen některé z informací vyplývajících z modelů.
Dále byl vypracován návrh komplexního monitoringu klimatické změny na území
JMK, stanovení kritických míst působení lokálních přívalových srážek, testování vlivu
1
V době přípravy tohoto textu byl projekt v posledních měsících před dokončením. Do projektu bylo
zapojeno Vysoké učení technické v Brně, Ekotoxa s.r.o., Výzkumný ústav vodohospodářský T. G.
Masaryka, Ústav zemědělské ekonomiky a informací a norský partner NIBIO. Projekt byl podpořen
z fondů EHP.
141
kombinace velikosti bloků LPIS, pedologických, morfologických a orografických faktorů
(sklonitosti, expozice) na vznik rizika ve vybraných katastrech. Na základě těchto dat byly
sestaveny návrhy krátkodobých a střednědobých opatření v krajině. Návrhové práce
plošných adaptačních opatření byly soustředěny na povodí toků Kyjovka, Trkmanka,
Velička a Litava. Pro 21 katastrů byly zpracovány návrhy opatření agrotechnických
(př. výsev do ochranné plodiny, způsob orby), organizačních (př. výběr plodiny – vyloučení
širokořádkových plodin), i biotechnických (př. průlehy, meze, biokoridory). Základní
přehled opatření je uveden v Tab. 1. Důležitou částí projektu je i posouzení ekonomických
dopadů identifikovaných rizik změn klimatu a vyhodnocení ekonomické výhodnosti
přechodu na adaptabilní hospodaření v zemědělství i lesnictví.
Tab. 1: Přehled základních adaptačních opatření.
Informační aktivity projektu se soustředí na komunikaci se státní správou a dalšími
skupinami, jakými jsou především zemědělci, starostové a odborní pracovníci výzkumných
institucí. Byly vytvořeny vzorové příklady dobré praxe prezentující už realizovaná opatření
v krajině a další informační materiály a mapový portál s modely rizik v území a návrhy
opatření (viz www.adaptan.net). Bylo uspořádáno 10 seminářů a 3 odborné diskuzní
workshopy, kde projektový tým sbíral podněty k možnostem adaptace od zúčastněných
stakeholderů.
POPIS VYBRANÉHO VÝSTUPU – JAKÉ JSOU HLAVNÍ BARIÉRY REALIZACE
OPATŘENÍ PODLE STAKEHOLDERŮ?
Proces adaptace je nutně odvislý od vůle společnosti jej realizovat. Z tohoto důvodu se
jedna z aktivit – debatní workshopy - soustředila na analýzu toho, jaká je společenská
průchodnost adaptací v zemědělství, zvláště na zjišťování problematických míst (bariér)
a možných řešení zavádění adaptačních opatření. Podle našich poznatků podobný průzkum
v JMK ještě nebyl realizován. Informace o vnímaných bariérách byly shromážděny ze tří
diskusních workshopů, kterých se zúčastnilo 20 zástupců cílových skupin. Dále byly
v úvahu také připomínky od cca 70 účastníků seminářů. Na každém workshopu nejdříve
proběhlo krátké představení dopadů klimatických změn a vybraných opatření v krajině,
a následná diskuze nad tím, kde vidí bariéry v implementaci opatření participanti
na základě jejich vlastních zkušeností. Názory a podněty byly zaznamenány a dále
sjednoceny do hlavních skupin.
142
VÝSLEDKY
Níže jsou popsány vybrané 4 skupiny opatření a jejich bariér, které podle participantů z řad
zemědělců, starostů, vodohospodářů a dalších odborníků činí problémy. Uváděné
informace staví na názorech, které zazněly na workshopech, nepředstavují tedy
vyčerpávající analýzu všech bariér a všech opatření.
1. Změny v agrotechnice
Změny v agrotechnice zahrnují zejména způsob hnojení a operací s půdou vzhledem
k agrotechnickým termínům, které už nyní jsou ovlivněny klimatickou změnou. Zároveň
agrotechnika ovlivňuje vlastnosti půdy a tedy její (ne)schopnost odolávat dopadům
klimatických změn. Zemědělci vnímali jako problém to, že v současné době nemají
dostupný zdroj jasných a důvěryhodných informací, jaký postup je na kterém typu půdy
nejlepší a jak přesně poznat, co půdě chybí bez nutnosti složitých a ekonomicky i časově
náročných analýz (také s ohledem na rozlohu obdělávané půdy průměrného zemědělského
podniku). Příkladem může být chování organického sorpčního komplexu a sorpční
kapacity.
Byla nastolena otázka, zda je možné mít v půdě dostatek humusu
bez připojeného chovu zvířat. Podle respondentů to reálné je, pokud je celý postup
doplňování živin dobře promyšlen (pěstování meziplodin, termíny obrábění apod.). Zvýšení
obsahu humusu lze dosáhnout i za použití kalů, nicméně zemědělci se bojí možných
problémů spojených s kontaminací půdy a následnou penalizací, přestože kaly mají
dokládané obsahy těžkých kovů a dalších látek.
2. Změna plodiny
Změna pěstovaných plodin se počítá mezi nejčastější způsoby adaptace na změněné
podmínky pěstování obecně. Podle účastníků je změna plodin hodně využívána,
ale podobně jako v případě obdělávání půdy z předchozího bodu chybí jednoznačné
informace, podle nichž se dá řídit – informace od producentů osiv nejsou vždy
vypovídající. Stát by v tomto případě mohl mít roli garanta a také podporovat zemědělce,
kteří se o půdu starat chtějí. Je logické, že rozhodování bez informačního zdroje, který by
sami farmáři vnímali jako jednoznačný, je výrazně těžší – a je také snadnější dělat chyby
s dopadem na půdu a/nebo ekonomiku zemědělského podniku, přestože farmář může mít tu
nejlepší vůli půdu svou činností nepoškodit. Obecně změny agrotechnických postupů
a změny plodin možné jsou, ale závisí na vnitřní motivaci zemědělců. Ti potřebují mít
aspoň určitou míru jistoty, že změny nebudou mít negativní ekonomický dopad a příliš
ztíženou organizaci práce.
3. Technická opatření – zasakovací a protierozní pásy, průlehy, biokoridory a meze
K hlavní bariéře založení technických opatření patří kromě ztráty produkční plochy
i omezené použití agrotechniky pokud po úpravách zůstanou užší bloky k obdělání;
což nemusí vždy nastat. Příliš malé pozemky jde hůře obhospodařovat mechanizací, která
má většinou záběr nad 6 m. Horší dostupnost či obhospodařovatelnost pro mechanizaci
může pro nezemědělce vypadat jako nepříliš podstatný fakt, nicméně ekonomika
zemědělských podniků jím ovlivňována je. Pozemek s rozměry 15 ha a více se jevil
ekonomicky únosným většině participantům z řad zemědělců, důležitá je pro ně i celkové
dostupnosti, členitost terénu a tvar pozemku. Zaznívaly také názory týkající se využití
biomasy ze zatravněných ploch, která se sice dá prodat, ale generuje nižší zisk, než jiné
plodiny. Pokud je opatření se zatravněním ve vlastnictví obce, řeší často problém údržby
a opět naráží na limity, co s biomasou.
143
Při debatách bylo často zmiňováno nastavení dotací, hlavně Programu rozvoje
venkova, a jejich příspěvek k více či méně udržitelnému užívání zemědělských ploch.
Z mnoha podnětů a názorů je možné vybrat několik nejčastějších: Zemědělské dotace spíše
krajinu ničí, než ji chrání. Na druhou stranu při bližším pohledu bez agroenvironmentálních
dotací by některé důležité části zemědělské krajiny byly poškozeny. Ze skupiny starostů
a státní správy zaznívaly často názory, že administrativní problémy ať už při komplexních
pozemkových úpravách nebo při vyřízení jediného opatření (na které mohou navazovat
konflikty s místními občany, kteří se cítí znevýhodněni např. při nákupu pozemků), jsou
velmi stresující a berou čas pro další aktivity včetně realizace dalších opatření. Dále,
někteří zemědělci by byli radši, kdyby mohli hospodařit bez dotací a bylo ponecháno
na jejich úsudku, jak hospodařit, ale protože je pobírají ostatní farmáři, jsou nuceni o ně
žádat z ekonomických důvodů. Rezervy vidí i v způsobu kontroly a vyměřování bloků
pro výpočet dotací, dala by se vytvořit samostatná analýza, do jaké míry to ovlivňuje ničení
krajinných prvků mechanizací.
Zásadní roli při realizaci opatření hraje dostupnost parcel a možnost jejich
odkoupení od vlastníků. Mezi hlavní bariéry týkající se pozemků byly zmiňovány
následující:
- ochota vlastníků půdy přispět svým souhlasem s využitím pozemků pro realizaci opatření
je zásadní. Přestože mnoho vlastníků nemá ke svým pozemkům na zemědělské půdě silný
vztah, i tak často nevidí důvod, proč by se měli vzdávat nebo měnit svůj pozemek za jiný
pro obecné blaho. Je pro ně těžké mít solidaritu s ostatními,
- na úrovni obecní samosprávy je problematické shodnout se na prioritě záměru pro místní
komunitu a jednoznačně se rozhodnout, že záměr je potřebný pro všechny,
- výměna pozemků při komplexních pozemkových úpravách (KoPÚ), kdy státní pozemky
byly v minulosti rozprodány i přes opakované výstrahy státních orgánů, je vnímáno
negativně,
- za velké riziko je považováno skupování půdy spekulanty s pozemky. Naopak požadavek
platit za zábor zemědělské půdy pro realizaci opatření zlepšujících ekologickou stabilitu
krajiny je považován za iracionální. Participanti poukazovali na zásadní odlišnost těchto
opatření od negativně vnímaného záboru pro účely skladovacích ploch a nové výstavby.
4. Malé retenční nádrže – prevence lokálních povodní
Drobné protipovodňové nádrže mimo toky jsou sice méně náročné na realizaci
než revitalizace toků, ale přesto jsou spojována s komplikovaným procesem jejich tvorby.
Účastníci workshopu zmiňovali užitečnost retenčních nádrží i mimo tok např. v údolnici
či pod kopcem, kde při přívalových deštích mohou hrozit lokální povodně. Jako výhodnější
bylo vnímáno budování víceúčelových nádrží (ve vhodných podmínkách), ale existuje zde
řada rizik - např. změna způsobu využití nádrže (např. přeměna na rybník, který pak nemá
volný objem pro přívalovou vodu) či nevhodné zacházení s nádrží (přejezd hráze těžkou
technikou). Kvalita výsledku je ovlivněna i tím, zda je od začátku brána do úvahy krajina
jako celek a obce jsou schopny se předvídavě domluvit na společném řešení pro celé
zájmové území, jinak může hrozit riziko, že opatření u konkrétní obce nebude počítat
s dopadem opatření jiných obcí a v kritickém okamžiku se ukáže jako nefunkční. Opět byla
vyzdvihována důležitost dostupnosti parcel vhodných pro zbudování záměru a dobré
komunikace.
144
DISKUZE
Adaptace na klimatickou změnu klade nemalé nároky na zemědělce, starosty, státní správu
a další skupiny, které se na ní podílí. Adaptace je samozřejmě možná jen v případě, že lidé,
kteří ji mohou nějakým způsobem ovlivnit, uznají, že potřeba změny existuje a že je
v jejich silách se na adaptaci podílet (např. PANNELL et al. 2006; DWYER et al. 2007).
V ČR část populace si není jistá, zda změna klimatu probíhá (KRAJHANZL et al. 2015),
na druhou stranu, i pokud by zemědělci neuvěřili informacím o klimatické změně, nutnost
adaptace se tím nezmenší; její důsledky je zasahují už nyní. Nicméně, identifikované
bariéry zavádění opatření neleží primárně v nedůvěře ve vědecké poznání o vývoji klimatu,
ale ve více základních úrovních:
1/ agrotechnická opatření závisí na částečně na celkových znalostech, schopnostech
a chuti zemědělců udržitelně hospodařit a jejich motivaci (tedy vnitřních faktorech, které se
výrazně liší u jednotlivých farmářů) tohoto docílit i přes nedokonalé nastavení systému
a částečně na vnějších bariérách, které zahrnují především schopnost státu podporovat
udržitelné zemědělství (dotace, kontroly apod.), pociťovaný ekonomický tlak a dostupnost
důvěryhodných informací (zmiňuje např. GARFORTH 2010; BLACKSTOCK et al. 2010;
DWYER et al. 2007; GUERRIER 2006).
2/ technická opatření jsou podmíněna aktivitou státní správy příp. vlastníků
nebo i zemědělců, která je nutná pro fyzickou realizaci opatření (ne jen tvorbu návrhů
na úrovni územního plánování). Je potřeba, aby existoval iniciátor opatření, který ho
považuje za natolik důležité, že je schopen řešit dostupnost pozemků, vypořádat se
záludnostmi dotačního financování a zvládnout kromě jiného pracovat s postoji
a povědomím vlastníků, zejména místních obyvatel.
Provedená analýza poukazuje na základní problémy u vybraných opatření; blíží se
spíše kvalitativnímu průzkumu názorů odborníků o tom, kde „bota tlačí nejvíc“,
avšak i v tomto případě je možné srovnat zjištěné s jinou literaturou. Zahraniční zdroje
zdůrazňují, že klíčová je ochota stakeholderů na všech úrovních se problémy krajiny
zabývat a spolupracovat (RIENTJES 2000; DWYER et al. 2007; GARFORTH 2010).
Je potřeba identifikovat, komu jsou které skupiny ochotny naslouchat a brát jeho názor
v potaz (GARFORTH 2015). Lze se inspirovat projekty ochranářských programů
na soukromé půdě (HONIG et al. 2015; SALINSKE et al. 2015), kde se vlastníci sami
do těchto programů dobrovolně hlásí a to bez nároků na finanční kompenzace, protože jim
to z nějakého důvodu přijde výhodné. Farmáři například vnímali ochranáře z WWF jako
poradce, jejichž rada jim něco pozitivního umožní, kupříkladu napomůže ke značce
výrobku lépe vnímanou veřejností, k lepšímu stavu životního prostředí v místě, kde žijí,
apod. Na druhé straně ale i sami experti z WWF mají zájem udělat práci, která bude
opravdu užitečná pro farmáře, a nevnucovali jim vlastní záměry bez ohledu na potřeby
farmářů. Podobné výzkumy týkající se proenvironmentálního chování farmářů byly
provedeny např. v Británii s cílem zlepšit nastavení politik (DWYER et al. 2007). Důležitá
je ochota zemědělců vidět v technických opatřeních potřebný krajinný prvek, ze kterého
mají i prospěch i oni sami. Prozkoumat ze sociologického hlediska důvody, proč část
farmářů toto nevidí, příčiny odmítání výkupu pozemků v rámci KoPÚ v ČR a další bariéry
by mohlo být velmi užitečné.
ZÁVĚR
Z provedené analýzy a debaty se zástupci cílových skupin je patrné, že bariér omezujících
adaptaci v krajině je mnoho a to vnějších i vnitřních. Potřeba se domluvit a spolupracovat
mezi skupinami s rozdílnými zájmy na překonávání bariér nepatřila až dosud k příliš
častým předmětům zkoumání, nicméně v zahraničí podobné výzkumy probíhají. Další
145
výzkum v oblasti ekonomiky, aplikované sociologie i psychologie by mohl výrazně pomoci
zpřístupnit větší poznání o příčinách externích i interních bariér a možnostech jejich řešení.
Poděkování
Tento výstup vznikl na Masarykově univerzitě v rámci projektu „Aktuálne prístupy
k štúdiu environmentálnych fenoménov II číslo MUNI/A/1004/2015“ podpořeného
z prostředků účelové podpory na specifický vysokoškolský výzkum, kterou poskytlo
MŠMT v roce 2015.
LITERATURA
BLACKSTOCK K. L., J. INGRAM J., BURTON, R., BROWN K. M. & SLEE B. (2010):
Understanding and Influencing Behaviour Change by Farmers to Improve Water Quality.
– Science of The Total Environment 408:23:5631–38. doi:10.1016/j.scitotenv.2009.04.029.
DWYER J. et al. (2007): Understanding and influencing positive behaviour change in
farmers and land managers - a project for Defra. – Final report, 30 November 2007.
HONIG M., PETERSEN S., SHEARING C., PINTÉR L. & KOTZE I. (2015): The
Conditions under Which Farmers Are Likely to Adapt Their Behaviour: A Case Study
of Private Land Conservation in the Cape Winelands, South Africa. – Land Use Policy, 48
:389-400. doi:10.1016/j.landusepol.2015.06.016.
GARFORTH CH. (2010): Motivating Farmers: Insight from Social Psychology,
– University of Reading. http://nmconline.org/articles/garforth2010.pdf.
GARFORTH CH. (2015): Livestock Keepers’ Reasons for Doing and Not Doing Things
Which Governments, Vets and Scientists Would Like Them to Do. – Zoonoses and Public
Health, 62::29-38. doi:10.1111/zph.12189.
GUERRIER S. (2006): Farmers, Farming & Change: A Social Psychological Analysis.
– London School of Economics and Political Science University of London.
KRAJHANZL J., CHABADA T., SVOBODOVÁ R., LECHNEROVÁ Z., ŠPAČEK O.,
SKALÍK J., ČADA K. et al. (2015): Česká Veřejnost a Změna Klimatu 2015. Zpráva Z
Výzkumu Na Reprezentativním Vzorku české Populace. – Katedra environmentálních studií
FSS MU, Brno, 2015. http://www.ekopsychologie.cz/soubory/klima2015_report.pdf.
PANNELL D. J., MARSHALL G. R., BARR N., CURTIS A., VANCLAY F., & WILKINSON
R. (2006): Understanding and Promoting Adoption of Conservation Practices by Rural
Landholders. – Australian Journal of Experimental Agriculture, 46:11:1407.
doi:10.1071/EA05037.
RIENTJES S. [ed.] (2000): Communicating Nature Conservation: A Manual on Using
Communication in Support of Nature Conservation Policy and Action. – Technical Report
Series. Tilburg: European Centre for Nature Conservation.
SELINSKE, M., COETZEE J. J., PURNELL K. & KNIGHT A. T. (2015): Understanding the
Motivations, Satisfaction, and Retention of Landowners in Private Land Conservation
Programs: Landowner Commitment to Conservation. – Conservation Letters, 8:4:282–89.
doi:10.1111/conl.12154.
TRNKA M. et al. (2016): Odborné analýzy lesnicko-hospodářské, klimatologické,
pedologické a zemědělské pro účely řešení projektu číslo EHP-CZ02-OV-1-039-2015.
146
IDENTIFIKACE POTENCIÁLNĚ KOMPONOVANÝCH KRAJIN
IDENTIFICATION OF POTENTIAL DESIGNED LANDSCAPES
Markéta Flekalová, Lenka Trpáková, Hana Matějková, Ondřej Šesták1
1
Ústav plánování krajiny, Zahradnická fakulta, Mendelova univerzita v Brně, Valtická 337,
Lednice 691 44
email: [email protected]
ABSTRACT
Designed landscapes are a specific type of cultural landscapes, with a particular idea
in their design. Their values and characteristics still influence the quality of space and its
organization. Some of them are well known and they became a priority for the strategic
documents for the development of the particular area. Some are still not identified.
However, they can be recognized on available historical maps. The article introduces
the project of Internal Grant Agency of MENDELU focused on identification of potential
designed landscapes in the old map works.
ÚVOD
Komponované krajiny (Designed Landscape) byly oficiálně charakterizovány Výborem
pro světové kulturní a přírodní dědictví UNESCO a představují krajiny navržené
a vytvořené záměrně člověkem (UNESCO 2016). Do tohoto subtypu kulturních krajin se
řadí zahrady, parky a rozsáhlé krajinné kompozice. Příspěvek je zaměřen na rozsáhlé
krajinné kompozice (dále komponované krajiny). Je to specifický typ kulturních krajin,
jejichž hodnoty a charakteristiky obvykle vychází z jiných, než hospodářských požadavků
a odráží nejen dobová estetická kritéria, ale také kulturně-společenské prostředí a duchovní
(náboženskou) kulturu (KUBEŠA & KULIŠŤÁKOVÁ 2010). HENDRYCH (2005) v této
souvislosti hovoří o dochovaných památkách záměrného a promyšleného organizování
a kultivace venkovských prostorů a krajiny, případně o krajinách, jejichž prvky a jejich
seskupení jsou význačné z kulturně historického hlediska.
Známé jsou především barokní krajinné kompozice (např. Jičínsko), ale mnohé lze
řadit jak do dřívějších, tak i pozdějších období (KULIŠŤÁKOVÁ 2011). Česká republika je
obecně území bohaté na historické stopy v krajině – tedy i na komponované krajiny
či jejich zbytky. Jednotlivé vývojové fáze záměrného koncipování krajiny různou mírou
zasahovaly do organizace prostoru. U většiny však je možné konstatovat, že se dodnes
podílejí na identitě místa, charakteru krajiny a celkové atraktivitě území. Neznalostí
kompozičních principů však může docházet k postupnému zániku hodnot, které se v naší
krajině udržely staletí.
Obzvláště v těchto případech je zásadní včasná identifikace komponované krajiny
a hlavních prvků a principů kompozice, aby při dalším rozvoji území nedošlo k jejich
narušení. Z hlediska územního plánování dochované stopy kompozice mohou být
považovány za hodnoty z kulturního, historického a urbanistického hlediska a jako takové
by měly být chráněny (zákon 183/2006 Sb.) a jejich popis a mapové zobrazení by mělo být
součástí územně analytických podkladů (vyhláška 500/2006 Sb.).
Jakkoli může být identifikace stop komponovaných krajin v terénu dnes náročná,
základní schéma kompozice je možné v hlavních rysech charakterizovat pomocí množství
volně dostupných map (Obr. 1). Pro detailní pochopení vývoje a kompozičních principů
147
konkrétního území je možné využít Metodiku identifikace komponovaných krajin
(KULIŠŤÁKOVÁ et al. 2014). Článek představuje projekt, který si klade za cíl zmapovat
potenciální komponované krajiny v České republice na základě dostupných starých map.
Projekt je v počáteční fázi, proto je kladen důraz spíše na použitou metodu, prezentované
výsledky jsou pouze dílčí.
Obr. 1: Schéma kompozice vázaná na zámek Kačina u Kutné Hory,
2. vojenského mapování. Podklad: II. vojenské (Františkovo) mapování list O_9_VI. © Laboratoř geoinformatiky Univerzity J.E.Purkyně © Ministerstvo životního prostředí České republiky - www.env.cz, ©
Archive/Military Archive, Vienna.
čitelné z mapy
Čechy, mapový
www.geolab.cz,
Austrian State
METODIKA
Jako informační zdroje studia potenciálních komponovaných krajin budou použity mapové
podklady, které pokrývají celou Českou republiku a jsou snadno dostupné v různých
webových aplikacích. Tyto požadavky splňují Müllerova mapa Čech a Moravy a mapy 1.,
2. a 3. vojenského mapování. Analyzovány budou online přístupné mapové zdroje umístěné
na mapovém serveru provozovaném laboratoří geoinformatiky, Fakulty životního prostředí
Univerzity J. E. Purkyně.
Müllerova mapa Čech pochází z roku 1720 a Müllerova mapa Moravy z roku 1716
ve vydání z roku 1790. Mapy byly vypracovány v měřítku 1:132 000 (SEMOTANOVÁ
2012). Dále budou analyzovány mapy I., II. a III. vojenského mapování. Jejich důkladnou
charakteristiku v obecné rovině zprostředkovávají BOGUSZAK & CÍSAŘ (1961). První
vojenské mapování bylo prováděno v měřítku 1:28800 v období 1764-1768, s rektifikací
1780 – 1783, metodou zákresu přímo v terénu. Druhé vojenské mapování proběhlo v letech
1836-1852 již na podkladě trigonometrické sítě a po katastrálním vyměřování, opět
v měřítku 1:28800. Třetí vojenské mapování bylo v Čechách provedeno v období 1877-1880,
již v měřítku 1:25000, znázornění výškopisu již využívá vrstevnice a výškové kóty.
Identifikace krajinných kompozic na historických mapách je identifikací fyzické
kostry kompozice, resp. bodů, linií a ploch, které se v krajině hmotně projevují. Sestavením
148
základních kompozičních znaků zaznamenaných na mapách a zachycením kompozičních
vazeb (vztahů) mezi nimi jsme schopni popsat fyzickou kostru kompozice1.
Základem postupu tedy je na jednotlivých starých mapách hledat signifikantní
znaky kompozic, které podle předchozích výzkumných prací autorů indikují přítomnost
komponované krajiny, zejména vyskytují-li se v kombinaci, nebo vyšším počtu. Mezi tyto
znaky patří zejména u bodových: zámek (zkratka nebo název uváděný obvykle na mapách
- Schloss, Schloƒ, Sch., Schl., zámek), klášter (Kloster, Closter, Cloƒt), kostel (Kirchen),
letohrádek (Lust Schl., Lusthaus), lovecký zámeček (Jägd Schlössel, Jagd Sch.), lázně
(Badhaus, Bad), voluptuární objekty, votivní a memoriální objekty (obelisky, památníky,
altány, chrámky - Templ apod.), drobné sakrální objekty (kaple - Kapelle, Cappelle; boží
muka – Martersäule; poklony, kříže – Kreuz, sochy svatých - Statue), hrobka
(Beerdigungsplatz), loreta (Loretto, Lorette), stromový rondel. Mezi liniové znaky se řadí:
stromořadí, aleje (Alee), cesty, vodní kanály, křížové, pašijové, mariánské cesty a cesty
zasvěcené, lázeňské cesty a lesní průseky. Mezi plošnými znaky se nejčastěji objevují:
zámecká zahrada (Gärten, Ziergärten, Englische garten, Anlagen), poutní areály, svaté
vrchy a svaté hory (Heiligenberg, Heil Berg, Heilige Berg, Heilige B., Heiliger B.),
Kalvárie (Calvaria, Calvariaberg, Calvarien B., Kalvarienberg), bažantnice (Fas Gart,
Fasangarten, Fasan Garten, Faƒ Gart, Fasanengarten), rybniční soustavy a rybníky (Teich,
See, T., rybník) a obory (Theirgarten, Tier Gart., Tiergarten, Obora, Wobora).
Signifikantní znaky budou překresleny do samostatné mapové vrstvy v prostředí
ArcGis, včetně předpokládaných kompozičních vazeb (např. propojení 2 bodových znaků
liniovým znakem). Tak vznikne schéma základní kostry kompozice, které bude rozděleno
podle komplikovanosti a komplexnosti do 5 tříd. Třída 0 značí přítomnost 1 nebo
2 signifikantních znaků, které ale mezi sebou nemají patrnou vazbu, kompozice je možná,
ale z hodnocených podkladů neurčitelná. Třída 1 zachycuje nejjednodušší vazby dvou
objektů, třída 2 již obsahuje zřetelnější kompozice ze 3 prvků (jak třída 1, tak třída 2 jsou
obvykle jen lineární kompozice), třída 3 obsahuje již komplexnější kompozice nejméně
4 prvků (jak liniové, tak plošné kompozice) a třída 4 rozsáhlé soustavy kompozičních prvků
a vazeb, téměř výhradně plošné (Obr. 2).
Podle charakteru signifikantních znaků bude kompozice rozdělena, ve shodě se
SALAŠOVOU (2004)2 do tří základních typů:
• sakrální - sakrální krajinné kompozice jsou nejčastěji spojeny s kostelem, kaplí,
klášterem nebo drobnými sakrálními objekty. Nejčastěji se jedná o pašijové
a křížové cesty a poutní areály,
• profánní – ty jsou nejčastěji spojeny se sídlem aristokracie nebo s hospodářským
zázemím a místy pro odpočinek a rekreaci. Bývají vázány na zámky, hrady,
letohrádky, dvory, bažantnice a obory,
• kombinované – zde se na kompozici podílejí jak prvky sakrálního, tak profánního
charakteru.
Na základě popsání schématu potenciální kompozice bude určen hlavní kompoziční bod
(z kterého se kompoziční schéma odvíjí, nebo do něj směřuje nejvíce kompozičních vazeb),
byl typologicky určen (např. zámek, kostel, hájovna…) a budou zaznamenány jeho GPS
1
Pro pochopení jejího obsahu, ale i širších návazností, je nezbytná nejen osobní zkušenost a znalost
terénu, ale také podrobné studium dalších pramenů o historii území, majitelích, donátorech,
investorech, jejich zájmech, životních osudech, inspiracích apod. To v této fázi analýz ovšem není
kvůli časové náročnosti možné.
2
Toto členění je všeobecně zaužívané a pracují s ním i další autoři, např. KULIŠŤÁKOVÁ (2010)
a KUPKA (2010).
149
souřadnice pro pozdější snadnou lokalizaci hodnocené krajiny. Vzhledem k plošnému
rozsahu analýz a objemu zpracovávaných dat není možné takto specifikovat všechny
signifikantní znaky kompozice.
Obr. 2: Schémata tříd kompozice.
VÝSLEDKY
Řešený projekt navazuje na výzkumné aktivity Ústavu plánování krajiny, kde se pracovníci
i doktorandi věnují studiu komponovaných krajin dlouhodobě. V rámci těchto aktivit již
proběhla analýza mapových děl Müllerova mapování a 1. vojenského mapování.
Ze souboru Müllerových map bylo analýze podrobeno 25 listů Čech a 4 listy
Moravy (rozdělených do 16 sekcí). Jeden mapový list představuje území přibližné velikosti
60 x 70 km pro Čechy a 43 x 60 km pro Moravu (vztaženo k sekci). Na mapách se nachází
12 krajinných kompozic (Obr. 3). Tyto kompozice jsou spojeny výlučně s krajinou Čech,
na Moravě nebyla krajinná kompozice identifikována.
Přestože je měřítko vyhotovení těchto mapových děl poměrně hrubé, jsou zde
zachyceny jevy, které mohou na krajinné kompozice upozornit. Z pohledu identifikace
komponované krajiny jsou na těchto mapách podstatné samostatně stojící objekty (kaple,
kostely, zámky, dvory), jejich poloha vůči okolním sídlům, lokalizace v terénu (reliéf je
znázorněn kopečkovou metodou). I přes určitou hrubost měřítka provedení je na nich
možné dohledat kompozice, které na existenci vzájemných vztahů upozorňují.
V daném měřítku provedení i způsobu zachycení krajiny počátku 18. století jsou
velmi významné jakékoliv náznaky existence krajinné kompozice, a to zejména proto,
že jich v té době existovalo mnohem víc, než kartografové zachytili. Kompozice zanesené
v Müllerových mapách lze tedy přeneseně chápat jako pro tehdejší dobu významné nebo
v tehdejší krajině prostorově či vizuálně výrazné.
Z map 1. vojenského mapování bylo analýze podrobeno 270 listů Čech,
126 mapových listů Moravy a 40 mapových listů Slezska. Dohromady 436 mapových listů.
Jeden mapový list představuje území o rozloze přibližně 45 x 65 km. Na mapách
1. vojenského mapování bylo zaznamenáno 255 krajinných kompozic (Obr. 4). Tyto
150
kompozice jsou pravidelně rozmístěny po celé České republice, s výjimkou příhraničních
pohoří.
Mapy 1. vojenského mapování jsou velmi detailně zpracovány. Přes svou
topografickou nepřesnost jsou velmi cenným zdrojem informací o tehdejší krajině a tedy
i o existenci krajinných kompozic. Díky detailu zobrazení a možnostem srovnávat mapy
s novějšími mapovými díly, je možné tyto krajinné kompozice (nebo její dílčí prvky) velmi
přesně identifikovat a lokalizovat v dnešní krajině. Metody zakreslování i cíle tvorby těchto
map (usnadnění pohybu vojsk krajinou) vedly k určité selekci zaznačených jevů
a k zaznamenávání výjimečných staveb, zejména těch, které byly lokalizovány mimo
samotná sídla. Jelikož prvky krajinné kompozice byly mnohdy tvořeny významnými
nebo výjimečnými objekty (vizuálně i funkčně) jsou v těchto mapách často zaznačeny.
Opět jsou důležité jednotlivé objekty, oproti Müllerovým mapám jsou ale častěji zachyceny
i lesní průseky nebo stromořadí, které zároveň mohou naznačovat kompoziční vztahy mezi
objekty.
Následujícím krokem bude analýza map 2. a 3. vojenského mapování,
jejíž výsledky budou zveřejněny v dalších publikacích.
Obr. 3: Krajinné kompozice dle charakteru signifikantních znaků na Müllerových mapách.
Podklad: CZ-CENIA-II_VOJENSKE_MAPOVANI, zdrojová služba © CENIA, česká
informační agentura životního prostředí, zdrojová data: © Laboratoř geoinformatiky
Univerzita J. E. Purkyně - http://www.geolab.cz, dostupné on-line: Národní geoportál
INSPIRE <http://geoportal.gov.cz>.
151
Obr. 4: Krajinné kompozice dle charakteru signifikantních znaků na mapách 1. vojenského
mapování. Podklad: CZ-CENIA-II_VOJENSKE_MAPOVANI, zdrojová služba © CENIA,
česká informační agentura životního prostředí, zdrojová data: © Laboratoř geoinformatiky
Univerzita J. E. Purkyně - http://www.geolab.cz, dostupné on-line: Národní geoportál
INSPIRE <http://geoportal.gov.cz>.
DISKUSE
Mapování potenciálních krajinných kompozic v představeném projektu je ambiciózně
zaměřeno na celou Českou republiku. Z toho nutně vyplývá nemožnost ověřit existenci
kompozičních vazeb a prvků v terénu či archivních podkladech. Je pracováno pouze
s uvedenými podklady Müllerových map a vojenských mapování, s případným nahlížením
do turistických map a aktuálních ortofotomap. Autoři si dobře uvědomují, že jimi
identifikované potenciální kompozice nemusí být reálné a prokazatelné, zejména budeme-li
brát jako základní požadavek na komponovanou krajinu záměrné utváření prostoru, které se
pouhým pohledem do map prokázat nedá. Je tedy vyslovena hypotéza o možné
komponovanosti vytipovaných území, jejíž přínos je v tom, že upozorňuje na z historického
hlediska zajímavá území, která by si zasloužila další průzkum. Metodami pro tento
detailnější průzkum také disponujeme, poskytuje je např. Metodika identifikace
komponovaných krajin (KULIŠŤÁKOVÁ et al. 2014). Díky jak výzkumným aktivitám
na Ústavu plánování krajiny, tak pedagogickému působení (zpracování ateliérových,
bakalářských a diplomových prací) byla již řada potenciálně komponovaných krajin
ověřena a mnohdy byla kompozice prokázána (např. FLEKALOVÁ & KULIŠŤÁKOVÁ
2014; VAŠÍČEK 2015). Některé známé krajinné kompozice jsou i památkové chráněny
v režimu krajinných památkových zón (KUČA et al. 2015). Také součástí představeného
152
projektu bude ověření dvou vybraných potenciálních kompozic – při pouhém roce řešení
projektu není více reálné.
Důsledkem nerespektování kompozičních hodnot je překrývání a narušování
kompozičních vazeb, zarůstání vyhlídek a pohledových propojení, vizuální impakt
v blízkosti kompozičně významných objektů i změna funkce staveb fixujících kompozici
a s tím související proměny jejich vzhledu či okolí, a tedy narušování logiky kompozice.
Například v územním plánu obce Roztěž nepadla ani zmínka o zdejší barokní
komponované krajině založené Františkem Antonínem Šporkem (více FLEKALOVÁ
& KULIŠŤÁKOVÁ 2014), a její centrální část byla v nedávné minulosti překryta golfovým
hřištěm3, čímž došlo ke smazání některých prvků kompozice.
ZÁVĚR
Poznání komponovaných krajin je nezbytnou součástí pro pochopení vývoje české krajiny,
neboť jak je patrno z výsledků analýzy již dvou mapových děl, byl tento specifický typ
kulturních krajin po celé České republice značně rozšířen – jakkoli analýzy zachycují jen
potenciální krajinné kompozice. Identifikované potenciální komponované krajiny měly svůj
význam pro identitu místa a podílely se na charakteristikách krajinného rázu a mohou být
dodnes kulturní a historickou hodnotou území.
Výsledky výzkumu jsou prvním krokem k vytvoření databáze komponovaných
krajin v ČR, kterou Česká republika zatím nedisponuje, ale ukazuje se, že by si ji
zasloužila. Tato databáze by mohla být významnou pomůcku pro orgány územního
plánování zejména na úrovni krajů. Jejím přínosem bude nejen pouhé upozornění
na možnou existenci komponovaného území, ale i popis základních kompozičních bodů
a vazeb. Bude tak umožňovat základní orientaci v možných kompozičních hodnotách
území, které by měly být součástí hodnot zachycených v územně analytických podkladech,
ačkoli dnes většinou nejsou.
Poděkování
Příspěvek vznikl na základě podpory grantu IGA ZF 14/2016/591 „Vytvoření databáze
potenciálních komponovaných krajin na základě II. a III. Vojenského mapování“.
LITERATURA A ZDROJE
BOGUSZAK F. & CÍSAŘ J. (1961): Vývoj mapového zobrazení území Československé
socialistické republiky. 3. díl, Mapování a měření českých zemí od poloviny 18. století do
počátku 20. století. – Praha: Ústřední správa geodézie a kartografie. 80 p.
FLEKALOVÁ M. & KULIŠŤÁKOVÁ L. (2014): Landscape of Franz Anton von Sporck in
Roztěž Surroundings. – Acta Universitatis Agriculturae et Silviculturae Mendelianae
Brunensis,
62:3:451-468.
ISSN
1211-8516.
URL:
http://dx.doi.org/10.11118/actaun201462030451
HENDRYCH J. (2005): Tvorba krajiny a zahrad: historické zahrady, parky a krajina jako
významné prvky kulturní krajiny: jejich proměny, hodnoty, význam a ochrana. – Vyd. 2.,
přeprac. Praha: Vydavatelství ČVUT. 199 p. ISBN 80-01-03163-2.
KUBEŠA P. & KULIŠŤÁKOVÁ L. (2010): Krajinné úpravy okolo bývalého loveckého
zámku v Nových Zámcích u Litovle provedené za Jana Josefa Liechtensteina a po roce
3
Golfová hřiště ovšem mohou být označena za komponovanou krajinu současnosti, splňují podmínku
záměrného uspořádání prostoru s jiným, než hospodářským záměrem. Podobně neutilitární myšlenku
sleduje v krajině tvorba Územního systému ekologické stability, který také může být vnímán jako
rozsáhlá krajinná kompozice – namítnout se ovšem dá, že nesplňuje požadavek estetického záměru.
153
1805 a jejich obnova. – In: Kubeša P. [ed.], Komponovaná kulturní krajina a možnost její
obnovy a zachování. Olomouc: Národní památkový ústav. pp. 16-29. ISBN 978-80-8657017-4.
KUČA K., KUČOVÁ V., SALAŠOVÁ A., VOREL I. & WEBER M. (2015): Krajinné
památkové zóny České republiky. – Praha: Národní památkový ústav. ISBN 978-80-7480045-0.
KULIŠŤÁKOVÁ L. (2010): Pozdně renesanční a ranně barokní komponovaná krajina
Mikulovsko - Falkensteinsko. – In: Kubeša P. [ed.], Komponovaná kulturní krajina a
možnost její obnovy a zachování. Olomouc: Národní památkový ústav. pp. 45-54. ISBN
978-80-86570-17-4.
KULIŠŤÁKOVÁ L. [ed.] (2011): Komponované krajiny. Brno: Mendelova univerzita. 78 p.
ISBN 978-80-7375-536-2.
KULIŠŤÁKOVÁ, L. et al. (2014): Metodika identifikace komponovaných krajin. – Vyd. 1.
Brno: Mendelova univerzita. 187 p. ISBN 978-80-7375-997-1.
KUPKA, J. (2010): Krajiny kulturní a historické: vliv hodnot kulturní a historické
charakteristiky na krajinný ráz naší krajiny. – Vyd. 1. Praha: České vysoké učení technické
v Praze. ISBN 978-80-01-04653-1.
SALAŠOVÁ A. (2004): The Future of Designed Landscapes. – In: Fingerová R., IFLA
Central Region Conference Prague 2004. Prague: Czech Landscape and Garden Society,
pp. 22-26.
SEMOTANOVÁ E. (2012): Müllerova mapa Čech z roku 1720 [online]. [cit. 2012-07-09].
©
Laboratoř
geoinformatiky
UJEP.
Dostupné
z
WWW:
http://oldmaps.geolab.cz/map_root.pl?z_height=1650&lang=cs&z_width=3500&z_newwi
n=1&map_root=mul
UNESCO. Cultural landscapes. [online]. © UNESCO World Heritage Centre 1992-2016.
[cit.
2016-03-17].
Ministerstvo
vnitra.
Dostupné
z
WWW:
<http://whc.unesco.org/en/culturallandscape/#1>
VYHLÁŠKA 500/2006 Sb. – o územně analytických podkladech, územně plánovací
dokumentaci a způsobu evidence územně plánovací činnosti. [online]. Portál veřejné
správy.
[cit.
2013-12-06].
Ministerstvo
vnitra.
Dostupné
z
WWW:
<http://portal.gov.cz/app/zakony/zakonPar.jsp?idBiblio=63139&nr=500~2F2006&rpp=1
5#local-content>
ZÁKON 183/2006 S. – o územním plánování a stavebním řádu [online]. Portál veřejné
správy.
[cit.
2013-12-06].
Ministerstvo
vnitra.
Dostupné
z
WWW:
<http://portal.gov.cz/app/zakony/zakonPar.jsp?page=0&idBiblio=62549&fulltext=&nr=1
83~2F2006&part=&name=&rpp=15#local-content>
154
HOSPODAŘENÍ V KRAJINĚ – POUČENÍ Z KRIZOVÉHO VÝVOJE
LANDSCAPE MANAGEMENT – LESSONS FROM THE CRISIS DEVELOPMENT
Petr Petřík, Josef Fanta1
1
Botanický ústav Akademie věd ČR, v. v. i., Zámek 1, 252 43 Průhonice
email: [email protected], [email protected]
ABSTRACT
The landscape of the Czech Republic is unable to sufficiently compensate for extreme
weather events such as droughts and floods within the current climate change. Damage is
done to human health, property and key resources (water, soil and biodiversity), and costs
are rising in agriculture and forestry. Sustainable soil management is in the public interest,
and the fundamental question is how to encourage land users to farm the landscape
while respecting its fine-grained mosaic and in accordance with the European Landscape
Convention. For this purpose, we have set up the so-called Platform for Sustainable
Landscape Management, in which research institutes even outside the Academy of Sciences
are increasingly involved. The main objectives of the platform are the sharing
of information, assistance in developing strategic advice and education on sustainable
landscape.
UDRŽITELNÉ ŘÍZENÍ VÝVOJE KRAJINY
Přírodní a také udržitelně využívaná kulturní krajina nám dodává mnoho ekosystémových
služeb ve smyslu Millennium Ecosystem Assessment (www.maweb.org), jako jsou služby
regulační (např. klimatické, opylování rostlin), podpůrné (např. tvorba půdy, primární
produkce), nebo kulturní (rekreace a turistika, estetické podněty apod.). Funkce těchto
složek je do jisté míry závislá na politickém režimu (ucelený příklad přináší publikace
MADĚRA et al. 2014). V mnoha evropských zemích proběhnuvší kolektivizace
v 50. letech 20. století zanechaly nesmazatelné stopy ve využívání půdy spočívající
v zavádění průmyslových metod do zemědělství, velkoplošném hospodaření s půdou,
nadměrným používáním chemických látek (např. hnojiv a herbicidů) a odvodňování
zemědělských krajin. Bohužel i současné tržní principy spojené s navrácením zemědělské
půdy do soukromého vlastnictví a pronájem půdy často mají podobné účinky, neboť krajina
je vnímána pouze jako místo k vytváření finančního zisku.
Následky tohoto přístupu jsou pro celou krajinu zdrcující. Jako v mnoha
evropských státech, tak jsme i my v České republice konfrontováni s degradací půdy
a alarmujícím úbytkem biodiverzity zvláště u organismů citlivých na kvalitu vody
a upřednostňující málo úživná stanoviště (PITHART et al. 2012). V České republice je více
než 50 % zemědělské půdy ohroženo erozí a její úrodnost kvůli úbytku organické hmoty
dramaticky poklesla (BRTNICKÝ et al. 2012). Kvůli nesprávné organizaci využívání půdy
na lánech monokultur těžkými stroji se podstatně snížila schopnost zemědělské půdy
zadržovat vodu a dochází k jejímu zhutnění.
KRAJINA SE MĚNÍ I SE ZMĚNAMI KLIMATU
Uvedené faktory hrají velmi důležitou roli v souvislosti se změnami klimatu. Změny
klimatu s sebou přinášejí nejen dlouhodobá sucha nebo extrémy v podobě povodní,
ale mění i tvář naší krajiny. Ekonomické škody dosahují extrémních hodnot, aktuálně
155
vyšších než současné dotace na podporu zemědělské produkce (viz PETŘÍK et al. 2015).
Větru dešti sice neporučíme, ale vhodným hospodařením v krajině se můžeme probíhajícím
změnám lépe přizpůsobit. Krajina je věcí veřejnou a její využívání nelze ponechat
na libovůli uživatelů a jejich finančních zájmech. Jsme přesvědčeni, že naše krajina je
oslabena a vidíme pro to několik příčin:
¾ Krajina je ve „výprodeji“
Výprodej krajiny pro jednostranné zájmy spojené s výstavbou velkopodnikatelských
objektů a sídelních struktur v krajině. Krajina se tak stává i hůře prostupnou.
Využívání krajiny jako nástroje k maximalizaci ekonomického zisku (převládá
monokulturní využívání) bez ohledu na její udržitelnost pro budoucí generace. To má
za následek zvýšení uniformity krajiny a snížení biodiverzity.
¾ Šlapeme si po štěstí – nedoceněná půda
Současný systém zemědělských subvencí a dotací zaměřený hlavně na produkci
bez ohledu na někdy nežádoucí účinky na zemědělskou půdu a krajinu.
Absence ochrany půdy včetně její živé složky jako základní matrix pro udržitelný život
obyvatel. Chybí přesné podmínky využívání a prodeje půdy včetně ekonomických
nástrojů omezujících plošný zábor půd.
¾ Pravá ruka neví, co dělá levá
Absence návaznosti výsledků výzkumu krajiny a politického rozhodování ve věci
vývoje a využívání krajiny.
Nedostatečná koordinace rezortních politik a prosazování jednostranných zájmů na úkor
krajiny jako celku.
Absence politických nástrojů pro ochranu, správu a plánování krajiny tak, jak jsou
zakotveny v Evropské úmluvě o krajině.
Absence dlouhodobé vize vývoje a využívání krajiny a z toho plynoucí nízká úroveň
povědomí krajiny jako prostoru veřejného zájmu v lidech.
Krajina České republiky sestává z drobné stanovištní mozaiky, která je základem její
biodiverzity, jak dokládá např. Atlas krajiny České republiky. Udržitelné nakládání
s krajinou je ve veřejném zájmu a základní otázkou zůstává, jak přimět uživatele půdy,
aby krajinu obhospodařovali s ohledem na jemné zrno mozaiky. Podkladem
pro hospodaření může být stanovištní mapování zemědělské krajiny a efektivním řešením
pak jsou zemědělské dotace podporující udržitelné využívání půdy.
PLATFORMA PRO KRAJINU JAKO SOUČÁST STRATEGIE AV 21
Akademie věd České republiky rozvíjí Strategii AV21, která nese motto „Špičkový výzkum
ve veřejném zájmu“. Cílem našeho projektu řešeného v rámci této aktivity (konkrétně
programu Rozmanitost života a zdraví ekosystémů) je sjednotit výzkum o krajině
na jednotlivých akademických pracovištích a představit jejich práci cílovým uživatelům
ve srozumitelném jazyce. Vytvořili jsme mezioborovou platformu pro výzkum krajinných
a ekosystémových služeb, platformu pro krajinu. Na veřejnost jsme vstoupili ve známost
sborníkem Povodně a sucho: krajina jako základ řešení (FANTA & PETŘÍK 2014),
kde jsme představili stav krajiny a příklady dobré praxe.
Platforma již zformulovala několik konkrétních opatření v rámci Národního
programu na zmírnění dopadů změny klimatu v České republice zpracovaného
Ministerstvem životního prostředí. Tento program definuje základní cíle a opatření v boji
proti změně klimatu na národní úrovni s cílem v maximální možné míře zajistit dosažení
emisních cílů v duchu mezinárodních dohod, aby tak odrážela současnou a budoucí
156
sociální, ekonomickou a environmentální situaci v České republice, a podpořila udržitelný
rozvoj. Jsme zastoupeni v několika pracovních skupinách řízených MŽP, které se věnují
zvlášť problematice dlouhodobého sucha, povodní a přívalových srážek, zvyšování teplot,
extrémním meteorologickým jevům, ekonomickým nástrojům a monitoringu a hodnocení.
V současnosti se vyjadřujeme k více než třem stovkám adaptačních opatření
převzatých z Komplexní studie dopadů, zranitelnosti a zdrojů rizik souvisejících se změnou
klimatu v ČR (viz Obr. 1 a Příloha 1). Odborně nejblíže máme k sektorům lesnictví (33
opatření), zemědělství (38), vodního režimu (58), biodiverzity a ekosystémových služeb
(26), mimořádných událostí a ochrany obyvatelstva a životního prostředí. Poněkud mimo
oblast našeho zájmu stojí doprava (17), průmysl a energetika (29), zdraví a hygiena (17),
cestovní ruch (20) a urbanizovaná krajina (47). Opatření mohou mít povahu legislativní,
organizační, koncepční, metodickou, vědecko-výzkumnou a inovativní či ekonomickou.
Naši členové zasedají v poradních výborech Rady vlády pro udržitelný rozvoj, pro kterou
připravujeme podklady pro zpracování vize a krajinné politiky.
Obr. 1: Přehled přínosů adaptačních opatření k dlouhodobému řešení dopadů
projevu změny klimatu v daném sektoru hodnocených zástupci platformy pro udržitelné
hospodaření v krajině na škále 0–3 (0 – žádný, 1 – nízký/okrajový, 2 – vysoký,
3 – mimořádně vysoký).
Navazujeme na činnost Evropské platformy pro strategii výzkumu biodiverzity,
která opakovaně uznala nutnost rozvíjet, propojovat a vytvářet infrastrukturu nutnou
pro sledování a vyhodnocování změn biologické rozmanitosti, volně přístupné databáze
a virtuální instituce pro výměnu dat a analýz a dalších prvků moderních infrastruktur
(www.epbrs.org). S odborníky z Mezivládní platformy pro biologickou rozmanitost
157
a ekosystémové služby (www.ipbes.net) již spolupracujeme jako členové na hodnocení
biodiverzity a ekosystémových služeb regionů Evropy a střední Asie.
Platforma sehrává několik rolí v podobě různých projektů, pro něž
disponujeme daty a předběžnými analýzami.
Tou nejzásadnější je role vědecká, protože vědecké důkazy jsou stavebními
kameny vize pro krajinu. Hlavním našim výstupem proto bude metaanalýza vědeckých
poznatků vytvořených na půdě AV ČR za posledních cca 25 let podporující vybraná
adaptační opatření na udržitelnost krajiny. Metaanalýza bude založena na inventarizaci
a vyhodnocení (i) závazků a doporučení Evropské komise, Rady Evropy a evropské
politiky ochrany životního prostředí zahrnující Úmluvu o biologické rozmanitosti,
Evropskou úmluvu o krajině nebo Směrnici o stanovištích, (ii) ekosystémových služeb
krajiny a využití půdy, (iii) potřeb ekologické obnovy degradované krajiny a způsobů
využití opuštěné krajiny a (iv) ochrany kulturních, historických a vizuálních hodnot krajiny.
Výzkumných dílčích témat je celá řada a rozpadají se do dvou hlavních oblastí: biodiverzita
a klimatická změna.
Důležitá je role koordinační založená na (i) spolupráci mezi výzkumnými týmy,
(ii) pořádání konferencí a seminářů s cílem šířit vědecké poznatky o krajině a využívání
půdy, (iii) koordinaci a monitoring stavu vývoje krajiny vedoucího ke zřízení systémového
a dlouhodobého programu pro sledování dopadu stávajících dotačních titulů a (iv) tvorbu
a udržování centrální databáze a vědeckých informací o krajině.
Dalšími neméně důležitými rolemi jsou role vzdělávací a poradní. Odborné
poznatky a doporučení jsou sdělovány (i) tvůrcům politik zabývajících se krajinou
a metodikami operačních programů pro zlepšení životního prostředí, územním plánováním
a legislativou (MZe, MŽP, MMR), (ii) uživatelům krajiny, kteří se zabývají postupy
plánování využití půdy konkrétních územních jednotek, (iii) manažerům, developerům
a uživatelům místních jednotek se zvláštním účelem (lesní krajina, chráněná území jako
např. národní parky, chráněné vodní plochy, dobývací prostory apod.) a (iv) obcím
odpovědným za svůj urbanistický rozvoj. Příklady vybraných opatření uvádíme v Příloze 1.
Výhoda platformy je její úzké napojení na univerzity, s nimiž plánujeme letní
školy v oblasti správy životního prostředí a práva, zelené ekonomiky a geobotaniky.
Do oblasti vzdělávání patří nejrůznější akce organizované pro veřejnost. Kromě již
proběhlého semináře spoluorganizovaného Komisí pro životní prostředí Akademie věd ČR
hodláme představit veřejnosti také plán, jak naložit s narušenou krajinou v okolí
Průhonického parku a to u příležitosti hned dvou akcí (Vědeckého treku 18. června
a hudebního festivalu A-fest 3. září 2016 oboje v Průhonickém parku). Připravujeme také
putovní výstavu po vybraných městech v celé republice (Tábor, České Budějovice,
Průhonice, Praha, Brno, Olomouc) a těšit se letos můžete na popularizační brožuru v rámci
edice Academia „Strategie AV21“ na téma trvalé udržitelnosti a ekosystémových služeb
pro uživatele krajiny podpořenou výsledky výzkumu.
POUČENÍ Z KRIZOVÉHO VÝVOJE?
Pro Českou republiku je nezbytné vypracovat dlouhodobou vizi krajiny a zformulovat
odpovědnou politiku krajiny jako prostoru veřejného zájmu. Příklady dílčích opatření
uvádíme v příloze tohoto příspěvku. Některé země se již z krizového vývoje poučily
a uzpůsobily své politiky péče o krajinu a způsoby využívání zemědělské půdy tak, aby
zabránily dalším škodám. Strategické plány byly u nás sice přijaty pro některá chráněná
území, podobné nástroje pro širší krajinu k dispozici nejsou, a když, tak nejsou závazná
a využívána (Územní studie krajiny z dílny MMR).
158
Dobrý návod, jak k věci přistoupit, poskytuje Evropská úmluva o krajině
(KUČERA 2014). Ta umožňuje přímou výměnu informací a předávání zkušeností v oblasti
plánování a péče o krajinu, stejně jako možnost zvýšit povědomí veřejnosti a její účast
na rozhodování o věcech veřejných (viz také SKLENIČKA 2003). Česká republika této
úmluvě v posledních dvou desetiletích bohužel nevěnovala dostatečnou pozornost, a proto
vítáme možnost podílet se na přípravě adaptačních opatření pro krajinu.
Poděkování
Činnost platformy pro krajinu probíhá za podpory projektu Strategie AV21 (program
ROZE): Hospodaření v krajině s ohledem na globální změny. Vznik této publikace byl
umožněn díky dlouhodobému koncepčnímu rozvoji BÚ AV ČR, v. v. i. (RVO 67985939).
LITERATURA
BRTNICKÝ M. et al. (2012): Degradace půdy v České republice. – VÚMOP, Brno.
FANTA J. & PETŘÍK P. [eds.] (2014): Povodně a sucho: krajina jako základ řešení.
– Sborník ze seminářů Komise pro životní prostředí Akademie věd ČR, Botanický ústav
Akademie věd ČR, v. v. i., Průhonice.
KUČERA P. [ed.] (2014): Úmluva o krajině = Landscape inconvenience: důsledky a rizika
nedodržování Evropské úmluvy o krajině. – Brno, Mendelova univerzita v Brně.
MADĚRA P et al. (2014): Czech villages in Romanian Banat: landscape, nature,
and culture. – Mendelova univerzita v Brně.
PETŘÍK P., FANTA J. & PETRTÝL M. (2015): It is time to change land use and landscape
management in the Czech Republic. – Ecosystem Health and Management 1:1-6.
PITHART D., DOSTÁL T., LANGHAMMER J. & JANSKÝ M. [eds.] (2012): Význam
retence vody v říčních nivách). – Daphne ČR, P3K Prague, 141 p.
SKLENIČKA P. (2003): Základy krajinného plánování. – Nakl. N. Skleničková, Praha.
Příloha 1: Návrhy opatření Platformy pro udržitelné hospodaření v krajině.
Klíčová je výchozí formulace zásad pro zpracování vize české krajiny 2030 – 2050: Krajina
jako nenahraditelná součást životního prostředí, jako prostor pro realizaci udržitelného
vývoje ekonomických, ekologických a kulturních zájmů a jako veřejný prostor. Tyto zásady
pojmenují možné zdroje rizik včetně jejich dopadů na zdraví a životy obyvatel, jejich
majetek, infrastrukturu a ekosystémy, a soubor opatření majících vliv na omezení rizik
s ohledem na možnosti a tradici využívání české krajiny. Krajinná politika vychází
ze strategie nakládání s krajinou a základní cíle rezortního využívání krajiny a integruje
rezortní politiky na úrovni krajiny a typických regionů.
Návrhy pro politická rozhodnutí
‐ Implementace Evropské úmluvy o krajině a novelizace existujících zákonů
‐ Úpravy zákonných norem týkajících se krajiny jako celku i jejích jednotlivých složek
‐ Změny existujících rezortních politik (zejména MZe, MŽP, MMR, MPO) s ohledem
na společenskou zodpovědnost firem za využívání krajiny
‐ Využití společného metodického postupu MŽP a MMR „Zadání územní studie krajiny
pro správní obvody obcí s rozšířenou působností“ pro návrhy opatření zohledňující
klimatické změny
‐ Důsledná revize dotační politiky pro zemědělství a výstavbu
‐ Revize zásad pro rozvoj venkova
‐ Vymahatelnost práva na udržitelné využívání krajiny z titulu veřejného zájmu
159
‐
Vytvoření hlavního metodického a koordinačního pracoviště pro řízení vývoje
a využívání krajiny – krajinné plánování
Návrhy vybraných opatření pro státní správu
‐ Změnit předpisy státní správy týkající se krajiny jako celku i jejich jednotlivých
složek
‐ Zpracovat katalog krajiny jako nástroj krajinné politiky a regionálních krajinných
strategií
‐ Zpracování indikátorů pro kontrolu plnění politických změn a opatření
‐ Zpracování indikátorů pro hodnocení změn u rezortních politik
‐ Vymezení rizikových oblastí změny a krizových situací
‐ Důsledná kontrola prováděcích opatření v uživatelské praxi v jednotlivých rezortech
Návrhy pro uživatelskou praxi v jednotlivých rezortech
V zemědělství provést prostorové úpravy krajiny: uživatelská a ekologická infrastruktura,
komplexní pozemkové úpravy (optimalizace vlastnické struktury zemědělského půdního
fondu) s maximální rozlohou provozních jednotek s cílem zpřístupnit krajinu.
‐ Zavést pravidla udržitelného hospodaření v krajině v následujících oblastech: střídání
plodin, osevní postupy; organické hnojení včetně kontroly vstupů; agrotechnika
a mechanizace přizpůsobené vlastnostem krajiny; nadměrné používání chemických
látek
‐ Podpořit rozvoj alternativních plodin a postupů zemědělské produkce s příznivými
mimoprodukčními efekty (snížení erozí; zvýšení biodiverzity a diverzity krajiny,
posílení malého vodního cyklu)
V oblasti lesnictví podporovat zavedení přírodě bližších forem nepasečného hospodaření
změnou legislativy – zejména v otázkách výchovných a obnovních principů, metod
hospodářské úpravy lesů (včetně výpočtu závazných ustanovení v lesních
hospodářských plánech). Dlouhodobě podporovat výzkumné a osvětu šířící
hospodářské jednotky (majetky), na kterých je již možné vlastníkům a hospodářům
demonstrovat, jak principy nepasečného hospodaření zavádět a rozvíjet.
‐ Zvýšit cenu produkce lesního ekosystému o další hodnoty, které poskytuje lesní
ekosystém krajině jako celku a tím vytvořit ekonomický prostor pro nápravu
acidifikací zničených lesních půd.
V oblasti ochrany půd nastavit v zákoně o ochraně ZPF jasné limity a ekonomické
nástroje k omezení plošné výstavby na „zelené louce“ na nejvíce bonitních půdách
(dle BPEJ) v součinnosti s nastavením krajinného plánování.
V oblasti ochrany vod vytvořit mapové podklady historických lokalit vodních ploch
v České republice jako podkladů pro konkrétní opatření v krajině, jejichž cílem bude
zvýšení zásob vody obnovou přirozené akumulace vody (lužní lesy, mokřady,
některé trvalé travní porosty), či zvyšování kapacity stávajících umělých akumulací
vody (obnova zaniklých vodních ploch).
V oblasti ochrany přírody a krajiny zřídit regionální biologické stanice jako útvary
výkonné služby ochrany přírody a krajiny a pro správu a údržbu chráněných území;
chráněná území převést do jejich správy a rozšířit síť chráněných území v kulturní
krajině s důrazem na ochranu a retenci vody, posílení biodiverzity a ekologické
infrastruktury krajiny
V oblasti územního plánování přijmout v plném rozsahu doporučení Evropské úmluvy
o krajině týkající se krajinného plánování a včlenit tam koncept ekosystémových
160
služeb, který pomůže kvantifikovat cenu za zábor krajiny a těmito ekonomickými
nástroji může stimulovat pozitivní vývoj zástavby.
Návrhy pro výzkum krajiny
Zřídit v České republice Centrum pro výzkum krajiny se zaměřením na koordinaci
výzkumných aktivit; integraci výsledků výzkumu univerzitních a rezortních pracovišť
a s poradní činností pro rozhodování politických složek v záležitostech krajiny
s následujícími úkoly:
o Zřídit centrální úložiště dat o krajině (možné také formou vzdáleného
přístupu, např. v rámci směrnice INSPIRE) a shromáždit přehled dat
o historickém vývoji krajiny.
o Zpracovat scénáře vývojových koncepcí (integrovaný, segregační,
exploatační, útlumový) pro vybraná modelová území krajiny v ČR
o Zpracovat návrh dlouhodobého programu výzkumu krajiny
za podmínek klimatické změny
161
MAPOVANIE A HODNOTENIE BIOTOPOV PRE ÚČELY
EKOSYSTÉMOVÝCH SLUŽIEB NA LOKÁLNEJ ÚROVNI
MAPPING AND ASSESSMENT OF HABITATS FOR PURPOSES OF ECOSYSTEM SERVICES
ON LOCAL LEVEL
Radovan Pondelík1
1
Katedra aplikovanej ekológie, Fakulta ekológie a environmentalistiky, Technická
univerzita vo Zvolene, Ul. T.G. Masaryka 24, 960 53 Zvolen, Slovenská republika
email: [email protected]
ABSTRACT
Ecosystem services are new concept for assessing ecosystems and biodiversity for human
society. They represent a base for actual policy for nature and biodiversity conservation.
Identification of ecosystem services through their mapping or modelling is
an inevitable step for their later assessment. The paper deals with mapping and assessment
of habitats and their importance for mapping and assessment of ecosystem services.
The argument is that healthy ecosystems possess the full potential of ecosystem functions.
Biodiversity, in particular plant species diversity, has an important role in structuring
habitats, ecosystems and landscapes which is necessary for many species, and hence
ecosystem services to exist. An ecosystem can provide potentially several services that may
affect each other in positive or negative way. The paper proposes integration of results
from mapping and assessment with other information to develop methodical proposal
for assessing mutual relations of ecosystem services and for research of the role
of biodiversity and state of habitat on delivery of ecosystem services.
Key words: ecosystem services, mapping of habitats, biodiversity, vegetation.
ÚVOD
Ekosystémové služby predstavujú nový koncept pre hodnotenie významu ekosystémov
a biodiverzity pre ľudskú spoločnosť. Predstavujú preto základ pre aktuálnu politiku
ochrany prírody a biodiverzity. Napriek tomu, že život človeka je závislý od prírody
a prírodných procesov, len vybrané časti prírody majú stanovenú hodnotu a započítavajú sa
v hospodárskej bilancii ako ekonomické zdroje (lesné hospodárstvo, poľnohospodárska
pôda,
vodné zdroje). Sú to hlavne prírodné zdroje alebo produkty vo forme
obchodovateľných komodít, avšak veľká časť úžitkov, ktoré dostávame z prírody, takto
ohodnotená zatiaľ nie je a považuje sa preto za ekonomickú externalitu. Z tohto dôvodu sú
náklady na ochranu a starostlivosť o prírodu často krát vnímané ako nadbytočné,
či dokonca prekážka v rozvoji. V snahe dosiahnuť trvalo udržateľný rozvoj zamedzením
prílišnej exploatácie prírody bola vypracovaná v ostatných rokoch teória ekosystémových
služieb (MEA 2005; TEEB 2010; EEA 2011). Koncept ekosystémových služieb umožňuje
začlenenie hodnoty ekosystémov a úžitkov z nich do ekonomickej analýzy. Ide o spojenie
prírodných a ekonomických vied a rozvoj tzv. Zelenej ekonomiky. Odhliadnuc
od ekonomického hľadiska, úlohou ekologicky orientovaných vied je v tomto procese
poskytnúť čo najvernejšie informácie o ekosystémoch. Poznanie ich štruktúry a funkcií
umožní následne zhodnotiť ponuku služieb, ktoré tieto ekosystémy pre spoločnosť
zabezpečujú alebo môžu potenciálne zabezpečovať. Mapovanie ekosystémov a ich služieb
162
je v súčasnosti vysoko aktuálnou celosvetovou témou, ktorá sa odzrkadľuje
aj v environmentálnej politike Európskej únie a jej členských štátov. Európska stratégia
na ochranu biodiverzity do roku 2020 (COM (2011) 224) vo svojom cieli 2 priamo ukladá
členským štátom do roku 2014 predstaviť ich koncept mapovania ekosystémov a ich
služieb s následnou implementačnou fázou v nasledujúcich rokoch. Toto mapovanie bude
prebiehať na celoeurópskej ako aj národnej úrovni (MAES et al. 2013). Keďže však
ekosystémy reálne existujú na lokálnej úrovni, ale poskytujú služby aj na regionálnej
úrovni, je nevyhnutné pripraviť metodiku, ktorá by skĺbila terénne mapovanie ich stavu
a poskytovania služieb na ekosystémovej úrovni, s hodnotením na regionálnej
až po celoštátnu úroveň. Prvú globálne akceptovanú klasifikáciu ekosystémových služieb
predstavil Millenium Ecosystem Assessment (MEA) v roku 2005. Táto rozdeľuje
ekosystémové služby na produkčné, regulačné a kultúrne. Aktuálne klasifikácie (TEEB
2010; CICES 2013) prevzali a dopracovali toto rozdelenie. Popri produkčných službách
ako produkcia potravín a biomasy, ktoré sú tradične hodnotené a figurujú ako komodity
v národných účtoch, sa
v súčasnosti kladie dôraz na mapovanie a kvantifikáciu
ekosystémových služieb regulujúcich prírodné procesy, ktoré sú potenciálne nebezpečné
alebo priamo poškodzujúce hodnoty. Tieto prírodné procesy sú akcelerované v dôsledku
neudržateľného využívania krajiny. Ide hlavne o reguláciu toku hmoty, vody či vzdušných
más v dôsledku extrémnych meteorologických javov (erózia pôdy, ochrana proti
víchriciam, ochrana proti záplavám). Priaznivý stav ekosystémov je mimoriadne dôležitý,
pretože zdravé ekosystémy umožňujú rozvinúť plný potenciál ekosystémových služieb.
VÝCHODISKÁ MAPOVANIA A HODNOTENIA EKOSYSTÉMOV
A ICH SLUŽIEB
Vedecká komunita sa o priame vyjadrenie významnosti prírody a jej ekosystémov
pre ľudskú populáciu a pre udržateľnosť života v biosfére Zeme pokúsila až v posledných
troch desaťročiach, vážnejšie a masívnejšie však až v poslednom desaťročí. V uplynulom
štvrťstoročí sa vyvinuli mnohé experimentálne metódy hodnotenia netrhových prínosov
prírody, ktoré väčšina autorov meria prostredníctvom zisťovania ochoty jednotlivcov platiť
za určitú kvalitu životného prostredia, prírody a krajiny či ochoty prijímať (náhrady)
za zhoršenie ich kvality. Tieto metódy však vykazujú rad systémových obmedzení,
ktoré ich doteraz odsúvajú na okraj spoločenského záujmu Potreba ocenenia funkcií
a služieb ekosystémov je stále naliehavejšia, pretože ekologické aspekty území sa
v ekonomickom rozhodovaní neberú do úvahy v podobe konkrétnych cien. Hľadajú sa
preto spôsoby a metódy, ktoré by vyjadrili také ceny funkcií a služieb ekosystémov
a umožňovali tak nevyhnutné porovnávanie medzi ekonomickými a ekologickými úžitkami
a nákladmi pri využívaní prírody. Ide pritom o vyjadrenie úžitkov a nákladov služieb
prírodných a prírode blízkych ekosystémov, ktorým tvrdo a nezriedka likvidačne konkuruje
štandardné ekonomické využívanie územia („rozvoj územia“) pre úplne neprírodné
zástavby, spevňovanie povrchov a vytláčanie vody z krajiny (SEJÁK et al. 2010).
SEJÁK (2010) uvádza, že koncept funkcií ekosystému založený iba na prírodných
vedách, zatiaľ čo služby, ktoré ekosystém poskytuje ľudskej spoločnosti už zasahujú
do humánnych vied. Súčasné chápanie ekosystémových služieb bolo zavedené
až prostredníctvom práce COSTANZA et al. (1997). Vďaka správe o ekosystémovom
hodnotení (MEA 2005) bol akceptovaný a široko zverejňovaný prístup používajúci termín
“ekosystémové služby”. Zavedenie rutinného hodnotenia ekosystémových služieb môže
byť, napriek mnohým problémom, podporou ich ochrany (alebo obmedzenia ich
degradácie). Väčšina metód hodnotenia je založená na odvodení environmentálnych hodnôt
v závislosti od preferencií domácností a spoločnosti. Tieto sa dajú rozdeliť na metódy
163
odvodenia hodnoty z trhu (prejavené preferencie napr. vyjadrením cien alebo cestovných
nákladov, alebo nákladov, ktorým sa vyhneme) a na metódy priameho prieskumu
(stanovené preferencie) založenej na ochote platiť alebo akceptovať. V Českej republike
bola ako prvá systémová metóda hodnotenia ekologických aspektov prírody a krajiny
rozpracovaná metóda hodnotenia biotopov (SEJÁK et al. 2010). Ekosystémovým službám
v lesoch Slovenska sa venuje monografia ČABOUN et al. (2010). Bola vypracovaná
príručka pre rýchle hodnotenie ekosystémových služieb v chránených územiach
v Karpatoch pod zadaním WWF (BUCUR & STROBEL 2011). Neskôr bola vypracovaná
z nej vychádzajúca príručka, zameraná na Slovensko (POVAŽAN & KADLEČÍK 2014).
Ekosytémové služby je možné mapovať deduktívnym alebo induktívnym
spôsobom. Induktívne prístupy („zdola-hore“) vychádzajú z poznania ekosystémov,
ktoré sa vyskytujú v skúmanej krajine, z ich lokalizácie a plošnom výskyte, resp. rozšírení
v území (ELIÁŠ 2014).
Induktívny postup pozostáva z nasledujúcich krokov (ELIÁŠ 2014):
1) identifikácia ekosystémov podľa rastlinných spoločenstiev, prípadne biotopov,
2) hodnotenie výskytu a rozšírenia ekosystémov v území („mapovanie“),
3) analýza ekologických a spoločenských funkcií ekosystémov podľa biodiverzity
vegetácie,
4) analýza využívania funkcií ekosystémov (vegetácie) – identifikácia
ekosystémových služieb.
Dôležitosť problému hodnotenia je preukázaná množstvom publikácií týkajúcich sa
ekosystémových služieb. Kľúčové správy, ktoré sa objavujú z tohto rastúceho množstva
prác sú:
a) Nevyhnutnosť jasne rozlíšiť benefity a hodnoty, pretože rozličné skupiny môžu mať
rozličné hodnoty alebo perspektívy benefitov. Kým kapacita ekosystémov pre poskytovanie
benefitov ľuďom môže byť konštantná, hodnoty ktoré získavajú sa môžu meniť v priebehu
času.
b) Kým ekonomické ohodnotenie je najrozšírenejšia používaná metóda používaná
pre porovnanie benefitov z ľudskej perspektívy, je rastúci záujem o nepeňažné techniky.
c) Zatiaľ čo rozsah metód ohodnotenia rástol z hľadiska počtu a sofistikovanosti, stále je tu
potreba zlepšiť silu techník, obzvlášť tých, ktoré sú závislé na prístupoch preferencie stavu
a prístupoch prenosu benefitov (HAINES-YOUNG & POTSCHIN 2009).
MAPOVANIE A HODNOTENIE EKOSYSTÉMOVÝCH SLUŽIEB
Výskum biodiverzity významne prispieva k poznaniu a hodnoteniu fungovania
ekosystémov a ich ekosystémových služieb (ELIÁŠ 2011). Podľa HAINES-YOUNG
& POTSCHIN (2009) existuje značné množstvo dôkazov o tom, že biodiverzita
a fungovanie ekosystémov sú úzko spojené:
a) konkrétne kombinácie druhov môžu mať doplnkový alebo synergický efekt
na spôsoby využívania zdrojov, ktoré môžu zvýšiť priemernú mieru produktivity
a retenciu živín,
b) zraniteľnosť komunít na inváziu cudzími druhmi je ovplyvnená druhovou
skladbou a za podobných podmienok prostredia stúpa ako druhová bohatosť klesá,
c) ekosystémy podliehajúce disturbanciám môžu byť stabilizované, ak obsahujú
druhy s vlastnosťami, ktoré im umožnia reagovať na meniace sa podmienky
prostredia.
Kvantitatívne vzťahy medzi biodiverzitou, štruktúrou a ekosystémovými procesmi
a službami sú však nedostatočne preskúmané (DE GROOT et al. 2010), a preto sme sa
zamerali práve na mapovanie biotopov.
164
Mapovaniu a hodnoteniu ekosystémových služieb sa venuje aj projekt VEGA č.
1/0186/14
„Hodnotenie
ekosystémových
služieb
na
národnej,
regionálnej
a lokálnej úrovni“.
Cieľom projektu je:
1. Vytvorenie mapy hlavných typov ekosystémov na národnej úrovni a ich
interpretácia vzhľadom na vybrané produkčné, regulačné a kultúrne služby,
ktoré ekosystémy Slovenska zabezpečujú.
2. Zhodnotenie ekosystémových služieb na regionálnej úrovni
na základe
modelovania prírodných procesov s využitím publikovaných meraní
a strednomierkových mapových podkladov.
3. Hodnotenie reálneho stavu ekosystémov a jeho vplyvu na zabezpečované služby
na základe výsledkov priamych meraní, resp. terénneho výskumu na lokálnej
úrovni.
4. Navrhnutie metodického postupu pre priestorovú integráciu výsledkov
zo skúmaných úrovní pre celoslovenské hodnotenie ekosystémov a ich služieb.
Postup mapovania a hodnotenia ekosystémových služieb na lokálnej úrovni pozostáva
z nasledujúcich krokov:
1. Mapovanie ekosystémov (biotopov) v záujmovom území prostredníctvom
terénneho prieskumu, zatriedenie ekosystémov do biotopov.
2. Identifikácia druhového zloženia vegetácie a početnosti druhov formou
fytocenologických zápisov na trvalých trávnatých porastoch ako aj v rámci
nelesnej drevinovej vegetácie.
3. Hodnotenie stavu ekosystémov (prostredníctvom porovnania aktuálnej štruktúry
s optimálnou alebo na základe prítomnosti bioindikačných druhov, príp.
na základe ďalších informácií).
4. Identifikácia poskytovaných ekosystémových služieb v záujmovom území
(identifikácia vybraných produkčných, regulačných a kultúrnych ekosystémových
služieb prostredníctvom mapovania alebo modelovania v prostredí GIS.
5. Hodnotenie
ekosystémových
služieb
kvantifikácia
poskytovaných
ekosystémových služieb biofyzikálnym ohodnotením.
Záujmovým územím je Zvolenská kotlina. Ako súčasť Slovenského stredohoria
patrí medzi kotliny stredného výškového stupňa, s dnom od 300 do 500 m n. m. (LUKNIŠ
& PLESNÍK 1961). Zvolenská kotlina je obklopená sopečnými pohoriami: Poľanou,
Ostrôžkami, Javorím, Štiavnickými vrchmi a Kremnickými vrchmi. Na severe ju
ohraničujú Starohorské vrchy a Horehronské podolie (BELÁČEK & BEBEJ 2013). Hlavná
komunikačná tepna vedie pozdĺž rieky Hron, ktorá spája Zvolenskú kotlinu na východe
s Horehronským Podolím. Veľmi dôležitou dopravnou tepnou, vedúcou do Lučeneckej
doliny, je úzka dolina Krivánskeho potoka. Reliéf kotliny je veľmi členitý, čo je odrazom
geologickej stavby podložia. Pahorkatinová časť kotliny pozostáva z paleogénnych
a pliocénnych jazerných uloženín, štrkov, pieskov, ílov a tufitov (LUKNIŠ & PLESNÍK
1961). V súčasnosti je klíma vo Zvolenskej kotline mierne suchá až vlhká, s veľkou
inverziou teplôt. Teplá klíma prechádza od Zvolena severne po sútok Hrona s Badínskym
potokom, južne pozdĺž ľavého brehu Slatiny. Mierne chladná klíma je v Bystrickom podolí
a na ľavom brehu Hrona. Z Horehronského podolia zasahuje do kotliny aj chladná
kotlinová klíma. Zvolenská kotlina je zastúpená aj vlhkou horskou klímou s malou
inverziou teplôt. Tá zasahuje z Poľany a Javoria. Severná časť kotliny je mierne teplá,
vlhká, kým južná časť je teplá, mierne vlhká, s chladnou zimou. Kotlina sa vyznačuje
malou veternosťou s prevládajúcim severným prúdením, s priemernými januárovými
165
teplotami od -4 do -5 °C. Priemerné júlové teploty sa pohybujú od 17 do 18,8 °C
(STŘELCOVÁ & JAKUBIS 2013). Ročné zrážky sa pohybujú v priemere od 670
do 850 mm. V strede Zvolenskej kotliny sú úhrny zrážok najmenšie (ročný úhrn zrážok je
menší ako 680 mm) a smerom k okraju kotliny ich úhrn narastá (SNOPKOVÁ 2008).
V pahorkatine trvá snehová pokrývka 60 až 80 dní (TARÁBEK 1974). Územie Zvolenskej
kotliny má hustú riečnu sieť, väčšia časť je súčasťou stredného povodia rieky Hron.
Vo Zvolenskej kotline je zastúpených niekoľko pôdnych typov. Väčšiu časť tvoria
podzolové pôdy a hnedé lesné nížinné pôdy, v najvyšších častiach kotliny prevládajú hnedé
lesné horské pôdy. (LUKNIŠ & PLESNÍK 1961).
Obr. 1: Lokalizácia záujmového územia.
MAPOVANIE A HODNOTENIE BIOTOPOV
Našou úlohou v rámci uvedeného projektu je mapovanie ekosystémov (biotopov)
v záujmovom území prostredníctvom terénneho prieskumu, zatriedenie ekosystémov
do biotopov podľa klasifikácie biotopov od STANOVÁ & VALACHOVIČ (2002).
V prípade lesných biotopov dáta prevezmeme z Programov starostlivosti o lesy.
Identifikujeme druhové zloženie vegetácie a početnosti druhov formou fytocenologických
zápisov na trvalých trávnatých porastoch ako aj v rámci nelesnej drevinovej vegetácie.
Údaje o druhovom zložení lesných porastov získame z Programu starostlivosti o les.
Pre štatistické zhodnotenie využijeme programy STATISTICA a CANOCO. Výsledkom
mapovania ekosystémov bude tiež mapa biotopov záujmového územia spracovaná
v programe ESRI ArcGIS 10. Následne budeme hodnotiť stav ekosystémov
prostredníctvom porovnania aktuálnej štruktúry s optimálnou. Do hodnotenia stavu
ekosystémov budú vstupovať tiež informácie o ich narušení z dostupných údajov o kvalite
jednotlivých zložiek krajiny, resp. životného prostredia, z priestorových údajov SAŽP
a SHMÚ. Ďalším krokom je identifikácia poskytovaných ekosystémových služieb.
Pri interpretácii potenciálu ekosystémov pre ekosystémové služby budeme vychádzať
166
z prác MAES et al. (2011, 2013) a klasifikácie CICES (2013). Informácie o významnosti
jednotlivých rastlinných spoločenstiev vyjadrujú potenciál pre využitie ako ekosystémové
služby. Na základe výsledkov hodnotenia vegetácie bude možné určiť poskytované
produkčné ekosystémové služby (resp. ich potenciál) a tiež ich biofyzikálne ohodnotiť.
Na základe identifikácie druhového zloženie vegetácie fytocenologickým výskumom
použijeme postupy ekologického a socioekonomického hodnotenia vegetácie (JURKO
1990) pre produkčné vlastnosti ako produkcia fytomasy, kŕmny a medonosný potenciál,
zásoba liečivých rastlín, genofond a tiež významnosť v rámci ochrany prírody. Porovnanie
produkčných služieb uskutočníme pomocou modelov ako SIBYLA (FABRIKA
& PRETZSCH 2011), CGMS (NOVÁKOVÁ et al. 2010; http://mars.jrc.ec.europa.eu),
alebo stanovením na základe BPEJ (DŽATKO & ILAVSKÁ 2005). Hodnotiť budeme tiež
potenciál biotopov poskytovať ekosystémové služby v budúcnosti, na základe zhodnotenia
ich aktuálneho stavu a manažmentu a predpokladaného manažmentu resp. štrukturálnych
zmien vegetácie.
VÝZNAM MAPOVANIA A HODNOTENIA BIOTOPOV V PROJEKTE VEGA
„HODNOTENIE
EKOSYSTÉMOVÝCH
SLUŽIEB
NA
NÁRODNEJ,
REGIONÁLNEJ A LOKÁLNEJ ÚROVNI“
Mapovanie ekosystémov, ich druhového zloženia a štruktúry je dôležitou súčasťou projektu
VEGA „Hodnotenie ekosystémových služieb na národnej, regionálnej a lokálnej úrovni“.
Informácie o vegetácii a jej štruktúre budú prepojené s informáciami o výskyte
bioindikačných druhov (ktorých výskum prebieha v rámci rovnakého projektu) ako sú
mäkkýše, ktoré majú veľkú výpovednú hodnotu pri hodnotení stavu prostredia v rámci
krajinnoekologického výskumu a pri bioindikácii (ŠTEFFEK et al. 2008). Viaceré štúdie
tiež poukazujú na vysoký bioindikačný význam mravcov pre hodnotenie ekologických
procesov v agrárnej a urbánnej krajine (GOMÉZ et al. 2003; DAHMS et al. 2005;
OTTONETTI et al. 2006). Spojením výsledkov nášho mapovania biotopov a poznatkoch
o výskyte bioindikačných druhov živočíchov, získame potrebné informácie pre určenie
stavu biotopu. Stav biotopu zohráva dôležitú úlohu v rámci hodnotenia ekosystémových
služieb. Poznatky o stave biotopu umožnia študovať vplyv kvality biotopu a jeho
druhového zloženia na poskytovanie ekosystémových služieb. Následným krokom,
nadväzujúcim na mapovanie a hodnotenie biotopov, bude zhodnotenie vybraných
produkčných služieb. Na rovnakých lokalitách prebieha tiež hodnotenie ďalších služieb ako
sú napr. regulačné služby (protierózna, protipovodňová). Všetky poskytované
a kvantifikované poskytované služby (ktoré budú pre tento účel zatriedené do kategórií)
budú syntetizované formou superpozície máp zobrazujúcich priestorové rozšírenie
a veľkosť služby. Takýmto spôsobom bude možné prepojiť naše výsledky mapovania
biotopov a produkčných služieb ktoré poskytujú, s výsledkami hodnotenia ostatných
služieb. Tento krok bude slúžiť na výskum vzájomných vzťahov medzi ekosystémovými
službami. Syntéza máp umožní vytvoriť prehľad medzi poskytovanými službami a tiež
medzi biotopmi (spolu s ich stavom) a poskytovanými službami. Na základe vzniknutej
mapy bude možné zhodnotiť, ktoré služby sa podporujú alebo vylučujú a skúmať pôsobenie
stavu biotopu na konkrétne služby.
167
Poďakovanie
Príspevok bol vypracovaný v rámci projektu VEGA č. 1/0186/14 „Hodnotenie
ekosystémových služieb na národnej, regionálnej a lokálnej úrovni“.
LITERATÚRA
BELÁČEK B. & BEBEJ J. (2013): Poloha a geomorfologické pomery Zvolenskej kotliny.
– In: Zvolen. Monografia k 770. výročiu obnovenia mestských výsad. Zvolen, pp. 12-13.
BUCUR C. & STROBEL D. (2012): Valuation of Ecosystem Services in Carpathian
Protected Areas - Guidelines for rapid assessment. – Costel Bucur, David Strobel - Braşov:
Green Steps. ISBN 978 - 606 - 93042 - 2 – 8.
CONSTANZA R., D´ARGE R., DE GROOT R., FARBER S., GRASSO M., HANNON B.,
LIMBURG K.,NAEMM S., O´NEILL R. V., PARUELO J., RASKIN R. G., SUTTON P.
& VAN DE BELT M. (1997). The value of the world´s ecosystem services and natural
capital. – Nature, 387:253-260.
ČABOUN V., TUTKA J. & MORAVČÍK M. (2010): Uplatňovanie funkcií lesa v krajine.
– NLC vo Zvolene, Zvolen. 285 p. ISBN 978-80-8093-120-9.
DE GROOT R. S., ALKEMADE R., BRAAT L., HEIN L. & WILLEMEN L. (2010):
Chalenges in integrating the concept of ecosystem services and values in landscape
planning, management and decision making. – Ecol. Complex., 7:260-272.
ELIÁŠ P. (2011): Ekologické determinanty kvality života na vidieku: faktory zlepšujúce
a faktory zhoršujúce kvalitu života ľudí. – In: Determinanty kvality života na vidieku,
Medzinárodná vedecká konferencia, 21. - 23. september 2011, Nitra. ISBN 978-80-5520667-7. URL: www.slpk.sk/eldo/2012/zborniky/001-12/elias.pdf
ELIÁŠ P. (2014): Identifikácia ekosystémových služieb vo vidieckej krajine
– In: Černušáková L. [ed.], Venkovská krajina 2014. Brno: Česká společnost pro krajinnou
ekologii, pp. 20-27.
HAINES-YOUNG R. & POTSCHIN M. (2013): Common International Classification
of Ecosystem Services (CICES). – Consultation on Version 4, August-December 2012.
Report to the European Environment Agency.
HAINES-YOUNG R. H. & POTSCHIN M. B. (2009): Methodologies for defining and
assessing ecosystem services. – Final Report, JNCC, Project Code C08-0170-0062, 69 p.
JURKO A. (1990): Ekologické a socio-ekonomické hodnotenie vegetácie. – Príroda,
Bratislava.
LUKNIŠ M. & PLESNÍK P. (1961): Nížiny, kotliny a pohoria Slovenska. – Bratislava.
MAES J., PARACCHINI M. L., & ZULIAN G. (2011). A European assessment
of the provision of ecosystem services. – JRC Scientific and Technical Reports.
Luxembourg: Publications Office of the European Union.
MAES J., TELLER A., ERHARD M., LIQUETE C., BRAAT L., BERRY P. & PARACCHINI
M. L. (2013). Mapping and Assessment of Ecosystems and their Services. – An analytical
framework for ecosystem assessments under action, 5:1-58.
MEA (2005): Millennium Ecosystem Assessment. – Ecosystems and Human Well-being.
POVAŽAN R. & KADLEČÍK J. (2014): Hodnotenie ekosystémových služieb v chránených
územiach Karpát so zameraním na Slovensko. – Príručka pre rýchle hodnotenie.
SEJÁK J., CUDLÍN P., POKORNÝ J., ZAPLETAL M., PETŘÍČEK V., GUTH J., CHUMAN
T., ROMPORTL D., SKOŘEPOVÁ I., VACEK V., VYSKOT I., ČERNÝ K., HESSLEROVÁ
P., BUREŠOVÁ R., PROKOPOVÁ M., PLCH R., ENGSTOVÁ B. & STARÁ L. (2010):
Hodnocení funkcí a služeb ekosystémů České republiky. – FŽP UJEP, 197 p.
168
SNOPKOVÁ Z. (2008): Zhodnotenie atmosférických zrážok vo Zvolenskej za štyridsaťročné
obdobie. – In: Turisová I. Martincová E. & Bačkor P. [eds.], Výskum a manažment
zachovania prírodných hodnôt Zvolenskej kotliny. Banská Bystrica – Zvolen, pp. 180-189.
STANOVÁ V. & VALACHOVIČ M. [eds.] (2002): Katalóg Biotopov Slovenska. – DAPHNE
– Inštitút aplikovanej ekológie, Bratislava, 225 p.
STŘELCOVÁ K. & JAKUBIS M. (2013): Klimatické pomery vo Zvolene a okolí. – In:
Monografia k 770. výročiu obnovenia mestských výsad. Zvolen, pp. 22-25.
Synthesis. Island Press, Washington, DC. 137 p.
TARÁBEK K. (1974): Hlavné klimaticko-geografické celky SSR. – Geograf. Čas., 26:
2:97-112.
TEEB (2010): The Economics of Ecosystems and Biodiversity: Ecological and Economic
Foundations. – In: Kumar P. [ed.], Earthscan, London and Washington.
169
REVITALIZÁCIA POTRAVNÝCH A HNIEZDNYCH BIOTOPOV
VYBRANÝCH DRUHOV VTÁKOV V POĽNOHOSPODÁRSKEJ
KRAJINE NA ŽITNOM OSTROVE
RESTORATION OF FEEDING AND NESTING HABITATS FOR SELECTED BIRD SPECIES
IN AGRICULTURAL LAND OF ŽITNÝ OSTROV
Pavol Surovec1
1
Bratislavské regionálne ochranárske združenie, Na Riviére 7/A, 841 04 Bratislava,
Slovenská republika
email: [email protected]
ABSTRACT
Agricultural intensification of the land use and abandonment of traditional land
management practices has led to the loss of suitable feeding and nesting habitats of Falco
vespertinus, Lanius minor and Anthus campestris.
This paper presents objectives and activities (including interim results) of the
project LIFE12 NAT/SK/001155 (LIFE – Ostrovné lúky). Concrete conservation actions
are focused on restoration of lowland meadows and pastures, biocorridors network, smallscale wetlands and nesting and perching sites for target bird species, as well as reintroduction of pollard willows management.
ÚVOD
Strakoš kolesár (Lanius minor), ľabtuška poľná (Anthus campestris) a sokol červenonohý
(Falco vespertinus) obývajú lúky a lesostepi a patria medzi druhy dobre adaptované
na život v poľnohospodárskej krajine. Vyžadujú mozaiku rôznych biotopov, čo je však
v rozpore s intenzívnym poľnohospodárstvom v území. Intenzifikácia poľnohospodárstva
so všetkými negatívnymi dôsledkami chemizácie a mechanizácie, ako aj sceľovania
pozemkov do uniformných hospodárskych blokov viedla k zániku mnohých cenných
maloplošných biotopov.
Našou snahou je prispieť k aktívnej ochrane biotopov vyššie uvedených druhov
vtákov v Chránenom vtáčom území Ostrovné lúky zavedením vhodného modelového
manažmentu územia v poľnohospodárskej krajine a obnovením hniezdnych a potravných
biotopov cieľových druhov.
Faktory, negatívne vplývajúce na početnosť populácii všetkých troch druhov, je
možné rozdeliť do nasledujúcich bodov:
1. Úbytok lúk a pastvín ako potravných a hniezdnych biotopov
Trávne porasty predstavujú spolu so širokou ponukou rôznych druhov bezstavovcov
potravnú bázu pre naše cieľové druhy. Strata trávnych porastov s nízkou a riedkou
vegetáciou negatívne vplýva na populáciu A. campestris, nakoľko sú tieto biotopy jej
primárnymi hniezdiskami. Tento druh vyžaduje aj osobitný režim hospodárenia na trávnych
biotopoch, ktorý má začať po ich hniezdnej sezóne (po 30. júli, ak bolo zaznamenané druhé
hniezdenie).
Trvalé trávne porasty pokrývali na konci devätnásteho storočia 51,7 %
poľnohospodárskej pôdy (kosné lúky 37 % a pastviny 14,7 %). V 50. rokoch minulého
170
storočia, po zmene vlastníckych pomerov počas komunizmu, boli úplne vysušené
a rozorané. Dnes plocha trávnych porastov predstavuje len 2,67 % poľnohospodárskej
krajiny. Väčšina lúk a pasienkov bola kvôli dobrým podmienkam pre poľnohospodárstvo
zmenená na ornú pôdu a chov hospodárskych zvierat bol prenesený do ustajnených
veľkochovov. Zvyšky trávnych biotopov nie sú vhodne obhospodarované vzhľadom na
požiadavky cieľových druhov. Chýba pastva hospodárskych zvierat, skoré pokosenie lúk,
diverzita hmyzu viazaných na trávy je nízka. Intenzívne poľnohospodárske využívanie,
predovšetkým chemizácia a veľkoplošné kosenie v často nevhodnom termíne, pôsobia
na populácie vtákov devastačne.
2. Strata biokoridorov ako migračných trás, potravných a hniezdnych biotopov
CHVÚ Ostrovné lúky tvorila v minulosti pestrá krajinná štruktúra založená
na maloplošných spôsoboch hospodárenia. Človek tu hospodáril rôznorodými spôsobmi
v rodinných usadlostiach a vytváral tak mozaiku krajiny, do ktorej patrili aj menšie vodné
plochy a plochy dočasne vyňaté z hospodárenia, skupinky stromov na produkciu ovocia
a hlavové vŕby na palivo a prútie. Jednotlivé usadlosti a hospodárske plochy oddeľovali
hranice tvorené z pásov stromovej a krovinatej vegetácie, políčka delili trávnaté medze
a úhory, hranice tiež vymedzovali hraničné kamene, kamenné múriky alebo solitérne
stromy. Tieto krajinné prvky reprezentujú vhodné potravné a hniezdne biotopy pre vtáky.
Vysoké stromy, ako napr. topole, využíva na hniezdenie L. minor. Rovnako tak aj
F. vespertinus, ak tu nájde opustené hniezda krkavcovitých vtákov. Stromy a kry
predstavujú útočisko pre rôzne druhy hmyzu, ktoré slúžia ako potrava cieľovým druhom
vtákov. Takisto okraje ciest porastené pásom vegetácie sú optimálnym prostredím
pre širokú škálu bezstavovcov.
Biokoridory v okolí poľných ciest s pásmi vegetácie poskytujú hniezdne možnosti
ľabtuške poľnej. Hustá štruktúra rôzne obhospodarovaných kúskov zeme vytvára mozaiku
vhodnú pre cieľové druhy keďže ich teritória sú veľké cca 1 ha. Sieť biokoridorov bola
počas komunizmu narušená, k čomu prispela kolektivizácia, sceľovanie pozemkov do
väčších hospodárskych celkov a intenzifikácia poľnohospodárstva. Spolu so zavádzaním
monokultúrneho pestovania plodín vymizli lineárne trávne prvky a intenzívna chemizácia
zničila aj zvyšky biokoridorov. Kvôli vyššie zmienených dôvodom je súčasná sieť
koridorov nedostatočná a slabo prepojená.
3. Strata mokradí a hlavových vŕb ako potravných biotopov
CHVÚ Ostrovné lúky je situované na území vnútrozemskej delty Dunaja a ohraničené
tromi vodnými tokmi – Dunaj, Malý Dunaj a Váh. V minulosti bolo toto územie
popretkávané sieťou riečnych ramien, malých mokradí a močiarov. Drobné vodné plochy
boli súčasťou krajiny ako prirodzene sa vyskytujúce podmáčané plochy v depresiách alebo
umelo vytvorené rybníky a napájadlá hospodárskych zvierat. Línie či skupinky hlavových
vŕb lemovali krajinu pozdĺž mokradí a riek, či poľných ciest a pastvín. Ošetrovanie
hlavových vŕb bolo bežné za účelom získania palivového dreva. Mokrade zabezpečujú
možnosti napájania vtáctva, ale tiež prežitie a reprodukciu vodného hmyzu ako potravovej
zložky ľabtušky poľnej a vážok, ktoré sú významnou zložkou potravy pre sokola
červenonohého a strakoša kolesára.
Hlavové vŕby sú útočiskom rôznych chrobákov, pavúkov a iných článkonožcov,
a preto potravnou základňou pre druhy L. minor a F. vespertinus. Ak sú vysádzané
do okolia mokradí alebo pastvín slúžia aj ako miesto pre striehnutie na korisť.
Množstvo drobných mokradí bolo významne zredukovaných, najmä rozsiahlym
odvodnením územia v druhej polovici minulého storočia. V tomto období tu boli
171
vybudované sústavy melioračných kanálov a vysušené mokrade boli následne rozorané.
K redukcii mokradí prispelo aj zanechanie tradičnej pastvy, kedy boli tieto vodné plochy
využívané ako zdroj pitnej vody pre zvieratá. Súčasne zachované rybníky nie sú vyhovujúce.
Manažment vŕb vymizol s nástupom lacnejších spôsobov vykurovania domácností.
Bez pravidelného orezávania hlavových vŕb sa ich kmene lámu pod váhou konárov.
4. Strata hniezdisk a lovných posedov
Intenzívne využívaná poľnohospodárska krajina postráda vhodné hniezdne podmienky
pre sokola červenonohého a strakoša kolesára, ktorí bežne využívali staré rozkonárené
stromy na hniezdenie. Tieto boli odstránené z krajiny počas posledných 70 rokov
ako dôsledok mechanizácie poľnohospodárstva, sceľovania parciel a rekonštrukcie ciest.
Nové stromy však vysadené neboli, nakoľko vymizol zber dreva, ovocia, orechov a iných
plodov u miestneho obyvateľstva. F. vespertinus vyžaduje na zahniezdenie opustené
krkavčie, vranie alebo stračie hniezda. Kolónie týchto druhov vtákov sa však presunuli
do miest, v dôsledku činnosti poľnohospodárov a poľovníkov. V minulosti boli usadlosti
a hospodárstva označované pomocou hraničných kameňov, kopami kamenia, drevenými
ohradami alebo stĺpikmi. Takéto vyvýšené miesta využíva sokol a strakoš k lovu hmyzu.
Pre ľabtušku poľnú tvoria vyvýšené miesta dôležitý priestor na hliadkovanie, spev a lov.
Tieto prvky zvyšujú aj diverzitu v krajine, nakoľko ponúkajú úkryt rôznym druhom hmyzu.
Počas sceľovania pozemkov a rekonštrukcie ciest boli tieto prvky z krajiny odstránené.
METODIKA
V rámci projektu LIFE12 NAT/SK/001155 Ochrana vtákov v CHVÚ Ostrovné lúky sme
navrhli nasledovné okruhy praktických manažmentových opatrení pre zlepšenie súčasného
stavu potravných a hniezdnych biotopov sledovaných druhov vtákov:
1. Obnova hniezdnych a potravných biotopov zavedením tradičných foriem
hospodárenia ako napr. pastva a kosenie lúk
V rámci projektu bude orná pôda transformovaná na lúky pomocou vysievania pôvodných
druhov bylinnej vegetácie a zavedením pravidelného manažmentu – kosenie, produkcia
sena. V niektorých prípadoch budú obnovené existujúce degradované biotopy zavedením
vhodného obhospodarovania. Opatrenia budú podliehať nárokom cieľových druhov.
Hniezdna sezóna ľabtušky trvá zvyčajne do polovice júla v prípade úspešného druhého
hniezdenia, čo značí, že žiadne kosenie by do konca júla nemalo prebiehať. Preto bude
kosenie realizované po ukončení hniezdnej sezóny, počet kosení počas roka môže byť
menší v porovnaní s intenzívne využívanými lúkami. Lúky by mali byť periodicky
prepásané počas troj– až štvortýždňových intervalov.
S ohľadom na historické využívanie bude pastva na cieľových lokalitách prebiehať
extenzívne. Pastva oviec vytvára nízke trávne porasty s ostrovčekmi neprepásanej trávy.
Takéto biotopy sú vhodné pre rôzne druhy článkonožcov, ktoré sú zas dôležitým zdrojom
potravy pre L. minor, F. vespertinus a A. campestris a navyše nízky vzrast vegetácie
umožňuje vtákom chytanie ich koristi. Prítomnosť hospodárskych zvierat spôsobuje
vyrušovanie hmyzu a drobných živočíchov ako koristi, a taktiež poskytuje vhodné
prostredie pre tie, ktoré sú viazané na trus zvierat.
2. Obnova mokradí, orezávanie hlavových vŕb, vytvorenie úhorov a pásov vegetácie
vhodných pre hmyz, ktorý slúži ako potravná báza pre vtáky
Počas projektu vytvoríme až 50 vodných plôch. Optimálne v blízkosti lúk a pastvín
obnovených v rámci projektu, alebo ako súčasť biokoridorov. To prispeje k vytvoreniu
172
diverzifikovanej krajinnej štruktúry, zlepšeniu mikroklimatických podmienok
a zadržiavaniu povrchovej vody. Okrem toho zabezpečujú mokrade tiež prežitie
a reprodukciu vodného hmyzu ako potravnej zložky ľabtušky poľnej, ako aj vážok, ktoré sú
významnou potravovou bázou pre sokola červenonohého a strakoša kolesára. Vodné plochy
budú vytvorené na miestach ich pôvodného výskytu, alebo tam, kde boli umelo vykopané
kvôli napájaniu hospodárskych zvierat, prípadne v depresiách, ktoré sa čas od času naplnia
vodou po výdatných dažďoch alebo snežení. Do úvahy budú brané mokrade s rozlohou
až 500 m2, pretože v ich prípade neočakávame zanášanie najbližších 50 až 100 rokov.
Mokrade budú potom ponechané bez následných zásahov príležitostne sa môže prepásať
alebo pokosiť ich brehová vegetácia.
V území sa nachádza aspoň 500 starých chradnúcich vŕbových porastov,
ktoré už neboli orezávané desaťročia. Tieto budú musieť byť najprv odborne ošetrené
a až následne zrezané.
3. Obnova prvkov vhodných na zahniezdenie a hliadkovanie
V rámci projektu budú inštalované vtáčie búdky a lovné posedy pre zlepšenie situácie
sokola a strakoša. Vedecké pozorovania na území Maďarska potvrdzujú úspešnosť búdok,
kde takmer polovica populácie sokola hniezdi v nich. Vyvýšené lovné posedy, kamenné
monolity a skupiny balvanov s minimálnou výškou 80 cm – 100 cm alebo drevené stĺpiky
vysoké 80 – 200 cm budú umiestnené rámci biokoridorov a v blízkosti obnovených
trávnatých porastov. Zabezpečíme inštaláciu 300 vtáčích búdok a 200 posedov. Budú
umiestnené na vhodných stromoch, optimálne v blízkosti potravných biotopov cieľových
druhov a biokoridorov.
4. Vybudovanie siete biokoridorov, ktoré okrem primárnej migračnej funkcie plnia aj
úlohu potravných biotopov a poskytujú hniezdne možnosti
Ďalšia časť aktivít je zameraná na vytvorenie siete biokoridorov, skladajúcej sa z medzí,
remízok, vetrolamov, alejí, poľných ciest a ich okrajov, brehových porastov, solitérnych
stromov ako aj skupiniek stromov. Budú vytvorené tri typy koridorov:
a) Biokoridory tvorené výsadbou drevinových a krovinových pásov - typickou druhovou
skladbou drevín poľnohospodárskej krajiny sú topoľ čierny, topoľ biely, topoľ sivý, dub
letný, jaseň úzkolistý, lipa malolistá, ale aj ovocné dreviny ako sú moruše, čerešne, višne,
slivky, marhule, hrušky, orechy, v krovinatom podraste sa vyskytujú bazy, dráče, trnky
a šípky.
b) Líniové porasty bylín, tráv, kvetov a poľnohospodárskych rastlín. Špeciálna zmes osiva
bude zastúpená zo 70 % poľnými a lúčnymi bylinami a 30 % trávami.
c) Biokoridory tvorené poľnými cestami – obnova ciest, spevnenie okrajov ciest a údržba
trávnatých pásov po ich okraji ako podpora hniezdneho a potravného biotopu ľabtušky
poľnej. Vedecké pozorovania potvrdili afinitu ľabtušky k trávnatým porastom s kamennými
prvkami. Takéto podmienky boli pôvodne na okrajoch ciest, spolu s pásmi zelene
medzi cestami a priľahlými poľami poskytovali tieto koridory ideálny biotop pre ľabtušku.
DOPOSIAĽ DOSIAHNUTÉ VÝSLEDKY
Revitalizácia nížinných lúk
Vďaka spolupráci s miestnym stakeholderom sa podarilo zatrávniť pilotné územie – šesť
metrov široké pásy s rozlohou 4 hektáre v katastrálnom území obce Lipové (okres
Komárno) – siahajúce popri vetrolamoch, ako potenciálne hniezdne a potravné lokality
pre cieľové druhy (Obr. 1).
173
Obr. 1: Obnova hniezdnych a potravných biotopov pre cieľové druhy.
Revitalizácia nížinných pasienkov
Pilotná pastva bola realizovaná na území získanom v rámci projektu. Pasienok bol
vybavený elektrickým plotom, zdrojom pitnej vody a soľou a bolo tu umiestnené stádo
oviec (18) a kôz (11), vzhľadom na stav a charakter lokality (Obr. 2).
Obr. 2: Pastva ovcí na vybraných lokalitách.
174
Obnova hlavových vŕb
V rámci projektu sa podarilo zorganizovať už tri workshopy, zamerané na orez hlavových
vŕb. Účastníci workshopov orezali spolu cez 30 hlavových vŕb. Okrem praktického výstupu
poskytujú tieto akcie priestor aj na vzdelávanie miestnej komunity i širšej verejnosti
(Obr. 3).
Obr. 3: Workshop zameraný na orez hlavových vŕb.
ZÁVER
V príspevku boli načrtnuté problémy spojené so zmenou charakteru využívania
poľnohospodárskej krajiny Žitného ostrova. Okrem identifikovania príčin vzniku
neželaného stavu boli prezentované i opatrenia na riešenie vzniknutej situácie, s ukážkou
doposiaľ realizovaných aktivít. Pre overenie účinnosti navrhnutých opatrení bude potrebné
pokračovať v realizácii jednotlivých aktivít a zároveň pravidelne monitorovať stav
populácie sledovaných druhov vtákov.
175
176