Pastva jako prostředek údržby trvalých travních porostů v CHKO

Transkript

Závěrečná zpráva z projektu VaV/620/11/03
2003 – 2005
Pastva jako prostředek údržby
trvalých travních porostů v CHKO
příjemce:
ZO ČSOP 58/06 Bílé Karpaty
Bartolomějské nám. 47, 698 01 Veselí nad Moravou
E-mail: [email protected], tel: 518 324 792, fax: 518 324 792
zodpovědný řešitel: Mgr. Jan Mládek
Závěrečná zpráva z projektu
„Pastva jako prostředek údržby trvalých travních porostů v CHKO“
v rámci řešení programu BIOSFÉRA - SE / téma VaV/620/11/03
2003 – 2005
Řešitel:
Český svaz ochránců přírody, základní organizace 58/06 Bílé Karpaty
Bartolomějské nám. 47, 698 01 Veselí nad Moravou
statutární zástupce: RNDr. Ivana Jongepierová
E-mail: [email protected], tel: 518 324 792, fax: 518 324 792
Zodpovědný řešitel:
Mgr. Jan Mládek ([email protected])
Řešitelský tým
Botanika
•
•
•
•
•
•
•
Mgr. Jan Mládek, katedra botaniky PřF UP, Olomouc
Mgr. Kateřina Čiháková, katedra botaniky PřF UK, Praha
Mgr. Zuzana Münzbergová, Ph.D., katedra botaniky PřF UK, Praha
Miroslav Dvorský, katedra botaniky PřF UP, Olomouc
Jana Richterová, katedra botaniky PřF UP, Olomouc
Petr Pavelčík, katedra botaniky PřF UP, Olomouc
Lukáš Chrást, katedra botaniky PřF UP, Olomouc
Zemědělství
•
•
•
•
Ing. Stanislav Hejduk, Ph.D., Ústav pícninářství AF MZLU, Brno
Mgr. Zdeněk Miklas, Lesy ČR, OST Vsetín, Luhačovice
Ing. Petr Havlík, PEF MZLU, Brno; UMR LAMETA, Faculty of Economics, University of Montpellier
Ing. Šárka Kozubíková - Němcová, Správa CHKO Bílé Karpaty
Zoologie
•
•
•
•
•
•
•
•
•
RNDr. Karel Tajovský, CSc., Ústav půdní biologie, AV České Budějovice
RNDr. Václav Pižl, CSc., Ústav půdní biologie, AV České Budějovice
RNDr. Josef Starý, CSc., Ústav půdní biologie, AV České Budějovice
Dipl. biol. Jiří Schlaghamerský, Ph.D., Katedra zoologie a ekologie, Přírodovědecká fakulta, MU
v Brně
RNDr. František Chládek, Brno
Ing. Květoslav Resl, Šumice
Mgr. Petr Kment, katedra zoologie Přf UK, Praha
Mgr. Igor Malenovský, Moravské zemského muzeum, Brno
RNDr. Tomáš Kuras, Ph.D., katedra ekologie UP, Olomouc
Anotace
Projekt: „Pastva jako prostředek údržby trvalých travních porostů v CHKO“
(MŽP, program BIOSFÉRA - SE / téma VaV/620/11/03)
řešitel grantu: Český svaz ochránců přírody, základní organizace 58/06 Bílé Karpaty
zodpovědný řešitel: Mgr. Jan Mládek
řešení projektu: 2003 – 2005
Podpora extenzivní pastvy dobytka je významnou součástí agro-enviromentálních programů
(Sapard, HRDP). Řada trvalých travních porostů v chráněných územích, které byly tradičně
obhospodařovány sečením, začala tak být v posledních letech udržována pastvou skotu a ovcí.
Jak se však tyto změny managementu projeví na skladbě vegetace, půdní a hmyzí fauny,
výskytu ohrožených druhů? Tyto poměrně rozsáhlé plochy málo produktivních a druhově
bohatých porostů v chráněných územích však nelze obhospodařovávat pouze za účelem
zachování biodiverzity. Jaká je skutečná krmná hodnota těchto porostů a hlavně užitkovost
pasených zvířat; je mnohem horší nebo srovnatelná s chovy dobytka zaměřených na
maximalizaci produkce?
Cílem projektu bylo na základě komplexního výzkumu několika modelových lokalit v CHKO
Bílé Karpaty zhodnotit všechny podstatné aspekty pastevního hospodaření v nízkoproduktivních (často druhově bohatých) typech travních porostů v chráněných územích, a sice
jak po stránce botanické, zoologické tak i zemědělské a ekonomické.
Výsledky zemědělského výzkumu ukázaly, že produkce a zejména kvalita píce (ale také
fenologické změny kvality píce), druhově bohatých travních porostů se značně liší od píce z
intenzivních travních porostů. Vzhledem k nízké zásobě přijatelných živin v půdě (zejména P)
je limitována produkce a výskyt nutričně hodnotných kulturních druhů trav a jetelovin. Na
druhé straně bylo zjištěno, že kvalita píce neklesá tak rychle jako u kulturních porostů, což
může umožnit oddálení první sklizně bez ekonomických ztrát pro chovatele. Bylo potvrzeno,
že píce z nespasených míst vykazuje nižší kvalitu, což je zřejmě jednou z příčin jejich
ponechání zvířaty.
Studiem chování skotu v prostoru pastviny se zjistilo, že při extenzivní pastvě (nadbytku píce)
zvířata nejdříve spásají plochy s vyšší výškou porostu (tj. množstvím biomasy), celkové
využití pastviny je ovlivněno gradientem nadmořské výšky a gradientem vzdálenosti od místa
odpočinku zvířat. Bylo potvrzeno, že plochy jednou spasené (obrostlé s mladou kvalitní
biomasou) jsou selektivně spásány v druhém cyklu, což posiluje diferenciaci jednotlivých
částí porostu a utváří mozaikovité uspořádání plošek s nízkým resp. vysokým porostem.
Užitkovost zvířat dokazuje, že i na druhově bohatých porostech lze dosáhnout porovnatelné
užitkovosti (přírůstků zvířat na den) jako v kulturních porostech, ovšem při nižším zatížení
pastvin.
Při botanickém monitoringu trvalých managementových ploch se zjistilo, že odlišné způsoby
obhospodařování (pastva, sečení, neobhospodařování) aplikované jednu vegetační sezónu se
významně neprojevily na druhové skladbě vegetace. Aby bylo možno vyhodnotit reakci
konkrétních druhů na typ managementu, bude nutné sledovat trvalé plochy minimálně 5 let.
Studiem distribuce rostlinných druhů na dlouhodobých pastvinách bylo dosaženo závěru, že
s rostoucí vzdáleností od místa nejintenzivnějšího pastevního tlaku (napáječky, místo
odpočinku) se významně zvyšuje druhová pestrost, ale klesá krmná hodnota porostu.
Monitoringem defoliace druhů rostlin na ovčích pastvinách se zjistilo, že nečastěji jsou
spásány ty druhy, které jsou nejvíce zastoupeny v porostu, pouze malou roli hraje krmná
hodnota druhů.
Studiem semenné banky a přežívání semenáčků bylo zjištěno, že semenáčky mají všude
poměrně vysokou mortalitu, přežívání různých druhů v různých typech obhospodařování jsou
rok od roku jiné.
Při studiu vlivu kravských exkrementů na vegetaci bylo odhaleno, že plošky s exkrementy
vykazují vyšší počet přežívajících semenáčků než okolní porosty, ale že hodně semen
v terénu na exkrementech pochází ze semenného deště.
Výsledky zoologických studií ukazují, že z hlediska půdní fauny i entomofauny
nepředstavuje pastevní hospodaření jednoznačně negativní faktor vedoucí k ochuzování a
degradaci společenstev těchto živočichů. Intenzivní pastva může v různé míře snižovat
hustoty některých půdních živočichů, eliminovat některé druhy specificky vázané na
povrchové struktury nepasených lučních porostů. Na druhé straně diverzifikace stanovištních
podmínek v souvislosti s extenzivní pastvou může významně přispívat k diverzifikaci
společenstev půdních bezobratlých i entomofauny.
OBSAH
1.
ÚVOD.............................................................................................................................................................. 3
2.
LOKALIZACE, NÁZVY A ZKRATKY VÝZKUMNÝCH PLOCH ....................................................... 4
BOTANICKÁ ČÁST ................................................................................................................................. 7
3.
MONITORING VLIVU RŮZNÝCH MANAGEMENTOVÝCH ZÁSAHŮ NA PASTEVNÍ
POROSTY ...................................................................................................................................................... 9
4.
VLIV HETEROGENITY VEGETACE NA CHOVÁNÍ DOBYTKA V PROSTORU PASTVINY VS.
VLIV EXTENZIVNÍ PASTVY NA VEGETACI ..................................................................................... 15
5.
ZMĚNY VEGETACE NA GRADIENTU PASTEVNÍHO TLAKU....................................................... 26
6.
PASTEVNÍ PREFERENCE OVCÍ VE VZTAHU K PROSTOROVÉ HETEROGENITĚ NA
PASTVINÁCH ............................................................................................................................................. 35
7.
SPONTÁNNÍ VZCHÁZENÍ A PŘEŽÍVÁNÍ SEMENÁČKŮ PŘI RŮZNÝCH TYPECH
HOSPODAŘENÍ.......................................................................................................................................... 45
8.
DYNAMIKA VEGETACE NA POKÁLENÝCH MÍSTECH A ÚČINNOST ENDOZOOCHORIE NA
PASTVINÁCH SKOTU .............................................................................................................................. 49
9.
VLIV RŮZNÉHO ZPŮSOBU OBHOSPODAŘOVÁNÍ A PŘÍDAVKU HNOJIVA NA SLOŽENÍ
ROSTLINNÉHO SPOLEČENSTVA A PRODUKCI EKOLOGICKÝCH FUNKČNÍCH SKUPIN.. 52
10. SHRNUTÍ ..................................................................................................................................................... 60
ZEMĚDĚLSKÁ ČÁST .......................................................................................................................... 62
11. ÚVOD............................................................................................................................................................ 63
12. KVALITA PÍCE MÉNĚ PRODUKTIVNÍCH TYPŮ TRVALÝCH TRAVNÍCH POROSTŮ ........... 64
13. UŽITKOVOST HOSPODÁŘSKÝCH ZVÍŘAT VE VZTAHU KE KVALITĚ PÍCE.......................... 76
14. VLIV PASTVY NA LOKALITU A SLOŽKY PŘÍRODNÍHO PROSTŘEDÍ....................................... 81
15. MODELY MATEMATICKÉHO PROGRAMOVÁNÍ JAKO NÁSTROJ K ANALÝZE AGROENVIRONMENTÁLNÍ POLITIKY: PŘÍPADOVÁ STUDIE Z BÍLÝCH KARPAT.......................... 84
16. SHRNUTÍ ..................................................................................................................................................... 86
ZOOLOGICKÁ ČÁST .......................................................................................................................... 87
17. SPOLEČENSTVA PANCÍŘNÍKŮ (ORIBATIDA).................................................................................. 89
18. ROUPICOVITÍ (ENCHYTRAEIDAE) ................................................................................................... 102
19. ŽÍŽALOVITÍ (OLIGOCHAETA, LUMBRICIDAE) ............................................................................ 106
20. SUCHOZEMŠTÍ STEJNONOŽCI (ONISCIDEA) ................................................................................ 108
21. MNOHONOŽKY (DIPLOPODA) A STONOŽKY (CHILOPODA).................................................... 109
22. STŘEVLÍKOVITÍ BROUCI (CARABIDAE, COLEOPTERA)........................................................... 113
1
23. POLOKŘÍDLÝ HMYZ (HEMIPTERA): PLOŠTICE (HETEROPTERA) A KŘÍSI
(AUCHENORRHYNCHA) ....................................................................................................................... 119
24. ROVNOKŘÍDLÝ HMYZ (ORTHOPTERA) ......................................................................................... 126
25. SHRNUTÍ ................................................................................................................................................... 128
26. CELKOVÉ SHRNUTÍ .............................................................................................................................. 130
PŘÍLOHY...........................................................................................................................................................132
Příloha 1: Rukopis metodické příručky Pastva jako prostředek údržby trvalých travních porostů
v chráněných územích
Příloha 2: Rukopis článku DVORSKÝ, M., MLÁDEK, J., MÜNZBERGOVÁ, Z: Diet selection of sheep in relation
to spatial heterogeneity of grasslands
Příloha 3: Rukopis článku ČIHÁKOVÁ, K., MÜNZBERGOVÁ, Z., RICHTEROVÁ, J.: Spontaneous seedling
recruitment and survival under different management regimes
Příloha 4: Rukopis článku ČIHÁKOVÁ, K., MÜNZBERGOVÁ, Z., RICHTEROVÁ, J.: Vegetation dynamics of the
dung patches and the efficiency of seed dispersal by endozoochory on cattle pastures, case study
from White Carpathians, Czech republic
Příloha 5: Rukopis článku LANTA, V., DOLEŽAL, J., MUDRÁK, O.: Effects of different management regimes
and fertilization on species composition and biomass production of plant functional groups in a
chalk grassland
Příloha 6: Článek HAVLÍK, P., JACQUET, F., BOISSON, J.M., HEJDUK, S., VESELÝ, P. (2006). Mathematical
programming for agri-environmental policy analysis: A case study from White Carpathians.
Agricultural Economics – Czech, (Article in Press).
Příloha 7: Abstrakt TAJOVSKY, K.: Impact of restoration and different management practices on terrestrial
isopods (Oniscidea) in species-rich meadows. Abstract of 6th International Symposium on the
Biology of Terrestrial Isopods.
Příloha 8: Přehled zjištěných druhů střevlíkovitých brouků (Carabidae, Coleoptera) na jednotlivých sledovaných
lokalitách v Bílých Karpatech
Příloha 9: Tabelární přehled determinovaného materiálu ploštic (Heteroptera) za rok 2005
2
1. Úvod
Změny v zemědělské politice způsobily, že velká část trvalých travních porostů v
chráněných územích, které byly tradičně obhospodařovány kosením, začala být v posledních
letech udržována pastvou skotu a ovcí. Podpora extenzivní pastvy dobytka je součástí řady
agro-enviromentálních programů (Sapard, HRDP). Jak se však tyto změny managementu
projeví na skladbě vegetace, půdní a hmyzí fauny, výskytu ohrožených druhů?
Poměrně rozsáhlé plochy málo produktivních a druhově bohatých porostů v
chráněných územích však nelze obhospodařovávat pouze za účelem zachování biodiverzity,
jejich využívání by mělo být trvale udržitelné a být důležitou součástí lokální ekonomiky.
Jaká je skutečná krmná hodnota těchto porostů a hlavně užitkovost pasených zvířat; je
mnohem horší nebo srovnatelná s chovy dobytka zaměřených na maximalizaci produkce?
Cílem projektu je proto zpracování dlouhodobé koncepce pastvy v chráněných
územích, která by z ekonomického hlediska byla pro zemědělské subjekty a vlastníky
pozemků přijatelná a současně udržela společenstva rostlin a živočichů, vázaných svým
výskytem na trvalé travní porosty, v optimálním stavu z hlediska preferencí ochrany přírody.
Zpracování projektu zahrnuje multidisciplinární spolupráci odborníků z oblasti
botaniky, zemědělské produkce, ekonomiky chovu, zoologie a pedologie.
Jedním z hlavních výstupů projektu je též metodická příručka:
Pastva jako prostředek údržby trvalých travních porostů v chráněných územích.
Příručka vyjde na jaře 2006 ve spolupráci s Výzkumnou stanicí travních ekosystémů, Liberec.
Publikaci bylo přiděleno ISBN 80-86555-76-3. Připravený rukopis viz Příloha 1.
3
2.
Lokalizace, názvy a zkratky výzkumných ploch
Pro výzkumné účely bylo na území CHKO Bílé Karpaty vybráno devět lokalit, kde
byl studován vliv pastevního hospodaření na společenstva po botanické, zoologické a
zemědělské stránce. Na každé lokalitě (kromě lokalita Hribovna - nepárová) probíhal
komplexní monitoring na pasené i kosené variantě travního porostu. Některé části výzkumu
byly omezeny pouze na tři hlavní lokality: lok. Suchov, lok. Lopeník a lok. Brumov.
Výjimečně probíhala terénní sledování i na jiných lokalitách, jejich bližší specifikace je pak
uvedena v daném příspěvku. Protože jsou názvy a zkratky lokalit v jednotlivých příspěvcích
často zmiňovány, je zde pro přehled uveden jejich seznam včetně přesné GPS lokalizace.
1) JAZPAS – lokalita Jazevčí pasená, "Molvy": k.ú. Javorník nad Veličkou, ochranné
pásmo NPR Jazevčí, 0,5km SV nad osadou Petruchovy Mlýny, 48°52´00´Ń /
17°33´00´É, 380 m n.m., hovězí pastvina.
2) JAZKOS - lokalita Jazevčí kosená, jednosečná druhově bohatá květnatá louka svazu
Bromion erecti. Obě lokality byly stejným způsobem sledovány již v letech 20012002.
3) BALPAS – lokalita Balada pasená, "U Baladů": k.ú. Suchov, osada Suchovské
Mlýny, 48°53´06´Ń / 17°34´28´É, 400 m n.m., ovčí pastvina nad domem zemědělce
Balady.
4) BALKOS - lokalita Balada kosená, tamtéž, jednosečná druhově bohatá květnatá louka
svazu Bromion erecti v údolí Veličky, cca 300 m od domu zemědělce Balady vpravo
od silnice směrem na Javorník.
5) SUCPAS - lokalita Suchov pasená, "Trnová, Ploštiny": k.ú. Suchov, osada Trnovské
Mlýny, 48°53´47´Ń / 17°34´44´É, 450 m n.m., ovčí pastvina na vrcholu svahu
východně nad osadou.
6) SUCKOS - lokalita Suchov kosená, tamtéž, těsně sousedící jednosečná louka (na
podzim 2004 přepasena velkým stádem ovcí).
7) LOPPAS - lokalita Lopeník pasená, "Lopenické sedlo": k.ú. Lopeník, 48°56´20´Ń /
17°48´00´É, 700 m n.m., hovězí pastvina přímo na severovýchodním svahu sedla.
8) LOPKOS - lokalita Lopeník kosená, "U Zvonice": k. ú. Lopeník, PP U Zvonice,
48°56´23´Ń, 17°47´20´É, květnatá druhově bohatá jednosečná louka.
9) KAVPAS - lokalita Kavka pasená, "U Kavků": k. ú. Vyškovec, část Bošačky, cca 1
km pod kótou Hribovňa, 48°55´55´Ń, 17°50´07´É, 600 m n. m., hovězí pastvina u
samoty zemědělce Kavky.
10) KAVKOS - lokalita Kavka kosená, tamtéž, kosená ovsíková louka v ovocném sadu u
samoty zemědělce Kavky (v roce 2004 dvě seče, v červnu a v září)
11) HRIKOS - lokalita Hribovna kosená, "Pod Hribovňou": k. ú. Vyškovec, PP Pod
Hribovňou, 48°56´00‘‘N / 17°50´35´É, 800 m n.m., druhově bohatá květnatá louka
extenzivně obhospodařovaná tzv. kůlovou pastvou hovězího dobytka, v současnosti
pouze kosená.
12) CIGPAS - lokalita Pod Cigánem pasená, Kavka pasená "Pod Cigánem": k. ú.
Nedašov, část Na Salaši, PP Pod Cigánem, 49°05´45´Ń / 18°05´35´É, 550 m n. m.,
4
místy mírně podmáčená ovčí pastvina na severním svahu v majetku rodiny Miklasovy
(nedopasky v roce 2004 v srpnu pokoseny).
13) CIGKOS - lokalita Pod Cigánem kosená, tamtéž, jednosečná druhově bohatá květnatá
louka v majetku pana Fojtíka, na podzim 2004 extenzivně přepasena jedním párem
hovězího dobytka.
14) JALPAS - lokalita Jalovcová pasená, "Jalovcová stráň": k. ú. Nedašov, PR Jalovcová
stráň, pod okrajem lesa u krmelce, 49°06´49´Ń / 18°05´03´É, 610 m n. m., bývalé
extenzivní ovčí pastviny svazu Cynosurion, v poslední době však neobhospodařované.
15) JALKOS - lokalita Jalovcová kosená, tamtéž, jednosečná kosená louka na východním
okraji PR, 49°06´04´´ / 18°05´03´É, 630 m n. m.
16) BRUPAS - lokalita Brumov pasená, "Klobucká": k. ú. Brumov-Bylnice, část Brumov,
1 km SSV, 49°05´58´Ń / 18°01´59´É, 400 m n.m., extenzivní ovčí pastvina, v roce
2003 očištěná od náletu dřevin, zahájena pastva, množství přetrvávající stařiny
odstraněno majitelem v září 2004.
17) BRUKOS - lokalita Brumov kosená, tamtéž, 1,5 km SSV od Brumova, kosená louka
pod výjezdem tunelu železniční trati z Návojné, 49°06´15´´ N / 18°01´48´É, 400 m
n.m, v roce 2004 dvakrát posečená (červen a konec září).
5
Obr. 2-1: Pastevní areály v CHKO Bílé Karpaty
6
Zpráva k projektu VaV/620/11/03
2003 – 2005
Pastva jako prostředek údržby trvalých travních porostů v CHKO
Botanická část
Sestavil
Jan Mládek
Katedra botaniky PřF UP, Olomouc
Olomouc, listopad 2005
7
V botanické části projektu bylo na třech stěžejních lokalitách (Brumov, Lopeník,
Suchov) pokračováno v monitoringu trvalých ploch pro sledování vlivu pastvy na vegetaci
z několika pohledů: (i) reakce konkrétních druhů rostlin na odlišný typ managementu (pastva,
kosení, vypalování, neobhospodařování); (ii) generativní reprodukce rostlin: semenná banka
pastvin, přežívání semenáčků na různě obhospodařovaných plochách; (iii) utváření prostorové
heterogenity a diverzity vegetace: selektivní defoliace, role exkrementů.
Nově byl proveden výzkum vlivu extenzivní pastvy na vegetaci ve čtvercové síti na
lokalitě Lopeník (ale i opačně vliv současné heterogenity vegetace na chování dobytka); a
také studovány změny druhového složení rostlinného krytu na gradientu pastevního tlaku
podél radiálních transektů vedených z místa nejintenzivnějšího pastevního zatížení.
Cílem je shromáždit podklady využitelné k posouzení komplexního vlivu pastvy na druhově
bohatá společenstva svazů Arrhenatherion a Bromion, která byla tradičně obhospodařovaná
zejména kosením.
Řešené úkoly v roce 2005 lze shrnout do následujících okruhů:
•
odečet změn vegetace na trvalých plochách (Brumov, Lopeník, Suchov) pod vlivem
různých managementových zásahů
•
monitoring přežívání semenáčků na trvalých plochách na lokalitě Brumov pod vlivem
různých managementových zásahů
•
odečet změn vegetace trvalých ploch na kravských pastvinách pro sledování vlivu
exkrementů
•
odběry exkrementů pro zhodnocení významu semenné banky a endozoochorie
•
monitoring trvalých ploch na ovčích pastvinách pro sledování selektivní defoliace
•
založení trvalé monitorovací plochy na kravské pastvině
8
3.
Monitoring vlivu různých managementových zásahů na
pastevní porosty
Jan Mládek & Zuzana Münzbergová
3.1. Úvod
Vlivem společensko-hospodářských změn došlo ve 20. století k postupnému útlumu
tradičního způsobu hospodaření. Následkem toho se mnohá botanicky cenná a druhově bohatá
luční společenstva ocitla v ohrožení, degradovala nebo i zcela zanikla, neboť jejich vznik a
existence jsou neoddělitelně spjaty s pravidelným obhospodařováním. Tento jev je
zdokumentován v řadě zemí západní i střední Evropy a zasáhl rozsáhlé spektrum společenstev
včetně xerotermních, vlhkomilných a horských (BLAŽKOVÁ, 1989; ŠTURSA, 1999).
Hlavní příčinou degradace je v prvních fázích změna kvantitativního zastoupení
druhů. Úspěšnějšími se stávají vysoké, převážně vytrvalé druhy, naopak ustupují druhy
nižšího vzrůstu a jiných životních strategií, hlavně geofyty a terofyty. V konečných fázích
vlivem absence pastvy a disturbancí převládne jeden nebo několik vysokých dominantních
druhů, populace menších druhů jsou potlačeny zcela (GRIME, 1979). Tyto změny jsou
přičítány především hromadění mrtvé biomasy z vysokých druhů, hlavně trav, které
znemožňuje úspěšný vývoj semenáčkům či rašení neofytů (BOBBINK ET AL., 1987).
V současnosti se proto z ekonomických důvodů začíná uvažovat o zavedení pastvy
jako hlavního způsobu obhospodařování v řadě chráněných území, avšak v podmínkách
střední Evropy existuje málo poznatků o jejím vlivu na společenstva obhospodařovaná
tradičně kosením nebo kombinovaně s pouhým přepásáním otav (v Bílých Karpatech zejména
sv. Arrhenatherion, Bromion). Z těchto důvodů byl založen tento experiment, který má za cíl
podchytit změny vegetace v čase při různém typu managementu.
Otázka zní: Zda se vlivem zavedení/vyloučení pastvy v daném typu porostu změní
druhové složení společenstva, a sice jakým směrem a jak rychle? Na podkladě review o
struktuře a dynamice pastevní vegetace zpracované autory MARRIOT ET CARRERE (1998) lze
předpokládat, že se pod vlivem pastvy posune (oproti kontrole) struktura společenstva
kvantitativně i kvalitativně ve prospěch rostlin odolných okusu a disturbancím, tedy začnou
převládat rostliny s rychlým regenerativním růstem, přízemní růžicí listů, rostliny trnité a
nechutné, ale také luční druhy vytvářejí morfotypy s přízemním rozložením zelených orgánů.
Taková společenstva by pak hostila zejména rostliny stres-tolerantní, tj. druhy odolné
pastevnímu tlaku (MEIJDEN VAN DER ET AL., 1988). Na druhou stranu HEJCMAN ET AL. (2002a)
uvádí, že proces přeměny louky na pastvinu je většinou velmi dlouhodobý, nejméně v
horizontu 5-10 let. Tedy pravděpodobně výraznější změny nebude možné zachytit v průběhu
řešení projektu.
3.2. Metodika
Materiál a metody
Vzhledem k velmi krátké době řešení projektu byla pro monitoring vlivu pastvy na
druhové složení vegetace zvolena metoda opakovaného sledování trvalých ploch o velikosti
1m2. Tento přístup byl badateli již několikrát úspěšně využit pro podchycení změn
9
travinobylinné vegetace v závislosti na různém typu obhospodařování (KRAHULEC ET AL.,
2001; PAVLU ET AL., 2003; RYSER ET AL., 1995). Aby bylo možné studovat vliv pastvy
odfiltrovaný od přirozených sukcesních trendů, tak kromě pasených ploch bylo nutno ještě
sledovat plochy kontrolní – tj. nepasené. Protože není zcela zřejmé, který typ managementu
by měl sloužit jako kontrolní (kosení vs. ladem), byly vybrány celkem 4 varianty:
i)
ii)
iii)
iv)
pastva
pastva spojená s časně jarním vypalováním stařiny (tradiční
obhospodařování TTP na Kopanicích a Valašsku – HÁJEK 2000)
kosení porostu v první polovině července
ponechání ladem
forma
Na třech pastvinách v CHKO (Suchov, Lopeník, Brumov) byly proto založeny
experimentální plochy o velikosti 5*5m ve znáhodněném uspořádání se čtyřmi typy
managementu, do jejichž středu byla umístěna snímkovaná trvalá plocha o velikosti 1m2. Tato
plocha byla pro snadné dohledání v dalších letech v každém rohu fixována železnou
trubičkou.
Pro pokrytí heterogenity společenstev na pastvině bylo na každé lokalitě založeno 10
bloků experimentálních ploch (Obr.3-1,3-2). Z technických důvodů bylo vždy pět bloků
sdruženo pro vybudování jedné dřevěné ohrady kolem ploch kontrolních (srovnej HEJCMAN
ET AL., 2002) a tyto bloky umístěny v terénu tak, aby gradient prostředí (tj. hlavně sklon
svahu) procházel mezi bloky nikoli napříč jednotlivými typy managementu v rámci bloku.
Snímkovaná trvalá plocha o velikosti 1m2 byla pro zpřesnění výzkumu ještě rozdělena
pomocí železného rámu do 9-ti podčtverečků (délka strany 33 cm), přičemž v každém
podčtverečku bylo sepsáno kompletní druhové složení a na procentické škále odhadnuta
pokryvnost přítomných rostlinných taxonů.
loc3. Brumov
Valašské Klobouky
5m
5m
1a
1b
1c
1d
2a
2b
2c
2d
6b
6c
6d
3a
3b
3c
3d
7a
7b
7c
7d
4a
4b
4c
4d
8a
8b
8c
8d
5a
5b
5c
5d
9a
9b
9c
9d
1m2
10a 10b 10c 10d
Brumov
svah dolů
Obr.3-1: Trvalé monitorovací plochy: odečítací plocha 1m2 – každá rozdělená na 9 podčtverečků
10
loc3. Brumov
Valašské Klobouky
ohrada
ohrada
Brumov
svah dolů
Obr.3-2: Znáhodněné uspořádání experimentu: 4 varianty managementu – každá 10 replikací
Statistické analýzy
Sebraná data byla převedena do programu Quattro Pro (Corel Corporation, 2004), kde
typ managementu (pastva-G, kosení-M, vypalování-F, bez obhospodařování-U) byl okódován
pomocí tzv. dummy proměnných (4 sloupce: G, M, F, U; binárně 0-1) a obdobně tak
individuální označení každého podčtverečku na lokalitě (Plot ID, dummy proměnná, 360
podčtverečků na 1 lokalitě – tj. 360 sloupců binárně 0-1).
Tato mnohorozměrná data byla převedena k ordinačnímu zpracování v programu
Canoco for Windows 4.5 (ter BRAAK & ŠMILAUER, 2002). Data byla analyzována samostatně
pro každou lokalitu, protože jejich počáteční druhové složení se velmi lišilo a na každé z nich
je praktikován odlišný systém pastvy (ovce vs. skot, rotační vs. kontinuální pastva). Pomocí
přímé ordinační technika RDA byly hledány ty změny variability ve floristických datech,
které jsou korelované s testovanými proměnnými prostředí – tj. způsoby obhospodařování
(Tab.3-1, důležitá zejména analýza č.2 – šedě). Nejdříve byl však odstraněn vliv
nezajímavých proměnných (kovariát: počáteční rozdíly individuálních podčtverečků PlotID,
rok zápisu Y) a díky komplikovanému uspořádání experimentu, s tzv. dvojitým split-plot
&
MÜNZBERGOVÁ,
designem,
bylo
v programu
GenPerm
(HERBEN
http://botany.natur.cuni.cz/cz/studium/texty.php) vypracováno správné permutační schéma,
které bylo poté načteno do analýz programu Canoco. Schéma bylo vytvořeno tak, že v rámci
bloku se 4 úrovněmi managementu byly volně permutovány celé čtverce (1m2), podčtverečky
(v rámci čtverce) nebyly permutovány, a volně byl permutován čas.
11
Tab.3-1: Přehledné schéma statistických analýz pro jednotlivé lokality
analýza testované proměnné
kovariáty
1
Y
PlotID, Y*U, Y*M, Y*G, Y*F
2
Y*U, Y*M, Y*G, Y*F
PlotID, Y
3
Y*G
PlotID, Y*M, Y*U, Y*F
4
Y*M
PlotID, Y*G, Y*U, Y*F
5
Y*U
PlotID, Y*G, Y*M, Y*F
6
Y*F
PlotID, Y*G, Y*U, Y*M
Vysvětlivky: Y (year) – rok, G(grazing) – pastva, M (mowing) – kosení, U (unmanaged) – bez
obhospodařování, F (fire) – vypalování, PlotID – individuální označení každého podčtverečku
(dummy proměnná, 360 podčtverečků na 1 lokalitě – tj. 360 sloupců)
3.3 Výsledky
Přímou ordinační analýzou RDA nebyly zjištěny statisticky významné změny
druhového složení vzhledem ke způsobu obhospodařování ani na jedné studované lokalitě.
Brumov
Cum. per. variance of species data pro všechny kanonické osy 3,3%
Monte Carlo test všech kanonických os (499 permutací): F-ratio=3.990, P-value=0.1140
Suchov
Cum. per. variance of species data pro všechny kanonické osy 3,0%
Monte Carlo test všech kanonických os (499 permutací): F-ratio= 3.675; P-value=0.4140
Lopeník
Na této lokalitě se změny druhového složení směrované typem managementu nejvíce
projevily, ale nebyly signifikantní (Tab.3-2).
Tab.3-2: Výsledky RDA analýzy na lokalitě Lopeník
Axes
Eigenvalues
Species-environment correlations
Cum. per. var. of species data
Cum. per. var.of species-environment
relation
Sum of all eigenvalues
Sum of all canonical eigenvalues
1
0.008
0.358
3.8
2
0.002
0.258
4.7
3
0.001
0.252
5.1
4
0.076
0
40.4
73.9
91.4
100
0
Total
variance
1
0.217
0.011
**** Summary of Monte Carlo test ****
eigenvalue=0.00
Test of significance of first canonical axis 8
F-ratio=3.945
P-value=0.1340
12
Test of significance of all canonical axes
Trace=0.011
F-ratio=6.381
P-value=0.1000
( 499 permutations under reduced
model)
0.8
Na Obr.3-3 je znázorněn ordinační diagram změn vegetace na různě
obhospodařovaných plochách na lokalitě Lopeník. Změny nejsou zatím statisticky významné,
z grafu však lze vyčíst, že na pasených plochách přibývají typické druhy pastvin jako
Trifolium repens, Taraxacum sect. Ruderalia, zatímco na neobhospodařovaných zvyšují svoji
pokryvnost druhy citlivější na pastvu (vzrůstově vyšší – Avenula pubescens, Frestuca rubra).
yea*G
TrifRep TarRud
Ran spec
VicTet
FesRub
RanAcr
SteGra
AchMil
LeoHis
AvePub
CarHir
yea*M
CynCri
hl¡na
yea*U
-0.6
yea*F
-0.6
0.6
Obr.3-3: Ordinační diagram CCA změn druhového složení dle způsobu obhospodařování na lokalitě
Lopeník (změny za 1 vegetační sezónu, statisticky nevýznamné P-value=0,1000)
13
3.4. Diskuse
Díky krátké době sledování změn vegetace pod vlivem odlišného způsobu
obhospodařování, pouze jedna vegetační sezóna, nebyly i přes odečet změn pokryvnosti na
velmi malých plochách (podčtverečcích velikosti 33*33cm) zjištěny významné změny
v druhovém složení na všech lokalitách. To je zřejmě způsobeno velkou druhovou
rozmanitostí studovaných ploch (běžně 25-30 druhů na plošce 33*33cm).
3.5. Závěr
Aby byly výsledky monitoringu využitelné pro vyhodnocení reakce konkrétních druhů
na typ managementu, bude nutné, aby sledování trvalých ploch pokračovalo i v dalších letech.
Většina naznačených trendů vývoje se pravděpodobně ukáže signifikantní až po delší době.
Proto by bylo žádoucí podpořit tento monitoring na dobu minimálně 5 let, aby se mohlo
pokračovat ve sběru dat, jejich analýzách a doposud vynaložené úsilí tak bylo zhodnoceno.
3.6. Literatura
BLAŽKOVÁ D., 1989: Louky, jejich ohrožení a problémy ochrany. - Památky a příroda 2: 100103.
BOBBINK R. ET WILLEMS J. H., 1987: Increased dominance of Brachypodium pinnatum (L.)
Beauv. in chalk grasslands: a threat to a species-rich ecosystem. – Biological.
Conservation 40: 301-314.
GRIME J. P., 1979: Plant strategies and vegetation processes. – J. Wiley & Sons, Chichester.
HÁJEK, M., 2000: Přírodní rezervace Hutě. (www.uherskohradistsko.cz/brontosaurus)
HEJCMAN M., BŘEZINA S. ET RAUCH O., 2002: Livestock grazing as an alternative management
for mountain meadows in the Giant Mountains – preliminary results. In: Bottarin R. et
Tappeiner U. (eds): Interdisciplinary Mountain Research, Blackwell, Berlin, pp. 220230
HEJCMAN, M., PAVLŮ, V. ET KRAHULEC, F., 2002a: Pastva hospodářských zvířat a její využití
v ochranářské praxi. Zpr. Čes. Bot. Společ. 37(2): 203-216
KRAHULEC, F., HADINCOVÁ, V., HERBEN, T. ET KETTNEROVÁ, S., 1994: Monitorování vlivu
pastvy ovcí na rostlinná společenstva: Zadní Rennerovky v Krkonošském národním
parku. Příroda 1: 191-196
MARRIOTT, C. A. ET CARRERE, P., 1998: Structure and dynamics of grazed vegetation. Ann.
Zootech. 47: 359-369
MEIJDEN VAN DER, E., WIJN, M. ET VERKAAR, H. J., 1988: Defence and regrowth, alternativ
plant strategies in the struggle against herbivores. Oikos 51:355-363
PAVLU, V., HEJCMAN, M., PAVLU, L. ET GAISLER, J., 2003: Effect of rotational and continuous
grazing on vegetation of an upland grassland in the Jizerske Hory Mts., Czech Republic.
Folia Geobotanica 38: (1) 21-34 2003
RYSER P., LANGENAUER R. ET GIGON A., 1995: Species richness and vegetation structure in a
limestone grassland after 15 years management with 6 biomass removal regimes. - Folia
Geobot. Phytotax., Praha, 30: 157-167.
ŠTURSA J., 1999: Smilkové louky. - Péče o chráněná území I. Nelesní společenstva - Agentura
ochrany přírody a krajiny ČR, Praha: 298-299.
TER BRAAK C. J F. ET ŠMILAUER P., 1998: Canoco Windows version 4.1, CanoDraw for
Windows version 4.0. Microcomputer Power. Ithaca.New Zork. USA.
14
4.
Vliv heterogenity vegetace na chování dobytka v prostoru
pastviny vs. vliv extenzivní pastvy na vegetaci
Petr Pavelčík, Jan Mládek, Zuzana Münzbergová & Martin Duchoslav
4.1. Úvod
Řada studií ukázala, že pastevní tlak významně ovlivňuje strukturu travinných
společenstev (BARTHRAM ET AL., 2005; CORELL ET AL., 2003; GARCIA ET AL., 2003; WRIGHT
ET AL., 2001). Zejména při extenzivní pastvě (tj. nízkých stavech dobytka na jednotku plochy
resp. produkované biomasy) selektivní vypásání vytváří a následně zvyšuje heterogenitu
travního porostu co se týče kvality i kvantity biomasy. Když na pastvině potravní nabídka
píce převyšuje potřeby herbivorů, vyvíjí se porost různorodé výšky jako výsledek diferenciace
mezi opakovaně spásanými plochami a plochami nespásanými (ADLER ET AL., 2001).
Opakovaná defoliace udržující nízkou výšku porostu způsobuje (zejména u trav) nárůst
hustoty vegetativních výhonků a redukci investic do vyšších generativních struktur. Selektivní
vypásání tak jen dále posiluje rozvoj mozaikovité struktury travinobylinného společenstva,
které pak hostí zejména druhy tolerující pastvu díky své rychlé regenerační schopnosti (např.
výběžkaté druhy trav) a druhy schopné vyvarovat se pastvě díky nízkému vzrůstu (druhy
s přízemní růžicí), mechanickým strukturám (trnité, trsnaté druhy) a obsahu nechutných
(jedovatých) chemických látek.
GARCIA ET AL. (2004) zjistili, že při opakované pastvě ovce preferují plošky spásané
v předchozím pastevním cyklu (preference kvality). Otázkou je, zda se podobně selektivně
chová skot, o kterém se často píše (např. HEJCMAN ET AL., 2002), že není při pastvě tolik
selektivní jako ovce.
Cílem práce je na základě empirických dat vytvořit Model chování skotu v prostoru
pastviny, který by na základě znalosti dobře měřitelných parametrů: (i) travního porostu –
variability výšky porostu, relativní krmné hodnoty píce na dílčích plochách; (ii) prostorového
uspořádání areálu – rozsahu pastviny z hlediska nadmořské výšky, umístění vodního zdroje,
minerálního lizu, lesních remízků, vedení cest; a (iii) charakteristik paseného stáda zvířat –
druhu dobytka, počtu kusů zvířat, době zahájení pastvy a počtu pastevních cyklů, dokázal
predikovat vývoj vegetace lokality. A sice zejména model by měl pomocí prostorové analýzy
parametrů v GIS identifikovat ty části pastevního areálu, kde bude docházet k nejsilnějším
interakcím typu rostlina-zvíře – tj. dojde k největšímu posunu od současné struktury vegetace;
budou označeny plochy s potenciální největší disturbancí půdního povrchu, plochy
potenciálně opakovaně spásané (s nízkým vzrůstem) a plochy potenciálně dobytkem
opomíjené (s vysokou vegetací).
Model by měl být využitelný pro ochranu přírody, aby před zahájením vypásání
botanicky cenných území (zvlášť při první pastvě na lokalitě vůbec) na základě
předpokládaného chování dobytka věděla, které části plochy pastviny (tj. společenstva na nich
přítomná) budou pastvou nejvíce ohrožena a mohla je předem vyjmout z paseného území.
Například místa často opakovaně spásaná budou zřejmě ty s počátečním velkým množstvím
biomasy, s vysokou krmnou hodnotou, ale také porosty blízko míst odpočinku zvířat, vodního
zdroje ale i cest. Model by měl ukázat, jak se působením extenzivní pastvy (tj. nízkých stavů
dobytka na jednotku plochy resp. produkované biomasy) budou měnit vysokostébelné porosty
(původně kosené); tj. že se na velké části lokality pravděpodobně vytvoří mozaika nízkých
15
(opakovaně spásaných) a vysokých plošek, a na lokalitě zůstanou převážně druhy tolerující
pastvu a druhy schopné vyvarovat se pastvě mechanicky (trny, ostny) a chemicky.
Mezi zásadní otázky současného výzkumu, který by měl napomoci parametrizovat „Model
chování skotu v prostoru pastviny“, patří:
• Existuje vztah mezi výškou porostu a pastevní aktivitou dobytka?
• Mění se tento vztah v průběhu sezóny?
• Liší se různě spasené plošky v druhovém složení?
• Mění se prostorová heterogenita výšky porostu meziročně?
4.2. Metodika
Materiál
Pro výzkumné účely byla vybrána pastvina ve střední části CHKO Bílé Karpaty na
západním svahu Lopenického sedla. Jde o dlouhodobě pastevně využívaný porost as.
Anthoxantho-Agrostietum (podsv. Polygalo-Cynosurenion), na které se pravidelně extenzivně
pase masný skot ve dvou pastevních cyklech (letos 92 ks skotu kříženců plemen ČČS a
Hereford). První cyklus probíhal od 20.5. do 13.7., druhý od 25.8. do 7.10.
Jako studijní plocha byla na pastvině (ve svažitém terénu cca 20°) vytyčena čtvercová
síť o hraně 100m. Rohy prostoru byly v terénu vyznačeny silnými dřevěnými kolíky, které
byly vždy při měření použity jako fixní body pro vymezení čtvercové sítě 51*51
záznamových plošek. Takto bylo získáno 2601 trvalých studijních plošek umístěných na
pravidelných paralelních transektech (tzv. spatial grid).
Sběr dat v terénu
Jako parametr odhadu biomasy plošky (kvantity píce dostupné skotu) byla zvolena
výška porostu, která byla měřena vždy před začátkem a po konci pastevního cyklu,
konkrétně 12.5.,15.7.,21.8. a 8.10. Navíc bylo jedno měření provedeno v průběhu prvního
období pastvy 24.6. Ke stanovení výšky porostu byl zvolen tzv. rising-plate-meter, standardně
používaný v zemědělském výzkumu v západní Evropě (CORREL ET AL., 2003). Princip metody
spočívá ve spouštění disku o specifickém průměru (cca 30cm) a hmotnosti po kalibrované
tyči do vegetace a odečtením výšky porostu po zadržení porostem.
Druhové složení porostu bylo zaznamenáno pro každou z 2601 plošek pouze před
prvním pastevním cyklem 12.5. Zaznamenávány byly dominantní druhy s pokryvností větší
než 30% v ploše vertikální projekce talíře rising-plate-metru na plochu pastviny.
K přítomným druhům byla zjištěna tabulková krmná hodnota z publikace JURKO (1990) a
stanovena průměrná krmná hodnota jednotlivých plošek.
Na každé plošce byl též současně s měřením výšky porostu po pastevním cyklu
zaznamenáván typ zásahu dobytka. Rozlišovány byly tři možné typy zásahu:
•
•
•
pastva – více než 50% vegetace spaseno
pošlapání – více než 50% vegetace pošlapáno
bez zásahu – více než 50% vegetace bez zásahu
Dále byla zaznamenávána presence/absence exkrementu skotu na plošce.
16
Pozorování pastevní aktivity dobytka bylo provedeno v průběhu druhého pastevního
cyklu dne 17.9. Aktivita byla zaznamenávána z protilehlého svahu, který je vzdálen od
zájmového území cca 300m vzdušnou čarou. Z důvodu lepší identifikace čtvercové sítě byly
dřevěné kolíky v rozích zvýrazněny barevnou látkou. V době, kdy se stádo nebo jednotlivý
kus skotu vyskytoval v zájmovém území, byly v intervalu pěti minut pořizovány digitální
fotografie vždy ze stejného místa, stejnou ohniskovou vzdáleností (fotoaparát byl umístěn na
stativu v tomto bodě po celou dobu pozorování). Do fotografie byl současně vložen údaj o
čase pořízení snímku. Takto byla získána chronologická řada fotografií zájmového území s
pasoucím se dobytkem bez ovlivnění jeho chování přítomností pozorovatele nebo přítomností
linií vyznačující čtvercovou síť. Do pořízených fotografií pak byla v programu Photoshop 7.0
vložena čtvercová síť s okem sítě 10 x 10 m, a získány tak velmi podrobné údaje o aktivitě
skotu ve čtvercové síti (Obr.4-1). Zaznamenávány byly tři typy aktivity dobytka: pastva,
přecházení, ležení.
Obr.4-1: Záznam a zpracování pastevní aktivity dobytka
Statistické analýzy
Sebraná data byla převedena do programu MS Excel 2003, ve kterém byla zároveň
provedena základní explorační prostorová analýza. Pro první přiblížení charakteru dat byly
vytvořeny grafické výstupy změn měřených parametrů v čase (výšky porostu, zásahů pastvy
na ploškách), ale také prostorově zobrazena četnost aktivity skotu ve čtvercové síti.
V programu Canoco for windows 4.5 (TER BRAAK & ŠMILAUER, 2002) bylo pomocí
přímé gradientové analýzy (CCA, spatial grid) testováno, zda existuje vztah mezi variabilitou
druhového složení a variabilitou zásahu pastvy jak v prvním tak, druhém pastevním cyklu.
Dále nás zajímalo, zda zásah skotu na ploškách v 2. pastevním cyklu je ovlivněn
zásahem předchozím (v 1. pastevním cyklu); tento vztah byl testován v zobecněných
lineárních modelech programu Statistica 6.0 (STATSOFT, 2001). Proměnné zásah v tomto
případě vedeny jako vícestavové nominální na ordinální škále (spaseno, pošlapáno, bez
zásahu).
V programu S-plus byl pomocí logistické regrese zásahu skotu (redukce zásahu plošky
na binární proměnnou: spasena vs. nespasena) na měřených proměnných prostředí hledán
nejjednodušší model, který by určil ty faktory, jež mají největší vliv na diferenciaci využití
travního porostu skotem.
17
4.3. Výsledky
Výsledky sledování výšky porostu vegetace před a po pastevním cyklu (dále jen PC)
ukázaly, že výška porostu se na zkoumané ploše vlivem pastvy dobytka výrazně mění a to jak
v čase tak v prostoru. Trendy obou typů změn je možno vidět na Obr.4-2 a Obr.4-3.
11
před pastvou
10,11 cm
10
9,12 cm
výška (cm)
9
8
7
před pastvou
8,01 cm
po pastvě
7,12 cm
po pastvě
7,18 cm
6
5
4
12.5.
24.6.
15.7.
21.8.
8.10.
datum
Obr.4-2: Průběh změn výšky vegetace v čase
1.cyklus (12.5.)
2. cyklus (21.8.)
Obr.4-3: Průběh změn výšky vegetace v prostoru, Lopeník 2005
Tab.4-1: Popisná analýza dat výšky porostu, Lopeník 2005
12.5.
24.6.
15.7.
8,01
9,12
7,18
Střední hodnota
0,058
0,074
0,053
Chyba střední hodnoty
7
8
7
Medián
7
7
7
Modus
2,95
3,76
2,69
Směrodatná odchylka
19,00
31,00
36,00
Rozdíl max-min
2
1
1
Minimum
21
32
38
Maximum
18
21.8.
10,11
0,073
10
8
3,757
23
3
26
8.10.
7,12
0,046
7
7
2,36
17,00
1
18
Výsledky sledování typu zásahu dobytka naznačují tendenci dobytka spásat spíše vegetaci
s větší výškou – tj. i biomasou (srovnej Obr.4-3 a Obr.4-4).
24.6.
15.7.
8.10.
Obr.4-4: Průběh změn typu zásahu v prostoru, Lopeník 2005
1600
1282
1200
Četnost
949
800
400
370
0
bez
jednou
opakování
Pastva
Obr.4-5: Opakování zásahu v prostoru, Lopeník 2005
Stejně jako výsledky sledování typu zásahu dobytka, tak i výsledky pozorování
pastevní aktivity dobytka naznačují jeho tendenci spásat spíše vegetaci s větší výškou – tj. i
biomasou (srovnej Obr.4-3 a Obr.4-6).
pastva
ležení
přecházení
Poznámka: Čísla v jednotlivých buňkách tabulek vyjadřují absolutní četnosti aktivity dobytka v daném sektoru
za celou dobu pozorování.
Obr.4-6: Záznam pozorování pastevní aktivity dobytka v prostoru, Lopeník 17.9.2005
19
1.0
Pomocí mnohorozměrných technik programu Canoco (TER BRAAK & ŠMILAUER,
2002) byl testován vztah mezi variabilitou druhového složení a variabilitou zásahu pastvy jak
v prvním, tak druhém pastevním cyklu. Výstupy přímé gradientové analýzy CCA (Tab.4-2,
Monte Carlo test, P-value<0,05) ukazují, že existuje statisticky významný vztah mezi
druhovou skladbou porostu a zásahem skotu. Z Obr.4-7 je patrná podobnost pastevního
zásahu v 1.PC a 2.PC ve vztahu k druhovému složení porostu. Při bližším pohledu však
zjistíme, že v 2.PC nebyly již tolik pasené plošky s trsnatými druhy trav (jako např. Danthonia
decumbens, které v létě nemají již tak nutričně kvalitní píci), ale plošky s vyššími druhy trav i
bylin (Agrostis capillaris, Centaurea pseudophrygia). Navíc je zajímavé, že v 1.PC jsou
nejpodobnější druhovým složením plošky poválené a bez zásahu, zatímco v 2.PC jsou
nejbližší druhovou skladbou plošky poválené a pasené.
NarStr
bez1
poval1
bez2
DacGlo
FesPra
poval2
CruGla
LuzLuz
HolLan
RanRep
TriFla
VerCHa
AchiMil
AntOdo
TarRud
LeoHis
CenPse TriRepHypMac
PlaLan RanAcr
LeuMar AgrCap
PimSax
KnaArv
PoaPra
FesRub
HiePil
pastva2
DanDec
-1.0
pastva1
-1.0
1.0
Obr.4-7: Ordinační diagram CCA, vztah druhového složení a pastevního zásahu v 1. a 2.PC
20
Tab.4-2: Výstup z CCA, vztah druhového složení a pastevního zásahu v 1. a 2.PC
Axes
Eigenvalues
Cumulative percentage variance
of species data
of species-environment relation:
1
0.029
0.253
2
0.016
0.215
3
0.007
0.148
4
0.005
0.127
0.3
48.6
0.5
74.9
0.6
87.3
0.6
96.1
Total
inertia
8.942
8.942
0.060
Summary of Monte Carlo test
Test of significance of all canonical axes: Trace
= 0.060
F-ratio
= 3.490
P-value = 0.0080
Výsledky analýzy vztahu po sobě jdoucích zásahů skotu na ploškách (GLZ, hodnoty
Wald.statistiky) ukazují, že zásah skotu po 2.PC je závislý na zásahu v průběhu 1.PC a po
1.PC. Jinak řečeno oba zásahy v 1.PC mají statisticky významný vliv na chování dobytka
v 2.PC (W= 758,3143, P<0,05), jak ukazuje Tab.4-3. Četnosti využití plošek skotem v 2.PC
vztažené k jejich minulému zásahu během 1.PC (bez zásahu, pošlapáno, spaseno) shrnuje
Tab.4-4.
Tab.4-3: Zobecněné lineární modely (GLZ)
DF
Abs. člen
zásah v 1.PC
zásah po 1.PC
zásah v 1.PC x zásah po
1.PC
2
2
2
4
Waldova
statistika
758,3143
14,5055
49,0378
3,3534
P
0,000000
0,000708
0,000000
0,500524
Tab.4-4: Porovnání četnosti různého využití plošek v 2.PC vzhledem k využití v 1.PC a po 1.PC
zásah po 2.PC
bez
pošlapán
úroveň
úroveň
celkem
spaseno
zásahu
o
2 601
279
615
1 707
celkem po 2.PC
bez zásahu
860
139
226
495
zásah v 1.PC
pošlapáno
852
63
250
539
zásah v 1.PC
spaseno
889
77
139
673
zásah v 1.PC
bez zásahu
115
29
39
47
zásah po 1.PC
pošlapáno
680
49
253
378
zásah po 1.PC
spaseno
1 806
201
323
1 282
zásah po 1.PC
bez
bez zásahu
55
18
15
22
zásahu
1.PC
bez zásahu
pošlapáno
210
19
87
104
1.PC
bez zásahu
spaseno
595
102
124
369
1.PC
21
1.PC
1.PC
1.PC
1.PC
1.PC
1.PC
pošlapáno
bez
zásahu
40
8
18
14
pošlapáno
pošlapáno
336
20
126
190
pošlapáno
spaseno
476
35
106
335
spaseno
bez
zásahu
20
3
6
11
spaseno
pošlapáno
134
10
40
84
spaseno
spaseno
735
64
93
578
Z dat o druhovém složení plošek byly dle tabelárních hodnot přítomných druhů
(JURKO, 1990) vypočteny jejich průměrné krmné hodnoty a promítnuty do čtvercové sítě
(Obr.4-8). Již první vizuální porovnání pastevní aktivity (Obr.4-6) a krmné hodnoty plošek
naznačuje, že skot se pohyboval na studijné ploše převážně v částech s vyšší krmnou
hodnotou porostu. Takto získaná krmná hodnota plošek byla využita jako pomocný faktor
v následující analýze.
.
Obr.4-8: Krmná hodnota vegetace, Lopeník 2005
Pro účely analýzy skutečného využití porostu skotem byl typ zásahu na plošce
redukován pouze na 2 kategorie: spaseno vs. nepaseno (pošlapané plošky sloučeny
s nespasenými). Pomocí logistické regrese chování skotu (tj. jeho zásahu: spaseno=1,
nespaseno=0) na měřených proměnných prostředí byl hledán nejjednodušší model, který by
určil ty faktory, jež mají největší vliv na diferenciaci využití travního porostu.
Výsledky logistické regrese pro zásah spaseno po 1.PC (Tab.4-5) ukázaly, že na
spasení (či nespasení) plošky má statisticky průkazný vliv její poloha v prostoru pastviny
(P<0,05 u proměnných osa x, osa y, osa x.x, osa x.x.x, osa x.y, osa y.y), největší gradient
druhového složení porostu (P<0,05 u 1.ordinační osy DCA) a výška porostu (P<0,05). Navíc
se jako významný faktor jeví interakce mezi výškou porostu před 1.PC a krmnou hodnotou
plošky (Tab.4-6).
22
Tab.4-5: Výstupy logistické regrese pro 1.PC (závislá byla „spaseno po 1.PC“)
osa x
osa y
x.x
x.x.x
x.y
x.y.y
x.x.y
y.y
y.y.y
1.ordinační osa DCA
krmná hodnota porostu
výška porostu před 1.PC
DF
Deviance
Resid
DF Resid. Dev
P (Chi)
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
9.31827
34.09999
28.02213
15.98895
10.36236
1.10593
0.92211
6.30631
2.37799
5.36295
2.63545
1.56403
0.40355
0.32099
52.59088
2599
2598
2597
2596
2595
2594
2593
2592
2591
2590
2589
2588
2587
2586
2585
3192.914
3158.814
3130.792
3114.803
3104.441
3103.335
3102.413
3096.106
3093.728
3088.365
3085.730
3084.166
3083.762
3083.441
3030.851
0.0022688
0.0000000
0.0000001
0.0000637
0.0012861
0.2929694
0.3369217
0.0120309
0.1230555
0.0205690
0.1045026
0.2110760
0.5252598
0.5710119
0.0000000
Df Deviance
Krmná hodnota
Výška porostu před 1.PC
Výška porostu před 1.PC x krmná hodnota
Resid
Df Resid. Dev
P (Chi)
1
0.095450
2599
3340.716
0.7573594
1
6.560181
2598
3334.156
0.0104286
1
5.936110
2597
3328.220
0.0148337
Výsledky logistické regrese pro zásah spaseno po 2.PC (Tab.4-7) ukázaly, že na
spasení plošky v druhém pastevním cyklu má statisticky průkazný vliv též její poloha
v prostoru pastviny (P<0,05 u osy x, osy x.x.x, osy y.y, osy y.y.), druhové složení porostu
(P<0,05 u 4. ordinační osy DCA) a výška porostu (P<0,05). Navíc se jako významný faktor
jeví interakce mezi výškou porostu před 2.PC a krmnou hodnotou plošky (Tab.4-8).
osa x
osa y
x.x
x.x.x
x.y
x.y.y
x.x.y
y.y
y.y.y
1. ordinační osa DCA
krmná hodnota porostu
výška porostu před 2.PC
Df
Deviance
Resid
Df Resid. Dev
P (Chi)
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
18.09844
0.13387
2.07531
8.93491
0.25131
41.99031
1.75915
10.07917
41.69041
1.21354
1.03979
3.17650
9.06865
0.24209
7.76439
2599
2598
2597
2596
2595
2594
2593
2592
2591
2590
2589
2588
2587
2586
2585
3329.223
3329.089
3327.014
3318.079
3317.828
3275.838
3274.079
3263.999
3222.309
3221.095
3220.056
3216.879
3207.810
3207.568
3199.804
0.0000210
0.7144479
0.1496993
0.0027977
0.6161524
0.0000000
0.1847311
0.0014995
0.0000000
0.2706317
0.3078710
0.0747047
0.0026003
0.6227029
0.0053286
23
Df Deviance
Krmná hodnota
Výška porostu před 2.PC
Výška porostu před 2.PC x krmná hodnota
Resid
Df Resid. Dev
P (Chi)
1 15.34627
2599 1757.296
0.00008950
1 46.90647
2598 1710.390
0.00000000
1 4.08611
2597 1706.304
0.04323702
4.4. Diskuse
Na první pohled je zřejmé, že výška porostu během obou pastevních cyklů (dále jen
PC) kolísá, to se dá samozřejmě snadno vysvětlit pastevním zásahem dobytka. Největších
průměrných výšek dosahoval porost v průběhu 1.PC a před 2.PC, nejmenší velikost měl
porost po 1.PC a zejména po 2.PC. Dobytek byl na jaře na pastvinu vpuštěn v době, kdy
porost ještě nedosahoval své největší výšky a v průběhu 1.PC ještě do jisté míry dorůstal, na
konci 1.PC však již byla jeho průměrná výška skotem výrazně redukována. Do začátku 2.PC
porost regeneroval a dosáhl největší průměrné výšky za sezónu vůbec, po 2.PC však byl opět
redukován a to na nejmenší výšku za celou sezonu. Největší variability výšky dosahoval
porost v průběhu 1.PC a před 2.PC. Z diagramu CCA (Obr.4-7) je patrné, že ve 2.PC již
nebyly (narozdíl od 1.PC) preferenčně spásány plošky s nízkou přirozenou výškou (s druhy
jako: Leontodon hispidus, Danthonia decumbens) a byly spásány spíše plošky s větší výškou,
což se projevilo v menší variabilitě a v nejmenší průměrné výšce porostu po 2. V 1.PC
dobytek spásal více plošek než ve 2.PC (1806:1707) a také více plošek pošlapal (680:615),
zároveň však měl porost po 2.PC nejmenší průměrnou výšku i variabilitu (7,12cm;
směr.odch.=2,36).
Výstupy logistické regrese zásahu skotu z 1.PC (Tab.4-5) ukazují že, pro zvířata je
hlavně důležitý samotný charakter prostorového uspořádání pastviny (osy x,y) a výška
porostu před pastvou (P=0,0000000). Naopak na pastevní zásah neměla vliv krmná hodnota
porostu (P=0,5710119). Z prostorového uspořádání měla největší význam pro zásah osa y
(P=0,0000000), tento vliv by se mohl vysvětlit gradientem nadmořské výšky, který na studijní
ploše podél této osy roste téměř lineárně. Vliv osy x se dá vysvětlit jako vliv vzdálenosti od
místa odpočinku dobytka, které leží v lesním remízku nedaleko levého dolního rohu zájmové
plochy. Další významnou proměnnou byla 1. ordinační osa DCA, která pravděpodobně
vyjadřuje gradient úživnosti prostředí (Obr.4-7). Zajímavý je též významný vliv interakce
výšky porostu a krmné hodnoty, což říká, že skot se na gradientu výšky porostu chová odlišně
při různých hladinách krmné hodnoty porostu. To by mohlo znamenat, že se stoupající
výškou porostu skot spásá více plošky s vysokou krmnou hodnotou (dle druhů), ale při
nízkém porostu dává přednost ploškám s nízkou krmnou hodnotou. Podobně lze interpretovat
výstupy z logistická regrese zásahu pro 2.PC.
Výsledky statistického testu (Tab.4-3 – GLZ, Wald. statistika) ukázaly, že zásah po
2.PC je závislý na zásahu v průběhu a po 1.PC. Z Tab.4-2 je zřejmé, že dobytek preferenčně
opětovně spásá již jednou spasené plošky v předchozí pastvě (578 plošek z 735 spásaných
v 1.PC a po 1.PC bylo ve 2.PC opětovně spaseno, 1282 plošek z 1806 spásaných po 1.PC
bylo znovu spásáno ve 2.PC, 673 plošek z 889 spásaných v 1.PC bylo opět spásáno ve 2.PC).
Dobytek tedy pravděpodobně selektivně vypásá plošky s mladou nutričně hodnotnější
biomasou.
24
4.5. Závěr
Předmětem tohoto výzkumu je zjistit, jak se chová skot ve vztahu ke druhovému
složení pastviny, krmné hodnotě porostu, výšce porostu a gradientům prostředí (nadmořská
výška, vzdálenost od místa odpočinku, úživnost prostředí).
Z dosavadních výsledků můžeme konstatovat, že na pastevní zásah na plošce (pastva,
pošlapání, bez zásahu) měla vliv výška porostu (množství biomasy) před pastevním cyklem,
prostorové rozmístění vegetace podél gradientu nadmořské výšky a gradientu vzdálenosti od
místa odpočinku dobytka, dále pak určitý vliv hrál i gradient úživnosti prostředí. Naopak
překvapivě bylo zjištěno, že krmná hodnota plošky (kvalita píce, počítaná jako průměrná
krmná hodnota dle přítomných druhů) nebyla pro pastevní zásah významná. Potvrdilo se
však, že typ zásahu na plošce v prvním pastevním cyklu má významný vliv na zásah v dalším
pastevním cyklu. Plochy jednou spasené (obrostlé s mladou kvalitní biomasou) jsou
selektivně spásány v druhém cyklu.
4.6. Literatura
BARTHRAM, G. T., DUFF, E. I., ELSTON, D. A., GRIFFITHS, J. H.,COMMON, T. G., MARRIOTT, C.
A., 2005: Frequency distributions of sward height under sheep grazing. Grass and
Forage Science, 60
CORREL O., ISSELSTEIN J. ET PAVLU V., 2003: Studying spatial and temporal dynamics of
sward structure at low stocking densities: the use of an extended rising- plate-meter
method. - Grass and Forage Science, 58: 450-454.
GARCIA, F., CARRERE, P., SOUSSANA, J.F. ET BAUMONT R., 2003a: The ability of sheep at
different stocking rates to maintain the quality and quantity of their diet during the
grazing season. Journal of Agricultural Science 140: 113-124
GARCIA, F., CARRERE, P., DECUQ, F. ET BAUMONT, R., 2004: Mapping grazing activity and
sward variability improves our understanding of plant-animal interaction in
heterogenous grasslands. Grassland Science in Europe 9: 763-765
HEJCMAN, M., PAVLŮ, V. ET KRAHULEC, F., 2002: Pastva hospodářských zvířat a její využití v
ochranářské praxi. Zpr. Čes. Bot. Společ. 37(2): 203-216
PARSONS, A. J., DUMONT, B., 2003: Spatial heterogenity and grazing processes. Animal
Research, 52: 161-179
STATSOFT, INC. (2001). STATISTICA Cz [Softwarový systém na analýzu dat], verze 6.
www.statsoft.cz
STEWART, K.E.J., BOURN, N.A.D. ET THOMAS, J.A., 2001: An evaluation of three quick
methods commonly used to assess sward height in ecology. Journal of Applied Ecology
38: 1148-1154
WRIGHT, I. A., JONES, J. R., PARSONS, A. J., 2001: Effects of grazing by sheep or cattle on
sward strucutre and subsequent performance of weaned lambs. Grass and Forage
Science, 56
25
5.
Změny vegetace na gradientu pastevního tlaku
Lukáš Chrást, Jan Mládek & Martin Duchoslav
5.1. Úvod
Hospodářská zvířata, jejichž využití při údržbě travních porostů v chráněných
územích, je stále častější, zásadně mění strukturu a druhové složení vegetace. Na těchto
změnách se podílí tři hlavní mechanismy. Je to selektivní defoliace rostlin, disturbance
půdního povrchu a zpětné obohacování porostu živinami ve formě exkrementů (BAKKER,
1998).
Některé práce ukazují, že aktivita herbivorů působí změny druhové diverzity i napříč
gradientem dalších ekologických charakteristik, jako je například úživnost půdy a srážky
(OLFF, 1998).
Na základě výsledků dosavadních prací lze předpokládat, že v blízkosti míst
soustředěného pastevního tlaku budou převládat druhy poléhavé (LANDSBERG ET AL., 2003),
druhy nechutné a trnité a druhy schopné tvořit morfotypy s přízemním rozložením listů
(MARRIOT ET CARRERE, 2003). Je také pravděpodobné, že s klesajícím pastevním tlakem bude
vzrůstat celkový počet druhů i počet druhů, které jsou na dané lokalitě vzácnější, a na druhé
straně bude klesat počet druhů synantropních (LANDSBERG ET AL., 2003).
Touto problematikou se v podmínkách pastvin střední a jižní Austrálie zabývali
LANDSBERG ET AL. (2003). Zjišťovali jakou měrou působí na druhovou diverzitu rostlin
koncentrovaný pastevní tlak hovězího dobytka v blízkosti umělých vodních zdrojů a jak se
tyto vlivy mění s rostoucí vzdáleností od těchto vodních zdrojů. Podle dostupné literatury
nebyla v podmínkách střední Evropy podobná práce prováděna.
Cílem práce je zjistit:
•
•
•
•
jak se na extenzivně obhospodařovaných pastvinách mění druhová pestrost s rostoucí
vzdáleností od místa nejintenzivnějšího pastevního tlaku
zda se mění relativní zastoupení funkčních skupin druhů na gradientu pastevního tlaku
zda se snižuje frekvence výskytu synantropních druhů s rostoucí vzdáleností od místa
nejintenzivnějšího pastevního tlaku
přibývá ohrožených druhů s rostoucí vzdáleností od místa nejintenzivnějšího
pastevního tlaku
5.2. Metodika
Materiál
Na dlouhodobě pastevně využívaných porostech jsem vybral dvacet trvalých ploch,
které musely splňovat tyto podmínky:
1) Zřetelně rozpoznatelné místo nejintenzivnějšího pastevního zatížení (zdroj vody, místo
odpočinku dobytka, zúžené místo, kde dobytek přechází z jedné části pastviny na druhou).
2) Dostatek prostoru pro vytyčení šesti radiálních transektů o délce 50m z tohoto místa.
26
Lokality
1) lokalita sedlo Lopeníku – 3 plochy, obec Lopeník
N 48°56´19´´, E 17°48´03´´
N 48°56´23´´, E 17°47´54´´
N 48°56´25´´, E 17°47´57´´
2) lokalita u ovčína – 4 plochy, obec Březová
N 48°56´11´´, E 17°44´28´´
N 48°56´12´´, E 17°44´30´´
N 47°56´67´´, E 17°44´28´´
N 48°56´14´´, E 17°44´18´´
3) lokalita pod Doubravou – 2 plochy, obec Březová
N 48°55´19´´, E 17°43´45´´
N 48°55´15´´, E 17°43´60´´
4) lokalita u PP Dubiny – 3 plochy, obec Březová
N 48°54´53´´, E 17°44´10´´
N 48°54´55´´, E 17°44´08´´
N 48°54´56´´, E 17°44´11´´
5) lokalita pod Grúněm – 1 plocha, obec Lopeník
N 48°56´24´´, E 17°46´20´´
6) lokalita u chaty Valmont – 3 plochy, obec Vyškovec
N 48°56´32´´, E 17°50´01´´
N 48°56´53´´, E 17°50´04´´
N 48°56´36´´, E 17°50´08´´
7) lokalita Skalky – 2 plochy, obec Svatý Štěpán
N 49°02´24´´, E 17°59´13´´
N 49°02´21´´, E 17°59´19´´
8) lokalita Nivky – 2 plochy, obec Pitín
N 49°01´54´´, E 17°51´16´´
N 49°01´51´´, E 17°51´20´´
Sběr dat v terénu
Na vybraných plochách bylo pomocí pásma vytyčeno šest radiálních transektů
dlouhých 50m, které vycházely od místa největšího pastevního tlaku.
Na transektech byla ve vzdálenosti 5m ve čtvercích o ploše 0,25m2 zaznamenávána
prezence všech druhů cévnatých rostlin. Tyto čtverce byly vytyčovány pomocí dřevěného
rámu. Na každém transektu bylo umístěno jedenáct čtverců, které byly číslovány od 1 do 11
ve směru rostoucího pastevního tlaku (od středu plochy). Byla zjišťována prezence
jednotlivých druhů, celková pokryvnost vegetace a přítomnost exkrementů.
27
Obr.5-1: Uspořádání transektů na ploše
Dodatečně byly pomocí mapy (SCHWARZBACHER ET AL., 2002, LIHANOVA ET AL.,
2001) zjišťovány další abiotické charakteristiky jednotlivých ploch (orientace a sklon svahu,
nadmořská výška).
Dále byla pro účely statistické analýzy doplněna krmná hodnota jednotlivých druhů,
potenciální výška porostu, byly označeny synantropní druhy (PYŠEK ET AL., 2002) a všechny
druhy byly rozčleněny do funkčních skupin: Fabaceae (leguminózy), Poaceae, jednoleté
rostliny a ostatní rostliny (KUBÁT ET AL., 2002).
Pro každou plošku byla zjištěna krmná hodnota jako vážený průměr krmných hodnot
(JURKO, 1990) všech druhů vyskytujících se na plošce. Pro každý druh byla vypočítána
průměrná výška - průměr minimální a maximální výšky, jak jsou uvedeny v literatuře(KUBÁT
ET AL., 2002). Potenciální výška porostu na plošce byla zjištěna jako vážený průměr
průměrných výšek všech druhů zaznamenaných na plošce. Pro každou plošku byl zjištěn
počet synantropních druhů a počet druhů spadajících do jednotlivých funkčních skupin.
Statistické zhodnocení
Sebraná mnohorozměrná data byla převedena do elektronické podoby a připravena
k ordinačnímu zpracování v programu Canoco for Windows 4.5 (TER BRAAK ET ŠMILAUER,
2002). Pro první seznámení s druhovými daty byla použita nepřímá gradientová analýza PCA,
která pomůže odhalit skutečné směry variability v datech (HERBEN ET MÜNZBERGOVÁ, 2001).
Pro zjištění vztahu měřených proměnných prostředí (pozice plošky, pokryvnost, přítomnost
exkrementů) a ekologických faktorů plošek (potenciální výška, krmná hodnota, funkční
skupiny, rel. zastoupení synantropů – získaných ekologickou analýzou druhového složení)
bylo ve statistickém programu NCSS 6.0.1 (HINTZE, 1995) provedeno otestování statistické
významnosti jejich vzájemné korelace.
V dalším kroku byla pro jasnější vymezení struktury dat využita přímá ordinační
technika RDA, tedy byl hledán ten směr variability ve floristických datech, které je korelován
s testovanou proměnnou prostředí (pozicí plošky na transektu). Pomocí parciální analýzy byl
odstraněn vliv nezajímavých proměnných (kovariáty: plocha, transekt) a studován jen čistý
vliv pastevního tlaku – tj. analyzovány reziduály variability po odstranění vlivu heterogenity
abiotických faktorů prostředí.
28
Na závěr bylo jednocestnou analýzou variance testováno, zda se statisticky významně
liší zastoupení funkčních skupin druhů dle gradientu pastevního tlaku.
5.3. Výsledky
0.4
Prvním úkolem statistické analýzy kvantitativních dat bylo odhalení nejvýznamnějších
směrů variability pouze na základě dat o druhovém složení. Na Obr.14 je vidět ordinační
diagram druhového složení pastvin získaný technikou analýzy hlavních komponent (PCA), do
kterého jsou promítnuty doplňkové proměnné. Výrazně se zde projevuje gradient druhového
složení dle první ordinační osy, v levé části diagramu je zřetelná skupina několika málo
ruderálních (Polygonum aviculare, Elytrygia repens) snášejících sešlap i časté narušení
půdního povrchu, naopak pravá část skýtá velkou skupinu druhů citlivějších na disturbance a
vyskytujících se spíše v zapojeném trávníku extenzivněji pasených míst (Festuca rubra,
Plantago lanceolata). Z diagramu jsou patrné i některé zajímavé korelace proměnných
prostředí s ekofaktory.
AntOdo
RanAcr
CenJac
VerCha
Alc sp.
FesRub
HolLan
BriMed
LeuVul
EupRos
PimSax
TriFla
výška Ostatní
PoaPra
PasSat
CreBie
Rub sp.
potenciální
RumAce
Jednoletky
exkrement
PolAvi Trávy
pozice na transektu
synantropy
pokryvnost
PruVul
FesPra
GleHed
TriRep
PhlPra
AchMil
SapOff
AgrEup
Leguminózy
Krmná hodnota
diverzita
CynCri
TriPra
LotCor
PotRep
-0.6
PlaLan
CicInt
ElyRep
DauCar
PlaMed
-0.6
0.8
Obr.5-2: Ordinační diagram DCA s doplňkově promítnutými proměnnými prostředí a ekofaktory
Síla asociace mezi všemi dvojicemi proměnných prostředí i ekofaktorů (a její statistická
významnost) byla dále testována v korelační matici Spearmanovým korelačním koeficientem.
Z Tab.5-1. je patrná významná pozitivní asociace mezi pozicí plošky na transektu (tj.
klesajícím pastevním tlakem) a diverzitou plošky, ale i její pokryvností a relativním
zastoupením leguminóz v porostu (co se týče počtu druhů). Naopak výrazně negativní vztah
byl zaznamenán mezi pozicí plošky a krmnou hodnotou ale i potenciální výškou porostu.
29
Tab.5-1: Spearman Correlations
(zvýrazněné hodnoty jsou statisticky významné na hladině P<0.0005, Bonferroni korekce)
pozice
1
sklon
-0.0008
1
nadm. výš.
-0.0017
0.3378
pokryvnost
0.3687
0.1261
-0.0642
1
exkrement
-0.0052
0.0382
-0.0084
0.0126
1
pot. výška
-0.1793
0.0995
0.0905
-0.0096
0.0303
1
krm. hodn.
-0.2680
-0.0573
-0.2286
-0.0381
0.0224
0.1100
1
synantropy
-0.0589
-0.0143
-0.0309
-0.0425
0.0273
0.1046
-0.0569
1
Leguminózy
0.1496
-0.0214
-0.1503
0.0371
-0.0693
-0.3373
0.2107
-0.0707
1
Trávy
-0.0975
-0.0012
-0.0390
-0.0103
0.0558
0.2987
0.4903
-0.1554
-0.2346
1
Jednoletky
-0.0049
-0.1663
0.0576
-0.1572
-0.0230
-0.1527
-0.2871
0.1176
-0.0547
-0.1643
1
Ostatní
0.0090
0.0782
0.0939
0.0360
-0.0072
-0.0164
-0.5181
0.1582
-0.3867
-0.7031
-0.1245
diverzita
0.6117
pozice
0.0905
sklon
-0.1360 0.2891
0.0009 -0.1809
nad. výš pokryvnost exkrement po. výška
1
-0.2857 -0.0382
0.1593
-0.1872 0.0199
krm. hod synantropy Leguminózy
Trávy
Jednoletky
Pomocí přímé lineární techniky RDA (Tab.5-2, Obr.5-3) byl ověřen předpokládaný
významný vliv (P=0,002) proměnné pozice plošky na transektu na variabilitu druhového
složení. Hodnoty Cum. var. of species data (Tab.5-2) říkají, že 3,3% variability souboru druhů
(po odečtení kovariát) je vysvětleno první (kanonickou) osou, což ve srovnání s druhou osou
(již nekanonickou; 6,0%) je poměrně velké množství.
Tab.5-2: RDA summary table (kovariáty: plocha a transekt, testovaná proměnná: pozice plošky na
transektu, split-plot design, cycling shifts)
Total
variance
1
2
3
4
Axes
0.032
0.059
0.052
0.040
1.000
Eigenvalues
0.670
0.000
0.000
0.000
3.300
9.300 14.700 18.800
Cum. var. of species data (%)
Cum. var. of species-environment relation
100.000 0.000
0.000
0.000
(%)
0.98
0.032
Summary of Monte Carlo test
Test of significance of all canonical axes: Trace = 0.032
F-ratio = 42.088
P-value = 0.0020
(499 permutations under reduced model)
30
1
0.1066
Ostatní
0.6
PlaMed
ElyRep
CicInt
PotRep
TriPra
DauCar
LotCor
CynCri
PruVul
FesPra
AgrEup
PlaLan
AchMil SapOff
PhlPra
GleHed
TriCam
pozice plošky na transektu
PolAvi
-0.4
Alc sp.
Rub sp.
PasSat
PimSax
TriFla
LeuVul
AgrCap VerCha
CenJac RanAcr FesRub
AntOdo
-0.4
1.2
Obr.5-3: Ordinační diagram RDA (s vyšší pozicí plošky na transektu klesá pastevní tlak)
Z ordinačního diagramu (Obr.5-3) lze vyčíst, že druhy nekorelované s první osou
(zvláště šipky k ní kolmé) jako např. Potentilla reptans, Prunella vulgaris se vyskytují
nezávisle na pozici na transektu. Neznamená to však, že by byly vůči působení pastvy
indiferentní. Pozice plošky na transektu indikuje pouze všeobecně klesající pastevní tlak,
nikoliv přítomnost (intenzitu) lokální disturbance, kterých jsou tyto druhy úspěšnými
kolonizátory.
Z výstupu RDA (s extenzí .sol) byly získány skóre druhů na první ordinační ose a
pomocí analýzy variance testováno, zda se mění poměrné zastoupení funkčních skupin druhů
v závislosti na intenzitě pastevního tlaku. Z Obr.5-4 je zřejmé, že zde existují určité rozdíly,
které ovšem nejsou statisticky významné. Lze vyčíst, že leguminózy se vyskytují průměrně na
nejvzdálenějších místech od centra maximálního pastevního tlaku, naopak jednoletky
preferují nejvíce disturbovaná místa.
31
F(3, 155)=1.6151, p=0.18812
Vertikální sloupce označují 0.95 intervaly spolehlivosti
0.16
0.14
0.12
skóre druhů na AX1
0.10
0.08
0.06
0.04
0.02
0.00
-0.02
-0.04
-0.06
Leguminózy
Trávy
Jednoletky
Ostatní
Obr.5-4: ANOVA – zastoupení funkčních skupin druhů ve vztahu k pozici plošky na transektu
(vyjádřené jako druhové skóre z RDA viz Obr.5-3)
5.4. Diskuse
Zodpovězení první otázky: Jak se mění druhová pestrost s klesajícím pastevním
tlakem? Celkový počet druhů prokazatelně vzrůstá s rostoucí vzdáleností od místa nejvyššího
pastevního zatížení. Rovněž se zvyšuje i pokryvnost vegetace. V tom se výsledky podobají
závěrům předchozí, podobně zaměřené práce (LANDSBERG, J. ET AL., 2003), která byla ovšem
prováděna na větším území, rozdíly mezi zkoumanými plochami byl co do diverzity
výraznější a rozptyl dat byl tudíž rovněž větší.
Co se týče druhé otázky: Zda se na gradientu pastevního tlaku mění relativní
zastoupení funkčních druhů rostlin? (V tomto případě se jedná o leguminózy, trávy,
jednoletky a ostatní druhy.)
Výrazněji kladně je s klesajícím pastevním tlakem korelováno relativní zastoupení leguminóz
na plošce. Jednoletky a trávy korelují naopak s touto proměnou záporně , i když ne příliš
silně. Tento nedostatek může být způsoben nepříliš vysokou diverzitou celého vzorku.
Otázka třetí: Snižuje se relativní zastoupení synantropních druhů s klesajícím
pastevním tlakem? Předpokládaný výskyt ruderálních druhů v blízkosti středu plochy
(LANDSBERG, J. ET AL., 2003) není jednoznačně potvrzen, což je způsobeno i tím, že celkový
zaznamenaný výskyt takových druhů je nízký. Pouze dva druhy Polygonum aviculare a
Elytrigia repens dokládají, že určité zvýhodnění ruderálních druhů vyšším pastevním tlakem
lze vysledovat.
32
Na čtvrtou otázku (Vzrůstá zastoupení ohrožených druhů s klesajícím pastevním
tlakem?) nelze dát uspokojivou odpověď, protože celkový výskyt takových druhů
zaznamenaný na všech plochách, je zanedbatelný. Pouze dle zkušeností při sběru dat v terénu
lze potvrdit závěry výzkumu LANDSBERG, J. ET AL. (2003), že totiž druhy, které jsou na daném
transektu zaznamenány pouze jednou (jsou „vzácnější“) se vyskytují na ploškách
vzdálenějších od centra plochy. Tato skutečnost ovšem nebyla prověřována statistickou
analýzou.
Domněnku, že druhy poléhavé a druhy s přízemní růžicí převažují v okolí centra
maximálního pastevního tlaku tato práce nepotvrzuje. Naopak potenciální výška porostu a
relativní zastoupení vysokostébelných druhů klesá s rostoucí vzdáleností od místa
maximálního pastevního tlaku. To může být ovšem způsobeno častým výskytem druhu
Elytrigia repens.
Pokud budeme hodnotit druhy podle jejich životní strategie“ (sensu GRIME, 1979), je
na ploškách vzdálenějších od místa maximálního pastevního tlaku zřetelně vyšší výskyt druhů
uplatňujících převážně konkurenční strategii (C-stratégové) – Festuca rubra, Plantago
lanceolata, Leucanthemum vulgare, stres-tolerantních druhů (S-stratégové) – Veronica
chamaedrys, Cynosurus cristatus a druhů, které tyto dvě strategie kombinují (C-S-stratégové)
– Lotus corniculatus, Pimpinella saxifraga. Naopak v blízkosti centra plochy jsou často
zaznamenáni takzvaní R-stratégové (ruderální) – Polygonum aviculare, Elytrigia repens.
5.5. Závěr
Z výsledků vyplývá, že s rostoucí vzdáleností od místa nejintenzivnějšího pastevního
tlaku se významně zvyšuje druhová pestrost porostu a pokryvnost vegetace.
Jako druhy výrazně zvýhodněné opakovanými disturbancemi na místech maximálního
pastevního tlaku se jeví především Polygonum aviculare a Elytrigia repens. S klesajícím
pastevním tlakem roste relativní zastoupení druhů, které jsou na sešlap a disturbance citlivé
(Festuca rubra, Plantago lanceolata, Cynosurus cristatus, Lotus corniculatus, Leucanthemum
vulgare) a upřednostňují zapojené trávníky.
Druhy jako Potentilla reptans, Cichorium intybus, Plantago media, Prunella vulgaris,
Trifolium pratense a druhy rodu Rubus se vyskytují nezávisle na pozici plošky na transektu,
což může být způsobeno spíše lokálními disturbancemi a nelze proto tvrdit, že se tyto druhy
chovají vzhledem k pastevnímu tlaku indiferentně.
5.6. Literatura
BAKKER, J.P. 1989: Nature management by grazing and cutting. Kluwer, Dortrecht.
GRIME, J.P. 1979: Plant strategies & vegetation processes. University of Shefield, Chichester.
HERBEN, T. ET MÜNZBERGOVÁ, Z. 2001: Zpracování geobotanických dat v příkladech. Část I Data o druhovém složení. skripta PřF UK, Praha.
HINTZE, J.L., 1995: NCSS 6.0.1. User´s manual - I. Number Cruncher statistical systems,
Kaysville.
JURKO, A., 1990: Ekologické a socioekonomické hodnotenie vegetácie. Príroda, Bratislava.
KUBÁT, K. ET AL., 2002: Klíč ke květeně České republiky. Praha, Academia.
LANDSBERG, J. ET AL., 2003: Abundance and composition of plant species along grazing
gradients in Australian rangelands. Journal of Applied Ecology 40(6): 1008-1024.
33
MARRIOTT, C.A. ET CARRERE, P., 1998: Structure and dynamics of grazed vegetation. Annales
de Zootechnie 47: 359-369.
LIHANOVA, E. ET AL., 2001: Slovácko-Bílé Karpaty. Soubor turistických map 1:50000. Praha,
TRASA, spol. s.r.o., obchodní společnost Klubu českých turistů.
OLFF, H. ET RITCHIE, M.E., 1998: Effects of herbivores on grassland plant diversity. Trends in
Ecology a Evolution 136: 261-265.
PYŠEK, P. ET AL., 2002: Catalogue of alien plants of the Czech republic. Preslia 74(2): 97-186.
SCHWARZBACHER, B. ET AL., 2002: Vizovické vrchy. Soubor turistických map 1:50000. Praha,
TRASA, spol. s.r.o., obchodní společnost Klubu českých turistů.
SLAVÍKOVÁ, J., 1986: Ekologie rostlin. Praha, SPN.
TER BRAK, C.J.F. ET ŠMILAUER, P., 2002: CANOCO reference manual. Centre of Biometry
Wageningen and České Budějovice.
34
6.
Pastevní preference ovcí ve vztahu k prostorové heterogenitě
na pastvinách*
Miroslav Dvorský, Jan Mládek & Zuzana Münzbergová
*… rukopis článku DVORSKÝ, M., MLÁDEK, J., MÜNZBERGOVÁ, Z:
Diet selection of
sheep in relation to spatial heterogeneity of grasslands je uveden v Příloze 2.
6.1. Úvod
Pastevní aktivita, defoliace a selektivní defoliace
Pastva se stále častěji začíná využívat pro údržbu řady typů botanicky cenných
travinobylinných společenstev, která byla v minulosti obhospodařována zejména kosením.
Hospodářská zvířata však díky třem hlavním mechanismům jako je selektivní defoliace
rostlin, disturbance půdního povrchu a zpětné obohacování porostu živinami ve formě
exkrementů, zásadně mění strukturu a druhové složení vegetace (BAKKER, 1989). Většina
studií byla věnována komplexnímu vlivu pastevní aktivity na společenstva (např. GIBSON ET
BROWN, 1992; PAVLU ET AL., 2003; SCHLÄPFER ET AL. 1998); méně prací soustředilo
pozornost speciálně na sešlap (COLE, 1995), vlivu exkrementů (MALO ET SUAREZ 1995) a na
selektivní defoliaci (DUMONT ET AL., 1995, LEPŠ ET AL., 1995). Výsledky observační studie
pastvy skotu ve Švýcarsku (viz BUTLER ET AL., 2004) ukazují, že tyto tři proměnné,
charakterizující pastevní aktivitu herbivorů, vykazují signifikantně odlišný časoprostorový
pattern ve vztahu k přírodním podmínkám lokality (svažitost, krmný potenciál porostu) i
hospodářskému systému (vzdálenost k ohrazení, vodnímu zdroji). Relativní příspěvek těchto
faktorů na formování vegetace byl studován i experimentálně KOHLER ET AL. (2004); z
porovnání sezónního vývoje vegetace na pastvině a na experimentálních plochách
simulujících samostatně jednotlivé efekty pastevní aktivity (sešlap, hnojení exkrementy a
defoliaci zprostředkovanou opakovaným kosením porostu) vyšlo najevo, že opakované
odstraňování biomasy je nejdůležitější faktor udržující texturu (prostorovou heterogenitu)
pastevní vegetace na malém měřítku (zde na 4m2).
Na rozdíl od kosení je však pastva vysoce selektivní proces. Tato selektivita se může
projevovat na několika úrovních, tj. preference: (i) typu porostu (společenstva), (ii) v rámci
typu porostu preference jednotlivých druhů a (iii) případně částí vybrané rostliny (CRAWLEY,
1983). Selektivní vypásání druhů z jednoho typu porostu studoval na kůlové pastvě koz na
horské pastvině v Krušných horách LEPŠ ET AL. (1995); srovnáním hmotnostních podílů
biomasy jednotlivých druhů na párových plochách (jedna z nich byla pokosena a biomasa
roztříděna na druhy před spasením a druhá po něm), ukázal signifikantní existenci preference
koz pro měkké širokolisté druhy jako Polygonum bistorta, Holcus mollis na rozdíl od
nechutného Agrostis capillaris. Metoda je ovšem časově velmi náročná a také závisí na
předpokladu počáteční shody podílu biomasy daného druhu v obou párových plochách a je
tedy vhodná spíš pro druhově chudá a relativně homogenní společenstva. Navíc by bylo velmi
vhodné zjistit, jakým způsobem se důsledky selektivního vypásání projeví v dalších letech na
textuře a druhové diverzitě vegetace.
35
Maximalizace kvality přijímané píce
Jestliže na pastvině existuje větší nabídka píce než je dobytek schopen využít, často
dochází k opakovavému spásání mladého porostu – tzv. patch grazing (COUGHENOR, 1991),
vzniká diferenciace na plošky s nízkým vegetativním porostem (s malým množstvím kvalitní
píce) a plošky s vysokým porostem v reproduktivní fázi (s velkým množstvím nekvalitní
píce). Nerovnoměrné využívání porostu zvířaty v důsledku počátečního nadbytku biomasy je
zdokumentováno v řadě studií. Například GARCIA ET AL. (2004) mapovali aktivitu ovcí na
extenzivně paseném kulturním porostu Dactylis glomerata, přičemž za využití prostorového
GIS modelu testovali hypotézu, zda zvířata preferenčně opakovaně spásají nízký porost s
malým množstvím kvalitní píce a podporují tak zvětšení heterogenity pastevního porostu, a
jak se tato preference vyvíjí během sezóny. Překrytím mapových vrstev kategorizovaných
proměnných pastevní aktivity a výšky porostu dospěli k závěru, že ovce prokazatelně častěji
spásají nízký porost než vysoký, a sice zejména v jarním a letním období. CID ET BRIZUELA
(1998) na základě experimentu se čtyřmi úrovněmi intenzity pastvy dobytka v porostu
Festuca arundinacea ukázali, že při nejnižším zatížení zvířaty vzniká nejstabilnější mozaika
nízkého a vysokého porostu, která se udržuje díky nutriční výhodě spásání mladého porostu.
Řada behaviorálních studii pastvy ovcí (DUMONT ET AL., 1995; GARCIA ET AL. 2003,
2003a) se snažila vysvětlit preference zvířat v experimentech na různých typech kulturních
často jednodruhových porostů (vegetativní x reproduktivní plošky, rozdílné výšky porostů,
rozdílné frekvence a intenzity defoliace); a sice společným jmenovatelem selektivity vypásání
je snaha zvířat maximalizovat nikoli kvantitu (intake rate maximization) ale kvalitu přijímané
píce (diet digestibility strategy) ve shodě s modelem HUTCHINGS ET GORDON (2001), který
předpovídá účinnější uplatnění strategie kvality v podmínkách nízké intenzity pastvy.
Otázkou je, jak funguje strategie maximalizace kvality píce v druhově bohatých
společenstvech? Jak ukazují první výsledky z horských pastvin Krkonoš (HEJCMAN ET AL.,
2004) preference pro jednotlivé druhy se mění sezónně v závislosti na odlišném fenologickém
vývoji dominant travního porostu a také se zkušeností zvířat s neznámými druhy rostlin.
Proč studovat preference právě u pastvy ovcí?
Ovce je oproti skotu daleko selektivnější, při vypásání staršího porostu se vyhýbá
metajícím travám a je schopna vypásat leguminosy i z nižších pater porostu (GRANT, 1985;
GONG, 1993; LAIDLAW, 1983; CLARK ET AL. 1985). Zejména pak v druhově bohatých
porostech skladba píce zkonzumovaná ovcemi neodpovídá podílu daných druhů ve
společenstvu (VALLENTINE, 2001). Následkem této selektivity se objevují nedopasky, zvyšuje
se heterogenita pastviny a v dlouhodobém časovém horizontu může dojít i k rozsáhlému
zaplevelení málo chutnými druhy.
Extenzivní pastva jako alternativní management v chráněných územích?
V review OLFF ET RITCHIE (1998) týkající se vlivu aktivity herbivorů na diverzitu
vegetace, zmiňují autoři pozitivní vliv pastvy na diverzitu v malém měřítku (redukce
kompetice) a naopak negativní ve větším měřítku lokalit (species pool je omezen na druhy
tolerantní pastvě). Konkrétní reakce vegetace lokality na pastvu také velmi závisí na korelaci
mezi chutností (tj. selektivním vypásáním biomasy) druhů a jejich kompetiční schopností
(PACALA ET CRAWLEY, 1992) – jinými slovy na pastvině s chutnými dominantami se bude
zvyšovat diverzita kdežto v případě nechutných dominant se pravděpodobně sníží (srovnej
KRAHULEC ET AL., 1994 vs. MILTON, 1940).
Nemůže však za těchto předpokladů dojít k tomu, že v trvalých travních
porostech chráněných území (disponujících často málo chutnými dominantami –
36
Brachypodium pinnatum, Bromus erectus, Hypericum maculatum, Agrostis capillaris, Nardus
stricta) poklesne, při doporučovaném managementu extenzivní pastvy (HÁKOVÁ ET AL.,
2004), diverzita na úrovni lokality?
Důležitým faktorem ovlivňujícím charakter těchto změn je bezesporu počáteční druhová
skladba, ekologické podmínky stanoviště i hospodářský systém uplatňovaný zemědělci (doba
zahájení pastvy, zatížení pastviny), které se však do značné míry liší na většině lokalit. Je to
další činitel, který brání extrapolaci výsledků z jednoho místa, jelikož stejný druh může za
rozdílných stanovištních podmínek reagovat na pastvu odlišným způsobem.
Z výše uvedených důvodů se jeví jako nezbytné studovat příčiny a následky
selektivního vypásání na větším počtu pastvin. Nalezení jistých obecných zákonitostí
(zjištěných z více typů porostů) by usnadnilo predikci budoucího vývoje ve změnách vegetace
po znovuzavedení pastvy bez nutnosti výzkumu na konkrétní zájmové lokalitě.
Okamžitý efekt pastvy na vegetaci nově spásané lokality je tak vždy výsledkem
interakce: (a) prostorového uspořádání pastvy samotné (distribuce pastevní aktivity
herbivorů) a (b) již existujícího prostorového pattern vegetace (ADLER ET AL., 2001).
Předmětem výzkumu je zjistit: za jakých okolností pastva zvyšuje / snižuje prostorovou
heterogenitu vegetace (ta v daném měřítku úzce souvisí s druhovou diverzitou).
6.2. Metodika
Prioritním cílem této práce je zodpovězení těchto otázek:
i)
ii)
iii)
iv)
v)
Jsou některé skupiny druhů (např. leguminózy) případně jednotlivé druhy spásány
ovcemi preferenčně?
Jestli ano, pak jak tato preference souvisí s kvantitativním zastoupením druhů na
pastvině a s jejich kvalitativními vlastnostmi?
Do jaké míry k selektivitě přispívá složení okolní vegetace a geomorfologické
charakteristiky pastviny?
Jak se preference ovcí pro jednotlivé druhy liší sezónně a meziročně?
Jak se selektivní vypásání plošek projeví na změně jejich druhového složení
v průběhu tří let výzkumu?
Studijní plochy
Byly vybrány čtyři lokality na území CHKO Bílé Karpaty, které jsou extenzivně
spásané ovcemi. Na všech lokalitách je uplatňována rotační pastva a na pastvinách existuje
nadbytek píce, který umožňuje selektivní vypásání porostu.
Vybrané lokality:
I.
II.
III.
IV.
lokalita Brumov, souřadnice: N 49°05´57´´, E 18°01´55´´ - leží v katastru obce
Brumov-Bylnice, výzkum zde probíhal v termínu:18.5.-22.5.
lokalita Nad Tunelem, souřadnice: N 49°05´28´´, E 18°01´40´´- taktéž se nachází
v katastru obce Brumov-Bylnice, výzkum se konal v termínu 25.5.-28.5.
lokalita Petrůvka, souřadnice: N 49°06´00´´, E 17°49´00´´ - leží v katastru obce
Petrůvka, výzkum zde probíhal od 1.6.-5.6.
lokalita Balada, souřadnice: N 48°53´19´´, E 17°33´50´´ - leží v blízkosti obce
Javorník, výzkum se konal v termínu 30.6.-2.7.
37
Experimentální design
Pro výzkum selektivního vypásání byly, na každé lokalitě, s pomocí pásma vytyčeny
paralelní transekty, vzdálené od sebe 2 metry a směřující do svahu. Počet transektů (většinou
čtyři) a jejich délka byla závislá na možnostech pastviny, tj. tvaru a reliéfu. Na každém
transektu byly po 2 metrech umístěny trvalé studijní plošky o konstantním rozměru 25x25 cm
(odhad rozměru, na kterém by ovce mohly být schopny selektovat druhy); cílem bylo na
každé lokalitě rozmístit v pravidelné síti zhruba 100 sledovaných plošek. Tato síť bude sloužit
k analýzám, zda jsou některé druhy spásány selektivně a jak tato selektivita souvisí s okolní
vegetací (kolem každé plošky sepsáno druhové složení na výměře 1m2) či polohou plošky na
pastvině (vzdálenost k ohradníku, vodnímu zdroji), případně které další faktory jsou
zodpovědné za preferenční vypásání.
Transekty i jednotlivé plošky byly, pro přesné dohledání v dalších letech, trvale
fixovány železnou trubičkou (resp. hřebíkem) v levém dolním rohu plošky. Pro sledování
vegetace na malých ploškách byl využíván železný rámeček (o rozměrech 25x25cm), pro
vymezení velkého čtverce 1m2 pomůcka z provázku a kolíků.
Na malých ploškách byly zaznamenávány tyto údaje: sklon a exposice svahu (měřeno
pomocí sklonoměru a busoly), výška porostu (míra spasenosti porostu) měřena s pomocí
rising-plate meter (CORREL ET AL., 2003), druhové složení včetně semenáčků, pokryvnosti
jednotlivých druhů v procentech a míra defoliace způsobená ovcemi u každého druhu. Pro
defoliaci byly zvoleny 3 kategorie: netknutý, ochutnaný a sežraný. Ve velkých čtvercích byla
zaznamenána pokryvnost u druhů s pokryvností větší než 10 procent.
Statistické hodnocení
Sebraná data ze všech lokalit byla podrobena základní explorační analýze (MS Excel) a
částečně statisticky zpracována v programu NCSS 97 ver. 2001 (HINTZE, 2001). Hodnoty
zeměpisných souřadnic byly získány z aplikace Geobáze 2.5. Údaje o krmných hodnotách pro
jednotlivé druhy byly vyčteny z publikace JURKO (1990).
6.3. Výsledky
2004 (první rok)
(viz další strana)
38
defoliace
(%)
40.0
28.8
17.5
6.3
-5.0
0.0
20.0
40.0
60.0
80.0
presence (%)
Obr. 6-1: Lineární regrese frekvence defoliace a presence druhů v trvalých ploškách (r2=0.9009)
defoliace
(%)
40.0
27.5
15.0
2.5
-10.0
-4.0
-1.5
1.0
3.5
6.0
krmná hodnota druhů
Obr. 6-2: Lineární regrese frekvence defoliace a krmného potenciálu druhů (podle JURKO, 1990)
(r2=0.1140)
70
60
%
50
40
presence (%)
30
defoliation (%)
20
10
Po
aP
Fe ra
sR
ub
Br
aP
in
Fr
aV
Br ir
oE
r
M e
ed
F
Fe a l
sR
up
C
en
D
or Jac
yc
sp
e
Ve c
rC
ha
0
druhy přítomné ve více než 15 % plošek
Obr. 6-3: Frekvenční tabulka presence a defoliace u druhů přítomných ve více než 15 % plošek
39
druhy s výskytem nad 4% a okousané ve více než 75% případů
70
presence (%)
defoliace (%)
60
50
%
40
30
20
10
Po
aP
ra
Fe
sR
ub
Br
aP
in
Tr
iF
la
Br
oE
re
El
yR
ep
M
ed
Fa
Da l
cG
lo
Fe
sR
up
Fe
sP
ra
Tr
ifM
ed
Ca
rT
om
Ar
rE
la
Ca
rF
la
Ra
nP
ol
Tr
ifR
ep
Pl
aL
a
n
Ca
rC
ar
yo
0
druhy
Obr. 6-4: Frekvenční tabulka presence a defoliace u druhů přítomných ve více než 4% plošek a
okousaných ve více než 75% případů
sloučeny kategorie pro okus "netknuté" a "ochutnané"
70
60
50
40
%
presence (%)
defoliace (%)
30
20
10
ot
Re
p
Ve
rC
ha
Ag
rC
ap
P
Vi
oH
ir
Ce
nJ
ac
Sa
lP
Do
ra
ry
c
sp
ec
Po
aP
ra
Ac
hM
il
Fe
sR
ub
G
al
Ve
r
Br
aP
in
Ta
rR
ud
Fr
aV
ir
Tr
iF
la
Br
oE
re
El
yR
ep
M
ed
Fa
l
Da
cG
lo
Fe
sR
up
0
druhy nad 15% výskytu
Obr. 6-5: Frekvenční tabulka presence a defoliace po sloučení kategorie „ochutnáno“ a „netknuto“ pro
druhy s výskytem větším než 15%
40
2005 (druhý rok)
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
presence (%)
defoliation (%)
Po
aP
Fe ra
sR
ub
Tr
iF
El la
yR
Ta ep
rR
M ud
ed
F
Fe al
sP
Fe ra
sR
u
Ar p
rE
D la
au
C
Ag ar
rC
ap
Vi
o
C Hir
on
A
r
C v
er
H
ol
%
2005: defoliace
druhy přítom né ve více než 15 % pošek
Obr. 6-6: Frekvenční tabulka presence a defoliace u druhů přítomných ve více než 15 % plošek
6.4. Diskuse
2004
Z dosavadních výsledků vyplývá, že hlavním faktorem ovlivňujícím defoliaci na úrovni
jednotlivých druhů je jejich kvantitativní zastoupení na pastvině (Obr. 6-1). V tomto případě
regresní model vysvětluje vysoké procento variability (r2=0.9009). Jistá závislost vyplývá i z
druhého modelu (Obr. 6-2), podle něhož je vyšší úroveň defoliace částečně vysvětlena vyšší
krmnou hodnotou daného druhu (r2=0.1140).
Avšak interpretace získaných údajů nemusí být vždy jednoznačná. Určité potíže může
způsobovat do jisté míry subjektivní hodnocení defoliace v terénu. To by mohlo vést k
relativně zkresleným výsledkům. Zůstává otázkou, zda dosavadní systém tří kategorií
defoliace (I.netknutý, II.ochutnaný, III.sežraný) nezměnit, jelikož hranice mezi „ochutnaný“ a
„sežraný“ je často velice nezřetelná. Sloučením kategorií I. a II. bychom připustili, že málo
okousané druhy byly žrány omylem, respektive že nejsou chutné, protože nejsou sežrány celé.
Naopak druhy kategorie III. jsou chutné a tudíž selektivně žrané.
Další otázkou bylo, zda si ovce při pastvě v druhově bohatých společenstvech
nevybírají jednotlivé chutné druhy, ale všeobecně preferují plošky s vyšším krmným
potenciálem. Byl testován regresní model, zda stupeň defoliace plošky (proměnná „míra
spasenosti“ – získaná měřením pomocí rising plate meter) závisí na krmném potenciálu
plošky (kalkulován jako suma tabulkových krmných hodnot přítomných druhů - sensu Jurko
1990 - vážená jejich pokryvností); nebyl však průkazný (není zobrazen). Úskalím může být
dvojí možná interpretace dat získaných letos měřením pomocí rising-plate meteru (tj.
kalibrované tyče s posuvným talířem o dané specifické hmotnosti). Tato standardizovaná
výzkumná pomůcka se běžně používá v zemědělském výzkumu pro měření výšky porostu
(STEWART ET AL, 2001; CORREL ET AL., 2003). Jelikož bylo letos provedeno pouze jedno
měření a to až v průběhu pastvy, neznáme tudíž výchozí výšku porostu před pastvou. Z toho
vyplývá, že nízká naměřená výška vegetace může svědčit o dvou navzájem souvisejících
jevech:
41
i)
ii)
v monitorované ploše rostou pro ovce chutné nebo výživné druhy, které byly
selektivně spaseny
výška porostu v ploše byla nízká již před zahájením pastvy v důsledku
nepříznivých ekologických podmínek a snížené úživnosti na místě konkrétní
plochy
Tomuto nedostatku se v příštím roce vyhneme měřením výšky (tj. vlastní produktivity
vegetace) ještě před zahájením pastvy, čímž získáme výchozí stav, vůči kterému budeme
porovnávat stav z druhého měření z průběhu pastvy.
2005
Data z druhého roku výzkumu nám umožňují srovnání výsledků a potvrzení některých
z předběžných domněnek. Bohužel, jedna z lokalit byla posečena ještě před dokončením
sběru dat, takže část dat chybí.
Určili jsme skupinu nejvíce konzumovaných/preferovaných druhů, jsou to hlavně Poa
pratensis, Festuca rubra, F. rupicola, F. pratensis, Brachypodium pinnatum, Trisetum
favescens, Bromus erectus, Elytrigia repens, Medicago falcata, Taraxacum sect. Ruderalia,
Arrhenatherum elatius (Obr. 6-3, resp. Obr. 6-6). Jelikož tyto druhy patří na výzkumných
lokalitách k nejvíce zastoupeným, můžeme usuzovat, že mezi nejdůležitější faktory
ovlivňující pastevní preference ovcí je sama přítomnost a hojnost druhu. Tento závěr je
podpořen výsledky analýzy lineární regrese, která vysvětluje okolo 90 % variability dat
(r22004=0,9009 viz tab. 1, r22005=0,8907 neukázáno).
Stále však není jasné, která vlastnost společná pro skupinu preferovaných druhů
ovlivňuje ovce při výběru nejvíce. V této skupině jsou zastoupeny převážně trávy, jež obecně
mají vysoký krmný potenciál. Tato skutečnost je v souladu s hypotézou, že zvířata se snaží o
maximalisaci kvality přijímané píce, jenže tyto druhy zároveň patří mezi nejhojnější.
Hypotézu, že pasoucí se ovce jsou při výběru potravy ovlivňovány také druhovým
složením v okolí určité plošky (tj. jsou přitahovány některým dobře známým a chutným
druhem), se nepodařilo potvrdit. Jistá závislost vyplynula z dat prvního roku sledování,
zůstala však nesignifikantní. Jak je zřejmě z exploračních analýz, skupina preferovaných
druhů se od minulého roku prakticky nezměnila. Ovce tedy s největší pravděpodobností
vybírají potravu podle stejného klíče.
Co se týče vlivu selektivní pastvy na strukturu vegetace, zaznamenali jsme podstatné
změny v pokryvnostech u některých druhů. Některé ustoupily o více než 30 % jejich
původního výskytu (Ranunculus polyanthemos, Geranium columbinum, Securigera varia,
Salvia pratensis, Medicago falcata, Pastinaca sativa, Galium verum, Elytrigia repens,
Taraxacum sect. Ruderalia, Cerastium holosteoides ), některé své zastoupení o více než 30 %
zvýšily (Daucus carota, Trisetum flavescens, Festuca rupicola, Veronica chamaedrys,
Festuca pratensis, Trifolium repens). Z druhů, které ustoupily nejvíce, pouze tři patří mezi
nejvíce selektivně konzumované (Medicago falcata, Elytrigia repens, Taraxacum sect.
Ruderalia). Na druhou stranu, jisté druhy se zdají být pastvou zvýhodňovány (Daucus carota,
Trisetum flavescens, F. rupicola, F. pratensis, Trifolium repens), ačkoliv nemůžeme určit
přesnou příčinu jejich šíření. Také byly oproti minulému roku zaznamenány nové druhy, jen
je zatím nemožné říci, zda jejich výskyt má spojitost s pastevními aktivitami (budou se dál
šířit), nebo se objevily náhodou.
Následky pastevních preferencí ovcí pro strukturu a druhové složení vegetace budou
jasnější po zhodnocení výsledků z příštího roku výzkumu. V této chvíli je možné posuzovat
změny ve výskytu a pokryvnostech druhů, ale nelze stanovit přesné příčiny.
42
6.5. Závěr
2004
Studium pastevních preferencí u ovcí v roce 2004 přineslo pouze průběžné výsledky.
Získané zkušenosti nám umožní vylepšit a doplnit metodiku pro příští rok, což jistě usnadní
budoucí interpretaci výsledků. V dalších letech by také bylo vhodné přizpůsobit termíny
výzkumu na jednotlivých lokalitách ve smyslu synchronisace doby zahájení pastvy a
vlastního provedení výzkumu, neboť úroveň defoliace bude zcela jistě odlišná v případě, kdy
se na jedné lokalitě pase 1 týden a na druhé 4 týdny. Taktéž různá míra zatížení jednotlivých
pastvin vede k nežádoucímu zvyšování variability měření. Bohužel, ideálních podmínek při
výběru pastvin pro výzkum nelze pro objektivní příčiny dosáhnout.
2005
Byla definována skupina preferovaných druhů, takže se můžeme zaměřit na jejich společné
rysy. Jelikož se složení této skupiny od minulého roku podstatně nezměnilo, lze některé
změny ve struktuře vegetace (např. výrazné posuny v abundanci jistých druhů) považovat za
následek selektivní pastvy. Na část otázek položených při zahájení studie se podařilo
odpovědět (např. skupina preferovaných druhů, první změny ve vegetační struktuře), nicméně
zbytek na odpovědi ještě čeká (např. mezisezónní změny preferencí). Tyto odpovědi nám
pomohou pochopit lépe interakce rostlina-ovce a umožní extrapolovat výsledky přesněji.
6.6. Literatura
ADLER, P.B., RAFF, D.A. ET LAUENROTH, W.K., 2001: The effect of grazing on spatial
heterogeneity of vegetation. Oecologia 128: 465-479
BAKKER, J.P., 1989: Nature management by grazing and cutting. Kluwer, Dortrecht.
BUTLER, A., KOHLER, F., WAGNER, H., ET GILLET F., 2004: Observed spatial and seasonal
patterns of cattle activity versus simulated effects in exclosure experiment. In: Lüscher,
A., Jeangros, B., Kessler, W., Huguenin, O., Lobsiger, M., Millar, N., Suter, D. (eds):
Land use systems in Grassland dominated regions. Grassland Science in Europe, 9: 578580
CID, M.S. ET BRIZUELA, M.A., 1998: Heterogeneity in tall fescue pastures created and
sustained by cattle grazing. Journal of Range Management 51:644-649
CLARK D. A. ET HARRIS P. S., 1985: Composition of the diet of sheep grazing swards of
differing white clover content and spatial distribution. New Zealand Journal of
Agricultural. Research, 28: 233-240.
COLE, D.N., 1995: Experimental trampling of vegetation. II. Predictors of resistance and
resilience. Journal of Applied Ecology 32: 215-224.
COUGHENOR, M.B., 1991: Spatial components of of plant-herbivore interactions in pastoral,
ranching and native CRAWLEY, M.J., 1983: Herbivory. The dynamics of animal-plant
interactions. Blackwell, Oxford.
DUMONT, B., PETIT, M. ET D´HOUR, P., 1995: Choice of sheep and cattle between vegetative
and reproductive cocksfoot patches. Applied Animal Behaviour Science 43: 1-15
43
GARCIA, F., CARRERE, P., SOUSSANA, J.F. ET BAUMONT R., 2003: How do severity and
frequency of grazing affect sward characteristics and the choices of sheep during the
grazing season? Grass and Forage Science 58: 138-150
GARCIA, F., CARRERE, P., DECUQ, F. ET BAUMONT R., 2004: Mapping grazing activity and
heterogeneous grasslands. In: Lüscher, A., Jeangros, B., Kessler, W., Huguenin, O.,
Lobsiger, M., Millar, N., Suter, D. (eds): Land use systems in Grassland dominated
regions. Grassland Science in Europe, 9: 763-765
GIBSON, C. W. D ET BROWN, V. K., 1992: Grazing and vegetation change: deflected or
modified succession? Journal of Applied Ecology 29: 120-131
ungulate ecosystems. Journal of Range Management 44:530-542
GONG Y., HODGSON J.,LAMBERT M. G., CHU A. C. P. ET GORDON I., 1993: Comparison of
response patterns of bite weight and bite dimensions between sheep and goats grazing a
range contrasting herbage. Proceedigs. XVII International Grasland Congress New
Zealand and Queensland: 726-728.
GRANT S. A., SUCKLING D. F., SMITH H. K., TORVELL L., FORBES, T. D. A. ET
HODGSON J., 1985: Comparative studies of diet selection by sheep and cattle: The hill
grasslands. Journal of Ecology,73: 987-1004.
HÁKOVÁ, A., KLAUDISOVÁ, A. ET SÁDLO, J., 2004: Zásady péče o nelesní biotopy v rámci
soustavy Natura 2000. PLANETA XII, 3-2004 – druhá část. MŽP, Praha.
HEJCMAN, M., ŽÁKOVÁ, I., STRÁNSKÁ, M. ET BÍLEK, M., 2004: Reestablishment of Grassland
Management in the Klínové Boudy Locality – Sheep Grazing Preferences and Sward
Structure under Defoliation. In: Štursa, J., Mazurski, K. et Palucki, A. (eds),
Geoekologické problémy Krkonoš. Sborník Mezinárodní Vědecké Konference, Listopad
2003, Sklarzska Poreba. Opera Corcontica, Vrchlabí 41 (in press).
KOHLER, F., GILLET, F., GOBAT, J.-M., ET BUTTLER, A., 2004: Seasonal vegetation changes in
mountain pastures due to simulated effects of cattle grazing. Journal of Vegetation
Science 15: 143-150
LEPŠ, J., MICHÁLEK, J., KULÍŠEK, P. ET UHLÍK, P., 1995: Use of paired plots and multivariate
analysis for the determination of goat grazing preference. Journal of Vegetation Science
6: 37-42
MALO, J.E. ET SUAREZ, F., 1995: Establishment of pasture species on cattle dung: the role of
endozoochorous seeds. Journal of Vegetation Science 6: 169-175.
MILTON, W.E.J., 1940: The effect of manuring, grazing and liming on the yield, botanical and
chemical compsition on the hill pastures. Journal of ecology 28: 326-356
Ecology a Evolution 136: 261-265
SCHLÄPFER, M., ZOLLER, H. ET KÖRNER, CH,.1997: Influences of mowing and grazing on
plant species composition in calcareous grassland. Botanica Helvetica 108: 57-67
VALLENTINE, J.F., 2001: Grazing management. Academic Press, NewYork, pp. 659.
44
7.
Spontánní vzcházení a přežívání semenáčků při různých
typech hospodaření*
Kateřina Čiháková, Zuzana Münzbergová & Jana Richterová
*… rukopis článku ČIHÁKOVÁ, K., MÜNZBERGOVÁ, Z., RICHTEROVÁ, J.: Spontaneous
seedling recruitment and survival under different management regimes je uveden
v Příloze 3.
7.1. Úvod
Při ponechání travních porostů ladem dochází k jejich zarůstání kompetičně silnými
druhy a k náletu dřevin. Hromadí se opad, který zabraňuje vzcházení semenáčků bylin, a ve
společenstvu začnou převládat graminoidy a klonální dvouděložné rostliny. Pro obnovu
druhově bohatých travino-bylinných společenstev lze využít tradiční hospodaření (pastvu a
kosení) jako ochranářský management. Po desetiletích, kdy byla v chráněných územích
pastva výslovně zakazována, však chybí zkušenosti a vliv hospodaření na vegetaci je proto
nutné monitorovat. O pastvě i kosení se obecně soudí, že podporuje vzcházení ze semen a
může tím zvyšovat druhovou a genetickou diverzitu na lokalitě.
Oba tyto způsoby hospodaření spočívají v odstraňování biomasy a zamezují tak
hromadění stařiny. Při pastvě navíc dochází ke tvorbě volných plošek, umožňujících
regeneraci ze semen, prostřednictvím aktivity pasoucích se zvířat. Zvířata mohou také
přispívat k šíření semen, která se uchycují v jejich srsti, na paznehtech a kopytech, či jsou
přenášena v trusu.
Při pokusech o obnovu druhově bohatých společenstev luk a pastvin je standardním
postupem při monitoringu vlivu zásahu na vegetaci sledování změn pokryvnosti na trvalých
plochách. Při krátkodobém sledování však nejsou často žádné změny zaznamenány, a proto se
pro posouzení vhodnosti managementu využívá např. také sledování vzcházení semenáčků
cílových druhů rostlin. V dosud publikovaných studiích bylo monitorováno buď klíčení
dosévaných druhů, nebo spontánní vzcházení semenáčků z místních zdrojů semen
v experimentálně vytvořených volných ploškách. Ve většině studií byly vyklíčené semenáčky
ihned po zaznamenání odstraněny. Výsledné zapojení nově vyklíčených druhů rostlin do
porostu tak nemohlo být vyhodnoceno.
Vliv reálně prováděného managementu na spontánní klíčení a následné přežívání
semenáčků tedy nebyl dosud zkoumán. V naší práci jsme si proto položili následující cíle:1)
odhadnout intenzitu spontánního vzcházení semenáčků dvouděložných a posoudit jeho
význam pro změny ve společenstvu, 2) porovnat úspěšnost a druhové složení vcházejících
semenáčků mezi třemi typy zásahu (pastva, kosení, ponechání ladem), 3) posoudit vliv
mikrostanovištních charakteristik na vzcházení, 4) zjistit vztah druhového složení
vzcházejících semenáčků a druhového složení vzrostlé vegetace a půdní semenné banky.
K zodpovězení těchto otázek jsme použili data ze dvou lokalit, které se obě nachází na
Valašsku a prošly stejným ochranářským managementem. Byl zde nejprve vykácen nálet
dřevin a poté zavedena krátkodobá intenzivní pastva ovcí.
45
7.2. Metodika
Porost na obou lokalitách (Losovy u obce Huslenky na Vsetínsku, Klobucká u obce
Brumov)
lze zařadit do svazu Bromion, na lokalitě Losovy s přechodem do svazu
Cynosurion. Na obou lokalitách byly založeny trvalé plochy, uspořádány v blocích po třech
typech zásahu (pastva, kosení, ponechání ladem). Tyto trvalé plochy o velikosti 1*1m byly
odečítány na jaře vždy před začátkem pastvy. Pokryvnost jednotlivých druhů bylo
zaznamenávána v prvním případě v Braun-Blanquetově stupnici, v druhém případě
v procentech, vždy na úrovni devíti podčtverců. Jeden z těchto podčtverců byl náhodně
vybrán pro odečet semenáčků. Tyto odečty byly provedeny na lokalitě Losovy v letech 2003 a
2004 a na lokalitě Brumov v letech 2004 a 2005. Na lokalitě Losovy byla navíc odebrána a
zvážena biomasa. Na obou lokalitách byla k dispozici data o druhovém složení půdní
semenné banky zjištěná metodou klíčením. Data byla analyzována v programu Splus a
mnohorozměrné analýzy byly provedeny v programu CANOCO.
7.3. Výsledky
Mortalita semenáčků byla na obou lokalitách vysoká (Losovy 93.4%, Brumov 88,7%).
Přežívání se lišilo mezi jednotlivými typy zásahu. Jako nejvhodnější se z hlediska počtu
přežívajících semenáčků jevilo kosení. Vliv zásahu se však lišil mezi jednotlivými lety a
kohortami, v některých případech byly oba typy hospodaření (pastva i kosení) stejně příznivé.
Vysoká mortalita semenáčků během letního období byla způsobena vysycháním, které se
výrazněji projevilo na plochách obhospodařovaných, s nižším objemem biomasy a bez
přítomnosti mechového patra. Vliv zásahu na druhovém složení semenáčků nebyl v prvním
roce patrný. Průkazně však působil v interakci s časem, takže různý typ zásahu vedl
k odlišnému druhovému složení přežívajících semenáčků.
Pro srovnání druhového složení semenáčků, semenné banky a vegetace byl vypočten
Jaccardův index podobnosti. Tento index byl nejnižší pro dvojici semenáčky – semenná
banka. Jeho hodnoty se nelišily mezi zásahy, z čehož vyplývá, že na studovaných lokalitách
nehraje při regeneraci ze semen půdní semenná banka významnější roli.
7.4. Literatura
BAKKER J. P., DEKKER, DEVRIES W.(1980): The effect of different management practices on a
a grassland community and resulting fate of seedlings. Acta Bot. Neerl.29 (5-6): 469482
BEKKER R. M., VERWEIJ G. L., SMITH R. E. N., REINE R. , BAKKER J. P., SCHNEIDER S.(1997):
Soil seed banks in European grasslands: does land use affect regeneration perspectives?
Journal of Applied Ecology 34 (5): 1293-1310.
BULLOCK J.M., CLEAR HILL B., DÁLE M. P. & SILVERTOWN J.(1994): An experimental study
of the effects of sheep grazing on vegetation change in a species-poor grassland and the
role of seedling recruitment into gaps. Journal of Applied Ecology 31: 493-507.
DIERSCHKE H. (1985): Experimentale Untersuchung zur Bestandesdynamik von
Kalkmagerrasen (Mesobromion) in Südniedersachsen. - In: Schreiber K.-F.: Sukzession
auf Gründlandbrachen. Münsterische Geogr. Arbeiten 20, Schöninghen, Paderborn, pp.
9-24.
46
DUTOIT T. & ALARD D.(1995): Permanent seed banks in chalk grassland under various
management regimes - their role in the restoration of species rich plant communities.
Biodiversity and Conservation 4: 939-950.
FALINSKA K.(1999): Seed bank dynamics Seed bank dynamics in abandoned meadows during
a 20-year period in the Bialowieza National Park. Journal of Ecology 87: 461-475.
FISCHER S. F., POSCHLOD P. & BEINLICH B. (1996): Experimental studies on the dispersal of
plants and animals on sheep in calcareous grasslands. Journal of Applied Ecology 33(5):
1206-1222.
GROSS K. L.(1990): A comparison of methods for estimating seed numbers in the soil. Journal
of Ecology 8: 1079-1093.
HOFMANN M., ISSELSTEIN J.(2004): Seedling recruitment on agriculturally improved mesic
grassland: the influence of disturbance and management schemes. Applied Vegetation
Science 7(2): 193-200.
SSELSTEIN
I
, J. TALLOWIN, J.B. SMITH, R.N.(2002): Factors affecting seed germination and
seedling establishment of fen-meadow species. Restoration Ecology 10 (2): 173-184.
JEFFERSON R.G.& USHER M.B.(1989): Seed rain dynamics in disused chalk quarries in the
Yorkshire Woods, England, with special reference to nature conservation. Biological
Conservation 47:123-136.
KALAMEES R. & ZOBEL M.(2002): The role of the seed bank in gap regeneration in a
calcareous grassland community. Ecology 83 (4): 1017-1025.
KIVINIEMI K, ERIKSSON O (1999): Dispersal, recruitment and site occupancy of grassland
plants in fragmented habitats. Oikos 86(2): 241-253.
KRAHULEC F., SKÁLOVÁ H., HERBEN T., HADINCOVÁ V., WILDOVÁ R. & PECHÁČKOVÁ
S.(2001): Vegetation changes following sheep grazing on abandoned mountain
meadows. Applied Vegetation Science 4:97-102.
KUPFERSCHMID A.D., STAMPFLI A., NEWBERY D.M. (2000): Dispersal and microsite
limitation in an abandoned calcareous grassland of the southern Prealps. Folia
Geobotanica 35 (2): 125-141.
LOSVIK M.H. & AUSTAD I. (2002): Species introduction through seeds from an old, specierich hay meadow: Effects of management. Applied Vegetation Science. 5:185-194.
MATĚJKOVÁ I., VAN DIGGELEN R., PRACH K.(2003): An attempt to restore a central European
species-rich mountain grassland through grazing. Applied Vegetation Science 6: 161168
MATHSOFT, INC (1999): S-Plus 2000 Professional Release 2. Data Analysis Product Division.
MathSoft. Seattle.
MOOG D., POSCHLOD P., KAHMEN S., SCHREIBER K. F.(2002): Comparison of species
composition between different grassland management treatments after 25 years. Applied
Vegetation Science 5 (1): 99-106.
OOSTERHALD M. & SALA O.E.(1990): Effects of grazing on seedling establishment: the role
of seed and safe-site availability. Journal of Vegetation Science 1:353-358.
POSCHLOD P.,DEFFNER B., BEIER B. & GRUNICKE U.(1991): Untersuchungen zur
Diasporenbank von Samenpflanzen auf beweideten, gemahten, brachgefellenen und
aufgeforsteten Kalkmagerrasen.Verhandlungen Ges. Fur Oekologie 20:893-904.
RYSER P.(1990) Influence of gaps and neighbouring plants on seedling establishment in a
limestone grassland: Experimental field studies in nothern Switzerland.
Verroffentlichungen des Geobotanischen Institutes der Eidg. Tech. Hochschule, Stiftung
Rubel, Zurich 104: 71pp.
RYSER P.(1993): Influences of neighbouring plants on seedling establishment in limestone
grassland. Journal of Vegetation Science 4: 195-202.
47
SCHREIBER, K. F.(1985): Sukzession auf Gründlandbrachen. Münsterische Geogr. Arbeiten
20, Schöningh, Paderborn.
SILVERTOWN J.& SMITH B.(1989): Mapping the microenvironment for seed germination in the
field. Annals of Botany 63: 163-167.
STAMPFLI A. & ZEITER M.(1999): Plants species decline due to abandonment of meadows
cannot easily be revesed by mowing. A case study from the Southern Alps. Journal of
Vegetation Science 10:151-164.
STANNERS D. & BORDEAUX P. (1995): Europe's Environment. The Dobris Assessment.
European Environmental Agency. Copenhagen.
ŠPAČKOVÁ I.,KOTOROVÁ I. & LEPŠ J.(1998): Sensitivity of seedling recruitment to moss, litter
and dominant removal in an oligotrophic wet meadow. Folia Geobotanica 33:17-30.
ŠPAČKOVÁ I. & LEPŠ J. (2004): Variability of seedling recruitment under dominant, moss, and
litter removal over four years. Folia Geobotanica 39: 41-55.
TER BRAAK C. J F. & ŠMILAUER P. (1998): Canoco Windows version 4.1, CanoDraw for
TURNBULL L.A., CRAWLEY M.J. & REES M.( 2000): Are plant populations seed-limited? A
review of seed sowing experiments. Oikos 88: 225-238.
VERKAAR H. J., SCHENKEVELD A. J.& VAN DE KLASHORST (1983): The Ecology of ShortLived forbs in chalk grasslands: Dispersal of Seeds 95(2): 335-344.
VINTHER E. & HALD A. B.(2000): Restoration of an abandoned species-rich fen-meadow in
Denmark: changes in species richness and dynamics of plant groups during 12 years.
Nordic Journal of Botany. 20(5):573-584.
WAGNER M., POSCHLOD P., SETCHFIELD R. P. (2003): Soil seed bank in managed and
abandoned semi-natural meadows in Soomaa National Park, Estonia. Annales Botanici
Fennici 40 (2): 87-100.
WILLEMS J.H.(1983): Species composition and above ground phytomass in chalk grassland
with different management. Vegetatio 52:171-180.
WILLEMS J.H.(1995): Soil seed bank, seedling recruitment and actual species composition in
an old and isolated chalk grassland. Folia Geobotanica 30:141-156.
WILLEMS J.H. & BIK L.P.M.(1998): Restoration of high species density in calcareous
grassland: the role of seed rain and soil seed bank.Applied Veg. Science 1:91-100.
48
8.
Dynamika vegetace na pokálených místech a účinnost
endozoochorie na pastvinách skotu*
Kateřina Čiháková, Zuzana Münzbergová & Jana Richterová
*…
rukopis článku ČIHÁKOVÁ, K., MÜNZBERGOVÁ, Z., RICHTEROVÁ, J.: Vegetation
dynamics of the dung patches and the efficiency of seed dispersal by endozoochory on
cattle pastures, case study from White Carpathians, Czech republic je uveden
v Příloze 4.
8.1. Úvod
Pastviny se vyznačují heterogenní vegetací, která je tvořena mozaikou ploch s různou
intenzitou spásání. Tzv. mastným místům se dobytek často zcela vyhýbá a na pastvině pak
zůstávají nedopasky. Nedopasky jsou vnímány zemědělci negativně jako potenciální ohniska
šíření plevelných druhů. Na pastvině bez přítomnosti agresivních pastevních plevelů však
mohou nespásaná místa hrát pozitivní roli, protože poskytují úkryt a potravu bezobratlým
živočichům a umožňují běžným pastevním druhům kvetení a zrání semen. Pokálená místa se
liší od okolí výškou a strukturou porostu, ale mohou se také lišit svým druhovým složením.
Předpokládá se dokonce existence druhů přímo vázaných na tento typ porostu, které využívají
endozoochorní šíření semen.
Endozoochorie (tedy přenos diaspor v zažívacím traktu zvířat) je dnes považována za
významný nástroj při obnově druhově bohatých pastvin. Mnoho studií se dnes věnuje
vhodnosti tohoto typu šíření diaspor pro jednotlivé luční a pastevní druhy a dochází ke
zjištění, že semena většiny těchto druhů jsou po průchodu zažívacím traktem zvířat klíčivá..
Účinnost tohoto způsobu šíření a jeho přínos pro změny v druhovém složení společenstev
zůstávají však stále neznámé. Předpokládáme, že vzcházení druhů je ovlivněno typem
porostu, který je na pastvině tvořen mozaikou spásaných a opomíjených (často pokálených)
míst.
8.2. Metodika
Pro studium dynamiky vegetace a role endozoochorie bylo založeno 10 bloků trvalých
ploch (30*30cm) na dvou lokalitách (Kavka KAVPAS a Lopeník LOPPAS) v CHKO Bílé
Karpaty. Na těchto plochách bylo sledováno klíčení a přežívání semenáčků dvouděložných na
třech typech mikrostanovišť (nový exkrement, pokálené místo s částečně rozloženým
exkrementem, intenzivně spásaný nízký porost jako kontrola).
Pro sledování vlivu pastvy a depozice exkrementů na krajinném měřítku byl proveden
zápis druhového složení na transektech pastvinou na dalších deseti pastvinách skotu v Bílých
Karpatech a v dalších oblastech. Tento výběr bude doplněn v následující sezóně.
Pro zjištění časové variability obsahu endozoochorně šířených semen v exkrementech
skotu byly odebírány vzorky exkrementů (5g po vysušení) na lokalitách KAVPAS a LOPPAS
ve třech termínech (červenec, srpen, září). Současně byla odhadnuta na hrubé škále frekvence
plodících druhů. Vzorky jsou nyní zpracovávány klíčící metodou ve skleníku.
49
8.3. Výsledky
Analýza vlivu typu mikrostanoviště na druhové složení vegetace byla dosud
provedena pouze pro lokalitu LOPPAS. Na pokálených místech zde převládají bobovité
(Trifolium repens, T. pratense, T. medium) a na kontrolních plochách rostou převážně
graminoidy nenáročné na obsah živin (Festuca rubra, Luzula campestris) a klonální byliny
(Alchemilla sp.). Rozdíly v druhovém složení vegetace mezi pokálenými místy a kontrolou
však zmizely hned po prvním roce. Považujeme proto ponechání těchto nespasených
pokálených míst na pastvině za neškodné.
Jednotlivé typy mikrostanovišť se lišily počtem i druhovým složením vzcházejících
semenáčků. Nejčastějšími klíčícími druhy byl Leontodon hispidus, Ranunculus acris a
Trifolium pratense, přičemž poslední dva druhy se mohou šířit endozoochorně. Ačkoli nejvíce
semenáčků vyklíčilo na rozloženém exkrementu, pro přežívání semenáčků byl nejvhodnější
nízce spasený porost (kontrola). Obecně byl zřejmě nejčastějším zdrojem semen přímý spad z
okolní vegetace, nikoli endozoochorní šíření. Nebyl nalezen žádný druh, který by byl vázán
pouze na pokálená místa a klíčil pouze na exkrementech. Z výsledků naší práce tedy vyplývá,
že význam endozoochorie by neměl být přeceňován.
8.4. Literatura
ADLER P.B., RAFF D.A. & LAUENROTH W.K. (2001): The effect of grazing on the spatial
heterogeneity of vegetation. OECOLOGIA 128 (4): 465-479.
BONN S. (2004): Dispersal of plants in the Central European Landscape – dispersal processes
and assessment of dispersal potential exemplified for endozoochory. Dis. Thesis.
Universitaet Regensburg. 156 pp.
COSYNS E, DELPORTE A, LENS L, ET AL.(2005): Germination success of temperate grassland
species after passage through ungulate and rabbit guts. JOURNAL OF ECOLOGY 93
(2): 353-361.
COUVREUR M., BART CH., VERHEYEN K. & HERMY M. (2004): Large herbivores as mobile
links between isolated nature reserves through adhesive seed dispersal. Applied
vegetation science 7(2): 229-236.
CSAPODY V. (1968): Keimlingsbestimmungbuch der Dikotyledonen. Akademiai Kaido.
Budapest
DAI X. (2000): Impact of cattle dung deposition on the distribution pattern of plant species in
an alvar limestone grassland. Journal of Vegetation Science 11: 715-724.
ERIKSSON A. & ERIKSSON O.(1997): Seedling recruitment in semi-natural pastures: the effects
of disturnace, seed size. Phenology and seed bank.Nordic Journal of Botany.
FISCHER S.F., POSCHLOD P. & BEINLICH B. (1996): Experimental studies on the dispersal of
plants and animals on sheep in calcareous grasslands. Journal of Applied Ecology 33:
1206-1222.
MALO J. E. & SUAREZ F.(1995): Herbivorous mammals as seed dipersers in a Mediterranean
dehesa. Oecologia 104: 246-255.
MORTIMER S. R., HOLLIER J.A. & BROWN V. K.(1998): Interactions between plant and insect
diversity in the restoration of lowland calcareous grasslands in southern Britain. Applied
Vegetation Science, 1:101-114.
50
KIVINIEMI K, ERIKSSON O. (1999): Dispersal, recruitment and site occupancy of grassland
plants in fragmented habitats. Oikos 86(2): 241-253. .
KOEHLER F.,GILLET F, GOBAT J.M. ET AL. (2004): Seasonal vegetation changes in mountain
pastures due to simulated effects of cattle grazing. Journal of Vegetation Science. 15(2):
143-150.
MATĚJKOVÁ I. , VAN DIGGELEN R. & PRACH K.(2003): An attempt to restore a central
European species-rich mountain grassland through grazing. Applied Vegetation Science
6: 161-168.
NOVÁK J. & SLAMKA P.(2003):Degradation of seminatural pastures by local overmanuring
with cattle or sheep excreta. EKOLOGIA-BRATISLAVA 22 (2): 143-151.
OOSTERHALD M. & SALA O.E.(1990): Effects of grazing on seedling establishment: the role of
seed and safe-site availability. Journal of Vegetation Science 1:353-358.
PAKEMAN R.J., DIGNEFFE G & SMALL J.L.(2002): Ecological correlates of endozoochory by
herbivores. FUNCTIONAL ECOLOGY 16 (3): 296-304.
PAKEMAN R.J. HULME P.D., TORVELL L. ET AL.(2003): Rehabilitation of degraded dry heather
(Calluna vulgaris) moorland by controlled sheep grazing BIOLOGICAL
CONSERVATION 114 (3): 389-400.
PAVLU V., HEJCMAN M., PAVLU L. GAISLER P. (2005): Effect of strip seeding of Trifolium
repens on sward under continuous grazing. In Hejcman: Grassland management in
mountain and uppland areas of the Czech republic. Dis.práce. Depon In Knihovna ČZÚ
Praha Suchdol.
PYKALA J. (2003): Effects of restoration with cattle grazing on plant species composition and
richness of semi-natural grasslands. Biodiversity and conservation. 12:2211-2226.
STENDER (1996): Die Ausbreitung von Pflanzen durch Galloway-Rinder. Diploma tesis.
Universitaet Marburg, 104 pp.
and dominant removal in an oligotrophic wet meadow. Folia Geobotanica 33:
STAMMEL B. & KIEHL K.(2004): Do hoof prints actually serve as a regeneration niche for
plant species in fens? Phytocoenologia 34(2): 271-286.
51
9.
Vliv různého způsobu obhospodařování a přídavku hnojiva
na složení rostlinného společenstva a produkci ekologických
funkčních skupin*
Vojtěch Lanta, Jiří Doležal a Ondřej Mudrák
*…
rukopis článku LANTA, V., DOLEŽAL, J., MUDRÁK, O.: Effects of different
management regimes and fertilization on species composition and biomass production
of plant functional groups in a chalk grassland je uveden v Příloze 5.
9.1. Úvod
K hodnocení vlivů odlišných managementů na složení společenstva se používají
hierarchické manipulativní pokusy (SCHEINER A GUREVITCH 1993). Avšak výsledky pokusů
mohou být ovlivněny neprediktabilními vnějšími faktory (např. průběh počasí).
Pokusy podrobené zkoumání na pastvině jsou typické pro delší odpovědi druhů na
experimentální zásah (BAKKER 1989). Naše studie umožňuje porovnání na užší časové škále.
Studie byla provedena na pastvině, která byla dlouhodobě přepásána, tudíž se očekávají
změny na úrovni společenstva, přičemž se nedá říci, že by se mohla v takto krátké době
výrazně změnit diverzita. Předpokládáme že se změní kompetiční vztahy, jelikož dlouhodobé
působení pastvy se projeví v náhlém projevu ve změně plasticity rostlin, či ve vlastnostech
druhů seskupovaných do funkčních ekologických skupin, jak bylo pozorováno v předešlých
experimentech (např. MCINTYRE ET AL. 1995, DÍAZ ET AL. 1999, DODD ET AL. 2004).
Kosení a pastva obvykle vedou ke zvýšení počtu druhů ve společenstvu (BAKKER
1989, GAISLER ET AL. 2004), zatímco ponechání bylinného porostu ladem vede ke ztrátě
druhové diverzity vzhledem k masivnímu nárostu konkurenčně schopných dominant (např.
nitrofilů, viz GRIME 2001). Tato rostlinná společenstva jsou často podrobena oku ochranáře,
který se snaží najít vhodný nástroj pro znovuobnovení bohaté druhové diverzity.
My jsme založili manipulativní pokus na dlouhodobé pastvině. Založili jsme
monitorovací plochy, které jsme ponechávaly buď tlaku herbivora, nebo jsme je kosili, či
ponechali ladem. Dále jsme tyto plochy přihnojovali v odpovídajícím experimentálním
uspořádání. Hlavní testovanou otázkou bylo, zda se mění biomasa funkčních skupin za
odlišného zásahu a zda se změní složení rostlinného společenstva. Pokus byl tříletý.
9.2. Metodika
Studovaná lokalita
Pokus byl proveden na lokalitě Lesná, Bílé Karpaty, Česká republika (700 m n.m.).
Lokalita leží 2 km východně od obce Horní Němčí. Od padesátých let je lokalita využívána
jako intenzivní pastvina. Převažujícími druhy lokality jsou druhy svazů Bromion,
Arrhenatherion a Cynosurion. Dominanty jsou Bromus erectus, Achillea millefolium,
Trifolium pratense a Trifolium repens, Agrostis tenuis a Trisetum flavescens, Veronica
chamaedrys.
Uspořádání pokusu
52
Pokus byl založen v červnu 2003 jako úplně znáhodněný blok design ve třech blocích,
které jsou od sebe aspoň 100 m vzdáleny. Tyto zásahy byly aplikovány (i) hnojení a (ii)
management. Zásah hnojení o dvou hladinách – přidáno nebo nepřidáno hnojivo NPK v
koncentraci 40 g na 1 m2 za rok. Management UP – unmanaged plots (ponecháno ladem), MP
– mown plots (kosení) a GP – plots grazed by cattle (pastva skotu). Oba zásahy byly
provedeny v 5 x 5 m plochách, náhodně v každém bloku. Plochy byly koseny vždy jednou
ročně. Na začátku pokusu až po sebrání base line dat v červenci 2003. Hnojivo bylo
aplikováno v červenci 2003, v březnu 2004 a dubnu 2005.
Sběr dat
Dat o pokryvnostech jednotlivých druhů byla odhadována procenticky v 1 m x 1 m
trvalém centrálním čtverci, umístěném v každé 5 x 5 m ploše. Vždy 4 plochy byly obehnány
ohradníkem (2 x koseno a 2 x kontrola) a dvě plochy (2 x paseno) k tomuto prostory zvnějšku
přiléhaly. Pro přesnější údaje byl ještě tento čtverec rozdělen na 33 x 33 cm podplochy. Data
byla odebírána v červnu 2003, 2004 a 2005. Nomenklatura druhů: Rothmahler (1976).
Nadzemní biomasa byla odebírána v 5 25 x 25 cm čtvercích. Biomasa byla rozebrána na
trávy, jednoletky, byliny, růžice, vikvovité a opad. Celková podzemní biomasa byla
odhadnuta z 5 10 cm hlubokých vpichů sondy. Kořeny byly vymyty, usušeny a následně
zváženy.
Analýza dat
Redundancy analysis (RDA) byla užita pro zjištění vlivu managementu na složení
rostlinného společenstva. Jedná se o přímou gradientovou metodu vhodnou na data od nichž
se očekává lineární odpověď druhů (TER BRAAK & ŠMILAUER 2002). Rozdílné kombinace
proměnných prostředí s užitím kovariát mohou být touto metodou testovány. Data jsou ve
formě split-pot a jsou sbírána opakovaně, to se musí brát na zřetel při definování vhodného
permutačního Monte Carlo testu. Whole plots jsou v tomto případě záznamy z 1 m2 v čase a
jsou permutovány kompletně. Průměr z 9 podploch je brán pro hodnocení. Interakce čas x
zásah ukazuje, že sukcese probíhala odlišně v různě obhospodařovaných plochách. Biplot
ordinační diagram byl užit pro vizualizaci dat, přičemž byly zobrazeny jen druhy, které
nejlépe fitují data.
ANOVA testy byly užity pro statistické hodnocení jednorozměrných dat o nadzemní a
podzemní biomase, kde byl efekt bloku náhodný faktor. ANOVA pro opakovaná měření byla
užita pro hodnocení diverzity. Data o vztahu mezi diverzitou a produktivitou byla hodnocena
jednoduchou regresí.
9.3. Výsledky
Celková nadzemní biomasa nebyla ovlivněna rozdílnými obhospodařováními ani
přihnojením (Tab. 9-1). Biomasa byla nejvyšší v kontrolách a nejnižší v pasených plochách
(Obr. 9-1). Celková podzemní biomasa byla signifikantně ovlivněna managementem (Tab. 91), nejvyšších hodnot dosahovala v pasených plochách (Obr. 9-1). Přihnojení nemělo vliv ani
na biomasu jednotlivých funkčních skupin ani na produkci opadu (Tab. 9-2). Signifikantně
byla ovlivněna biomasa vikvovitých , kdy nejvyšších hodnot dosahovala v pasených plochách
(Obr. 9-1). Dále bylo detekováno, že opad byl nejvyšší v kontrolních plochách (Obr. 9-1).
Diverzita (počet druhů) žádným z obou zásahů nebyla ovlivněna (Tab. 9-3). Pouze byl
detekován vliv času (průměry jsou vyobrazeny ve Obr. 9-2).
53
Vztah mezi nadzemní biomasou a diverzitou byl negativní (adj. R2 = 0.18, r = -0.48, P
= 0.043), zatímco vztah mezi podzemní biomasou a diverzitou byl pozitivní (adj. R2 = 0.44, r
= 0.69, P = 0.002). Trendy viz Obr. 9-3.
Signifikantní vliv managementu na složení společenstva byl detekován metodou RDA
(prediktor: management x čas; kovariáty: čas, hnojení x čas, identifikátory ploch; první RDA
osa vysvětluje 4.6 %, F = 21.53, P = 0.022). Ordinační diagram (Obr. 9-4) ukazuje, že ve
spasených ploch jsou přítomny hlavně trávy Lolium perenne, Cynosurus cristatus a byliny
Carum carvi a Plantago major a Trifolium repens. V kosených plochách vysokou pokryvnost
měly tyto trávy Alopecurus pratensis, Bromus mollis a Dactylis glomerata, v kontrolních
plochách dominovaly byliny jako jsou Fragaria moschata, Centaurea scabiosa a Veronica
chamaedrys.
Vliv přihnojení neměl vliv na složení společenstva (RDA, prediktor: hnojení x čas;
kovariáty: čas, management x čas, identifikátory ploch; první RDA osa vysvětluje pouze 0.7
% variance, F = 3.33, P = 0.518). V hnojených plochách byly dominantní Cirsium arvense,
Fragaria moschata, Centaurea jacea a tráva Agropyron repens (Obr. 9-4). Negativně
hnojením byly ovlivněny Alopecurus pratensis, Lathyrus pratensis, Taraxacum officinalis a
Ranunculus acris.
9.4. Diskuze
Naší tříletou studií jsme nalezli rozdíly ve složení společenstva v různě
obhospodařovaných plochách, avšak nebyl zjištěn vliv přihnojení. Produkce předem
definovaných ekologických skupin byla víceméně stejná ve všech plochách. Pouze byl
detekován vliv na biomasu vikvovitých a produkci opadu. Hnojení biomasu vůbec
neovlivnilo.
Rostlinná společenstva si byla podobná ve spásaných plochách, protože rostliny
adaptované na silnou disturbanci a dokáží rychle zregenerovat (LEPŠ ET AL. 1982). Některé
druhy se obnovují téměř okamžitě. To je případ jednoletek (GRIME 2001), které jsou v našich
plochách reprezentovány druhy Veronica arvensis a Poa annua. Pro regeneraci je nutné
narušit vegetační pokryv („gapy“ ve vegetaci), což je znemožněno v kontrolních a kosených
plochách. Bylo dokázáno, že amplituda odpovědí na disturbanci je menší ve společenstvech,
kde dochází k trvalému narušování(MCINTYRE ET AL. 1996, BAKKER 1989). Avšak tyto druhy
reagují okamžitě na změnu vobhospodařování, což je i náš případ a co bylo i v minulosti
dokumentováno (např. DÍAZ ET AL. 1999). Důsledkem je to, že jsme našly změny ve složení
již ve druhém roce po aplikování zásahů. Některé druhy reagovali velmi rychle v novém
prostředí, protože byly právě adaptovány na silnou disturbanci – opakovanou defoliaci.
Obecně řečeno, vysoký stupeň defoliace vedl k obnovení a perzistenci plazivých a
rosetových druhů (podobně jako v práci MCINTYRE ET AL. 1995). Ale ví se, že rostliny mohou
být citlivé na rozdílnou intenzitu pastvy (PAVLŮ ET AL. 2003). My jsme nezaznamenali přesto
žádné rozdíly v produkci této skupiny rostlin, pouze jsme zaznamenali jistý posun u těchto
dominantních druhů Ajuga reptans, Veronica serpylifolia a Trifolium repens. Jetel je velmi
citlivý na přistínění, proto jsme zaznamenali jeho dominanci ve spásaných plochách už v roce
2004. Dále jsme zaznamenali, že postupně se zvyšovala pokryvnost i u druhů růžicových jako
jsou druhy rodu Plantago a Hieracium pilosella – druhy zaznamenané jen ve spásaných
plochách v roce 2005. Festuca pratensis – širokolistá tráva byla přítomna hlavně ve
spásaných plochách zřejmě proto, že upřednostňuje místa s vyšším obsahem dusíku (živiny
z výkalů). Pampelišky byly hojné v kontrolních plochách z důvodu toho, že se zde vyskytují
ve značné míře minerály vyluhované z opadu (GAISLER ET AL. 2004). V kontrolních plochách,
kde se hodně akumulovala stařina, se dobře dařilo druhům, které se obvykle vyskytují na
okrajích pastvin. Často bývají na pastvině zastoupeny jen ve formě semenáčů, či v jiném
54
vegetativním stádiu růstu ( jedná se především o širokolisté byliny jako jsou chrpy Centaurea
jacea a Centaurea phrygia).
Počet druhů (diverzita) nebyl ovlivněn aplikací odlišného zásahu. Pouze jsme našly
rozdíly v jednotlivých letech studie. Nejvíce druhů bylo v průměru v letech 2003 a 2004.
Kdežto v roce 2005 jsme zaznamenali pokles. To ukazuje na variabilitu mezi jednotlivými
lety a na to, že systém může být ovlivněn i vnějšími vlivy. Je proto nutné monitorovat,
popřípadě detekovat sukcesní trendy v delším časovém horizontu (BAKKER 1989, DODD ET
AL. 2004). Pokusem jsme se snažili zachytit velkou část variability v počtech druhů na
pastvině. Proto byl detekován rozdíl v počtech druhů mezi bloky. Ve dvou blocích se totiž
pohyboval počet druhů mezi hodnotami 10 až 20, kdežto třetí blok vykazoval průměr až 25
druhů na plochu 33 x 33 cm.
9.5. Literatura
BAKKER, J.P. 1989. Nature managemnt by grazing and cutting. Kluwer, Dortrecht.
DÍAZ, S., CABIDO, M., ZAK, M., MARTINEZ-CARRETERO, E. & ARANÍBAR, J. 1999. Plant
functional traits, ecosystem structure and land-use history along a climatic gradient in
central-western Argentina. Journal of Vegetation Ecology 10: 651-660.
DODD, M.B., BARKER, D.J. & WEDDERBURN, M.E. 2004. Plant diversity effects on herbage
production and compositional changes in New Zealand hill country pastures. Grass and
Forage Sciences 59: 29-40.
GAISLER, J., HEJCMAN, M. & PAVLŮ, V. 2004. Effect of different mulching and cutting
regimes on the vegetation of upland meadow. Plant, Soil and Environment 50: 324-331.
GRIME, J.P. 2001. Plant strategies, vegetation processes and ecosystem properties. John Wiley
& Sons.
LEPŠ, J & ŠMILAUER, P. 2003. Multivariete analysis of ecological data using CANOCO.
Cambridge Univ. Press.
LEPŠ, J., OSBORNOVÁ, J. & REJMÁNEK, M. 1982. Community stability, complexity and species
life-history strategies. Vegetatio 50: 53-63.
MCINTYRE, S., BARRETT, G.W. & FORD, H.A. 1996. Communities and ecosystems. In:
Spellenberg, I.F. (ed.) Conservation biology. Longman, Harlow.
MCINTYRE, S., LAVOREL, S. & TRÉMONT, R. 1995. Plant life-history attributes: their
relationship to disturbance response in herbaceous vegetation. Journal of Ecology 83:
31-44.
PAVLŮ, V., HEJCMAN, M., PAVLŮ, L. & GAISLER, J. 2003. Efect of rotational and continuous
grazing on vegetation of the upland grassland in the Jizerské hory Mts., Czech Republic.
Folia Geobotanica 38: 21-34.
ROTHMALER, W. 1976: Exkursionsflora für die Gebiete DDR und der BDR. Kritischer band. Volk und Wissen, Berlin.
TER BRAAK, C.J.F. & ŠMILAUER, P. 2002. CANOCO reference manual. Centre of Biometry
Wageningen and České Budějovice.
SCHEINER, S.M. & GUREVITCH, J. 1993. Design and analysis of ecological experiments.
Chapman & Hall.
55
Tab. 9-1: ANOVA výsledky pro celkovou nadzemní a podzemní biomasu.
Shoot biomass
F
P
8.53
0.001
4.54
0.093
7.05
0.117
2.98
0.161
df
2, 36
2, 4
1, 2
2, 4
Block
Management
Fertilization
Interaction (M x F)
Root biomass
F
P
6.16
0.020
43.63 0.022
1.08
0.487
36.80 0.026
Tab. 9-2: Výsledky ANOVA testů pro biomasu ekologických funkčních skupin rostlin a pro opad.
Block
Management
Fertilization
Interaction (M x
F)
df
2,
36
2, 4
1, 2
2, 4
Grasses
F
P
Rosettes
F
P
Annuals
F
P
Legumes
F
P
0.126 0.16
4.48
0.182 0.31
0.762 0.97
0.508 19.36 0.049 3.07
0.245 91.14 0.011
0.12
0.790 0.73
0.549 0.97
0.505 0.53
0.600 0.02
0.921 0.22
0.719
0.26
0.407 2.27
0.305 1.05
0.487 0.46
0.687 0.19
0.838 0.08
0.928
Number of species 20032005
df
F
P
2, 12
0.05 0.952
1, 12
0.00
0.959
2, 24
2, 12
4, 24
2, 24
4, 24
13.13
0.10
1.55
2.36
0.75
0.000
0.910
0.220
0.116
0.569
56
0.695 2.09
Litter
F
P
12.78 0.002 23.95 0.000 2.51
Tab. 9-3: ANOVA pro opakovaný odečet počtu druhů v ploše 1 x 1 m
Management
(M)
Fertilization
(F)
Time (T)
MxF
MxT
FxT
MxFxT
Forbs
F
P
0.161 0.02
0.882
GRAFY
Obr. 9-1: Celková nadzemní a podzemní biomasa pro jednotlivé zásahy a výsledky pro vikvovité a
opad – dvě proměnné signifikantně ovlivněné managementem
40
control plots
fertilized plots
control plots
fertilized plots
4
Root biomass (g)
Shoot biomass (g)
30
20
10
0
GP
UP
3
2
1
0
MP
Management
Biomass of litter (g)
Biomass of legumes (g)
16
0.10
0.05
UP
4
0
MP
30
control plots
fertilized plots
Number of species
25
20
15
10
5
UP
Year 2003
MP
GP
GP
UP
Management
Obr. 9-2: Změny v počtu druhů během tříleté studie.
GP
control plots
fertilized plots
8
Management
0
MP
12
0.00
GP
UP
Management
control plots
fertilized plots
0.15
GP
UP
Year 2004
MP
GP
UP
Year 2005
57
MP
MP
Obr. 9-3: Vztah mezi diverzitou a nadzemní a podzemní biomasou.
40
roots
shoots
Biomass (g)
30
20
10
0
4
8
12
16
20
Number of species
0.4
Obr. 9-4: RDA ordinační diagram. Nahoře graf pro zásah management, dole pro hnojení.
UP *year
frag mos
camp pat
trif rep
plan maj
loli per
cent sca
agro rep
vero cha
cirs arv
lat pra
agro ten
tris fla
carum ca
cyno cri
trif rub
fest rub
GP *year
fest pra
brom mol
alop pra
dact glo
-0.4
MP *year
-0.4
0.3
58
0.4
leon aut
cent jac
leon his
control P*year
alop pra
lat pra
brac pin
fertilized P*year
cent sca
tara off
ranu acr
briz med
phle pra
frag mos
cirs arv
agro rep
trif rep
-0.8
fest rub
-0.6
0.6
59
10. Shrnutí
Cílem botanické části projektu bylo sebrat dostatečné množství údajů o vlivu pastevního
obhospodařování na vegetaci, aby státní správa ochrany přírody před zahájením vypásání
botanicky cenných území (zvlášť při první pastvě na lokalitě vůbec) mohla předpovědět:
•
•
•
•
•
•
na základě monitoringu trvalých ploch, jak by na zvolený typ managementu při
zavedení na lokalitu (pastva ve srovnání s jiným využitím např. sečením) reagovaly
konkrétní druhy nebo funkční skupiny rostlin (1. příspěvek, Mládek)
na základě studia chování skotu v prostoru pastviny (2. příspěvek, Pavelčík), které
části plochy pastevního areálu (tj. společenstva na nich přítomná) budou pastvou
nejvíce ovlivněna (ohrožena, a mohla je případně i vyjmout z paseného území)
na základě prostorové analýzy druhového složení dlouhodobých pastvin (3. příspěvek,
Chrást), jak se pod vlivem kombinace sešlapu, selektivního vypásání a exkrementů
bude formovat druhové složení lokality od místa nejintenzivnějšího pastevního tlaku
(zdroj vody, místa odpočinku zvířat) směrem k méně využívaným částem pastevního
areálu
které konkrétní druhy rostlin by mohly být na ovčích pastvinách preferenčně vypásány
a jak se tato selektivní defoliace projeví na druhovém složení porostu v dalších letech
(4. příspěvek, Dvorský)
jaký je potenciál obnovy (zvýšení) diverzity rostlin na lokalitě z půdní semenné banky
a jak následné přežívání semenáčků ovlivní typ obhospodařování (5. příspěvek,
Čiháková)
jak významnou roli pro šíření druhů rostlin na lokalitě by mohla hrát endozoochorie –
tj. rozšiřování semen v exkrementech (6. příspěvek, Čiháková)
Stručně shrnuto bylo analýzou sebraných údajů zjištěno následující:
Na trvalých monitorovacích plochách nebyly za jednu vegetační sezónu zjištěny
významné změny v druhovém složení směrované typem obhospodařování ani na jedné
studované lokalitě. Aby byly výsledky monitoringu využitelné pro vyhodnocení reakce
konkrétních druhů na typ managementu, bude nutné, aby sledování trvalých ploch
pokračovalo minimálně 5 let.
Při studiu chování skotu v prostoru pastviny se zjistilo, že na pastevní zásah na plošce
(pastva, pošlapání, bez zásahu) má vliv výška porostu (tj. množství biomasy) před pastevním
cyklem, prostorové rozmístění vegetace podél gradientu nadmořské výšky a gradientu
vzdálenosti od místa odpočinku zvířat. Naopak překvapilo, že krmná hodnota plošky (kvalita
píce stanovená dle přítomnosti druhů) nebyla pro skot důležitým faktorem při rozhodování co
spást a co ne. Potvrdilo se však, že typ zásahu na plošce v prvním pastevním cyklu má
významný vliv na zásah v dalším pastevním cyklu. Plochy jednou spasené (obrostlé s mladou
kvalitní biomasou) jsou selektivně spásány v druhém cyklu.
Z výsledků studia distribuce rostlinných druhů dle gradientu pastevního tlaku na
dlouhodobých pastvinách vyplývá, že s rostoucí vzdáleností od místa nejintenzivnějšího
pastevního tlaku se významně zvyšuje druhová pestrost porostu ale i pokryvnost vegetace,
naopak logicky klesá krmná hodnota porostu, ale překvapivě klesá i jeho potenciální výška.
Druhy výrazně zvýhodněné opakovanými disturbancemi na místech maximálního pastevního
tlaku jsou nízké plazivé druhy jako např. Polygonum aviculare, ale i vyšší ruderálové jako
60
Elytrigia repens. S klesajícím pastevním tlakem roste relativní zastoupení druhů, které jsou na
sešlap a disturbance citlivé (Festuca rubra, Plantago lanceolata, Leucanthemum vulgare) a
upřednostňují spíše zapojené trávníky.
spásány ty druhy, které jsou nejvíce zastoupeny v porostu jako Poa pratensis, Festuca rubra,
Brachypodium pinnatum, Trisetum flavescens, Bromus erectus, Elytrigia repens. Jistou roli
v četnosti spásání hraje sice i krmná hodnota druhů, ale nevysvětluje mnoho variability.
Studiem semenné banky a přežívání semenáčků na ovčích pastvinách se zjistilo, že
semenáčky mají všude poměrně vysokou mortalitu, jejich uplatnění v porostu co se týče počtu
jedinců se liší vzhledem k typu obhospodařování (nejlépe přežívají v koseném porostu), ale
rozdíly v přežívání různých druhů v různých typech obhospodařování jsou rok od roku jiné.
Celkově však lze shrnout, že každý typ obhospodařování umožňuje přežití jinému
společenstvu druhů.
Při studiu endozoochorie a vlivu kravských exkrementů na vegetaci bylo odhaleno, že
plošky s exkrementy vykazují vyšší počet přežívajících semenáčků než okolní porosty
(nejvíce se jich vyskytuje na polorozpadlých exkrementech). Při analýze semenné banky
exkrementů však vyšlo najevo, že hodně semen v terénu na exkrementech pochází ze
semenného deště a jen část prošla traktem skotu. Zjistilo se, že dokonce nejvhodnějším
místem pro uplatnění semenáčků jsou intenzivně pasená místa bez exkrementů, takže jejich
vliv pro podporu generativní reprodukce druhů rostlin nesmí být přeceňován.
61
2003 – 2005
Pastva jako prostředek údržby trvalých travních porostů vCHKO
Zemědělská část
Sestavil
Stanislav Hejduk
Ústav pícninářství AF MZLU, Brno
Brno, listopad 2005
62
11. Úvod
Zemědělská část projektu VaV/620/11/03 Pastva jako prostředek údržby trvalých
travních porostů v CHKO, byla zaměřena na vypracování ekologicky nejvhodnější a
ekonomicky přijatelné dlouhodobé koncepce pastvy v CHKO na příkladu CHKO Bílé
Karpaty.
V rámci této části projektu byla vypracována literární rešerše zaměřené na problematiku
kvality píce travních porostů a metod jejího hodnocení. Dále byly vybrány 3 lokality (jižní,
střední a severní část CHKO Bílé Karpaty), na kterých jsou travní porosty využívány pastvou
zvířat. Na těchto lokalitách byly v roce 2004 a 2005 odebrány vzorky píce pro zjištění její
kvality a produkce. Tato primární data jsou nezbytná pro hodnocení ekonomické efektivnosti
pastvy zvířat v různých režimech hospodaření (požadovaných CHKO) na druhově bohatých
travních porostech. Kvalita píce je u druhů běžných v druhově bohatých travních porostech
dosti odlišná od kvality kulturních druhů trav a jetelovin pěstovaných v uměle založených,
intenzivně obhospodařovaných travních porostech a proto nebylo možno k hodnocení využít
stávající data zemědělského výzkumu (Hejduk, Mládek).
Další součástí projektu bylo hodnocení užitkovosti pasených zvířat (skotu a ovcí) na
sledovaných lokalitách a srovnání dosažené užitkovosti se standardy pro daná plemena
(Miklas). Na základě rozdílů mezi konkrétně získanými výsledky v oblasti CHKO Bílé
Karpaty a průměrem dosaženým daném roce v ČR při kontrole užitkovosti je možno
vyhodnotit úživnost lokalit a úroveň chovatele.
Poslední součástí zemědělské části projektu je monitoring a modelování zemědělských
činností u zemědělských subjektů hospodařících na území CHKO Bílé Karpaty podle zákona
o ekologickém zemědělství (Havlík). Bylo hodnoceno 28 zemědělských podniků
hospodařících na travních porostech v CHKO Bílé Karpaty. Hlavní činností hodnocených
podniků byla výroba hovězího, resp. skopového masa. Je zde uvedeno mj. členění podniků
dle právní formy a velikosti. Dále je znázorněna struktura matematického modelu použitého
při modelování. Jsou zde shrnuty dotační tituly zemědělské politiky, které mohou výše
uvedené podniky využít s ohledem na obhospodařování trvalých travních porostů.
63
12. Kvalita píce méně produktivních typů trvalých travních porostů
Stanislav Hejduk & Jan Mládek
12.1. Úvod
Píce travních porostů, případně víceletých pícnin na orné půdě, představuje základní
součást krmné dávky pro přežvýkavce, která sotva může být něčím efektivněji nahrazena.
Louky a pastviny skýtají podle RYCHNOVSKÉ ET AL. (1985) při minimu investované energie
velké množství krmiva kdy produkce krmných jednotek z pastvin je 3 až 5 krát levnější než z
orné půdy. Tam jsou sice dosahované výnosy vyšší, ale za cenu většího přísunu dodatkové
energie ve formě pesticidů, hnojiv, lidské práce, mechanizačních prostředků a fosilních paliv.
BUCHGRABER ET AL. (1994) však uvádí, že příjem zemědělských podniků
hospodařících na travních porostech v Rakousku je méně než poloviční oproti podnikům
hospodařícím na orné půdě. Jejich příjmy totiž tvoří tržby za maso a mléko, jejichž cena
stagnuje a sotva se v budoucnu zvýší. Přeměna travních porostů na ornou půdu je však ze
společenského, ale i z hospodářského hlediska nežádoucí.
V České republice je dnes téměř 1 mil. ha trvalých travních porostů a odhaduje se, že
vzhledem k výraznému snížení počtu skotu a ovcí není značná část ploch sklízena. Zejména u
dojnic, které dosahují vysoké užitkovosti, není efektivní zařazení píce z druhově bohatých
travních porostů do krmných dávek na bázi silážované kukuřice a jetelovin pěstovaných
na orné půdě. Vzhledem k externalitám, které souvisí s existencí TTP v krajině, je však
společensky žádoucí jejich zachování, což však vyžaduje vysoké náklady, které jsou
zemědělcům hrazeny formou dotací. Nejefektivnějším způsobem využití extenzivně
obhospodařovaných travních porostů je tak pastva masného skotu, resp. ovcí (nízká potřeba
dodatkové energie, návrat živin v exkrementech atd.). Druhově bohaté travní porosty jsou
však ze zemědělského pohledu často problematické, vzhledem k nižší produkci a zejména
kvalitě píce. Při hodnocení kvality píce zde neplatí obecné zákonitosti používané pro
hodnocení změn v píci získané z intenzivních a jednoduchých jetelotravních porostů.
Kvalita píce
Kvalita píce bývá chápána jako souhrn charakteristik, které udávají schopnost krmiva
uspokojit určité, přesně vymezené požadavky zvířete. Jak příjem, tak výživná hodnota jsou
samostatnými kritérii kvality, závislé na morfologické stavbě a chemickém složení rostliny.
Rozhodným měřítkem kvality píce je užitkovost zvířat, tedy množství vyprodukovaného
mléka, masa, vlny, silové práce resp. zdraví zvířat (MÍKA ET AL. 1997). Příjem je dán druhem
a stářím píce a úzce koreluje se stravitelností, protože při nižší stravitelnosti klesá příjem píce.
SCEHOVIC (1992) rozlišuje tři hlavní faktory ovlivňující krmnou hodnotu (angl. feeding
value): stravitelnost, přijatelnost a chutnost. Jednotlivé komponenty izolované z komplexu
mají podle tohoto autora pouze indikační hodnotu. Současné metody stanovení stravitelnosti a
energetické hodnoty píce (chemické, fyzikální, enzymatické) mají tendenci nadhodnocovat
reálnou kvalitu krmiva, zejména z druhově bohatých travních porostů. Doposud však nejsou
k dispozici data, která by kvantifikovala kvalitu píce méně produktivních (často druhově
bohatých) travních porostů.
Weendeská analýza je standardním laboratorním postupem při hodnocení kvality
objemné píce. V sušině je hodnocen obsah dusíkatých látek, hrubé vlákniny, tuku, popelovin,
bezdusíkatých látek výtažkových a odhad energetického obsahu (NEL, NEV). Podle
64
POZDÍŠKA ET AL. (1999) se s postupným stárnutím píce víceletých pícnin zvyšuje obsah
sušiny, snižuje se obsah dusíkatých látek a tuku, zvyšuje se obsah vlákniny, BNLV a mírně se
snižuje obsah popelovin v sušině.
Pastviny a kvalita píce
Podle KRAJČOVIČE (1968) působí pastva na kvalitu píce příznivě. Snížená produkce
sušiny oproti koseným porostům se vyrovnává zvýšenou koncentrací živin v pastevní píci,
takže živočišná produkce z jednotky plochy se vyrovnává, popř. i překonává produkci z
kosených porostů. Nižší zatížení pastvin vede podle FRAME (1994) k dobré produkci
jednotlivých zvířat, ale k nízké produkci z 1 ha. Porost se ale zhoršuje vzhledem ke snižování
odnožování a vyššímu podílu nespasených míst, které skot odmítl a ty přezrávají. Naopak
přílišné zatížení oplůtků omezuje produkci jednotlivých zvířat, ačkoliv vede k větší produkci
z 1 ha. Přílišné vypásání (angl. overgrazing) také oslabuje růst rostlin, což vede k degradaci
porostu.
Při intenzivní pastvě má porost minimum stařiny, vysoký poměr listů ke stéblům a
vysoký obsah bílkovin s vysokou stravitelností. Naopak při extenzivní pastvě obsahuje píce
málo bílkovin, vysoký podíl buněčných stěn (MÍKA ET AL. 1997).
PAVLŮ ET VELICH (1998) zjistili průkazné rozdíly v kvalitě píce při kontinuální a
rotační pastvě. Při kontinuální pastvě byla zjištěna průkazně nižší koncentrace vlákniny a
vyšší koncentrace NL. U obou porostů byl zaznamenán přebytek NL a draslíku, nedostatek
vlákniny a energie, což je pro mladou pastevní píci v podmínkách střední Evropy typické.
12.2. Materiál a metody
Píce
Vzorky píce byly odebírány a hodnoceny na třech lokalitách, ve čtyřech termínech
(Tab. 12-1). Vzhledem opožděnému nástupu vegetace na lokalitě Lopeník a pomalému
nárůstu píce na lokalitě Suchov byly zhodnoceny všechny tři termíny v roce 2004 pouze na
lokalitě Brumov. V roce 2005 byly odebrány vzorky píce po přepasení (nedopasky vs.
obrůstající místa) ze všech 3 lokalit.
Tab. 12-1: Schéma odběru píce z jednotlivých lokalit v r. 2004 (+ ano, - ne)
Lokalita
Brumov
Lopeník
Suchov
19.5.2004
+
+
7.6. 2004
+
+
-
30.6.20004 11.7. 2005
+
+
+
+
+
+
Při odběrech vzorků byla na každém z pěti opakování ohraničena plocha 1 m2, ze které
byla píce vystříhána nůžkami na výšku 20–30 mm, zvážena a cca 1 kg biomasy byl vložen do
papírového sáčku k usušení a následné analýze. Před odběrem vzorku bylo zhodnoceno
botanické složení metodou projektivní dominance. Pokud na ploše 1 m2 nebyl získán 1 kg
biomasy, bylo nutno zbytek doplnit z okolní plochy se srovnatelným botanickým složením.
Vzorky byly sušeny v řízených podmínkách při teplotě 55 oC a poté převezeny do firmy
S.O.S. ve Skalici nad Svitavou k chemické (Weendeské) analýze.
Důraz při hodnocení vzorků píce byl dán zejména na obsah NL, hrubé vlákniny,
stravitelnost píce (provedena „in vitro“ při kultivaci v bachorové tekutině dle TILLEY &
TERRY, 1963) s následně vypočtenou hodnotou NEL (ZEMAN ET AL., 1995) a na obsah
65
makroprvků P, K, Ca a Mg v sušině. Z obsahu Ca, Mg a K byl rovněž vypočten tetanický
poměr pro vyhodnocení rizika pastevní tetanie.
Půda
Vzorky půdy byly na všech tří lokalitách odebrány v termínu 25.-26.10. 2004 (v době
vyvážené půdní aktivity). Na každé jednotlivé ploše velikosti 5*5m, kde byla sledována
kvalita píce, bylo uděláno 5 sond o průměru 5cm do hloubky 20cm a z nich připraven směsný
vzorek – z důvodu vyvarování se lokálním anomáliím na pokálených nebo pomočených
místech. Celkem bylo získáno 20 vzorků pro lokalitu. Vzorky byly poté vysušeny, přesety a
odevzdány na laboratorní analýzy na Ústav agrochemie a výživy rostlin MZLU Brno. U všech
půdních vzorků (n=60) byla zjištěna půdní reakce (pH/CaCl2), obsah přijatelných živin (P, K,
Ca a Mg) dle metody Mehlich III, standardně používané pro hodnocení zemědělských půd
v ČR. Dále byla v laboratoři AOPK ČR (středisko Brno) hodnocena textura (zrnitost), obsah
Cox, Nt, sorbční kapacita T, nasycenost sorpčního komplexu bázemi V (n = 15) a kvalita
humusu (HK/FK)(n = 3).
66
12.3. Výsledky
Tab. 12-2: Vybrané půdní parametry jednotlivých lokalit
pH
(CaCl2)
P*
Suchov
Brumov
4,60a
mg/kg
10,3a
5,40a
Lopeník
4,99a
K
obsah
mg/kg
Ca
Mg
mg/kg
mg/kg
95,4a
nízký
1107,6a
68,0a
7,3a
348,7b
dobrý
3573,4b
220,4b
8,2a
227,2b
dobrý
1906,0a
201,1b
obsah
nízký
uspokojiv
ý
dobrý
*pod 50 mg/kg půdy je obsah dostupného P nízký
a,b
různá písmena indikují statisticky významné rozdíly
Tab. 12-3: Vybrané půdní parametry jednotlivých lokalit
Cox
%
Suchov
Brumov
Lopeník
a,b,c
Nt
C/N
%
2,99a 0,27a 11,18a
4,12b 0,42b 9,72b
3,94b 0,40b 9,90b
T
V
mmol/100
g
13,6a
31,2c
19,8b
0,01 mm HK/FK
%
%
32,7a
64,1b
31,1a
25,3a
62,8b
31,4a
CHK+FK/C
ox
0,49
0,48
0,47
0,318
0,32
0,38
různá písmena indikují statisticky významné rozdíly
Tab. 12-4: Obsah živin v píci na jednotlivých stanovištích v průběhu jednotlivých sklizní
(g.kg-1 sušiny, n – počet vzroků)
Brumov
Lopeník
Suchov
termín
19.5.200
4
7.6.2004
30.6.200
4
7.6.2004
30.6.200
4
19.5.200
4
30.6.200
4
N
P
K
Ca
Mg
tetan
n
23,6
2,13
25,6
7,9
1,15
1,47
20
18,7
1,71
21,4
6,7
0,99
1,41
20
17,7
1,31
21,8
7,6
1,28
1,28
15
17,5
1,76
23,2
7,6
1,49
1,22
20
16,9
1,55
24,2
9,2
1,80
1,04
15
20,8
1,53
17,5
4,9
0,92
1,53
15
19,9
1,62
22,4
6,9
1,35
1,3
15
67
Obr. 12-1: Změny v produkci čerstvé píce na jednotlivých lokalitách v roce 2004
Obr. 12-2: Změny v obsahu dusíkatých látek v píci na jednotlivých lokalitách v roce 2004
68
Obr. 12-3: Změny v obsahu hrubé vlákniny v píci na jednotlivých lokalitách v roce 2004
Obr. 12-4: Změny v % stravitelnosti organické hmoty v píci na jednotlivých lokalitách v roce 2004
69
Obr. 12-5: Změny v obsahu fosforu v píci na jednotlivých lokalitách v roce 2004
Obr. 12-6: Změny v obsahu draslíku v píci na jednotlivých lokalitách v roce 2004
70
Obr. 12-7: Změny v obsahu hořčíku v píci na jednotlivých lokalitách v roce 2004
(změny shodné jako u Ca)
Na lokalitě Brumov začíná vegetace nejdříve ze všech sledovaných lokalit. Jedná se o starý
opuštěný, zatravněný ovocný sad, ve kterém začala v roce 2003 pastva ovcí. Průměrná
produkce čerstvé píce byla při prvním termínu odběru 19.5.2004 nad 8,0 t.ha-1, což je
dostatečná produkce pro zahájení rotační pastvy. Ve třetím termínu odběru (30.6.) klesala
hmotnost čerstvé píce na 1 m2, ale hmotnost sušiny píce dále narůstala. Koncentrace N-látek a
NEL s postupem času klesala, koncentrace hrubé vlákniny vzrůstala, ale průměrná hodnota
SOH (DOM) v posledním termínu odběru poněkud vzrostla, což může být dáno zvýšeným
podílem nutričně kvalitních dvouděložných bylin. Koncentrace minerálních prvků klesala a
jejich hodnota s výjimkou fosforu odpovídá běžné koncentraci v intenzivně zemědělsky
využívaných travních porostech.
Na lokalitě Lopeník nebylo v prvním termínu odběru možno odebrat adekvátní množství
píce, vzhledem k opožděnému nástupu vegetace a minimálnímu aktuálnímu výnosu (výška
porostu 20 – 30 mm). To je dáno severní expozicí svahu a vyšší nadmořskou výškou. Přesto
byl již v této době na ploše pasený masný skot, který však využíval pastvinu spíše pro pohyb
a navykání, než jako zdroj výživy. V dalších termínech již byly výnosy na oplocených
plochách odpovídající rotační pastvě. Na rozdíl od předchozí lokality vzrůstala postupně
nejen koncentrace vlákniny, ale i SOH a NEL (při poklesu NL). To může být dáno opět
vyšším zastoupením kvalitních bylin s pozdějším začátkem vývoje. Tomu by odpovídala i
vzrůstající koncentrace Ca a Mg. Koncentrace P je opět pod hodnotami běžnými u
intenzivních travních porostů.
Na lokalitě Suchov bylo zaznamenáno pícninářsky nejhorší botanické složení porostů
s vysokým podílem Nardus stricta, Festuca rubra a F. rupicola. Přes poměrně nízkou
nadmořskou výšku byla vegetace při prvním termínu odběru rovněž opožděna ve vývoji. To
je způsobeno zřejmě umístěním lokality na terénním hřebenu a jednak výrazným nedostatkem
71
živin v půdě, čemuž odpovídá i botanické složení. Jedná se o starou pastvinu pro ovce
v hřebenové poloze, kde došlo po dlouhodobé pastvě k odnosu živin do nižších poloh a
následně k výskytu oligotrofních druhů. Výnos čerstvé píce byl v době prvního odběru rovněž
velmi nízký, při řadě odběrů pod 1,0 t. ha-1. Obsah vlákniny však byl již na úrovni 26%, což
odpovídá u kulturních druhů fázi květu. Rovněž zde neplatí záporná korelace mezi
koncentrací vlákniny a stravitelností, resp. NEL. Se stárnutím píce vzrůstal i obsah
minerálních prvků, což je rovněž v přímém rozporu s intenzivními porosty. Může to být však
způsobeno podílem stařiny v píci z 1. odběru.
Při hodnocení korelací mezi obsahy živin v půdě a v píci (Tab. 12-5) byly zjištěny
některé zajímavé souvislosti. Obsah v půdě dostupného K, Ca a Mg kladně koreluje s
obsahem popelovin v píci a výnosem píce. Nebyl zjištěn významný vztah mezi obsahem
dostupného K, Ca a Mg v půdě a v píci.
Pokud jde o vztahy jednotlivých parametrů kvality píce, významná je kladná korelace
mezi SOH (stravitelností organické hmoty) a NEL (netto energií laktace), negativně s oběma
koreluje obsah vlákniny. SOH i NEL kladně korelují s obsahem Mg v píci.
Tab. 12-5: Korelační matice pro jednotlivé ukazatele vlastností půdy(*_p) a píce, tj. biomasy (*_b)
(zvýrazněné hodnoty jsou statisticky významné, Bonferroni correction pro P<0,05)
pH_p
1
P_p
-0,173
1
K_p
0,753
-0,149
1
Ca_p
0,877
-0,249
0,866
Mg_p
0,811
-0,165
0,841
0,872
1
vynos
0,278
-0,011
0,418
0,429
0,367
1
N_latky
0,038
0,189
-0,002
0,029
-0,030
0,011
1
vlaknina
-0,013 -0,102 -0,046
0,049
-0,116
0,064
-0,217
1
popel
0,315
0,344
0,414
0,205
0,152
-0,565
1
SOH
-0,215
0,153
-0,189 -0,312 -0,102
-0,230
0,004
-0,664
0,150
1
NEL
-0,206
0,084
-0,161 -0,287 -0,022
-0,230
-0,027
-0,761
0,256
0,933
Ca_b
0,234
0,119
0,291
0,220
0,314
0,209
0,099
-0,569
0,581
0,368
0,403
1
P_b
0,278
0,283
0,195
0,225
0,209
0,112
0,310
-0,106
0,292
0,035
0,074
0,214
1
K_b
0,187
0,078
0,322
0,237
0,276
0,259
0,336
-0,472
0,613
0,205
0,298
0,622
0,321
1
Mg_b
-0,130
0,402
-0,076 -0,221
0,001
-0,060
0,128
-0,582
0,458
0,493
0,578
0,560
0,416
0,491
tetan
-0,110 -0,175 -0,083 -0,032 -0,158
-0,006
0,109
0,448
-0,326 -0,402 -0,382 -0,783 -0,152 -0,121 -0,555
pH_p
vynos
N_latky
vlaknina
0,094
P_p
0,414
K_p
1
Ca_p
Mg_p
popel
SOH
1
NEL
Ca_b
P_b
K_b
1
Mg_b
V roce 2005 byly zjišťovány rozdíly mezi nespasenou a již jednou přepasenou
(obrůstající) pící. U většiny parametrů byly zjištěny lepší hodnoty v obrůstající píci, která
byla většinou vývojově mladší a tedy i kvalitnější. Typická mastná místa byla zaznamenána
zejména na lokalitě Lopeník, méně výrazná na lokalitě Suchov, zatímco na lokalitě Brumov
nebyla mastná místa zaznamenána. Vzhledem k nestejnému způsobu a termínu pastvy na
jednotlivých lokalitách bylo nutno odebírat vzorky obrůstající píce na lokalitách Suchov a
Brumov při výšce porostu pouze 30 – 50 mm. S výjimkou mastných míst měla obrůstající
píce vyšší obsah dusíkatých látek (Obr. 12-8), vyšší stravitelnost, vyšší obsah minerálních
látek a nižší obsah vlákniny v porovnání s nespasenými místy. Je pravděpodobné, že už
v době pastvy působily tyto rozdíly kvality nižší přijímatelnost píce nespasených ploch.
V případě mastných míst je nechutnost dána pachovým znehodnocením píce výkaly, na což je
citlivý zejména skot (lokalita Lopeník).
72
Obr. 12-8: Rozdíl mezi obsahem dusíkatých látek v píci obrůstajících a nespasených míst, 2005
12.4. Diskuse
U kulturních trav a leguminóz obecně platí vztah, že s postupným stárnutím píce
vzrůstá výnos suché píce a hrubé vlákniny, ale naopak ubývá dusíkatých látek, popelovin (P,
K, Ca, Mg), snižuje se stravitelnost organické hmoty (SOH) i koncentrace energie (NEL,
NEV) v píci (FRAME, 1994; POZDÍŠEK, 1997; POZDÍŠEK ET AL., 2001). U druhově bohatých
travních porostů tato závislost vždy neplatí, neboť řada druhů s nízkou koncentrací vlákniny
se vyznačuje také nízkou stravitelností (HEJDUK & DOLEŽAL, 2004) a stárnutím porostů se zde
může (SOH) zvyšovat (SCEHOVIC, 1992, 2002). Pro stanovení stravitelnosti píce druhově
bohatých travních porostů není vhodné využít enzymatické metody, které nadhodnocují
kvalitu druhů s vyšším obsahem antinutričních látek (např. BOCKHOLT & KANNEWURF, 2001).
SOH 80% je limitní hodnota pro travinné porosty mírného pásma, doporučené rozmezí pro
zvířata se pohybuje od 50% u krav stojících nasucho až po 70% u mladých telat (MÍKA ET AL.,
1997).
Velký vliv na stravitelnost (SOH) píce druhově bohatých travních porostů mají
fenolické sloučeniny (tanin, lignin, fenolické kyseliny). Limitující z hlediska potřeb zvířat
může být také obsah dusíkatých látek (N-látky), kterých by měla píce obsahovat minimálně
81 g/kg sušiny (TALLOWIN & JEFFERSON, 1999). Na intenzivně spásaných pastvinách je
dostatečný obsah této živiny zajištěn jetelem plazivým, který zde dosahuje zastoupení i více
než 40% a obsahuje 25 – 28% dusíkatých látek.
73
Deficit fosforu v rostlinách je dán zřejmě nízkým obsahem přístupného P v půdě.
Podle ŠÚR ET FIALA (1990) by v případě poklesu koncentrace P v píci pod 2,5 g/kg sušiny
mělo být přistoupeno k hnojení touto živinou. TALLOWIN & JEFFERSON (1999) uvádí, že nízká
zásoba P v půdě je zřejmě klíčový faktor pro zajištění vysoké druhové diverzity travních
porostů. Z hlediska potřeb vysoce-produktivních plemen hospodářských zvířat by měla
koncentrace P v píci dosahovat alespoň 1,8 g/kg sušiny. Na pastvinách dochází k retenci P
v tělech zvířat –kosti, kůže, rohovina (PEARSON & ISON, 1987), a po dlouhodobém pasení
zvířat bez příkrmu (zdroj externího P) dochází k úbytku P v půdě.
Obsah Mg v píci by neměl vzhledem k potřebám zvířat klesnout pod 2,5 g/kg sušiny.
Tyto hodnoty opět nejsou u většiny námi odebraných vzorků dosaženy, i když zásoba
přijatelného Mg v půdě je na dvou z nich o něco vyšší než nízká dle tabelárních hodnot.
Koncentrace Ca v píci z hlediska potřeb zvířat by měla být alespoň 5,0 g/kg sušiny. Tyto
hodnoty jsou u většiny vzorků splněny.
U draslíku (K) se setkáváme v podmínkách ČR s jeho přebytkem v píci, kdy rostliny
často vykazují tzv. luxusní příjem (nad 30 g K/kg sušiny). U této živiny však existuje velká
disproporce mezi potřebami rostlin a zvířat. U rostlin je fyziologická koncentrace v píci 18 –
25 g/kg sušiny, zatímco pro výživu zvířat je dostačující 8 g/kg sušiny. Na pastvinách se více
než 90% K přijatého zvířaty vrací ve formě exkrementů do půdy.
NOVÁK (2004) navrhuje pro hodnocení kvality píce travních porostů využít tabulkové
hodnocení jednotlivých druhů a násobit je podílem v porostu. Nejlepší druhy jsou hodnoceny
8 body, zatímco silně jedovaté druhy odečtou 4 body. Tato metoda je rychlá a poměrně
jednoduchá, ale nezahrnuje změny v průběhu stárnutí píce a interakce mezi jednotlivými
skupinami rostlin (PROVENZA ET AL., 2003).
12.5. Závěr
Z výše uvedených výsledků vyplývá, že produkce a kvalita píce, ale také dynamika
změn kvality píce druhově bohatých travních porostů se značně liší od píce z intenzivních,
umělých či druhově chudých travních porostů. Není proto možné používat šablonovitě data
dostupného výzkumu pro navrhování managementu a odhad krmné hodnoty pastevní píce u
druhově pestrých luk a pastvin. Vzhledem k nižší zásobě přijatelných živin v půdě (zejména
P) je limitována produkce a výskyt nutričně hodnotných kulturních druhů trav a jetelovin. Na
druhé straně bylo zjištěno, že na rozdíl od intenzivně obhospodařovaných travních porostů
kvalita píce neklesá tak rychle, popř. stoupá s postupující vegetací, což může umožnit
oddálení první sklizně bez ekonomických ztrát pro chovatele.
12.6. Literatura
BOCKHOLT, R., KANNEWURF, B., 2001: Rumex obtusifolius auf Niedermoor in MecklenburgVorpommern (Verbreitung, Futterwert, Siliereignung, Rückdrängung durch
Extensivierung). In 45. Jahrestagung AGF, 23. - 25. 8. 2001, Gumpenstein, s. 49 - 51
BUCHGRABER, K., DEUTSCH, A., GINDL, G., 1994: Zeitgemässe Gründlandbewirtschaftung.
Leopold Stocker Verlag, Gratz, 194 s.
HEJDUK, S., DOLEŽAL, P., 2004: Nutritive value of broad-leaved dock (Rumex obtusifolius L.)
and its effect on the quality of grass silages. Czech J. Anim. Sci., 49 (4): 144 – 150
KALAČ, P., MÍKA, V., 1997: Přirozené škodlivé látky v rostlinných krmivech (Natural harmful
substances in plant fodder’s) text in Czech. ÚZPI, Praha, 317 p.
MÍKA, V. ET AL., 1997: Kvalita píce (Herbage quality) text in Czech. ÚZPI, Praha, 227 p.
74
NOVÁK, J., 2004: Evaluation of grasslang quality. Ekológia (Bratislava), 23, No. 2, p. 127-143
PAVLŮ, V., VELICH, J., 1998: Kvalita pastevní píce při rotační a kontinuální pastvě jalovic.
Rostlinná výroba, 44, (6): 287 – 292
PEARSON, C. J., ISON R. L., 1987: Agronomy of Grassland systems. Cambridge University
press, 169 p.
POZDÍŠEK, J., 1997: Biological testing of grass silages. In: 8th int. symposium „Forage
conservation“, 29.9. – 1.10.1997, Brno. p. 172 - 173
POZDÍŠEK, J., KOHOUTEK, A., NERUŠIL, P., ODSTRČILOVÁ, V., JAKEŠOVÁ, H., 2001: Forage
Quality from Sequential Sampling Dates of Grasses and Legumes. (Kvalita píce u trav a
leguminóz v závislosti na postupném vzorkování). In: Proceedings from 10th int. symp.
„Forage konservation“, Brno, 10.9.-12.9.2001.
PROVENZA, F.D., VILLABA, J.J., DZIBA, L.E., ATWOOD, S.B., BANER, R.E., 2003: Linking
herbivore experience, varied diets, and plant biochemical diversity (review). Small
Ruminant Research, 49, p. 257-274
SCEHOVIC, J., 1992: Quality estimation of the natural grassland forages: importance and
problems. In: Proceedings from conference „Súčasné poznatky v produkcii a využití
trávnych porastov“, 7. – 8. 5. 1992, Banská Bystrica, p. 94 – 101
SCEHOVIC, J., 2002: The most important knowledge of last research project concerning the
forage quality from permanent mountain grassland. In proceeding from international
conference: Ecology of grassland VI. 10-11. 12.2002, Banská Bystrica, p.326-335
ŠÚR, D., FIALA, J., 1990: Aktuálne otázky pasenia hovädzieho dobytka a oviec. Úroda, 38,
(5): 229 – 231
TALLOWIN, J.R.B., JEFFERSON, R.G., 1999: Hay production from lowland semi-natural
grasslands: a review of implications for ruminant livestock systems. Grass and forage
science, 54 (2): 99 - 115
TILLEY, J.M.A., TERRY, R.A., 1963: A two-stage technique for the in vitro digestion of forage
crops. Journal of the British Grassland Society 18, 104 - 111
ZEMAN, L. et al., 1995: Katalog krmiv. VÚVZ Pohořelice, 465 s.
75
13. Užitkovost hospodářských zvířat ve vztahu ke kvalitě píce
Zdeněk Miklas
Cílem této části projektu bylo vyhodnotit vliv pastevního porostu na přímou
užitkovost pasených hospodářských zvířat. Toto vyhodnocení mělo sloužit jako podklad pro
odhad ekonomické újmy zemědělského subjektu při pastvě nízko-produktivních typů
vegetace.
Jako hlavní údaje byly u ovcí použity následující data: průměrná váha při kontrolním
vážení ve 100 dnech stáří zvířete a průměrný denní přírůstek. Jelikož v roce 2004 nebylo
stádo z lokality Brumov a kontrolní stádo farmy Smolina zařazeno do systému kontroly
užitkovosti, bylo vážení prováděno pouze na farmářských váhách. Vážení byly celkem 4 (3 u
kontrolního stáda), při každém přehánění zvířat do nového oplůtku v příslušném pastevním
areálu.
V případě skotu se uvádějí hmotnosti ve 120 a 210 dnech z kontrolního vážení
v daném věku zvířete.
Po dobu let 2004 a 2005 byly získávány údaje o přírůstcích zvířat a nutričních
hodnotách píce porostů na následujících lokalitách:
Lokalita Suchov – ovce Merinolandschaft; J. Balada
Lokalita Lopeník – skot Masný Simentál; AGRO Březová
Lokalita Brumov – ovce Romney-Marsh a kříženci; Z. Miklas
13.1. Kontrola užitkovosti
Lokalita Suchov
Přímé vyhodnocení vlivu nutriční kvality píce pastevního porostu na ekonomické
zhodnocení živočišné produkce na této lokalitě bohužel nejde provést.. Je to dáno zejména
hospodářským systémem, který je zemědělským subjektem provozován. Chované plemeno
ovcí Merinolandschaft je zejména díky své asezónnosti říje vhodné i pro intenzivní chov –
tzn. že umožňuje bahnění 3x za dva roky. Pro lepší ekonomické zhodnocení jatečních zvířat je
praktikováno bahnění na období závěru roku – listopad, prosinec. V období měsíce dubna
(Velikonoční svátky) jsou jatečná jehňata vyskladňována prakticky v ideálním stáří a váze
(cca 30-40 kg živé hmotnosti). V tuto dobu by však měla (pro relevantní zhodnocení vlivu
kvality píce pastevního porostu na užitkovost zvířat) být teprve zahájena pastva na lokalitě.
Lokalita, která byla botanicky monitorována, také bezprostředně navazuje na areál
s ustájenými zvířaty. Na začátku pastevní sezóny je tato lokalita vypásána jako první a díky
svému charakteru a přírodním podmínkám zde ani nedojde k patřičnému nárůstu biomasy,
protože travní porost je prakticky okamžitě spásán. Zvířata se zde tímto přivykají na spásání
zelené píce po období zimního krmení senem. Terénní podmínky na lokalitě nedovolují
ekonomicky efektivní produkci sena pro zimní krmení, lokalita je posléze ještě jednou
přepasena při podzimním zazimování zvířat. Navíc při zimování dochází k příkrmu
doplňkovými krmivy.
Z výše uvedených důvodů vyplývá, že vlastně celá produkce jehňat pochází
z biomasy, která byla vyprodukována na jiných lokalitách.
76
Terénní charakteristika lokality znemožňuje výrazné hospodářské zásahy (hnojení, přísevy),
je prováděna pouze sporadická likvidace nedopasků.
Tab. 13-1: Výsledky kontroly užitkovosti sledovaného stáda na lokalitě Suchov
Sledované stádo
Hodnoty pro dané plemeno –
celá ČR
Průměr. Hmotnost Průměrný
ve 100 dnech v kg denní přírůstek
vg
x
239,0
26,95
231,7
Průměr.hmotnost Průměrný
ve 100 dnech
denní
v kg
přírůstek v g
32,9
291,0
Rok 2004
33,1
300,1
Rok 2005
Poznámka: dosažené hodnoty jsou nad průměrem pro toto plemeno v rámci ČR
Lokalita Lopeník
Monitorovaná plocha je součástí rozsáhlého pastevního areálu vlastního Lopenického
sedla. Zvířata jsou v pastevním areálu prakticky během celého vegetačního období, takže lze
data získaná z kontroly užitkovosti použít pro vyhodnocení vlivu složení travního porostu na
přírůstky hmotnosti zvířat.
Sledovaná lokalita je v komplikovaných terénních podmínkách, proto je zde prováděno jen
pokosení nedopasků po ukončení pastvy.
Tab. 13-2: Výsledky kontroly užitkovosti sledovaného stáda na lokalitě Lopeník
Sledované stádo
Průměrná
hmotnost ve 120
dnech v kg
124,9
Průměrná
hmotnost ve 210
dnech v kg
218,6
Hodnoty pro dané plemeno – celá
ČR
Průměrná
Průměrná
hmotnost ve 120 hmotnost ve 210
dnech v kg
dnech v kg
166,9
268,9
Rok
2004
173,2
279,8
dosud
dosud neuzavřeno
Rok
neuzavřeno
2005
Poznámka: dosažené hodnoty jsou pod průměrem pro dané plemeno v rámci celé ČR.
Lokalita Brumov
Tato lokalita je vypásána ovcemi plemene Romney a jeho kříženců, a to po celou
vegetační sezónu. Bahnění tohoto stáda je načasováno na počátek dubna a jehňata tedy
veškerý svůj hmotností přírůstek získávají na lokalitě, kde byla analyzována nutriční kvalita
píce porostu.
Z hlediska metodologického je tato lokalita pro analýzu vztahu kvality píce pastevního
porostu a výsledků kontroly užitkovosti zvířat velmi vhodná. Jehňata byla vážena
farmářskými vahami – v roce 2004 celkem 4-krát, pokaždé při přehnání do nového oplůtku
v rámci lokality; v roce 2005 pak 3-krát farmářskými vahami a 1-krát digitálními
tenzometrickými vahami při kontrolním vážení oprávněnou osobou.
Pro získání dalších srovnávacích údajů pro vyhodnocení vlivu travního porostu na
užitkovost zvířat bylo v roce 2004 provedeno kontrolní vážení zvířat stejného plemene na
blízké farmě Zdeňka Petrůje v obci Smolina. Vážení probíhala přibližně ve stejných
77
termínech, zvířata jsou chována stejným způsobem, rovněž se shodovali i termíny
preventivního odčervení zvířat.
Pro další porovnání byly získány další údaje z kontroly užitkovosti z farem: František
Žák, Poteč; Jan Žák, Rudimov; Ing. Pavel Šeliga, Vlachovice.
Protože v roce 2005 byla farma Smolina rovněž zapojena do systému kontroly
užitkovosti, nebylo prováděno vážení farmářskými váhami, ale byly použity údaje
z kontrolního vážení oprávněnou osobou.
Pro přímé porovnání byla použita získaná data z farmy Smolina.
Tab. 13-3: Výsledky kontroly užitkovosti sledovaných stád na lokalitách Brumov a Smolina
Rok
2004
Rok
2005
Lokalita Brumov
Průměr.
Průměrný
hmotnost ve
denní
100 dnech v kg přírůstek v g
273 (210)
24,4
209,6
Farma Petrůj, Smolina
Počet Průměr.hmotnost Průměrný
Počet
zvířat ve 100 dnech
denní
zvířat
v kg
přírůstek v g
23
250
30
50
32,6
291,8
49
Poznámka: Údaj v závorce je při započítání pouze zvířat se 100% podílem krve plemene Romney
Tab. 13-4: Výsledky kontroly užitkovosti sousedních farem
Farma Žák, Poteč
ve 100 dnech
denní
v kg
přírůstek v g
33,6
306,1
Rok 2004
33,9
300,9
Rok 2005
Farma Šeliga, Vrbětice
vg
35,9
330,6
35,7
326,6
Tab. 13-5: Výsledky kontroly užitkovosti sousední farmy a průměrně v rámci ČR
Farma Žák, Rudimov
ve 100 dnech
denní
v kg
přírůstek v g
34,9
319,8
Rok 2004
27,2
240,3
Rok 2005
Hodnoty pro ČR
vg
287
31,3
279,4
13.2. Rozbory biomasy
Pro vyhodnocení vlivu kvality píce travního porostu na přírůstky zvířat byly v roce
2004 provedeny laboratorní analýzy nutriční hodnoty píce. Rozbory byly provedeny na všech
sledovaných lokalitách několikrát v průběhu sezóny. Protože na lokalitě Suchov je
praktikován odlišný hospodářský systém a pro lokalitu Lopeník schází srovnatelné stádo
stejného plemene zapojené do kontroly užitkovosti, jsou srovnatelné jen získaná data pro
lokality Brumov a Smolina.
Tab. 13-6: Výsledky analýzy kvality píce pastevního porostu na lokalitách Brumov a Smolina
78
sledovaný
faktor
Dusíkaté
látky
Vláknina
Popeloviny
BNVL
Stravitelnost
NEL
NEV
Brumov (B)
Smolina (S)
jednotk absolutní % vzhledem k absolutní % vzhledem
a
hodnoty průměru B+S hodnoty k průměru
B+S
125,1
114,4
93,6
85,6
g.kg-1
g.kg-1
g.kg-1
g.kg-1
%
MJ.kg-1
MJ.kg-1
279,3
83,6
493,8
61,3
5,3
5,1
95,8
106,2
98,1
103,5
101,9
103
303,5
73,8
513,1
57,1
5,1
4,8
104,2
93,8
101,9
96,5
98,1
97
rozdíl % B-S
vztaženo k B
+ 28,8
- 8,4
+ 12,4
+ 2,8
+ 7,0
+ 2,8
+ 6,0
13.3. Diskuse
Z tabulky vyplývá, že lokalita Brumov je z hlediska pícninářských ukazatelů pro
pastvu vhodnější – výrazný posun je zejména u obsahu dusíkatých látek a stravitelnosti
organické hmoty. Tomu by odpovídaly i lepší ukazatele užitkovosti zvířat, kdy pro lokalitu
Brumov byl denní přírůstek 273 g/den, pro lokalitu Smolina pak 250 g/den. To představuje
relativní rozdíl mezi srovnávanými stády a tudíž i lokalitami 8,8% ve prospěch lokality
Brumov.
Při interpretaci výsledků přírůstků zvířat je však také nutno zohlednit, že vlastnosti F1
generace kříženců (plemen ovcí) jsou kvalitativně lepší, než vlastnosti rodičovského páru.
Jestliže pro srovnání lokality Brumov použijeme správně jen údaje naměřené pouze u zvířat
se 100% podílem krve plemene Romney, je pak situace opačná – rozdíl je 17,4%
v neprospěch stáda na lokalitě Brumov.
V roce 2005 byl přírůstek dokonce všech zvířat (tzn. jak čistokrevných zvířat romney,
tak jejich kříženců) z lokality Brumov nižší než z lokality Smolina.. Nízké přírůstky byly
zaviněny zejména pozdním zahájením pastvy na lokalitě. Pastva zde byla zahájena až
v polovině května – tedy v době, kdy pastevní porost již byl přestárlý. Pastevní areál na
lokalitě byl sice rozdělen na několik oplůtků, ale díky terénním podmínkám a velkému
množství zmlazujících dřevin nebyl proveden žádný zásah pro zmlazení porostu (topprování,
slashing – posekání porostu v období těsně před metáním trav na výšku cca 12-15 cm,
s ponecháním posekané biomasy na místě).
Když porovnáme údaje z lokality Brumov (eventuálně i Smolina) s dalšími výše
uvedenými farmami a jejich stády, je patrný výrazný rozdíl mezi „novými“ pastvinami a
několikaletými pastvinami o větší výměře. Jedny z nejlepších přírůstků vykazuje stádo Ing.
Pavla Šeligy.. Domnívám se, že tyto vysoké přírůstky jsou dosaženy zejména díky používání
tzv. „topprování“, kdy se zvířata prakticky neustále pasou na travním porostu s příznivým
vysokým podílem listových čepelí na úkor stébel a dřevnatících částí rostlin.
U stálých pastvin navíc dochází v pastevním porostu k zvyšování podílů jetelovin
s vyšším obsahem vázaného N, což se příznivě promítá v užitkových vlastnostech..
Poměrně nízké výsledky přírůstků stáda Brumov lze částečně připočíst na vrub faktu,
že toto stádo zatím není stabilizováno a nedosáhlo cílového stavu. Díky tomu je zde vysoké
(více než 50%) zastoupení prvniček (bahnic prvorodiček). Ty nemají takové mateřské
vlastnosti a také takové množství mléka, které jsou schopny vyprodukovat pro výživu jehňat.
79
To se samozřejmě odráží v „nastartování“ celého organismu jehněte. A následně tak i
schopnosti jehňat využívat pastevní porost.
13.4. Závěr
Díky malému množství údajů a především krátké časové řadě pozorování nelze
jednoznačně stanovit, jak výrazný je vliv (nízké) kvality píce pastevního porostu na
sledovaných lokalitách na přírůstek zvířat.
Kromě stavu pastevního porostu na lokalitě mají na přímé užitkové vlastnosti
hospodářských zvířat výrazný vliv chovatelské techniky – termín zahájení pastvy, správné
řazení vypásání jednotlivých oplůtků, veterinární opatření (odčervení).
Vliv chovatelské chyby a nezvládnutí techniky pastvy jsou zřetelné na údajích z farmy
Jan Žák, Rudimov, kdy došlo k propadu z nadprůměrných dosažených hodnot pro rok 2004,
na pouze podprůměrné hodnoty letošního roku.
Jestliže bude cílem pastvy jen údržba dané lokality (pastvina nebude cílem) bude
s velkou pravděpodobností docházet ke snížení užitkovosti – přírustků pasených zvířat. Tento
propad se bude zvyšovat zejména v případě striktně stanoveného (pozdějšího) termínu
zahájení pastvy
80
14. Vliv pastvy na lokalitu a složky přírodního prostředí.
Zdeněk Miklas
Míra poškození je kombinací paseného druhu hospodářských zvířat, délky a intenzity
pastvy, vlastností půdy, kvalitě travního porostu a průběhu počasí (množství dešťových
srážek).
V podmínkách Bílých Karpat jsou navíc díky flyšovému horninovému podkladu
specifické podmínky pro erozní poškození lokalit.
Vodoteče
Na sledovaných zájmových lokalitách se nenacházeli žádné významné stálé vodoteče.
Přímý vliv na vodoteče proto nebyl na těchto lokalitách vyhodnocován.
Sledováním jiných pastevních areálů v rámci regionu však lze vyhodnotit vliv
pasených zvířat na tento prvek přírodního prostředí.
Jestliže se jedná o pastvu v trvalých ohradách, je obvyklé, že zvířata mají neomezený
přístup ke zdroji vody. Funkční studny v pastevním areálu jsou víceméně vyjímkou – většina
trvalých pastevních areálů je umístěna tak, že vodoteč areálem protéká.
V některých (bohužel ojedinělých ) případech je voda odebírána pomocí gravitace do
napájecích koryt – k výraznějšímu poškození vodotečí proto nedochází, silně poškozené je
potom okolí napájecích žlabů. Tento způsob je častěji zastoupen v pastevních areálech skotu,
na pastevních areálech pouze s ovcemi je takto řešené napájení vyjímkou.
Mnohem častějším případem je neomezený přístup pasených zvířata přímo do
vodoteče. Průvodním jevem je potom výrazný sešlap přístupných břehů a často i devastace
dna koryta vodoteče. V případě, že se jedná o pastevní areál spíše v dolním úseku (pastviny
v nivách toků) vodního toku, dochází často k úplné devastaci břehové hrany a svahů vodního
toku.V této části vodoteče tvoří dno zpravidla jemnozrnné sedimenty, což často způsobuje
další devastaci dna, které bývá následně úplně zničeno.
Poškození vodotečí je výrazně nižší u ovcí a koz, skot má nesrovnatelně větší
devastační účinek. Částečně to souvisí s výrazně větší spotřebou vody u skotu, která se
pohybuje řádově v desítkách litrů za den, kdy zvířata vyhledávají zdroj vody častěji . Naproti
tomu ovce jsou často schopny vyžít i s vodou vázanou v biomase, popř. ze zachycené rosy,
v zimních měsících pak jsou schopny svoji potřebu pokrýt i lízáním sněhu.
Dřevinná nelesní vegetace
Průvodním jevem pastevních ploch je rovněž výskyt tzv. “savana” stromů - stromy a
keře, které mají okousané listy a koncové větvičky až do výše, maximálního dosahu zvířat.
Dřeviny jsou zvířaty používány nejen jako výživový doplněk, ale jako místo úkrytu při
trávení píce a při intenzivním slunečním záření. Díky většímu pohybu zvířat je zde zpravidla
původní bylinný podrost úplně potlačen a nachází se zde jen udupaná hlína. Jelikož zvířata
používají stromy jako drbadlo, je většinou ohlazená až sedřená kůra na dostupných místech
kmenů nebo silných větví.
81
Takto poškozené dřeviny jsou bez rozdílu jak v pastevních areálech skotu tak i ovcí a
koz – rozdíl je spíš ve výšce od země takto poškozených dřevin. Na pastvinách s pastvou
skotu jsou také poškozeny dřeviny většího věku a průměru kmene.
U dlouhodobých pastevních areálů (zimoviště) není zatížení pastviny (intenzita
pastvy) směrodatným údajem – k poškození zeleně dojde vždy. K krátkodobého intenzivního
výpasu lokality lze poškození dřevin částečně eliminovat.
Jako příznivý fakt lze chápat to, že u zanedbaných a obnovovaných pastevních lokalit
pasená zvířata napomáhají redukci dřevinných výmladků. Toto není výsada jen koz (jak je
často tradováno), ale i ovce jsou schopny redukce výmladků dřevin, i když ne v tak velké
míře. Osobně byly pozorovány ovce při cíleném okusování mladých koncových větévek
hlohů a trnek.
S tím souvisí i požadavek na důslednou ochranu eventuálních nových výsadeb
v pastevních areálech – nejlépe prvky alespoň mobilního oplocení, a to na vzdálenost, se
které zejména skot a koně nedokáže dosáhnout do korun mladých výsadeb. U ovcí je
použitelná i individuální ochrana dostatečně vzrostlých výsadeb – v případě, že zvířata mají
k dispozici krmné lizy, obvykle nedochází k poškozování výsadeb.
Erozní projevy
Na všech sledovaných lokalitách byly dobře patrné erozní projevy způsobené
pohybem zvířat po pastevním areálu. Toto poškození představovaly zejména erozní chodníky
na pohybových trasách zvířat, výrazné plošné poškození travního drnu na sledovaných
lokalitách nebylo zaznamenáno. Výrazné narušení travního drnu je patrno jen v některých
oplůtcích pastevního areálu lokality Vyškovec (farma p. Kavky) způsobené poměrně
vysokým zatížením realizovaným skotem.
Na terénně členité lokalitě s velkým množstvím soliterní zeleně (popř. jiných
překážek, bránících volnému pohybu) je množství chodníků vyšší než na rovnoměrně
utvářené pastvině s minimem vegetačních prvků. Ale i zde jsou erozní chodníky vytvořené,
například ve směru pohybu k napájecím zařízením, krmným lizům, místům odpočinku,
v jakýchkoliv zúžených místech (vstupní brány, manipulační zařízení) apod. Erozní poškození
vzniká i u plemen zvířat, které nemají až tak silně vyvinutý stádový pud a při pastvě jsou
víceméně rovnoměrně rozptýlené po pastvině.
Některé erozní chodníky na trvalých pastvinách – zimovištích – vznikají i díky tomu,
že zvířata zejména v hlubším sněhu hledají způsoby eliminace zvýšených energetických
výdajů – to je v tomto případě i pohyb za sebou ve vyjetých kolejích od zemědělské
mechanizace nebo v prošlapaných chodnících. Po odtání sněhu zvířata pokračují ve
“vyšlapaných stezkách”, přičemž dochází k vyšlapání travního drnu.
Pobytem a pohybem zvířat na pastvině bude vždy docházet k narušení travního drnu a
k tvorbě erozních chodníků. Minimálního poškození lze dosáhnout pouze značně intenzivní
pastvou za velmi příhodných klimatických podmínek, kdy se zvířata rovnoměrně pohybují po
lokalitě a nestačí vytvořit erozní chodníky. Jako příklad lze použít podzimní přepásání
orchidejovitých luk v rezervací v severní části CHKO Bílé Karpaty realizované ZO ČSOP
KOSENKA Valašské Klobouky.
Další diskutabilní otázkou je umístění technických zařízení pastvin – napáječek,
krmných lizů, eventuálně i příkrmišť. V případě několikahektarových pastvin (zejména se
stabilním oplocením) je pravděpodobně z hlediska ochrany složek přírodního prostředí
výhodnější umístit technická zařízení stabilně a smířit se s výrazným poškozením části
pastviny. V případě různých forem nátlakové pastvy v mobilním oplocení se osobně
82
přikládám k pravidelnému přemisťování lizů i napáječek tak, aby nedošlo k výraznějšímu
sešlapu drnu a koncentraci exkrementů v jejich okolí.
Poškození mokřadů
Bílé Karpaty jsou typické svým geologickým podložím (flyšová souvrství), který způsobuje
častý výskyt svahových praměnišť. Při pastvě jsou tyto prameniště obvykle značně
poškozena, zejména v případě pastvy skotu. Ovce se těmto místům více vyhýbají a to i při
migraci po pastevním areálu. Na lokalitě Brumov bylo při zahájení pastvy v roce 2003
využito i stáda skotu aberdeen angus, které při pohybu po pastvině narušilo několik mokřadů
tak, že došlo ke vzniku mikrotelem se stojatou vodou a k obnažení půdy. Následně došlo ke
zvýšení podílu typických mokřadních druhů rostlin v daných místech. Při následné pastvě
ovcí však už k dalšímu poškození nedošlo a sporadický pohyb ovcí udržuje mokřady ve
stávajícím stavu.
Zaplevelení, pastevní plevele
Na všech monitorovaných lokalitách bylo množství pastevních plevelů v únosné míře,
bez výraznějších míst s dominancí plevelů.
Množství plevelů na pastevním areálu jsou více výsledkem úrovně pratotechniky
daného zemědělce v pastevním areálu, než přímým vlivem druhu a množství pasených
hospodářských zvířat.
K většímu zaplevelení jsou však náchylné pastevní areály s pastvou pouze skotu,
nejméně plevelů bylo na pastevních areálech s kombinovanou pastvou skotu a ovcí
(eventuálně koní).
Zatímco na zimovištích jsou plevele nejvíce zastoupeny druhy rodu šťovík, v
jednotlivých oplůtcích rotační pastvy jsou ponejvíce zastoupeny druhy rodu pcháč, pupava,
jehlice.
83
15. Modely matematického programování jako nástroj k analýze
agro-environmentální politiky: případová studie z Bílých
Karpat*
Petr Havlík
*…
tento příspěvek představuje stručný souhrn článku HAVLÍK, P., JACQUET, F.,
BOISSON, J.M., HEJDUK, S., VESELÝ, P. (2006). Mathematical programming for agrienvironmental policy analysis: A case study from White Carpathians. Agricultural
Economics – Czech, (Article in Press), jehož dřívější verze v originale je uvedena
v Příloze 6.
V této zprávě představujeme BEGRAB_PRO.1 – model matematického programovaní
pro optimalizaci chovu skotu a produkce biodiverzity – navržený k analýze ekologicky
hospodařících farem se zaměřením na chov krav bez tržní produkce mléka (KBTPM)
v CHKO Bílé Karpaty. Tento model zobrazuje detailně systém chovu KBTPM a umožňuje
sledovat rovněž produkci biodiverzity na těchto farmách. Produkce biodiverzity je v modelu
reprezentována vždy sadou technických omezení ve formě omezení zemědělské činnosti nebo
naopak požadavků na dodatečné aktivity, které je nutno respektovat, aby bylo dosaženo
produkce daného environmentálního statku. Jako přibližné měřítko množství biodiverzity
používáme počet hektarů obhospodařovaný v souladu s danými požadavky. Pro účely této
studie jsme definovali technická omezení potenciálně vedoucí ke zvýšení produkce
biodiverzity na základě opatření z agro-environmentálního titulu „Ošetřování travních
porostů“, přičemž zvláštní pozornost byla věnována, nadstavbovým opatřením určeným
speciálně pro farmy hospodařící ve zvláště chráněných územích.
Schopnost modelu BEGRAB_PRO.1 zefektivnit přípravu agro- environmentálních
programů je demonstrována na analýze produkčních vazeb mezi jednotlivými výstupy.
Existence produkčních vazeb je podle OECD (2001) jedním ze základů multifunkčního
zemědělství. Empirické analýze těchto vazeb mezi zemědělskými a environmentálními statky
byly nedávno věnovány dvě publikace: Peerlings et Polman (2004) a Havlík et al. (2005),
dosud však nebyla věnována pozornost vazbám mezi jednotlivými environmentálními statky.
To lze vysvětlit tím, že z politického pohledu je třeba nejdříve zdůvodnit existenci
zemědělské politiky, tedy prokázat přítomnost (pokud možno pozitivních) vazeb mezi
výrobou zemědělských a environmentálních statků, a teprve následně odpovědět na otázku,
jak navrhnout politické nástroje efektivně, k čemuž, jak ukazujeme v našem příspěvku, může
napomoci právě pochopení vazeb mezi jednotlivými environmentálními statky.
Agro-environmentální program zavedený v České republice v roce 2004 představuje
dobrou příležitost k tomuto typu analýzy. Titul „Ošetřování travních porostů“ totiž striktně
rozlišuje mezi na jedné straně sečenými loukami a na straně druhé pastvinami, přičemž
pozemek přihlášený do programu jako louka nesmí být pasen a to po dobu pěti let. Tato
podmínka povede zřejmě k tvorbě různých travních společenstev podle typu opatření, pod
který bude daná parcela přihlášena. Environmentální statek produkovaný v souladu
s opatřeními pro sečené louky je v naší práci nazýván biodiverzita luk, a environmentální
statek produkovaný v souladu s opatřenímí pro pastviny je nazýván biodiverzita pastvin.
84
Předpokládáme, že pro zvýšení celkové biodiverzity je žádoucí, aby se farmáři zapojovali do
obou typů opatření.
Při srovnání výsledků modelu pro rok 2004 s výsledky pro rok 2002 lze konstatovat
určitý posun směrem k extenzifikaci zemědělské činnosti: podíl orné půdy na celkové výměře
farmy se snižuje, ke snižování dochází rovněž u aplikace dusíku a u intenzity chovu skotu
vyjádřené množstvím velkých dobytčích jednotek na hektar. Pokles počtu velkých dobytčích
jednotek je způsoben jednak poklesem počtu matek, ale také extenzifikací chovu zástavového
skotu. Agro-environmentální titul „Ošetřování travních porostů“ se nezdá být pro danou
oblast příliš omezující modelové výpočty ukazují, že veškeré travní porosty jsou deklarovány
pro účely tohoto programu jako pastviny a téměř tři čtvrtiny farmy jsou přihlášeny pod
přísnější „nadstavbovou“ variantu tohoto titulu. Pokud sledujeme strukturu příjmů, lze rovněž
konstatovat, že nový politický rámec přijatý po vstupu do Evropské unie podporuje
multifunkční charakter zemědělství, neboť podíl příjmů z prodeje dobytka na celkových
příjmech poklesl, zatímco podíl příjmů z programů pro údržbu travních porostů vzrostl.
Nepříznivou skutečnost, totiž, že je produkována pouze biodiverzita pastvin a žádná
biodiverzita luk, by bylo možné snadno zvrátit zvýšením plateb za tento program. Analýza
produkčních vazeb nabízí levnější řešení.
Produkční vazbu mezi biodiverzitou luk a biodiverzitou pastvin analyzujeme tak, že
postupně v modelu zvyšujeme rozlohu upsanou pod nadstavbové opatření pro pastviny při
fixní rozloze upsané pod nadstavbové opatření pro louky, přičemž sledujeme vývoj mezních
nákladů souvisejících právě s nadstavbovým opatřením pro louky. (Mezní náklady jsou velmi
důležitým ukazatelem, protože teoreticky, jestliže farmář usiluje o maximalizaci zisku, upíše
pod dané opatření tolik hektarů, aby mezní náklady spojené s posledním upsaným hektarem
byly rovny platbě na hektar.) Když zvyšujeme rozlohu upsanou pod nadstavbovým opatření
pro pastviny, mezní náklady s nadstavbovým opatřením pro louky rostou, což svědčí o
negativní vazbě mezi produkcí biodiverzity luk a biodiverzity pastvin. Poznatek o přítomnosti
negativní vazby nám umožňuje navrhnout řešení nevyrovnaného zájmu o opatření pro louky a
pro pastviny v podobě mírného zvýšení plateb pro opatření pro louky doprovázeného
snížením plateb za opatření pro pastviny. Numerický příklad v našem příspěvku ukazuje, že
v porovnání s jednostranným zvýšením plateb, je tímto způsobem možno ušetřit značné
množství finančních prostředků.
Tato zpráva ukazuje, že modely matematického programování mohou být bohatým
zdrojem informací při přípravě agro-environmentálních opatření. Hlavní poučení plynoucí
z prezentované případové studie je, že nedostatečné přijetí některých agro-environmentálních
opatření farmáři nemusí nutně znamenat, že nabízené platby jsou příliš nízké, možná naopak
platby za jiná opatření jsou příliš vysoké.
Literatura
HAVLÍK, P., VEYSSET, P., BOISSON, J.M., LHERM, M. AND JACQUET, F. 2005: Joint production
under uncertainty and multifunctionality of agriculture: policy considerations and
applied analysis. Eur. Rev. Agr. Econ. 10.1093/erae/jbi027.
OECD. 2001: Multifunctionality : Towards an Analytical Framework. OECD, Paris.
PEERLINGS, J. AND POLMAN, N. (2004). Wildlife and landscape services production in Dutch
dairy farming; jointness and transaction costs. Eur. Rev. Agric. Econ. 31: 427-449.
85
16. Shrnutí
Bylo potvrzeno, že produkce a zejména kvalita píce, ale také dynamiky změn kvality
píce druhově bohatých travních porostů se značně liší od píce z intenzivních, umělých
travních porostů. Není proto možné používat šablonovitě data dostupného zemědělského
výzkumu pro navrhování managementu a odhad krmné hodnoty pastevní píce u druhově
pestrých luk a pastvin. Vzhledem k nízké zásobě přijatelných živin v půdě (zejména P) je
limitována produkce a výskyt nutričně hodnotných kulturních druhů trav a jetelovin. Na druhé
straně bylo zjištěno, že kvalita píce neklesá tak rychle, popř. stoupá s postupující vegetací, což
může umožnit oddálení první sklizně bez ekonomických ztrát pro chovatele. Bylo potvrzeno,
že píce z nespasených míst vykazuje nižší kvalitu, což je zřejmě jednou z příčin jejich
ponechání zvířaty.
Užitkovost zvířat dokazuje, že na druhově bohatých, ekologicky hodnotných porostech
lze dosáhnout porovnatelné užitkovosti, jako v ostatních oblastech ČR, ovšem při nižším
zatížení pastvin. Přesné srovnání údajů získaných při kontrole užitkovosti není bohužel
umožněno díky nestejným formám chovu (produkce velikonočních jehňat) a neustáleným
podmínkám ve stádech.
Pro hodnocení ekologicky hospodařících farem byl využit model matematického
programování pro optimalizaci produkce skotu a biodiverzity BEGRAB_PRO.1. Model je
ilustrativně aplikován na analýzu produkční vazby mezi několika environmentálními statky.
Z výsledků vyplývá, že pokud existuje produkční vazba mezi jednotlivými environmentálními
statky, platby za agroenvironmentální opatření musí být precizně stanoveny, protože
neovlivňují pouze produkci environmentálního statku, pro který jsou určeny, ale také všech
ostatních environmentálních statků napojených produkční vazbou. Pokud je tato vazba
negativní, zvýšení platby za jeden environmentální statek povede ke snížení produkce
ostatních environmentálních statků.
Dalším výstupem tohoto projektu je Metodická příručka pro obhospodařování druhově
bohatých pastevních porostů v chráněných oblastech, která byla předána k oponentskému
řízení. Měla by sloužit jako zdroj základních informací jak pro chovatele pasených zvířat, tak
pro pracovníky CHKO, kteří rozhodují o managementu druhově bohatých travních porostů.
86
2003 – 2005
Pastva jako prostředek údržby trvalých travních porostů
v CHKO
Zoologická část
Sestavil
Karel Tajovský
Ústav půdní biologie AV ČR, České Budějovice
České Budějovice, listopad 2005
87
V roce 2005 pokračovaly terénní práce na projektu VaV/620/11/03 – Pastva jako
prostředek údržby trvalých travních porostů v CHKO, zaměřeného na vypracování
ekologicky optimální a ekonomicky přijatelné dlouhodobé koncepce pastvy v chráněných
územích na příkladu CHKO Bílé Karpaty, s cílem dokončit cyklus pravidelných sledování
vybraných skupin půdní fauny a entomofauny a získat tak širší soubory cenologických z více
za sebou následujících sezón.
Důvodem, proč byla v tomto roce kladena pozornost na další vzorkování a odběry byla
skutečnost, že na základě předběžných rozborů výsledků z uplynulého období se ukázalo, že
vybrané sledované plochy resp. jednotlivé dvojice ploch (kosená a pasená varianta) se
vyznačovaly řadou specifik (rozdílná historie, problematický management včetně jeho
udržování v průběhu projektu, rozdílné parametry stanovištní atd.) a to natolik, že vlivy
managementu na sledované skupiny živočichů nevyznívaly jednoznačně.
88
17. Společenstva pancířníků (Oribatida)
Josef Starý
17.1. Materiál a metodika
Směsné kvantitativní půdní vzorky byly odebírány vždy po 5 z jedné odběrové
plochy pomocí ocelové půdní sondy o pracovní ploše 10 cm2 do hloubky 10 cm. Vzorky byly
transportovány do laboratoře kde byli půdní roztoči a další zástupci mesoedafomu
extrahováni v modifikovaných fototermoeklektorech typu Berlese - Tullgren po dobu 5 dnů
při teplotě 35 oC. Pancířníci byli projasněni v přechodných mikroskopických preparátech
v 80% kyselině mléčné a determinováni do druhu a poté převedeni do glycerolu. Dokladový
materiál je uložen ve sbírce půdních roztočů v ÚPB AVČR v Českých Budějovicích.
Pro analýzu podobnosti druhového složení pancířníků jednotlivých odebraných vzorků
a společenstev pancířníků různých biocenóz a biochorů studovaného rašeliniště a pro
zhodnocení jejich heterogenity byla použita PCA ordinační analýza (Principal coordinates
analysis) na základě Sörensenova indexu druhové podobnosti (SYN – TAX 5.02, Podani
(1994).
17.2. Výsledky
Seznam studovaných vzorků:
1) CHKO Bílé Karpaty, plocha TMK, Trnovský Mlýn, Ploština, koseno, 14.IV.2004,
projekt Pastva“, 50 cm2, kvantitativní vzorek půdy a rhizosféry, leg. J. Starý
2) CHKO Bílé Karpaty, plocha TMP, Trnovský Mlýn, Ploština, paseno 14.IV.2004, projekt
„Pastva“, 50 cm2, kvantitativní vzorek půdy a rhizosféry, leg. J. Starý
3) CHKO Bílé Karpaty, plocha BAP, U Baladů, paseno, 14.IV.2004, projekt „Pastva“, 50
cm2, kvantitativní vzorek půdy a rhizosféry, leg. J. Starý
4) CHKO Bílé Karpaty, plocha BAK, U Baladů, koseno, 14.IV.2004, projekt „Pastva“, 50
cm2, kvantitativní vzorek půdy a rhizosféry, leg. J. Starý
5) CHKO Bílé Karpaty, plocha BBP, Brumov – Bylnice, Klobucká, paseno, 14.IV.2004,
projekt „Pastva“, 50 cm2, kvantitativní vzorek půdy a rhizosféry, leg. J. Starý
6) CHKO Bílé Karpaty, plocha BBK, Brumov – Bylnice, Klobucká koseno, 14.IV.2004,
7) CHKO Bílé Karpaty, plocha JSK, Nedašov, PR Jalovcová stráň, Přední louky, koseno,
14.IV.2004, projekt „Pastva“, 50 cm2, kvantitativní vzorek půdy a rhizosféry, leg. J.
Starý
8) CHKO Bílé Karpaty, plocha JSP, Nedašov, PR Jalovcová stráň, paseno, 14.IV.2004,
9) CHKO Bílé Karpaty, plocha PCK, PP Pod Cigánem, koseno, 14.IV.2004,
89
projekt
10) CHKO Bílé Karpaty, plocha PCP, PP Pod Cigánem, 14.IV.2004,
paseno, 50 cm2, kvantitativní vzorek půdy a rhizosféry, leg. J. Starý
projekt „Pastva“,
11) CHKO Bílé Karpaty, plocha HRP, PP Pod Hribovňou, paseno, 14.IV.2004, projekt
12) CHKO Bílé Karpaty, plocha LSP, sedlo pod Lopeníkem, paseno, 14.IV.2004, projekt
13) CHKO Bílé Karpaty, plocha LUZ, PP U Zvonice, koseno, 14.IV.2004, projekt „Pastva“,
50 cm2, kvantitativní vzorek půdy a rhizosféry, leg. J. Starý
14) CHKO Bílé Karpaty, plocha KAK, Bošáčky, U Kavků, koseno, 14.IV.2004, projekt
15) CHKO Bílé Karpaty, plocha KAP, Bošáčky, U Kavků, paseno, 14.IV.2004, projekt
16) CHKO Bílé Karpaty, plocha JAK, NPR Jazevčí, koseno, 14.IV.2004, projekt „Pastva“,
17) CHKO Bílé Karpaty, plocha JAP, NPR Jazevčí, paseno, 14.IV.2004, projekt „Pastva“,
Seznam nalezených druhů pancířníků
HYPOCHTHONIIDAE
Hypochthonius luteus Oudemans,1917: 3,4,11,13,14,16
Hypochthonius rufulus C.L.Koch,1835: 1,5,7,9,10,11,16,17
ENIOCHTHONIIDAE
Eniochthonius minutissimus (Berlese,1903): 1,2,4,9,10,11,13,16,17
BRACHYCHTHONIIDAE
Brachychochthonius cricoides (Weis-Fogh,1948): 1,3
Brachychochthonius hungaricus (Balogh, 1943): 1,2,10,14
Brachychochthonius suecicus (Forsslund,1942): 7,13
Brachychochthonius zelawaiensis (Sellnick,1928): 2,13
Brachychthonius pius Moritz,1976: 7,10,13
Liochthonius alpestris (Forsslund,1958): 7
Liochthonius brevis (Michael,1888): 13
Liochthonius strenzkei (Forsslund,1963): 7
Synchthonius crenulatus (Jacot,1938): 1,2,3,8
GEHYPOCHTHONIIDAE
Gehypochthonius rhadamanthus Jacot,1936: 7,13
PHTHIRACARIDAE
Atropacarus (Atropacarus) striculus (C.L.Koch,1836): 4,5,6,9,10,11,13,15,16,
Phthiracarus sp.1 : 7,9,10,11,13
90
EUPHTHIRACARIDAE
Euphthiracarus monodactylus (Willmann,1919): 13
Rhysotritia ardua (C.L.Koch,1841): 4
EULOHMANNIIDAE
Eulohmannia ribagai Berlese,1910: 13
NOTHRIDAE
Nothrus anauniensis Canestrini et Fanzago,1876: 5
Nothrus borussicus Sellnick,1928: 9
Nothrus palustris C.L.Koch,1839: 11,13
Nothrus sp.1: 3,7
CAMISIIDAE
Platynothrus peltifer (C.L.Koch,1839): 1,5,7,9,10,11
MALACONOTHRIDAE
Malaconothrus punctulatus van der Hammen,1952: 6,9,10,12,13,16
NANHERMANNIIDAE
Nanhermannia nanus (Nicolet,1855): 2,6,7,11,12,13
HERMANNIELLIDAE
Hermanniella dolosa Grandjean,1931: 7,11
DAMAEIDAE
Belba sp.: 11
Metabelba papillipes (Nicolet,1855): 1,2,4,5,11,
Metabelba pulverosa Strenzke,1953: 7,9,10,13
CEPHEIDAE
Cepheus cepheiformis (Nicolet,1855): 2,7,13
CTENOBELBIDAE
Ctenobelba obsoleta (C.L.Koch,1841): 1,11,13
DAMAEOLIDAE
Fosseremaeus quadripertitus Grandjean,1965: 3,4,5,10
EREMAEIDAE
Eremaeus hepaticus C.L.Koch,1835: 11
LIACARIDAE
Liacarus coracinus (C.L.Koch,1841): 1,2,4,7,8,9,13,16,17
XENILLIDAE
Xenillus tegeocranus (Hermann,1804): 13
ASTEGISTIDAE
Cultroribula bicultrata (Berlese,1905): 3
91
METRIOPPIIDAE
Ceratoppia quadridentata (Haller,1882): 5,7
GUSTAVIIDAE
Gustavia microcephala (Nicolet,1855): 4,7,10,16
TECTOCEPHEIDAE
Tectocepheus sarekensis Trägårdh,1910: 1,2,3,4,5,6,7,8,9,12,13,15,16,17
OPPIIDAE
Berniniella bicarinata (Paoli,1908): 1,2,3,4,5,7,8,9,11,12,14,15,16,17
Dissorhina ornata (Oudemans,1900): 1,2,3,4,5,7,11,13,14,15,16
Lauroppia falcata (Paoli,1908): 9,11,13,14
Medioppia subpectinata (Oudemans,1900): 1,2,3,4,7,8,9,10,11,13,14,15,17
Microppia minus (Paoli,1908): 1,2,3,4,6,7,8,13,15,17
Moritzoppia unicarinata (Paoli,1908): 2,7,10,13
Multioppia (Multioppia) glabra (Mihelčič,1955): 2,4,6,8,11,13,14
Oppia sp. 1: 12
Oppiella nova (Oudemans,1902): 1,2,3,4,5,6,7,8,9,10,13,14,15,16,17
Quadroppia paolii Woas,1986: 5
Quadroppia quadricarinata (Michael,1885):1,2,4,5,7,10,11,13
SUCTOBELBIDAE
Suctobelba reticulata Moritz,1970: 11
Suctobelba trigona (Michael,1888): 7,9,11,13
Suctobelbella falcata (Forsslund,1941): 5,13,15
Suctobelbella nasalis (Forsslund,1941): 7, 10
Suctobelbella palustris (Forsslund,1953): 7
Suctobelbella sarekensis (Forsslund,1941): 1,2,3,4,5,7,10,11,13
Suctobelbella subcornigera (Forsslund,1941): 1,2,3,5,7,9,10,11,13,14,17
Suctobelbella subtrigona (Oudemans,1900): 7,13
AUTOGNETIDAE
Conchogneta delacarlica (Forsslund,1947): 10,11,13
THYRISOMIDAE
Pantelozetes paolii (Oudemans,1913): 1,9,10,11
SCHELORIBATIDAE
Hemileius initialis (Berlese,1908): 11
Liebstadia longior (Berlese,1908): 4,6,16,17
Liebstadia similis (Michael,1888): 4,5,8,9,10,11,13,15,16,17
Scheloribates laevigatus (C.L.Koch,1835): 1,2,3,4,5,6,7,8,9,10,11,12,13,14,15,16,17
Scheloribates latipes (C.L.Koch,1844): 1,2,5,7,8,9,10,13
ORIBATULIDAE
Oribatula tibialis (Nicolet,1855): 9,13
Zygoribatula exilis (Nicolet,1855): 13
Zygoribatula frisiae (Oudemans,1900): 1,2,3
92
HAPLOZETIDAE
Haplozetes vindobonensis Willmann,1935: 8
Protoribates monodactylus (Haller,1884): 1,3,4,6,8,9,14,15,16,17
CHAMOBATIDAE
Chamobates cuspidatus (Michael,1884): 9,10,15
EUZETIDAE
Euzetes globulus (Nicolet,1855): 6
CERATOZETIDAE
Ceratozetella sellnicki (Rajski,1958): 4,6,8,9.13,14,15,16
Ceratozetes gracilis (Michael,1884): 1,2,8,10,11,13,16,17
Ceratozetes mediocris Berlese,1908: 2,3,4,6,7,8,10,13,14,15,16,17
Ceratozetoides cisalpinus (Berlese,1908): 5,8
Trichoribates novus (Sellnick,1928): 5,8,12,14,15,16
MYCOBATIDAE
Punctoribates punctum (C.L.Koch,1839): 3,6,8,9,12,15
PHENOPELOPIDAE
Eupelops occultus (C.L.Koch,1836): 1,2,3,4,5,7,14,15,16,17
ACHIPTERIIDAE
Achipteria coleoptrata (Linnaeus,1758): 1,2,4,5,6,7,9,10,11,12,13,14,16,17
Parachipteria willmanni van der Hammen,1952: 10
GALUMNIDAE
Galumna elimata (C.L.Koch,1841): 2,5,10,11,16,17
Galumna lanceata Oudemans,1900: 5,7
Pergalumna nervosa (Berlese,1914): 1,2,3,5,8
93
Faunisticky významné druhy pancířníků
Gehypochthonius rhadamanthus Jacot,1936
Rozšíření: Výskyt: Čechy, Francie, Velká Británie, Čína, Japonsko, Západní Sibiř, Iberský
pol., Německo, Kanada, USA
Výskyt v ČR: Netolice, Dlouhá ves, Libějovice, (Starý, 1987, 1990, 1996), Pětidomí
(Mourek, 2002), nový nález čeledi pro faunu Moravy.
Brachychochthonius hungaricus (Balogh, 1943)
Rozšíření: Západní a střední Palearktis (Slovensko, Maďarsko, Polsko, Rakousko, Německo,
Švédsko, Dánsko, Velká Británie, Slovinsko, Bosna a Hercegovina, Čína, Japonsko, Rusko –
evropská část, Kavkaz, Západní Sibiř, Iberský pol., Itálie)
Výskyt v ČR: nový nález pro ČR
Brachychthonius pius Moritz,1976
Rozšíření: Slovensko, Čechy, Maďarsko, Německo, Švédsko, Iberský pol., Itálie, Kanada
Výskyt v ČR: první nález pro Moravu a druhý pro ČR, v Čechách nalezen v Pětidomí
v Labských pískovcích (Mourek, 2002)
Liochthonius alpestris (Forsslund,1958)
Rozšíření: Západní a Střední Palearktis (Čechy, Maďarsko, Polsko, Německo, Švýcarsko,
Island, Švédsko, Ukrajina, Kazachstan, Kirgízie, Mongolsko, Evropská část Ruska, Kavkaz)
Výskyt v ČR: první nález pro Moravu, v Čechách nalezen na Velkém Tisém (Forsslund,1958,
Kunst, 1959), Netolicích a Libějovicích (Starý, 1990, 1996).
Hypochthonius luteus Oudemans,1917
Rozšíření: Slovensko, Morava, Čechy, Maďarsko, Polsko, Rakousko, Německo, Polsko,
Holandsko, Švýcarsko, Finsko, Litva, Lotyšsko, Bělorusko, Dánsko, Velká Británie,
Slovinsko, Chorvatsko, Gruzie, Azerbajdžán, Ukrajina, Mongolsko, Čína, Japonsko, Rusko
– evropská část, Kavkaz, Přímořský kraj, Kurilské ostrovy, Iberský pol., Itálie, Makaronésie,
USA
Výskyt: třetí nález pro Moravu, kde byl dosud nalezen v Mohelnu (Kunst, 1968) a v
Sloupském údolí (Willmann,1954) .
Brachychochthonius cricoides (Weis-Fogh,1948)
Rozšíření: Morava, Čechy, Polsko, Německo, Švýcarsko, Island, Švédsko, Lotyšsko,
Bělorusko, Dánsko, Velká Britanie, Slovinsko, Azerbajdžán, Ukrajina, Krym, Kazachstán,
Rusko – evropská část, Kavkaz, Západní Sibiř, Iberský pol., Itálie,
Výskyt v ČR: druhý nález pro Moravu, kde byl dosud nalezen ve Velké Kotlině (Starý,
1993a), v Čechách uváděn ze Soosu (Kunst et Halašková (1960), Kody (Kunst,1968),
Doutnáče (Zaki,1988), Jezerní slati (Starý, 1988) Dlouhé Vsi (Starý, 1987, 1990, 1996), a
Pětidomí (Mourek, 2002).
Brachychochthonius suecicus (Forsslund,1942)
Rozšíření: Morava, Čechy, Maďarsko, Polsko, Rakousko, Německo, Holandsko, Švédsko,
Finsko, Bělorusko, Velká Británie, Slovinsko, Chorvatsko, Bosna a Hercegovina, Ukrajina,
Krym, Rusko – evropská část, Západní a střední Sibiř, Přímořský kraj, Kurilské ostrovy,
Iberský pol., Itálie, Kanada
94
Výskyt: druhý nález pro Moravu, kde byl dosud nalezen na Velké Javořině (Starý, 2002).
Z Čech uváděn z Netolic, Libějovic, Dlouhé Vsi, (Starý, 1990, 1996), Kody (Kunst,1968),
Hamru na Jezeře (Karppinen et al,1992) a Pětidomí (Mourek,2002).
Liochthonius brevis (Michael,1888)
Rozšíření: Holoarktis (Slovensko, Morava, Čechy, Maďarsko, Rakousko, Německo, Norsko,
Švédsko, Finsko, Dánsko, Velká Britanie, Japonsko, Kavkaz, Iberský poloostrov, Itálie,
Aljaška, Kanada, USA).
Výskyt: třetí nález pro Moravu od byl dosud uváděn z Rejvízu (Willmann, 1933), Králického
Sněžníku (Willmann, 1956). Z Čech uváděn z více lokalit: Voděradské bučiny (Vaněk,
1962), Doutnáč (Zaki,1988), Pětidomí (Mourek, 2002), Dívčí stráň, důl Bílého Labe
(Materna, 1999).
Liochthonius strenzkei (Forsslund,1963):
Rozšíření: Slovensko, Maďarsko, Polsko, Rakousko, Německo, Dánsko, Island, Švédsko,
Čína, Japonsko, Západní Sibiř, Iberský poloostrov, Itálie, USA.
Výskyt v ČR: třetí nález pro faunu Moravy, odkud dosud uváděn z Velké Kotliny (Starý
1993a), a Velké Javořiny (Starý, 2002), Z Čech uváděn dosud z Netolic, Libějovic, a Dlouhé
Vsi (Starý 1987,1990, 1996), a z Doutnáče (Zaki, 1988).
Hermanniella dolosa Grandjean,1931
Rozšíření: Slovensko, Morava, Čechy, Maďarsko, Polsko, Rakousko, Finsko, Bělorusko,
Slovinsko, Chorvatsko, Černá hora, Ukrajina, Gruzie, Krym, Turkmenie, Rusko – evropská
část, Kavkaz, Přímořský kraj, Kurilské ostrovy, Iberský pol., Itálie, Maghreb,
Výskyt: třetí nález pro Moravu, odkud byl dosud uváděn z Chropyně (Starý, 1994), Bulhar
(Smrž, Starý, 1995). V Čechách dosud nalezen v Kodě (Kunst,1968), Chuchelském háji
(Černý, 1991, 1999 a Kolíně (Drobná,1999).
Multioppia (Multioppia) glabra (Mihelčič,1955)
Rozšíření: Slovensko, Morava, Čechy, Maďarsko, Polsko, Rakousko, Německo, Finsko,
Bělorusko, Ukrajina, Rusko - evropská část, Západní Sibiř,
Výskyt v ČR: druhý nález pro Moravu, odkud dosud uváděn pouze z Velké Javořiny (Starý,
2002), z Čech uváděn následujících lokalit: Netolice, Dlouhá ves, Libějovice, (Starý, 1990,
1996), Praha (Čáp, 1974) Vysoká Běta (Starý, 1994a), Český Krumlov (Starý et Starý, 2002).
Quadroppia paolii Woas,1986
Rozšíření: Střední Evropa (Slovensko, Čechy, Německo, Maďarsko, Švýcarsko.
Výskyt v ČR: druhý nález pro Moravu, dusud z Moravy uváděn z Velké Javořiny (Starý,
2002), v Čechách nalezen v následujících lokalitách: Hradec Králové – Třebeš (Štamberková,
2000), Pětidomí (Mourek, 2002), Český Krumlov (Starý et Starý, 2002).
Haplozetes vindobonensis Willmann,1935
Rozšíření: Slovensko, Morava, Čechy, Maďarsko, Polsko, Rakousko, Finsko, Lotyšsko,
Bělorusko, Estonsko, Bosna a Hercegovina, Ukrajina, Krym, Turkménie, Mongolsko, Rusko
– evropská část, Kavkaz, Západní a střední Sibiř, Přímořský kraj, Iberský pol., Itálie, Maghreb
Výskyt v ČR: třetí nález pro faunu Moravy odkud dosud uváděn z Lednice (Kunst, 1963) a
Mohelna (Kunst,1968). V Čechách nalezen na následujících lokalitách: Prokopské údolí a
Klášterní Lhota (Kunst,1968, Břízová,1969, Procházková, 1971), Voděradské bučiny (Vaněk,
1962).
95
Ceratozetella sellnicki (Rajski,1958)
Rozšíření: Slovensko, Morava, Čechy, Maďarsko, Polsko, Rakousko, Německo, Lotyšsko,
Bělorusko, Slovinsko, Gruzie, Ukrajina, Krym, Kazachstán, Turkménie, Mongolsko, Rusko
– evropská část, Kavkaz, Západní a Střední Sibiř, Nová Země, Země Františka Josefa,
Vrangelův ostrov, Diomidovův ostrov, Přímořský kraj, Kurilské ostrovy.
Výskyt v ČR: třetí nález pro Moravu, na Moravě dosud nalezen v Novém Hrozenkově a
Halenkově (Bukva et al., 1976), z Čech uváděn z následujících lokalit: Boubín, (Starý,2003a),
Dlouhá ves, Libějovice (Starý,1990,1996), Hamr na Jezeře (Karppinen et al. 1992), Pohořské
rašeliniště (Starý,1994a) a Český Krumlov (Starý et Starý,2002).
Ceratozetoides cisalpinus (Berlese,1908)
Rozšíření: Morava, Čechy, Maďarsko, Polsko, Rakousko, Německo, Švýcarsko, Norsko,
Litva,Lotyšsko, Bělorusko, Slovinsko, Srbsko, Bosna a Hercegovina, Ukrajina, Krym,
Kazachstán, Mongolsko, Rusko – evropská část, Západní a Střední Sibiř, Přímořský kraj,
Kamčatka, Iberský pol., Itálie, USA.
Výskyt v ČR: druhý nález pro Moravu odkudk dosud uváděn z Jezerníku v Hrubém Jeseníku
(Engelmann, 1968). Z Čech uváděn z následujících lokalit: Prokopské údolí (Hajmová, 1997),
Dlouhá ves (Starý, 1990, 1996), Kolín (Drobná, 1999), Hradec Králové – Třebeš
(Štamberková, 2000).
Trichoribates novus (Sellnick,1928)
Rozšíření: Slovensko, Morava, Čechy, Polsko, Rakousko, Německo, Holandsko, Švýcarsko,
Island, Švédsko, Finsko, Litva, Lotyšsko, Bělorusko, Estonsko, Velká Británie, Slovinsko,
Bosna a Hercegovina, Makedonie, Gruzie, Azerbajdžán, Ukrajina, Kazachstan, Mongolsko,
Japonsko, Rusko – evropská část, Kavkaz, Západní a střední Sibiř, Přímořský kraj, Kurilské
ostrovy, Iberský pol., Itálie USA.
Výskyt v ČR: druhý nález pro Moravu, odkud je dosud znám pouze z Kralického Sněžníku
(Willmann, 1956), z Čech uváděn z více lokalit: Praha (Čáp, 1974, Narsapur, 1979), Velký
Tisý (Kunst, 1959), Soos (Kunst, Halašková, 1960), Praha – Suchdol (Žílová, 1999), Kolín
(Drobná,1999), Hradec Králové – Třebeš (Štamberková, 2000).
Cenologická a faunistická charakteristika sledovaných lokalit
Druhová podobnost
Druhovou podobnost společenstev pancířníků sledovaných lokalit ukazuje Obr. 17-3.
V ordinační prostoru nedošlo k výraznému oddělení ploch kosených a pasených. Vyplývá
z toho, že pastva nebo naopak kosení nemá zásadní vliv na druhové složení společenstev
pancířníků. Nejvyšší rozdíly v druhovém složení srovnávaných variant kosených a pasených
vykazují lokality LSP – LUZ, JSP-JSK a BBK – BBP. Naopak nejmenší rozdíly v druhovém
složení srovnávaných variant byly zjištěny především na plochách TMP-TMK a také KAPKAK a JAK-JAP.
Druhová bohatost
Počet druhů nalezených na jednotlivých zkoumaných lokalitách ukazuje Tab. 17-1 a
Obr. 17-2. Nejvyšší počet druhů 43 byl zjištěn na ploše kosené LUZ, nejnižší na ploše pasené
LSP – pouze 9. Ve variantách kosených dosahovala druhová bohatost pancířníků 15 – 43
druhů, s průměrem 26,4 druhu na jednu lokalitu. Maximum bylo na kosených variantách
dosaženo na lokalitě LUZ 43 druhů, minimum na lokalitě BBK 15 druhů. V pasených
variantách byly zjištěny celkově nevýrazně nižší hodnoty druhové bohatosti v rozsahu 9 – 32
druhů s maximem v lokalitě HRP 32 druhů a minimem na lokalitě LSP 9 druhů s průměrem
96
22,4 druhu na jednu lokalitu. Při porovnání srovnávaných kosených a pasených variant byl
zjištěn nejnižší rozdíl u lokalit KAK – KAP (16-18) a nejvyšší rozdíl v lokalitách LUZ –
LSP (43-8). Pokud porovnáme dvojice variant kosených a pasených není možné určit
výrazný trend ovlivnění druhové bohatosti. Na 4 srovnávaných variantách byla zjištěna vyšší
druhová bohatost na plochách pasených, naopak také na 4 srovnávaných variantách byla
zjištěna vyšší druhová bohatost na plochách kosených (Obr. 17-2).
Abundance
Průměrnou abundanci pancířníků na sledovaných plochách uvádí Tab. 17-1 a Obr. 171. Nejvyšší abundance byla zjištěna na kosené ploše LUZ (123800 ex. m-2 ), nejnižšší na ploše
pasené LSP. Na variantách kosených dosahovala abundance poměrně vysokých hodnot
(34800 – 123800 ex. m-2), s maximem na lokalitě LUZ (123800 ex. m-2) a minimem na
lokalitě PCK (34800 ex. m-2) s vysokým průměrem (62 275 ex. m-2). Na pasených cariantách
dosahovala abundance společenatev pancířníků nižších hodnot (13800 – 94200 ex. m-2),
s maximem na lokalitě TMP (94200 ex. m-2), minimem na lokalitě LSP (13800 ex. m-2) a
poměrně vysokým průměrem (49156 ex. m-2). Při porovnání kosených a pasených variant byl
nejvyšší rozdíl abundance zjištěn u ploch LUZ – LSP (123800 – 13800 ex. m-2), nejnižšší
rozdíl u lokalit TMK-TMP (97800-94200 ex. m-2) a KAK-KAP (35400-31000 ex. m-2). Na 6
srovnávaných lokalitách byla vyšší abundance zjištěna u variant kosených. Naproti tomu
pouze u dvou srovnávaných variant byla zjištěna vyšší abundance u ploch pasených.
Z analýzy prvního odběru vyplývá, že pastva snižuje průměrnou abundanci pancířníků.
Výraznou faktorem ovlivňujícím negativně abundanci pancířníků může být výrazně větší
utužení půdy na variantách pasených. Vzhledem k malému počtu opakování nemohla být
provedena statistická analýza a výsledku a naznačené trendy nejsou statisticky signifikantní.
17.3. Použitá literatura
BŘÍZOVÁ, J. 1969: Oribatid mites (Oribatei) of Prokopské valley. Diplom thesis, Charles
University, Prague, 87pp. (in Czech).
BUKVA V. DANIEL, M. ET MRCIAK, M. 1976: Oribatid mites (Acari:Oribatei) in the nests of
small mammals in the Western Carpathians. Věst. Čs. spol. Zool. 40: 241-254.
ČÁP, J. 1974: Oribatid mites of Prague parks. Diplom thesis, Charles Univeristy, Prague,
73pp. (in Czech).
ČERNÝ, R. 1991: Anatomy, biology and ecology of oribatid mites (Acari: Oribatida) of
Chuchelský háj, Prague. Diplom thesis, Charles University, Prague, 155pp. (in Czech).
ČERNÝ, R. 1999: Biologie a ekologie druhu Chamobates voigtsi (Acari, Oribatida), člena
společenstev pancířníků výbranných příměstských lesů Prahy. Disertační práce
Přírodovědecké fakulty UK Praha, 52 pp.
DROBNÁ 1999: : Ekologie společenstev pancířníků (Acari: Oribatida) lesních a travinných
biotopů v okolí Kolína, anatomie, biologie a ekologie druhu Gustavia microcephala.
Diplomová práce Přírodovědecké fakulty UK Praha, 57 pp.
ENGELLMANN, H. D. 1968: Beitrag zur Oribatidenfauna des Altvater gebirges (Jeseníky). Abh.
Ber. Naturk. Görlitz 44: 95-100.
FORSSLUND, K.,H. 1958: Notizen uber Oribatei (Acari) II. Entomol.Tidskr. 79: 75-86.
HAJMOVÁ, M. 1997: Anatomie, biologie a ekologie druhu Tectocepheus velatus (Acari,
Oribatida) na vybraných lokalitách na území Prahy. Diplomová práce Přírodovědecké
fakulty Uk Praha, 333 pp.
97
KARPPINEN E., MELAMUD, V.V., MIKO, L., KRIVOLUTSKY, D.A. 1992: Further information on
the oribatid fauna (Acarina,Oribatei) of the northern palearctic region: Ukraina and
Czechoslovakia. Ent. Fen. 3:41-56.
KUNST, M. 1959: Oribatid mites (Oribatei) from Nature Reservation "Velký a Malý Tisý".
Ochr. přír. 14(2): 33-42. (in Czech).
KUSNT. M. 1963: Nellacarus septentrionalis sp.n. eine neue Hornmilbenart aus der
Tzechoslowakei (Acariformes: Oribatei). Věst. Čs. Spol. Zool. 27(2): 295-297.
KUNST, M. 1968: Mites of the superorder Oribatei of Czechoslovakia, Volume 1 - 6. Second
doctorate thesis, Charles University, Prague, 1548pp. (in Czech).
KUNST, M., ET HALAŠKOVÁ V. 1960: Uber einige Bodenmilbengruppen aus dem Moorgebiet.
Acta.Univ. Carol.Biol. 1960: 11-58.
MATERNA J. 1999: Pancířnící (Acari:Oribatida) saxikolních nárostů mechů a lišejníků
v Krkonoších. Opera Corcontica, 36: 181-193
MOUREK, J. 2002: Půdní pancířníci (Acari,Oribatida) primárních borů a porostů
introdukované borovice vejmutovky (Pinus strobus) v NP České Švýcarsko. Diplomová
práce Přírodopvědecké fakulty UK Praha, 294 pp.
NARSAPUR, V.S. PROKOPIČ, J. 1979: The influence of temperate on the development of
Moniezia expansa (Rudolphi, 1810) in oribatid mites. Fol. parasitol. 26: 239-243.
PODANI, J. 1994: Multivariate Analysis in Ecology and Systematics. SPB Academic
Publishing, The Hague, 316.pp
PROCHÁZKOVÁ, J. 1971: Oribatid mites (Oribatei) of Prokopské valley. Diplom thesis, Charles
SMRŽ, J., STARÝ, J. 1995: Acarina: Oribatida. In: Rozkošný R., J. Vaňhara (eds.) Terrestrial
Invertebrates of the Pálava Biosphere Reserve of UNESCO. Folia Facultatis
Scientiarum Naturalium, Universitatis Masarykianae Brunensis, Biologia, 92: 79 - 85.
STARÝ, J. 1987: New oribatid mites records (Acari: Oribatida) from Czechoslovakia. Sbor. Jč.
Muz. Č.Budějovice, Přír. Vědy, 27: 55-58, (in Czech).
STARÝ, J. 1988: Oribatid mites (Acari: Oribatida) of some Šumava peat bogs. Sbor. Jč. Mus.
Č.Budějovice, Přír.Vědy 28: 99-107, (in Czech).
STARÝ, J. 1990: Oribatid mite ecology (Acari: Oribatida) from secondary succession in brown
soils. Dissertation thesis, Inst. Soil, Biol, CAS, České Budějovice 179pp. (in Czech).
Starý, J., 1993a: Oribatid mites (Acari: Oribatida) Velká Kotlina, Hrubý Jeseník Mountains,
Czech Republic. Čas. Slez. Muz. Opava (A), 42: 61-70, (in Czech).
Starý, J., 1994: Oribatid mites (Acari:Oribatida) of some localities in South Bohemia and
Central Moravia. Sb. Jč. Muz. Přír. Vědy, 34: 81 - 90. (in Czech).
STARÝ, J. 1994: Oribatid mites (Acari: Oribatida) of Krkonoše Mountains. Opera Corcontica
31: 115 - 123 (in Czech).
STARÝ, J. 1996: : Oribatid mites (Acari:Oribatida) in secondary successional row of the brown
soil in South Bohemia. Sb. Jč. Muz. Přír. Vědy. 36: 25 – 36. (in Czech).
STARÝ, J. 2002: Pancířníci (Acari: Oribatida) NPR Javořina, Bílé Karpaty. Sborník
Přírodovědného klubu v Uherském Hradišti, 7: 123-130.
STARÝ, J. 2003a: Změny ve společenstvech pancířníků (Acari: Oribatida) v původních
smrkových lesích na Šumavě. (Changes of oribatid mite communities (Acari: Oribatida)
in autochthonous spruce forests, Šumava Mountains, South Bohemia.). CD Rom.
Sborník konference, Kostelec n. Č. lesy, 20-21, 11, 2003, pp. 1-10.
STARÝ, J. STARÝ, M. 2002: Příspěvek k poznání pancířníků (Acari: Oribatida) okolí Českého
Krumlova. Sborník Jihočeského muzea v Českých Budějovicích, Přírodní vědy, 42: 7787.
98
ŠTAMBERKOVÁ, M. 2000: Pancířníci (Acari, Oribatida) substrátů královéhradeckého
zahradnictví a přilehlých biotopů. Diplomová práce Přírodovědecké fakulty UK Praha,
75 pp.
VANĚK, J. 1962: Oribatid mite communities (Acarina, Oribatoidea) of beech forest soils.
Study of applicability of zoocenological knowledges. Dissertation thesis, Charles
WILLMANN, C. 1933: Acari aus dem Moosebruch. Z. Morphol. Ökol. Tiere 27: 373-383.
WILLMANN, C. 1954: Mahrische Acari hauptsachlich aus dem Gebiete des Marischen Karstes.
¬s. Parasitol. 1: 213-272.
WILLMANN, C. 1956: Milben aus dem Naturschutzgebiet auf dem Spieglitzer (Glatzer)
Schneeberg. Čs. Parasitol. 3: 213-275.
ZAKI, EL-HANAFY EL SHEREEF, I. 1988: Population dynamics of Oribatid mites (Acari:
Oribatida) in rendzinas of Bohemian Karst. Disertation Thesis, Charles University,
Prague, 150 pp.
ŽÍLOVÁ, M. 1999: Liebstadia similis (Acari, Oribatida) ve společenstvech různých
mikrohabitatů vybraného agroekosystému. Diplomová práce Přírodovědecké fakulty,
Uk Praha, 58 pp.
Tab. 17-1: Abundance (ex. m-2) a počet zjištěných druhů pancířníků na sledovaných plochách.
lokalita
TMK
TMP
BAK
BAP
BBK
BBP
JSK
JSP
PCK
PCP
LUZ
LSP
KAK
KAP
JAK
JAP
HRP
abundance
97800
94200
43800
21600
59400
26200
62600
38600
34800
85000
123800
13800
35400
31000
40600
76800
55200
99
počet druhů
26
29
25
21
15
26
38
19
26
30
43
9
16
18
22
18
32
140000
120000
100000
80000
60000
40000
20000
0
TMK TMP BAK BAP BBK BBP JSK JSP PCK PCP LUZ
LSP KAK KAP JAK JAP HRP
Obr. 17-1: Porovnání průměrné abundance (ex. m-2) pancířníků na sledovaných plochách.
50
45
40
35
30
25
20
15
10
5
0
TMK TMP
BAK BAP
BBK BBP
JSK
JSP
PCK
PCP
LUZ
LSP
KAK KAP
Obr. 17-2: Porovnání druhové bohatosti pancířníků na sledovaných plochách
100
JAK
JAP
HRP
BAP
0,4
TMP
0,3
JSP
TMK
0,2
JAP
BBP
0,1
KAK
JSK
BAK
0
-0,4
-0,3
KAP
-0,2
-0,1
0
0,1
0,2
0,3
LUZ
-0,1
0,4
HRP
JAK
-0,2
BBK
-0,3
PCK
LSP
-0,4
Obr. 17-3: PCA ordinační analýza sledovaných ploch.
101
PCP
18. Roupicovití (Enchytraeidae)
Jiří Schlaghamerský
18.1. Úvod a metodika
V rámci projektu bylo studováno společenstvo drobných kroužkovců. Předcházející
výzkum autora v Bílých Karpatech ukázal, že se zde vyskytují zástupci čeledí Enchytraeidae,
Tubificidae a Aeolosomatidae. Výzkum byl v případě drobných kroužkovců a v rámci daného
projektu omezen na tři lokality resp. šest studijních ploch (viz níže) z celkového souboru
lokalit a to na základě dostupné pracovní resp. extrakční kapacity: Nutná determinace těchto
živočichů za živa je časově náročná, mají-li být získany kvantitativní údaje s přijatelnou
vypovídací hodnotou je přitom třeba zachovat krátké časové odstupy mezi extrakcemi
půdních vzorků a následným vytříděním a determinací získaných exemplářů. S odběrem
vzorků bylo započato na jaře 2004 po konečném stanovení tří jádrových lokalit v rámci
celého projektu, které pokrývají CHKO Bílé Karpaty od jihozápadu po severovýchod území:
Suchov, Lopeník a Brumov. Na každé z těchto lokalit byl studován pár ploch: plocha kosená a
plocha pasená. Odebíráno bylo po 8 půdních monolitů o ploše povrchu 17 cm2 a hloubce 12
cm. Vzorky byly odebrány ve dnech 13. - 15. 4. 2004, 25.-26. 10. 2004, 3. 5. 2005 a 24. – 25.
10. 2005. Podzimní odběry přitom bylo potřeba načasovat na období po obnovení příznivých
podmínkách pro vývoj populací půdní fauny po období letního sucha (poslední odběr nemohl
být do termínu této závěrečné zprávy vyhodnocen, byl však podstatný pro získání výsledků
vysoké vypovídací hodnoty, které by byly použitelné pro následnou vědeckou publikaci).
Hlavním výstupem jsou seznamy druhů pro jednotlivé zkoumané plochy, jejich zastoupení ve
zkoumané taxocenóze, průměrná početnosti na 1 m2 (hustoty) s příslušnými středními
odchylkami průměru a procentuální rozmístění roupic ve svrchní vrstvě půdního profilu.
18.2. Výsledky
Na jednotlivých plochách bylo zjištěno mezi 13 a 23 druhy roupic, na jedné ploše
(Brumov-kosená) nadto po jednom zástupci nitěnek (Tubificidae) a olejnušek
(Aeolosomatidae) (Tab. 18-1). Na dvou lokalitách byla nalezena vyšší druhová bohatost na
plochách kosených, na třetí (Lopeník) bylo naopak zaznamenáno více druhů na ploše pasené.
Kvantitativní analýza (hustoty, vertikální rozložení v půdním profilu) byla provedena pro
celkové společenstvo roupic (Enchytraeidae). Celkové hustoty populací se jeví v případě
lokality Brumov vyšší na kosené ploše, na lokalitě Lopeník naopak na ploše pasené, na
lokalitě Suchov jsou pak poměry zjištěné k odběrovým termínům protichůdné (Tab. 18-2).
Vertikální rozložení jedinců v horních 12 cm půdního profilu rovněž nevykazuje jednoznačný
trend (Tab. 18-3).
102
Tab. 18-1: Zastoupení drobných kroužkovců (Enchytraeidae. Tubificidae, Aeolosomatidae) na
lokalitách Suchov, Lopeník a Brumov (CHKO Bílé Karpaty) na základě vzorků z dubna a října 2004 a
května 2005. Uuvedeny jsou počty determinovaných jedinců. Součty druhů roupic (Enchytreidae)
uváději minimální počty na základě získaných dat, je-li uvedeno rozpětí, existuje pochybnost, zda
jedinci určení jako dva různé druhy nepříslušely druhu jedinému.
lokalita plocha
čeleď / druh
Enchytraeidae
Achaeta cf. unibulba
Achaeta sp.
Buchholzia appendiculata
Buchholzia spp.
Cernosvitoviella cf. minor
Cernosvitoviella spp.
Cognettia cf. cognettii
Cognettia glandulosa
Cognettia sphagnetorum
Cognettia spp.
Enchytraeus buchholzi agg.
Enchytraeus cf. bulbosus
Enchytraeus cf. lacteus
Enchytraeus norvegicus (?)
(Enchytraeus spp.)
Enchytronia annulata
Enchytronia parva
Enchytronia cf. pratensis
Enchytronia spp.
Fridericia bisetosa
Fridericia bulboides
Fridericia christeri
Fridericia connata
Fridericia cylindrica
Fridericia deformis
Fridericia galba
Fridericia isseli
Fridericia lenta
Fridericia maculata
Fridericia nemoralis
Fridericia paroniana
Fridericia perrieri
Fridericia ratzeli
Fridericia semisetosa
Fridericia cf. tubulosa
Fridericia waldenstroemi
Fridericia spp.
Suchov
- kosená
Suchov
- pasená
Lopeník
- kosená
Lopeník
- pasená
0/0/2
18 / 11 / 0 6 / 13 / 1
4?2 / 3 / 0
3 / 20
0/0/2
0/0/1
3/6
0 / 0 / 11
3/5/6
0/0/2
0/0/7
0/3/4
0/0/9
4/0/0
6/0/0
0 / 16 / 3
0/0/5
0 / 16 / 0
2 / 0 / 11
0/0/1
0/9/0
Brumov
- kosená
6/1/6
1/3/2
1/1 /0
21 / 0 / 0
30 / 11 / 0
4/0/0
1/0/0
0 / 11 / 0
3/3/0
3/3/0
1 / 1 / 22 4 / 16 / 90
3/1/1
1 / 5 / 4 12 / 3 / 0
3 / 13 / 0
1/0/0
0 / 14 / 0
0/1/0
2 / 9 / 4 3 / 16 / 28 16 / 86 /
12
1/1/0
178 / 47 /
0
0 / 4 / 2 45 / 18 / 8 6 / 2 / 13 10 / 2 / 7 4 / 2 / 0
0 / 0 / 30
53 / 0 / 2 0 / 0 / 41 8 / 7 / 10 11 / 1 / 10 8 / 4 / 6
0/0/2
6/1/1
0/0/2
0 / 1 / 6 3 / 12 / 0
3 / 20 / 13 5 / 3 / 0
18 / 0 / 14 4 / 2 / 0
4/2/3
0/0/1
1/2/0
0/2/6
0 / 2 / 2 3 / 12 / 5
0/2/0
3/3/0
2/0/0
7 / 12 / 6
0/1/0
1/3/0
2 / 23 / 2
1/3/1
10 / 163 /
22
0/1/0
5/2/1
2/4/0
0/0/5
2/0/1
Brumov
- pasená
3/1/0
4/2/1
1/0/0
1/1/0
16 / 10 /
16
5/2/1
9/6/2
1/3/0
0/4/0
7 / 0 / 11
0/6/4
17 / 5 / 0
0/0/2
0/0/2
11 / 7 / 2 2 / 1 / 10
3/3/0
0/3/0
1/1/0
0/3/0
0/1/0
0/1/0
20 / 17 / 5 33 / 49 / 8
1/0/0
1 / 11 / 28 10 / 2 / 17 4 / 7 / 18
103
13 / 41 /
87
38 / 86 /
24
0/3/0
90 / 57 /
59
0?2 / 18 /
10
Henlea perpusilla
Henlea ventriculosa
Henlea spp.
Marionina argentea
0 / 34 / 1
0/7/2
0/0/1
34 / 17 / 1
1 / 31 / 7
Marionina communis
Marionina sp. 1
(communis??)
Marionina spp.
Počet druhů roupic (min.):
Tubificidae
Rhyacodrilus falciformis
Aeolosomatidae
Aeolosoma hemprichi
8/2/3
4/0/0
0/0/2
55 / 26 /
19
0/2/0
0/0/5
7/0/0
0 / 55 / 0
0/0/3
18
0/1/0
0/3/0
1/0/0
0/3/0
14
13-14
2/0/0
1/0/0
0/ 1/0
18-19
1/5/2
22-23
0/0/2
19
1/0/0
2/0/0
Tab. 18-2: Průměrné hustoty roupic (jedinci / m2) se středními chybami průměru pro zkoumané plochy
v CHKO Bílé Karpaty a uvedené termíny odběru vzorků (n = 8).
plocha / termín
duben 2004
říjen 2004
květen 2005
Suchov - kosená
10 440 ± 2 180 26 030 ± 8 530
9 340 ± 2 960
Suchov - pasená
19 270 ± 5 610 16 990 ± 2 350
8 380 ± 2 420
Lopeník - kosená
3 677 ± 1 252
4 190 ± 990
6 620 ± 1 460
Lopeník - pasená
4 191 ± 1 152 11 544 ± 3 010 21 390 ± 7 070
Brumov - kosená
19 559 ± 3 911 27 210 ± 6 570
6 470 ± 1 250
Brumov - pasená
15 441 ± 3 812 15 660 ± 5 160
8 970 ± 1 660
Tab. 18-3: Rozmístění roupic (jedinci v %) v horních 12 cm půdního profilu (vrstvy po 3 cm)
v termínech odběru na zkoumaných plochách v CHKO Bílé Karpaty.
termín
vrstva v cm
duben 2004
říjen 2004
květen 2005
0-3 3-6 6-9 9-12 0-3 3-6 6-9 9-12 0-3 3-6
6-9 9-12
plocha
Suchov - kosená
42
25
20
13
51
25
20
4
65
29
6
1
Suchov - pasená
51
26
12
11
57
12
11
20
30
20
30
20
Lopeník - kosená
34
50
6
10
53
11
19
18
51
29
11
9
Lopeník - pasená
49
18
14
19
83
10
3
4
81
11
7
1
Brumov - kosená
28
31
27
14
66
18
9
7
40
34 12,5 13,5
Brumov - pasená
32
22
21
25
47
26
14
13
29
39
104
19
13
18.3. Diskuse
Na základě předběžných výsledků z prvního odběru v r. 2004 a dřívějších vysledků
autora na dalších lokalitách v CHKO Bílé Karpaty (Drahy a Záhumenice; zejména výsledky
z druhé jmenované lokality) se zdálo, že pastva způsobuje větší koncentraci roupic
v nejsvrchnější vrstvě půdy (vč. stařiny). Výsledky z lokalit Suchov, Lopeník a Brumov, které
jsou k dispozici po třech odběrech vzorků (jaro a podzim 2004, jaro 2005), nejsou v této
otázce jednoznačné a tento závěr tak nemůže platit za dostatečně podložený. Obdobné platí
pro vyšší zastoupení rodu Enchytraeus na pasených plochách. Tento trend byl zaznamenán na
lokalitě Záhumenice a v menší míře rovněž na lokalitě Drahy, výsledky získané během
současného projektu na lokalitách Suchov, Lopeník a Brumov jej však nepotvrzují. Rozdíly
v celkových abundancích roupic rovněž nedokládají vliv rozdílného obhospodařování ploch.
Současný výzkumný projekt z dřívějších výsledků (získaných studiem dvou výše uvedených
lokalit) potvrdil jediný rozdíl mezi společenstvy roupic pasených a kosených ploch a to mírně
vyšší počet zjištěných druhů na kosených plochách (při stejném rozsahu vzorkování). Toto
zjištění platí pro čtyři z celkově pěti studovaných lokalit (párů kosených a pasených ploch),
výjimkou je lokalita Lopeník. Cenné jsou získané údaje o výskytu konkrétních druhů
v konkrétních přírodních podmínkách (včetně několika prvních nálezů druhů pro Českou
republiku). Další zástupci drobných kroužkovců byli v rámci stávajícího projektu
zaznamenáni pouze sporadicky, získaná data o jejich výskytu tak mají pouze faunistický
význam. Hodnocení vlivu managementu (kosení – pastva) na roupice jako významnou složku
půdní fauny je stěžováno zejména dvěma faktory: 1) Plochy podléhající v rámci jedné lokality
různému managementu jsou z hlediska jiných faktorů (např. vlhkosti půdy) příliš rozdílné
(rozdílné podmínky mohou být také jeden z důvodů, proč se konkrétní plocha tradičně
obhospodařovala určitým způsobem), případné rozdíly způsobené odlišným
obhospodařováním jsou naopak stírány skutečností, že na některých plochách v minulosti
docházelo ke střídání obou typů hospodaření (o čemž však máme nedostatečné údaje), resp.
že na kosených loukách dochází na podzim k přepásání dobytkem. 2) Náročnost determinace
roupic z hlediska rychlosti zpracování vzorků (zdlouhavá determinace živých jedinců pod
mikroskopem) výrazně omezuje počet ploch (taxocenóz), které mohou být současně
zpracovány a srovnány; problém nastíněný v bodu 1 tak nemůže být vyvážen prací s velkým
počtem na sobě nezávislých párů ploch.
105
19. Žížalovití (Oligochaeta, Lumbricidae)
Václav Pižl
Výzkum žížal na pasených a kosených květnatých loukách sv. Bromion erecti na
lokalitách Drahy, Jazevčí a Záhumenice v CHKO Bílé Karpaty prokázal negativní dopad
pastvy na diverzitu společenstev žížal, spočívající především v eliminaci povrchových
(epigeických) druhů. To může mít i další konsekvence, neboť právě detritivorní epigeické
žížaly hrají zásadní roli v dekompozici exkrementů skotu (Hendriksen, 1991). Na všech
lokalitách pak pastva způsobila pokles celkové biomasy a na dvou lokalitách i abundance
žížal. Pozorované změny mohou být způsobeny jak narušením povrchových vrstev půdy, tak i
utužením půdy (signifikantní rozdíl na lokalitě Jazevčí), redukcí opadové vrstvy a zejména na
lokalitě Záhumenice i redukcí celkového obsahu organické hmoty v půdě. Tyto závěry dobře
korespondují s výsledky zahraničních studií (Piearce, 1984, Cluzeau a kol., 1992, Ligthart,
1997). Pastvou vyvolané disturbance společenstev žížal mohou následně ovlivnit i diverzitu
dalších skupin půdních biot, fyzikálních a chemických procesů v půdě, jakož i strukturu
rostlinných společenstev (Brown a kol., 2000). Následný výzkum na lokalitách BrumovBylnice, Lopeník a Ploština (rovněž v CHKO Bílé Karpaty) přinesl méně průkazné výsledky,
pravděpodobně vzhledem ke značným rozdílům v podmínkách prostředí jak mezi
jednotlivými lokalitami, tak i kosenými a pasenými variantami. Negativní dopad pastvy na
populace epigeických druhů byl pozorován pouze na lokalitě Lopeník, kde na pasené ploše
vysoce dominovaly žížaly anektické (Lumbricus terrestris) využívající exkrementy skotu jako
zdroj potravy). Na ostatních plochách převažovaly druhy endogeické. Signifikantně nižší
abundance žížal na pasené než na kosené ploše byla pozorována pouze na lokalitě Ploština,
kde však byla abundance i na ploše kosené významně nižší než na ostatních sledovaných
plochách.
19.1. Výsledky
Výsledky dřívější studie (Pižl a Starý, 2000), ve které byl sledován vliv mulčování a
hnojení na společenstva žížalovitých horské louky sv. Nardo-Agrostion tenuis na lokalitě
Sněžné domky ve východní časti Krkonošského NP, ukázaly, že ve srovnání s kosenými
plochami byly na plochách mulčovaných zjištěny vyšší hodnoty abundance žížal, a to jak ve
hnojených tak nehnojených variantách. Diverzita žížal však nebyla změnou managementu
nikterak dotčena. Zcela opačný trend byl pozorován ve společenstvu žížal horské louky sv.
Polygono-Trisetion na lokalitě Huťská hora v NP Šumava, kde přechod od kosení k
mulčování či ponechání ladem vedl ke změnám v jeho struktuře i k poklesu celkové
abundance žížal (Pižl a Starý, 2001).
19.2. Literatura
BROWN, G.G., BAROIS, I., LAVELLE, P. 2000. Regulation of soil organic matter dynamics and
microbial activity in the drilosphere and the role of interactions with other edaphic
functional domains. European Journal of Soil Biology, 36: 177-198.
106
CLUZEAU, D., BINET, F., VERTES, F., SIMON, J.C., RIVIERE, J.M., TREHEN, P. 1992: Effects of
intensive cattle trampling on soil plant earthworms systems in 2 grassland types. Soil
Biology and Biochemistry, 24: 1661-1665.
HENDRIKSEN, N.B. 1991: Consumption and utilization of dung by detritivorous and
geophagous earthworms in a Danish pasture. Pedobiologia, 35: 65-70.
LIGTHART, T.N. 1997: Thin section analysis of earthworm burrow disintegration in a
permanent pasture. Geoderma, 75: 135-148.
PIEARCE, T.G. 1984: Earthworm populations in soils disturbed by trampling. Biological
Conservation, 29: 241-252.
PIŽL, V., STARÝ, J. 2000. Vliv různých způsobů hospodaření na půdní faunu (Lumbricidae a
Oribatida) horských luk v Krkonošském národním parku. Opera Concortica, 36: 242246.
PIŽL, V., STARÝ, J. 2001. The effects of mountain meadows management on soil fauna
communities (on example of earthworms and oribatid mites). Silva Gabreta, 7: 87-96.
107
20. Suchozemští stejnonožci (Oniscidea)
Karel Tajovský
Výzkum suchozemských stejnonožců v lučních porostech CHKO Bílé Karpaty ukázal,
že rozdílné obhospodařování lučních porostů, tj. kosení a pasení se neprojevilo jednoznačně
co se týče abundancí suchozemských stejnonožců. Tito živočichové dosahovali vyšší
epigeickou (povrchovou) aktivitu na pastvinách s méně intenzivní pastvou ve srovnání
s kosenými plochami. Intenzivně spásané plochy byly však výrazně chudší, počty povrchově
aktivních jedinců byly velmi nízké. Navíc se na intenzivních pastvinách se uplatňují téměř
výhradně nenáročné eurytopní druhy, které však i zde bývají velmi málo početně zastoupeny.
Typickým obyvatelem takovýchto pastvin je např. stejnonožec Trachelipus rathkii,
charakteristický pro narušené biotopy nebo plochy s počátečním sukcesním vývojem
vegetace. Pasené plochy lze charakterizovat i postupným úbytkem stenotopních druhů
stejnonožců. Negativní dopad pastvy v kombinaci se sešlapáváním, utužováním povrchu se u
těchto bezobratlých uplatňuje obdobně jako u mnohonožek.
Suchozemští stejnonožci byli sledováni na trvalých kosených a pasených plochách
pomocí metody půdních vzorků a následnou extrakcí živočichů z nich. a na tzv. hlavních
(jádrových) lokalitách, tj. Brumov (BRU), Lopeník (LOP) a Suchov (SUC), pokračoval
odchyt stejnonožců pomocí zemních pastí k získání dat o epigeické aktivitě v průběhu roku.
Na každé ploše, tj. pasené i kosené variantě, bylo rozmístěno 5 padacích zemních pastí (fixáž
4% roztok formaldehydu) a v přibližně měsíčních odběrových intervalech byly během
vegetační sezóny (cca od května) prováděny jejich odběry. V zhledem k rozsahu odebraných
vzorků je materiál ze zemních pastí dosud analyzován jen částečně a proto nejsou výsledky
z této metody zahrnuty do letošní zprávy. V případě půdních vzorků byly realizovány odběry
v jarním a podzimním odběrovém termínu. Na každé ploše bylo při každé návštěvě odebráno
vždy 5 půdních vzorků (každý o ploše 625 cm2 do hloubky 10 cm). Vzorky byly převezeny
do laboratoře, kde z nich byli živočichové získáváni tepelnou extrakcí v modifikovaných
Kempsonových extrakčních zařízeních.
Společenstva lučních ekosystémů CHKO Bílé karpaty jsou tvořena celkem 10 druhy
stejnonožců. Z nich Trachelipus rathkii a Armadillidium vulgarejsou nejpočetnější na většině
kosených i pasených ploch. Na plochách s nižší půdní vlhkostí převažoval ve vzorcích druh
Porcellium collicola (celkem 7 lokalit). Porovbnání údajů z kosených a pasených ploch
ukázalo, že typ managementu výrazně neovlivňuje jejich společenstva. Nicméně lze sledovat
určité trendy; s narůstající intenzitou pastvy byl pozorován pokles epigeické aktivity a naopak
mírný nárůst jejich denzity. Přitom pasené plochy byly více osídlovány eurytopními druhy
Trachelipus rathkii a Armadillidium vulgare. Naopak stenotopní druhy vykazovaly na
pastvinách ústup.
Výsledky z prvních let sledování jsou kompletovány spolu s údaji z letošních odběrů.
zejména cenné jsou data ze zemních pastí. Podstatná část materiálu k termínu zprávy však
bohužel nebyla kompletně zpracována. Úhrnné údaje z celého období sledování budou
vyhodnoceny v připravované publikaci. Dílčí výsledky byly prezentována na 6.
isopodologickém symposiu (viz Příloha 7).
108
21. Mnohonožky (Diplopoda) a stonožky (Chilopoda)
Karel Tajovský
Společenstva mnohonožek a stonožek, obdobně jako ostatní půdní makrofauna, byla
sledována na trvalých kosených a pasených plochách všech 9 lokalit metodou půdních
vzorků, z nichž byli živočichové získáváni tepelnou extrakcí pomocí modifikovaných
Kempsonových aparátů. Rovněž v případě mnohonožek byla v případě hlavních (jádrových)
lokalit, tj. Brumov (BRU), Lopeník (LOP) a Suchov (SUC), použita metoda zemních pastí
k získání dat o epigeické aktivitě těchto živočichů (5 padacích zemních pastí na každé ploše,
fixáž 4% roztok formaldehydu, přibližně měsíční odběrové intervaly).
V zhledem k tomu, že výsledky ze studia obou těchto skupin půdních bezobratlých
byla prezentována společně na 13. myraipodologickém kongresu (viz přiložený abstrakt
referátu) a budou následně publikovány souhrnně v jedné publikaci, jsou základní údaje
uvedeny dohromady v jedné kapitole.
Celkem bylo na všech studovaných plochách zaznamenáno 19 druhů mnohonožek, z
toho juvenilní jedinci a samice patrně partenogenetického druhu z podčeledi Blaniulinae
nebylo možné blíže determinovat. Druhová skladba odpovídá poměrům známým z obdobných
oblastí Bílých Karpat, faunisticky zajímavé jsou sběry již zmiňovaného partenogenetického
druhu z podčeledi Blaniulinae na všech lokalitách, výskyt mnohonožky Julus cf. terrestris a
rovněž nález druhu Melogona broelemanni v PP Pod Cigánem. Ze všech druhů byly ve
vzorcích nejvíce zastoupeny druhy Unciger transsilvanicus a Enantiulus nanus; oba druhy
zpravidla dosahovaly v rámci společenstev mnohonožek také nejvyšší abundance. Porovnání
druhového spektra na kosených a pasených plochách ukázalo minimální rozdíly. Kosené
louky byly osídlovány 15 celkem druhy mnohonožek, pastviny byly charakterizovány 16
druhy.
V případě stonožek bylo celkem zaznamenáno 17 druhů. Mezi nejhojnější patřily
Schendyla nemorensis, Geophilus flavus a Lithobius muticus. Z faunistického hlediska jsou
zajímavé nálezy drobné zemivky Geophilus truncorum. Rozdílný management se na
druhovém spektru výrazněji neprojevil, úhrnem bylo zaznamenáno 215 druhů na kosených
plochách i na pastvinách.
Hodnoty abundancí mnohonožek (počty jedinců na m2) na kosených plochách a na
pastvinách znázorňuje obr. 1. Hodnoty abundancí se pohybovaly v rozmezí od nuly do 252
ind.m-2, přičemž jejich výše nekorelovala ani s intenzitou pastvy ani typem vegetace.
Signifikantní nárůst abundancí byl pozorován na dvou pasených plochách (JAPPAS,
CIGPAS). Nižší hodnoty byly charakteristické pro sušší trávníky v jihozápadní části CHKO.
Nejvyšší abundance byly zpravidla spojeny s početnými populacemi druhu Enantiulus nanus.
Na většině sledovaných ploch se průměrné abundance stonožek pohybovaly v rozmezí
50 až 80 ind.m-2 , přičemž vyšší hodnoty byly zpravidla zaznamenány v jarních odběrech (s
maximem 412 ind.m-2). Nárůst hodnot abundancí byl pozorován na mesických pastvinách
v severovýchodní části Bílých Karpat, spásané plochy ve střední části vykazovaly abundancí
stonožek. Sušší kosené plochy a pastviny (JZ část CHKO) se v hodnotách abundancí téměř
nelišily. V půdních vzorcích dominovaly druhy zemivek Geophilus flavus a Schendyla
nemorensis; ve střední části pak druh Pachymerium ferrugineum, tj. zemivka často nalézaná
v zamokřených nebo vlhkých půdách.
Epigeická aktivita (údaje ze zemních pastí) ukázala výraznější rozdíly v rámci všech
tří sledovaných dvojic ploch (Obr. 21-3), nicméně rozdíly mezi kosenými a pasenými
109
plochami nevykazovaly jednotný trend. Na dvou lokalitách v severní a střední části CHKO, tj.
Brumov-Bylnice a Lopeníku byly pasené plochy chudší co do úrovně epigeické aktivity
(počtů aktivních jedinců) mnohonožek. Na pasené ploše v Brumově-Bylnici však počet druhů
na pastvině mírně převyšoval. V jižní části CHKO byly poměry na pasených a kosených
trávnících téměř vyrovnané. V případě stonožek (Obr. 21-4) byly rozdíly mezi pasenými a
kosenými plochami sice daleko výraznější, nicméně na jednotlivých lokalitách nebyly rozdíly
mezi pastvinami a kosenými loukami jednotné. Vliv pastvy nebo kosení se neukazovaly jako
určující faktory pro eigeickou část přítomných populací stonožek. V epigeické aktivitě
převažovaly povrchové běžné druhy stejnočlenek jako např. Lithobius muticus a Lithobius
mutabilis, tedy druhy aktivně migrující a druhy s širokou ekologickou valencí.
Nízká a často rozdílná odezva mnohonožek i stonožek na tentýž druh managementu
pravděpodobně souvisela do značné míry s přítomností euryvalentních druhů. Přesto např. na
plochách v oblasti Lopeníku lze vidět do značné míry negativní dopad pastvy na mnohonožky
i stonožky bez ohledu na skutečnost, že se jedná o troficky rozdílné skupiny bezobratlých.
Výsledky naznačují, že spásání, sešlapávání povrchu půdy a následné změny ve skladbě
vegetace nepředstavují jediné určující faktory pro přítomnost, rozvoj nebo eliminaci
společenstev obou těchto skupin půdních bezobratlých. Pastva nezpůsobuje dramatické
změny ve skladbě jejich společenstev. Naopak diverzifikace takovýchto biotopů v souvislosti
s pastvou a kosením, resp. přítomnost nebo střídání obou způsobů obhospodařování
travnatých ploch může do určité míry dokonce podporovat rozvoj rozrůzněných společenstev
těchto půdních živočichů.
300
200
150
-2
ind.m (mean ± SE)
250
100
Obr. 21-1: Průměrné abundance mnohonožek na kosených loukách a pastvinách.
110
JAZPAS
JAZKOS
BALPAS
BALKOS
SUCPAS
SUCKOS
HRIKOS
KAVPAS
KAVKOS
LOPPAS
LOPKOS
CIGPAS
CIGKOS
JALKOS
BRUPAS
BRUKOS
0
JALPAS
50
600
400
300
-2
ind.m (mean ± SE)
500
200
JAZPAS
JAZKOS
BALPAS
BALKOS
SUCPAS
SUCKOS
HRIKOS
KAVPAS
KAVKOS
LOPPAS
LOPKOS
CIGPAS
CIGKOS
JALKOS
BRUPAS
BRUKOS
0
JALPAS
100
Obr. 21-2: Průměrné abundance stonožek na kosených loukách a pastvinách.
200
6
8
10
ind. / 5 traps yr
160
5
120
4
4
SUCKOS
SUCPAS
80
40
0
BRUKOS
BRUPAS
Glomeris connexa
Melogona broelemanni
Enantiulus nanus
Julus sp.juv.
Julinae gen.sp.juv.
Unciger transsilvanicus
Brachydesmus superus
LOPKOS
LOPPAS
Glomeris hexasticha
Blaniulinae gen.sp.
Julus scandinavius
Leptoiulus noricus
Megaphyllum unilineatum
Unciger sp.juv.
Polydesmus complanatus
Mastigona vihorlatica
Cylindroiulus boleti
Julus terrestris
Leptoiulus trilobatus
Unciger foetidus
Strongylosoma stigmatosum
Polydesmus denticulatus
Obr. 21-3: Epigeická aktivita mnohonožek na sledovaných plochách; změny ve druhovém spektru a
úhrnných počtech odchycených jedinců.
111
100
7
6
ind. / 5 traps yr
80
7
7
60
3
40
4
20
0
BRUKOS
BRUPAS
LOPKOS
LOPPAS
SUCKOS
Schendyla nemorensis
Geophilus flavus
Strigamia acuminata
Strigamia transsilvanica
Cryptops parisi
Lithobius agilis
Lithobius forficatus
Lithobius mutabilis
Lithobius muticus
Lithobius nodulipes
Lithobius piceus
Lithobius sp.juv.
SUCPAS
Obr. 21-4: Epigeická aktivita stonožek na sledovaných plochách; změny ve druhovém spektru a
úhrnných počtech odchycených jedinců.
112
22. Střevlíkovití brouci (Carabidae, Coleoptera)
Květoslav Resl
Pro dosažení srovnatelných výsledků byl zvolen sběr do zemních pastí. Jako náplň
pastí byl použit 3-4% formalín. Na každé lokalitě bylo založeno po pěti kusech pastí na
vybraných lokalitách (Bylnice Brumov – pasené, nepasené; Suchovské Mlýny Balada –
pasené, nepasené; Lopenické sedlo – pasené a lokalita U Zvonice ). Pasené a nepasené plochy
na lokalitě Balada byly od sebe vzdáleny tak, aby se minimalizovalo vzájemné ovlivnění.
Ostatní lokality jsou natolik vzdálené, že je ovlivnění vyloučeno.
Všechny pasti byly na nepasených označeny kůlem se signálním nátěrem a na pasených
plochách byly kolem pastí zatlučeny kůly a ovázány vázacím drátem. Díky tomu nedošlo
v roce 2004 ani v roce 2005 ke zničení pastí dobytkem. Materiál z pastí byl roztříděn a uložen
do lihu nebo formalínu k dalšímu zpracování. Druhy čeledi Carabidae byly po odběru
determinovány a zaznamenány.
22.1. Výsledky
Zjištěné druhy a jejich počty byly tabulkově zpracovány. V roce 2004 ani v roce 2005
nebyly výsledky ovlivněny zničením nebo zaplavením pastí. Jednotlivé druhy byly přiřazeny
do tří skupin podle jejich ekologické valence a vazby k typu habitatu:
Skupina R: Do skupiny patří druhy s nejužší ekologickou valencí. Zjištěn jeden taxon.
Skupina A: Skupina obsahuje adaptabilnější druhy, které osídlují více nebo méně přirozené,
nebo přirozenému stavu blízké habitaty. Vyskytují se i na druhotných, dobře regenerovaných biotopech, zvláště v blízkosti původních ploch. Typické druhy lesních porostů, i
umělých, pobřežní druhy stojatých i tekoucích vod, druhy lučin, pastvin a jiných travních
porostů typu paraklimaxů.
Skupina E: Skupinu tvoří eurytopní druhy, které nemají často žádné zvláštní nároky na
charakter a kvalitu prostředí, druhy nestabilních, měnících se habitatů, stejně jako druhy, které
obývají silně antropogenně ovlivněnou, tedy poškozenou krajinu. Zahrnují i expansivní
druhy.
Shrnutí tabulkových údajů z let 2004 a 2005 je následující:
Brumov-Bylnice
Pasené
Celkem bylo odchyceno do zemních pastí 939 kusů
34 druhů
skupina A
19 druhů tj. 55,9 %
skupina E
14 druhů tj. 41,2 %
skupina R
1 druh, tj. 2,9 %
Nepasené
37 druhů
skupina A
21 druhů, tj. 56,8 %
skupina E
16 druhů, tj. 43,2 %
113
Lopeník
Pasené - Lopenické sedlo
34 druhů
skupina A
18 druhů, tj. 52,9%
skupina E
16 druhů, tj. 47,1%
Nepasené - U Zvonice
39 druhů
skupina A
22 druhů, tj. 56,4%
skupina E
17 druhů, tj. 43,6%
Suchovské Mlýny – Balada
Pasené
31 druhů
skupina A
15 druhů, tj. 48,4%
skupina E
16 druhů, tj. 51,6%
Nepasené
32 druhů
skupina A
14 druhů, tj. 43,8%
skupina E
18 druhů, tj. 56,2%
Srovnání celkového počtu druhů a odchycených kusů všech střevlíkovitých a druhů a kusů
rodu Carabus (úhrny za léta 2004 a 2005) ukazují následující grafy:
Brumov-Bylnice 2004, 2005
Celkový počet odchycených druhů čeledi Carabidae
37
34
nepasené
pasené
Celkový počet odchycených kusů všech druhů
1157
939
nepasené
pasené
114
Celkový počet odchycených druhů rodu Carabus
5
pasené
nepasené
Celkový počet odchycených kusů druhů rodu Carabus
579
pasené
422
nepasené
Lopeník 2004, 2005
39
34
U Zvonice
Lop..sedlo
1148
Lop. sedlo
608
U Zvonice
6
2
U Zvonice
Lop.sedlo
115
47
24
U Zvonice
Lop.sedlo
Suchovské Mlýny – Balada 2004, 2005
32
31
NEPASENÉ
PASENÉ
482
352
nepasené
pasené
4
3
pasené
nepasené
114
42
nepasené
pasené
116
22.2. Závěr
Celkem bylo v roce 2004,2005 na všech lokalitách dchyceno do zemních pastí celkem
4686 kusů střevlíkovitých brouků. 50,1 % (2347 kusů) z celkového počtu patřilo k čtyřem
obecným a erytopním druhům Poecilus cupreus, Pterostichus melanarius, Pseudoophonus
rufipes a především Poecilus versicolor. Velkým počtem kusů (725 ex.) z celkového počtu
byl také zastoupen Carabus ullrichi, což je 15,5%.
Brumov- Bylnice
Z výsledků není zřetelný velký rozdíl mezi pasenou a nepasenou plochou. Ve
sledovaných letech byla pastva spíše extenzivní. Pasená plocha je vlastně původní sad, který
přiléhá k zarostlým mezím a přežívají zde ve větším měřítku i lesní druhy. V terénu je dále
vidět, že byl prováděn v nedávné době zásah a byl odstraněn nálet dřevin. To je jistě i důvod
výskytu většího množství především lesních druhů rodu Abax, oproti nepasené ploše a výskyt
druhu Aptinus bombarda. Není zde ani patrný výrazný rozdíl u rodu Carabus a v tomto
případě pasená plocha dokonce i více vyhovuje druhu Carabusullrich. Důvodem může být
jednak extenzivní pastva a také,že zde pasou ovce.
Lopeník
Na lokalitě Lopenické sedlo je zřejmá intenzivní a dlouhodobá pastva skotu. Na této
lokalitě byl v roce 2004,2005 zjištěn jen menší počet všech druhů čeledi Carabidae oproti
lokalitě U Zvonice, ale výrazně menší počet druhů i kusů rodu Carabus. Celkem výrazně větší
počet odchycených kusů na lokalitě Lopenické sedlo bylo ovlivněno především dvěma
eurytopními druhy Poecilus versicolor a Pterostichus melanarius. Naproti tomu na lokalitě U
Zvonice byl zjištěn výrazně vyšší počet druhů a kusů rodu Abax, což je především z důvodu
blízkosti lesních porostů a remízků.
Suchovské Mlýny - Balada
Pasená plocha je pasena ovcemi celkem intenzivně a nepasená plocha je také
každoročně na podzim krátce přepasena. Pasená plocha je sušší než nepasená plocha. Na
nepasené ploše byl zjištěn výrazně vyšší počet kusů rodu Carabus a druhů Poecilus cupreus
a versicolor. Na pasené ploše je zase zřejmý vyšší počet kusů druhů Calathus fuscipes a
Amara equestris, které preferují spíše sušší biotopy s nižší vegetací. Zajímavý je výskyt
celkem vzácného druhu Licinus depressus a Perigona nigripes na pasené ploše.
Z výsledků monitoringu provedeného v roce 2002,2003 a 2004, 2005 lze vyvodit
následující. Velmi extenzivní pasení nemá výrazný vliv na počet druhů a kusů střevlíkovitých
včetně rodu Carabus a může přispět i k výskytu některých druhů. Intenzivní a velmi
intenzivní pastva (především hovězím dobytkem) má ovšem většinou výrazně negativní vliv
na populace druhů rodu Carabus.
Tabulky, které obsahují přehled zjištěných druhů na jednotlivých lokalitách jsouo uvedeny
v Příloze 8.
117
22.3. Literatura
HŮRKA K. 1996: Carabidae of Czech and Slovak Rebublics (České a Slovenské republiky).
Kabourek Zlín, 565 pp.
HŮRKA K., VESELÝ P.& FARKAČ J. 1996: Využití střevlíkovitých (Coleoptera, Carabidae) k
indikaci kvality prostředí. – Klapalekiana 32: 15-26.
JELÍNEK J. (ed.) 1993: Check-list of Czechoslovak Insects IV (Coleoptera), Suplementum 1.
Folia Heyrovskyana, Praha, 171 pp.
KULT K. 1947: Klíč k určování brouků čeledi Carabidae Československé republiky. Praha,
vydáno s podporou Národní rady badatelské.
PRUNER L. & MIKA P. 1996: Seznam obcí a jejich částí v České republice s čísly mapových
polí pro síťové mapování fauny. Klapalekiana, Praha, 32. suppl.: 1-175.
118
23. Polokřídlý hmyz (Hemiptera): ploštice (Heteroptera) a křísi
(Auchenorrhyncha)
Igor Malenovský, Petr Kment
23.1. Úvod
Křísi (Auchenorrhyncha) a ploštice (Heteroptera) se spolu s dalšími skupinami (mšice,
mery, molice a červci) řadí do hmyzu polokřídlého (Hemiptera). Hemiptera zahrnují ve velké
převaze druhy fytofágní, které potravu získávají sáním šťáv z rostlin. Pouze mezi plošticemi
tvoří menší část druhů fytozoofágové, zoofágové a krevsající ektoparaziti. Hemiptera osídlili
téměř všechny suchozemské biotopy, některé ploštice dokonce i vodní prostředí. Z České
republiky současně známe přibližně 580 druhů křísů a 850 druhů ploštic.
Oblast Bílých Karpat byla z hlediska výzkumu polokřídlého hmyzu donedávna spíše
opomíjená. První údaje o plošticích a křísech z moravské části Bílých Karpat pocházejí až
z období 2. světové války (V. Balthasar, L. Hoberlandt, J. Dlabola, V. Lang a J. L. Stehlík), a
to pouze z několika málo lokalit (Velká Javořina, Porážky, Lesná, Korytná, Nivnice a Suchá
Loz). Ani 50.-80. léta nepřinesla výrazné doplnění znalostí o fauně této oblasti. Podrobněji o
historii faunistického výzkumu Hemiptera v Bílých Karpatech pojednávají ROHÁČOVÁ (1992)
a OKÁLI (1992). Na základě dříve publikovaných a zejména vlastních nálezů od roku 1998
dnes z CHKO Bílé Karpaty známe 297 druhů křísů (51 % fauny ČR) a 399 druhů ploštic (47
%) (KMENT & MALENOVSKÝ 2004). Mnoho druhů žije na stromech a keřích, jiné preferují
zastíněný lesní podrost. Značná část je ale vázána právě na travní porosty, ať už louky,
pastviny, nelesní mokřady nebo lemová společenstva. V těchto biotopech jsme v Bílých
Karpatech dosud nalezli celkem 190 druhů křísů a 228 druhů ploštic. Velké plochy extenzivně
obhospodařovaných travních porostů v Bílých Karpatech poskytují vhodná stanoviště nejen
pro řadu běžných lučních či eurytopních druhů, nýbrž i pro populace zhruba stovky druhů,
které jsou v České republice pravděpodobně v různé míře ohroženy (Kment & DavidováVilímová, in press; Malenovský & Lauterer, in press). Z kriticky ohrožených a ohrožených
jmenujme např. síťnatku slaništní (Agramma confusum), ploštičku Tropidothorax leucopterus,
ostruhovníka Criomorphus williamsi nebo plochulky rodu Tettigometra.
Mezi klíčové faktory určující složení společenstev polokřídlého hmyzu v travních
porostech patří druhové složení vegetace, její prostorová struktura, vlhkostní poměry,
sukcesní stáří biotopu a četnost disturbance (např. NOVOTNÝ 1991, BROWN ET AL. 1992,
NICKEL & ACHTZIGER 1999, NICKEL ET AL. 2002). Dá se tak předpokládat, že se na nich
odrazí i vliv odlišného obhospodařování (MORRIS 1969, 1971, NICKEL & HILDEBRANDT
2003).
23.2. Metodika
Vliv pastvy na společenstva křísů a ploštic jsme v rámci současného projektu sledovali
na všech 17 plochách společných pro jeho zoologickou část. Pro možnost přímého srovnání
výsledků jsme k odběru vzorků použili stejnou metodiku jako v podobně zaměřeném
předcházejícím úkolu „Vliv pastvy na biodiverzitu lučních porostů MZCHÚ v CHKO Bílé
Karpaty“ (VaV610/10/00), během něhož jsme se již v letech 2001-2002 soustředili na osm
lokalit v jihozápadní části CHKO. Na každé ploše jsme tak během dvou vegetačních sezón
odebrali celkem šest standardizovaných semikvantitaivních vzorků metodou smýkání (ve
119
třech termínech každý rok: v pozdním jaře, létě a pozdním létě, sítí kruhového rámu o
průměru 40 cm a délce hole 100 cm, 200 jednoduchých smyků v příčném transektu lokalitou).
Odběr ve dvou sezónách se nám v předchozích letech osvědčil z hlediska zachycení vzácných
druhů na hranici zjistitelnosti, především ploštic. Materiál ploštic a křísů, tvořící jeden vzorek,
jsme ze sítě vybrali exhaustorem, usmrtili parami ethylacetátu a do determinace konzervovali
v 70% ethanolu. Smykové vzorky jsou dále doplněny materiálem z padacích pastí,
instalovaných na šestici hlavních ploch (Suchov, Lopeník, Brumov), který poskytuje
především přehled o aktivitě epigeických druhů. Determinujeme dospělce a larvy křísů a
dospělce ploštic, pokud možno na druhovou úroveň. Jedinými dvěmi plochami sledovanými
společně v letech 2001-2002 i 2004-2005 byly JAZPAS a JAZKOS
Odběru vzorků jsme se věnovali ještě po celou vegetační sezónu tohoto roku, plochy
jsme navštívili v datech 21.-28.v., 24.-28.vii. a 1.-6.ix.2005.
Nomenklaturu jsme v této zprávě sjednotili podle prací GÜNTHER & SCHUSTER (2000),
HOLZINGER et al. (1997) a HOLZINGER et al. (2003). Pro výpočet shlukové analýzy
(středospojná metoda-group average, Bray-Curtisův index), indikátorové analýzy („indicator
species analysis“, DUFRENE & LEGENDRE 1997) a mnohorozměrných permutací („multiresponse permutation procedures“, MRPP, MIELKE 1984) jsme použili program PC-ORD
4.17 s implementovaným testem Monte Carlo (MCCUNE & MEFFORD 1997), pro výpočet
ordinací (detrendovaná korespondenční analýza, DCA) program Canoco for Windows 4.5
(TER BRAAK & ŠMILAUER 2002). Data jsme pro analýzy standardizovali převedením na matici
dominancí (tj. relativních, procentuálních četností druhů ve společenstvu) a dále jsme je
netransformovali.
23.3. Výsledky
Vzhledem k velkém množství nasbíraného materiálu a krátkém období mezi
posledními odběry a termínem odevzdání této zprávy nebylo bohužel v našich silách
zpracovat všechny vzorky a předložit závěrečné výsledky včetně společné statistické analýzy
s vegetačními a pedologickými daty. Dosud jsme kompletně zpracovali veškerý materiál křísů
z pěti studijních ploch (SUCPAS, SUCKOS, LOPPAS, LOPKOS a JAZPAS) a celkem 27
vzorků ploštic z různých ploch.
Materiál křísů z pěti uceleně zpracovaných ploch čítal celkem 21.663 jedinců ve 115
druzích (Tabulka 1). Nejvícë jedinců bylo zachyceno na ploše JAZPAS (5855 exx.), nejméně
na ploše LOPKOS (1010 exx.). Plocha LOPKOS se vyznačovala naopak nejvyšším počtem
druhů (68), nejméně druhů naopak bylo zjištěno na pastvině SUCPAS (54). Obr. 1 podává
srovnání druhové bohatosti společenstev křísů na pěti současných plochách s osmi plochami
sledovanými v letech 2001-2002. Rozdíly v počtu druhů mezi jednotlivými plochami jsou
poměrně malé, hodnoty se pohybují okolo mediánu 58 druhů na plochu. Plochy
obhospodařované sečením se přitom ve srovnání s pastvinami na stejných lokalitách jeví jako
o něco druhově bohatší, pokles druhů ve společenstvu byl pozorován zvláště při intenzivní a
dlouhodobé pastvě (intenzivní pastviny ve Strání a Horním Němčí a při srovnání let 20012002 a 2003-2004 do jisté míry také plocha JAZPAS).
120
seč
Počet druhů křísů
ext. pastva
80
70
60
int. pastva
64
63
59 58
58
53
50
58
56
57
68
64
54
49
40
30
20
10
0
STRÁNÍ
DRAHY
JAZEVČÍ
JAZEVĆÍ 2
SUCHOV
LOPENÍK
Obr. 23-1: Počet druhů křísů na bělokarpatských loukách a pastvinách, výsledky z dosud kompletně
zpracovaných ploch z let 2001-2002 a 2004-2005. U pastvin Jazevčí a Jazevčí 2 se jedná o tutéž
plochu a výsledky z let 2001-2002, resp. 2004-2005.
Obr. 23-2 a Obr. 23-3 představují výsledky detrendované korespondenční a shlukové
analýzy provedené na souboru dosud vyhodnocených ploch z let 2004-5 a ploch sledovaných
v letech 2001-2002. Od všech ostatních ploch se výrazně svým druhovým složením odlišovala
LOPPAS, pastvina v Lopenickém sedle. Především ona tak vytváří gradient podle první
ordinační osy. Společenstvo křísů LOPPAS je charakterizováno zastoupením několika druhů
acidofilních trávníků podhorských a horských poloh (Dicranotropis divergens, Jassargus
pseudocellaris, Xanthodelphax flaveola, Ribautodelphax collina, Streptanus sordidus),
s výraznou domimancí euryvalentního druhu na živiny bohatých stanovišť - kříska
Deltocephalus pulicaris a kříska Jassargus pseudocellaris, vázaného na krátkostébelné
trávníky, kde jsou jeho živnými rostlinami především Agrostis capillaris a Festuca rubra
(Nickel 2003). Druhá ordinační osa již představuje poměrně dobře zřetelný gradient intenzity
pastvy – pastvinám, obzvláště těm intenzivním, přísluší nízká ordinační skóre, zatímco sečené
plochy se umístily v horní části diagramu. Na pastvu tak zřejmě pozitivně reagují druhy jako
Macrosteles laevis, Euscelis incisus, Doratura homophyla, Mocuellus collinus,
Ribautodelphax imitans, Chlorita paolii, Psammotettix confinis, Balclutha saltuella, Javesella
pellucida nebo Laodelphax striatella. Naopak např. Aphrophora alni, Elymana sulphurella,
Athysanus quadrum, Rhopalopyx adumbrata, Criomorphus albomarginatus nebo Balclutha
skupina punctata se vyskytují více méně jen na plochách nepasených.
Zatím se tak prokazuje vliv pastvy na druhové složení společenstev křísů. Toto tvrzení,
čili rozdíl mezi předdefinovanými skupinami – pastvinami a sečenými loukami, bylo dále
testováno mnohorozměrnou neparametrickou metodou založenou na permutacích, MRPP. Na
výsledné nízké hodnotě statistiky A (A=0,017) a hladiny významnosti (p=0,16) se však
zřejmě podepsal i malý počet dosud vyhodnocených vzorků, na nějž je tato metoda citlivá
(MCCUNE & MEFFORD 1997).
121
Na hladině významnosti p<0.05 jsou na základě zpracovávaných dat statisticky
spolehlivými indikátory pastvin druhy Chlorita paolii a Psammotettix confinis, sečené travní
porosty indikují Cicadella viridis a Kelisia irregulata (indicator species analysis).
OS
Obr. 23-2: Ordinační diagram (DCA, osy I a II) studijních ploch se zobrazením tří posledních shluků
shlukové analýzy (group average, Bray-Curtisův index). Osa I: eigenvalue 0,570, délka gradientu
3,860, % vysvětleného rozptylu v druhových datech 21.2. Osa II: eigenvalue 0,357, délka gradientu
3,288, kumulativní % vysvětleného rozptylu v druhových datech 34.4.
KOS – plochy obhospodařované sečením, PAS – plochy pasené, INT – intenzivní pastviny.
122
Obr. 23-3: Ordinační diagram (DCA, osy I a II) druhů křísů. Matice dominancí včetně zkratek druhů
je přiložena v Tab. 23-2.
Druhy Psammotettix confinis, Macrosteles laevis, Javesella pellucida nebo
Laodelphax striatella patří mezi typické r-stratégy: jsou polyfágní, bivoltinní a monomorficky
makropterní, jsou tak výborně adaptováni pro kolonizaci biotopů v počátečních stádiích
sukcese nebo biotopů s častými disturbancemi (NOVOTNÝ1994a, 1994b). Jejich pozitivní
reakce na pastvu je tak způsobena zřejmě především tolerancí k přímé disturbanci. Podobně i
v jiných skupin bezobratlých na intenzivních pastvinách často dominují druhy s pionýrskou
strategií, např. střevlíček Pterostichus melanarius (jiné místo této zprávy) nebo z pavouků
plachetnatky Bathyphantes gracilis, Oedothorax spp. a Erigone spp. (GIBSON et al. 1992). Jiné
příčiny je zřejmě preference pastvin u druhu Chlorita paolii, tento druh je potravni specialista,
v bělokarpatských travních porostech žije výhradně na řebříčcích (Achillea spp.) a na
pastvinách je zřejmě zvýhodněn v důsledku selektivity pastvy a nechutnosti řebříčku. Naopak
druhy Aphrophora alni, Elymana sulphurella či Athysanus quadrum ke svému vývoji
potřebují vysoký a strukturně složitý travní porost nebo druhy z okruhu Balclutha punctata se
vyvíjejí v květenství trav, proto na nízko spasených plochách chybí, zatímco jednosečné
louky jim vyhovují.
123
Z faunistického hlediska jsou zajímavé nálezy druhů Delphacinus mesomelas,
Delphacodes capnodes, Eurysula lurida, Hyalesthes obsoletus, Kosswigianella exigua,
Macrosteles quadripunctulatus, Rhopalopyx vitripennis, Ribautodelphax collina,
Xanthodelphax flaveola a Zyginella pulchra, které byly během projektu v CHKO Bílé
Karpaty nalezeny poprvé.
Dosud zpracovaný materiál ploštic čítá 2163 jedinců více než sta druhů. Vzhledem
k prozatímní neúplnosti zpracovaných vzorků bohužel zatím není možné jeho podrobnější
vyhodnocení. Podobně jako v případě druhu Chlorita paolii lze i mezi plošticemi najít typické
průvodce pastvin, které jsou vázané na rostliny, jimž se dobytek vyhýbá: kromě řebříčku
(klopuška Megalocoleus molliculus) např. na bodláky (síťnatky Tingis cardui, T. ampliata),
jehlici trnitou (klopuška Macrotylus paykulli), miříkovité rostliny (klopušky rodu Orthops), či
vratič (klopušky Megalocoleus tanaceti, Oncotylus punctipes). Zajímavý je nález
expanzivního druhu Oxycarenus pallens – tato ploštička, původně na Moravě velmi vzácná,
se počala od 80. let šířit v celé oblasti moravského termofytika a v současnosti proniká i do
chladnějších oblastí. Už v loňské sezóně byla zjištěna na pastvině KAVPAS, kde byl její
výskyt potvrzen i letos. Navíc byl jeden jedinec chycen i na ploše BRUKOS. Žije na různých
chrpách.
Tabelární přehled determinovaného materiálu ploštic (Heteroptera) za rok 2005 je uveden
v Příloze 9.
23.4. Literatura
BROWN V.K., GIBSON C.W.D. & KATHIRITHAMBY J. 1992: Community organisation in leaf
hoppers. – Oikos 65: 97-106.
DUFRENE M. & LEGENDRE.P. 1997: Species assemblages and indicator species: the need for a
flexible asymmetrical approach. – Ecological Monographs 67:345-366.
GIBSON C.W.D., HAMBLER C. & BROWN V.K. (1992): Changes in spider (Araneae)
assemblages in relation to succession and grazing management. Journal of Applied
Ecology 29: 132-142.
GÜNTHER H. & SCHUSTER G. 2000. Verzeichnis der Wanzen Mitteleuropas (Insecta:
Heteroptera) (2. überarbeitete Fassung). – Mitt. Internat. Entomol. Ver., 7 (Suppl.): 169.
HOLZINGER W. E., FRÖHLICH W., GÜNTHART H., LAUTERER P., NICKEL H., OROSZ A., SCHEDL
W. & REMANE R. 1997: Vorläufiges Verzeichnis der Zikaden Mitteleuropas (Insecta:
Auchenorrhyncha). – Beitr. Zikadenkd., 1: 43-62.
HOLZINGER W. E., KAMMERLANDER I. & NICKEL H. 2003: The Auchenorrhyncha of Central
Europe. Die Zikaden Mitteleuropas. Vol. 1: Fulgoromorpha, Cicadomorpha excl.
Cicadellidae. Brill, Leden – Boston, 673 pp.
KMENT P. & DAVIDOVÁ-VILÍMOVÁ J. (in prep.): Ploštice (Heteroptera). In: Král D., Farkač J.
& Škorpík M., Červený seznam bezobratlých živočichů České republiky. – Příroda
(Praha).
KMENT P. & MALENOVSKÝ I. 2004: Fauna ploštic, křísů a mer (Hemiptera: Heteroptera,
Auchenorrhyncha et Psylloidea) CHKO Bílé Karpaty. Pp. 78-79. In: Bryja J. & Zukal J.,
Zoologické dny Brno 2004. Sborník abstraktů z konference 12.-13. února 2004. Ústav
biologie obratlovců AV ČR Brno, 232 pp.
MALENOVSKÝ I. & LAUTERER P. (in prep.): Křísi (Auchenorrhyncha). In: Král D., Farkač J. &
Škorpík M., Červený seznam živočichů ČR. – Příroda (Praha).
124
MCCUNE B. & MEFFORD M.J. 1999: PC-ORD for Windows. Multivariate Analysis of
Ecological Data. Version 4.17. MjM Software, Gleneden Beach, Oregon.
MIELKE, P. W., JR. 1984: Meteorological applications of permutation techniques based on
distance functions. Pages 813-830. In P. R. Krishnaiah and P. K. Sen, eds., Handbook
of Statistics, Vol. 4. Elsevier Science Publishers.
MORRIS M.G. 1969: Differences between the invertebrate faunas of grazed and ungrazed chalk
grassland. III. The heteropterous fauna. – Journal of applied Ecology 6: 475-487.
MORRIS M.G. 1971: Differences between the invertebrate faunas of grazed and ungrazed
chalk grassland. IV. Abundance and diversity of Homoptera-Auchenorrhyncha. –
Journal of applied Ecology 8: 37-52.
NICKEL H. 2003: The leafhoppers and planthoppers of Germany (Hemiptera,
Auchenorrhyncha): Patterns and strategies in a highly diverse group of phytophagous
insects. Pensoft Publishers et Goecke & Evers, Moscow – Keltern, 460 pp.
NICKEL H. & ACHTZIGER R. 1999:Wiesen bewohnende Zikaden (Auchenorrhyncha) im
Gradienten von Nutzungsintensität und Feuchte. – Beitr. Zikadenkd. 3: 65-80.
NICKEL H. & HILDEBRANDT J. 2003: Auchenorrhyncha communities as indicators of
disturbance in grasslands (Insecta, Hemiptera) – a case study from the Elbe flood plains
(northern Germany). – Agriculture, Ecosystems and Environment 98: 183-199.
NICKEL H., HOLZINGER W.E. & WACHMANN E. 2002: Mitteleuropäische Lebensräume und
ihre Zikadenfauna (Hemiptera: Auchenorrhyncha). – Denisia 4: 279-328.
NOVOTNÝ V. 1991: Responses of Auchenorrhyncha communities to selected characteristics of
littoral and meadow vegetation. – Ekológia (ČSFR) 10: 271-282.
NOVOTNÝ V. 1994a: Relation between temporal persistence of host plants and wing length in
leafhoppers (Hemiptera: Auchenorrhyncha). – Ecol. Entomol. 19: 168-176.
NOVOTNÝ V. 1994b: Association of polyphagy in leafhoppers (Auchenorrhyncha, Hemiptera)
with unpredictable environments. – Oikos 70: 223-232.
OKÁLI I. (1992): Cikádky. Pp. 172-173. In: Kuča P., Májsky J., Kopeček F. & Jongepierová J.
(eds.), Chránená krajinná oblasť Biele/Bílé Karpaty. – Ekológia, Bratislava. 380 pp.
ROHÁČOVÁ M. (1992): Bzdochy. Pp. 170-172. In: Kuča P., Májsky J., Kopeček F. &
Jongepierová J. (eds.), Chránená krajinná oblasť Biele/Bílé Karpaty. – Ekológia,
Bratislava. 380 pp.
TER BRAAK, C. J. F., ŠMILAUER, P. (2002): Canoco for windows 4.5. Centre for biometry
Wageningen, Wageningen.
125
24. Rovnokřídlý hmyz (Orthoptera)
František Chládek
Louky v Bílých Karpatech patří v současné době mezi nejvýznamější biotopy
stejnojmenné CHKO a hospodaření na těchto plochách je otevřeným a diskutovaným
problémem botaniků a zoologů. Zejména květnaté louky jsou charakteristické značnou
biodiverzitou a ojedinělým vědeckým i estetickým významem. Pestrá fauna hmyzu na
květnatých loukách je nápadná hlavně středně velkými až velkými druhy např. motýlů,
rovnokřídlého hmyzu (kobylky, cvrčci, saranče), brouků, blanokřídlých a dalších skupin.
Hodně takových lokalit je chráněno buď jako NPR nebo jiná ZCHÚ. Hospodaření na těchto
lokalitách je nutné proto provádět velmi opatrně. Pastva a kosení jsou nejčastěji používané
způsoby. Jejich negativní vliv na faunu většiny hmyzu i jiných bezobratlých živočichů,
žijících na povrchu půdy a vegetaci, je značný.
Intenzivní pastva kromě likvidace nadzemních částí rostlin,které jsou potřebné pro
jejich existenci (úkryt, potrava) působí negativně např. na rovnokřídlé také tím, že dobytek
mimo jiné také mechanicky likviduje larvy (na jaře) i dospělé (v létě) sešlapáváním terénu.
Přežívající jedinci se na spasených loukách stávají snadnou kořistí predátorů (hlavně ptáků).
Méně negativně se tento faktor uplatňuje na přepásaných loukách (v závislosti na počtu
pasených kusů, druhu dobytka, roční době, frekvenci přepásání ap.). Exkrementy paseného
dobytka umožňují jen rozvoj koprofágních druhů hmyzu (brouci, dvoukřídlí). Nejméně jsou
pastvou ohroženy skupiny hmyzu s malými jedinci (např. křísi, ploštice a j.). Chybí ale druhy
hmyzu, které jsou vázané na květy.
Monitoringem rovnokřídlých (získaných ze zemních pastí) v rámci projektů
sledujících vliv pastvy např. v PR Drahy, NPR Jazevčí a PP Záhumenice se prokázal
předpoklad, že na nepasených plochách bylo ve sběrech obsaženo dvakrát více druhů a
jedinců než na plochách pasených. Zemní pasti ale nejsou pro odběry rovnokřídlých ideální,
protože většina druhů se pohybuje v bylinném patru. Naopak na spasených plochách jsou
nuceny k pohybu po zemi nebo její blízkosti a tím pravděpodobněji spadnou i do zemních
pastí. Pokud je ale monitoring prováděn odchytem (např. smýkací metodou), jsou rozdíly
mezi srovnatelnými nepasenými a pasenými plochami v počtu druhů i jedinců na téže lokalitě
naprosto markantní a to ve prospěch nepasených i eventuálně přepásaných ploch.
Kosení je často uplatňovaný způsob hospodaření. Mnoho lučních biotopů bylo
v minulosti rekultivováno a z původních květnatých luk vytvořeny pícninové monokultury.
Takové jsou i součástí dnešních NPR, např. Zadní koňovské v NPR Čertoryje aj. Koseny jsou
ale i květnaté louky např. v NPR Búrová, NPR Zahrady p.Hájem, NPR Čertoryje aj.
Současné způsoby kosení a sklizně sena jsou zcela mechanizované a mají tak velmi
negativní vliv nejen na faunu, ale i flóru. Likvidováni jsou bezobratlí živočichové žijící na
nadzemních částech rostlin (včetně květů) a kromě hmyzu také suchozemští plži, pavoukovci
aj. Zejména velké druhy hmyzu, jako jsou právě kobylky a saranče a rovnměž housenky
motýlů jsou zlikvidovány téměř totálně, protože se nemohou rychle přemístit na event.
nepokosené okolní biotopy. Důležitým faktorem je také datum kosení, protože mnohé druhy
se částečně adaptovaly a dokončují vývojový cyklus zpravidla ještě před kosením. Pozdější
kosení je tak méně škodlivé pro některé jarní druhy, pokud ale nekladou vajíčka do
nadzemních částí rostlin nebo na nich nevytváří kukly nebo jiná klidová stadia individuálního
vývoje.
Kosení na velkých plochách se provádí zpravidla těžkou mechanizací. Celý proces se
skládá z několika fází a dochází postupně k žatvě, obracení usychajícího sena a potom jeho
126
shrabování a lisování do rolí a odvoz slisovaného sena. Vše pomocí speciálních mechanismů
tažených traktorem. Při suchém a teplém počasí trvá celý proces jen poměrně krátkou dobu.
Pod koly dosti rychle jedoucích traktorů hyne část populace rovnokřídlých, velké druhy jsou
poškozeny i stroji, které jsou při těchto pracích použity. Kobylky a saranče se pohybují
nejprve na povrchu pokosené hmoty a pokud přežijí slisování sena do rolí, ocitnou se na
zcela otevřeném „strništi“, kde nemají možnost úkrytu. Stávají se tak snadnou kořistí ptačích
predátorů (krkavci, káně, straky, sojky, špačci, drozdovití aj., v noci malé druhy sov). Mezi
takto postižené patří zejména velké zranitelné nebo ohrožené druhy rovnokřídlých, zvláště
pomalé, nelétajíci druhy se zakrnělými křídly. Je to např. vzácná kobylka zavalitá (Polysarcus
denticacauda), která je ozdobou bělokarpatských luk a v současné době je známa v ČR jen
z Bílých Karpat. Dalšími nelétajícími druhy jsou kobylky z rodu Isophya, Barbitistes,
Poecilimon (velmi významný a vzácný je P. intermedius), Leptophyes a také velké druhy
s vyvinutými křídly, např. kobylka hnědá - Decticus verrucivorus, kobylka cvrčivá Tettigonia cantans aj. Saranče jsou většinou menší nebo středně velké druhy a ohrožené jsou
tak hlavně velmi vzácné druhy, např. Pseudopodisma transilvanica aj.
Podle mých pozorování kosených lokalit v Bílých Karpatech (např. NPR Búrová, NPR
Zahrady p.Hájem ) v r. 2003 před kosením a po sklizni sena přežilo celý proces (trvající
necelé dva týdny) jen asi 10 % jedinců, a to ještě většinou běžných menších druhů na místech,
kde se alespoň z části zachovala vegetace, tj.na okraji luk, v terénních prohlubních ap.
Pokud je kosení na lokalitě nutné, může být upraveno tak, aby škody byly co
nejmenší. Je možné ponechat část louky nepokosené a kosení v průběhu let plánovaně střídat.
Nepokosené plochy by fungovaly jako přirozené refugium pro živočichy i rostliny.
Celoplošná mechanizovaná sklizeň sena je pro faunu naprosto likvidační. Ideální by také byly
šetrnější způsoby kosení a sklizně sena např. lehčí mechanizací, které by se uplatnily alespoň
na ZCHÚ. Takové technické řešení by nemělo být problematické.
Na tuto problematiku upozorňují podrobněji některé práce publikované autorem
(Chládek, 2002, 2003).
24.1. Literatura
CHLÁDEK F., 2002 : Příspěvek k poznání rovnokřídlého hmyzu / Orthoptera s.l./ NPR
Čertoryje
v Bílých Karpatech. Tetrix, Tom.I, Fasc.8 , str.45 -48.
CHLÁDEK F., 2003 : Doplňky a poznámky k fauně rovnokřídlých / Orthoptera s.l., Insecta /
Bílých Karpat. Tetrix, Tom.I, Fasc.10, str.61 -63.
127
25. Shrnutí
Vybrané sledované lokality resp. jednotlivé dvojice lokalit (kosená a pasená varianta) se
vyznačovaly řadou specifik (rozdílná historie, problematický management včetně jeho
udržování v průběhu projektu, rozdílné parametry stanovištní atd.), že vliv rozdílného
managementu na sledované skupiny živočichů nevyznívá jednoznačně.
Obojí, pasení i kosení se na jednotlivých plochách projevovaly v závislosti na
stanovištních podmínkách různě; byly zaznamenány jak negativní, tak pozitivní dopady obou
způsobů hospodaření. Ukazuje se, že pastva i kosení ovlivňují entomofaunu i půdní faunu
vždy v širokém kontextu ostatních faktorů prostředí. Aby bylo požné provést určité zobecnění
těchto pozorování bylo prospěšné doplnit stávající data o další celosezónní sledování.
S pravidelným vzorkováním až do podzimních měsíců souvisí skutečnost, že část
materiálu je teprve ve stádiu zpracování. Záměrem řešitelů je úplná kompletace dat včetně
letošních odběrů a jejich ucelené publikování ať už po jednotlivých skupinách nebo v šiším
kontextu. Objem získaných dat je rozsáhlý a tuto pozornost si zaslouží. Závěrečné texty jsou
proto v současné době ve stádiu vypracovávání a pro tisk budou odevzdány následně.
Předkládaná zpráva obsahuje proto několik rozdílných výstupů od průběžných zpráv po
rukopisy připravované nebo odeslané do tisku. Výsledky získané během sledování byly
rovněž zapracovávány do tezí kapitol připravované metodické příručky (Pastva jako
prostředek údržby trvalých travních porostů v chráněných územích).
Sběr základních cenologických dat se dotýkal společenstev především tzv. saprofágních
bezobratlých, tj. těch kteří se významně podílejí na rozkladu organické hmoty v půdě a
ostatních půdotvorných procesech (pancířníci, roupicovití, žížalovití, mnohonožky,
suchozemští stejnonožci), přičemž byly uplatňovány jak metody odběru půdních vzorků
s následnou extrakcí živočichů v extrakčních zařízeních, tak metoda padacích zemních pastí
pro studium eopigeické půdní fauny. Z entomofauny pokračovalo sledování především
vybraných zástupců fytofágů (křísi, ploštice), vázaných bezprostředně na nadzemní vegetaci a
rovněž vybraných skupin predátorů z řad bezobratlých živočichů (střevlíkovití brouci,
stonožky), jakožto regulátorů hmyzu a ostatních bezobratlých v lučních ekosystémech.
degradaci společenstev těchto živočichů. Zejména intenzivní pastva může v různé míře
snižovat hustoty některých půdních živočichů, eliminovat některé druhy specificky vázané na
povrchové struktury nepasených lučních porostů, podporovat šíření nespecifických druhů a
naopak potlačovat rozvoj populací druhů vázaných na některé specifické stanovištní
podmínky, případně obohacovat půdní faunu o druhy preferující exkrementy pasených zvířat
apod. Na druhé straně diverzifikace stanovištních podmínek v souvislosti s pastvou, zejména
méně intenzivní pastva bez dalších souvisejících negativních dopadů (devastace pramenišť a
lokálních mokřadů, lokální sešlapování a utužování svrchních půdních vrstev apod.), může
významně přispívat k diverzifikaci společenstev půdních bezobratlých živočichů. Obě
extrémní polohy obhospodařování, tj. intenzivní pastva stejně jako intenzivní kosení ploch,
spojené s trvalým odstraňováním nadzemní biomasy důležité pro rozvoj saprofágních skupin,
mohou mít daleko větší negativní dopad než extenzivní pastva a vhodně volené kosení
pozemků nebo kombinace obou způsobů managementu.
Velká rozmanitost fauny travních porostů v mnoha dnešních chráněných území je
povětšinou důsledkem archaických zemědělských metod, které různorodost podmínek
udržovaly jak na úrovni krajiny, tak maloplošně i díky takovým zásahům jako bylo postupné
ruční vyžínání nebo kůlové pastva. K ohrožení velkého množství druhů bezobratlých travních
porostů v současné době došlo po dalekosáhlém scelení krajiny, které znemožnilo
128
jednotlivým populacím, nyní izolovaným v často od sebe vzdálených zbytcích původních
biotopů, mezi sebou vzájemně komunikovat (viz heslo metapopulační dynamika). To je
bohužel z hlediska jejich dlouhodobého přežití zásadní. Na druhé straně řada bezobratlých
dnes trpí tím, že doslova celé plochy těchto pozůstalých fragmentů původních stanovišť
nejsou obhospodařovány anebo naopak, jsou obhospodařovány jednotvárným a jednorázovým
způsobem, který je dnes (na rozdíl od dřívějších dob) nejúspornějším, např. velkoplošnou sečí
za použití těžké mechanizace.
129
26. Celkové shrnutí
Jan Mládek
Cílem projektu bylo zpracování dlouhodobé koncepce pastvy v chráněných územích,
která by byla z ekonomického hlediska pro zemědělské subjekty a vlastníky pozemků
přijatelná a současně udržela společenstva rostlin a živočichů, vázaných svým výskytem na
trvalé travní porosty, v optimálním stavu z hlediska preferencí ochrany přírody. Řešení tohoto
úkolu vyžadovalo multidisciplinární spolupráci odborníků z oblasti botaniky, zoologie,
pedologie zemědělské produkce, ekonomiky chovu.
Interpretačně nejsnadnější výzkum optimalizace pastvy by představovalo zvolit
experimentální přístup, tj. aplikovat různé způsoby hospodaření na jedné lokalitě a studovat
tak jejich přímý vliv na biotické složky a přesně popsat jejich zemědělské (ekonomické)
přednosti. Protože však extrapolace výsledků z jedné lokality s vysokou interní validitou na
rozmanité travní porosty chráněných území má své omezení, a navíc řešitel projektu
nedisponuje rozsáhlým materiálním zázemím, tj. nevlastní trvalý travní porost a stádo
hospodářských zvířat, bylo vybráno 9 lokalit (3 stěžejní) v rámci CHKO Bílé Karpaty,
zejména na kterých byly získávány údaje:
•
•
•
•
•
abiotické charakteristiky stanoviště: půdní poměry, roční chod teplot
kvalita i produkce píce z jednotky plochy
uplatňovaný hospodářský systém (druh a počet kusů dobytka, systém pastvy: kontinuální,
rotační, termín pravidelného zahájení pastvy a celková dlouhodobost typu hospodaření)
užitkovost pasených hospodářských zvířat
vliv pastvy (oproti sečení) na význačné biotické složky trvalých travních porostů:
strukturu a druhové složení vegetace, ale také druhové složení i abundance entomofauny
a půdní fauny bezobratlích
Ukázalo se, že produkce a zejména kvalita píce (ale také fenologické změny kvality píce),
druhově bohatých travních porostů se značně liší od píce z intenzivních travních porostů.
Vzhledem k nízké zásobě přijatelných živin v půdě (zejména P) je limitována produkce a
výskyt nutričně hodnotných kulturních druhů trav a jetelovin. Na druhé straně bylo zjištěno,
že kvalita píce neklesá tak rychle jako u kulturních porostů, což může umožnit oddálení první
sklizně bez ekonomických ztrát pro chovatele. Bylo potvrzeno, že píce z nespasených míst
vykazuje nižší kvalitu, což je zřejmě jednou z příčin jejich ponechání zvířaty.
Studiem chování skotu v prostoru pastviny se zjistilo, že při extenzivní pastvě
(nadbytku píce) zvířata nejdříve spásají plochy s vyšší výškou porostu (tj. množstvím
biomasy), celkové využití pastviny je ovlivněno gradientem nadmořské výšky a gradientem
vzdálenosti od místa odpočinku zvířat. Bylo potvrzeno, že plochy jednou spasené (obrostlé
s mladou kvalitní biomasou) jsou selektivně spásány v druhém cyklu, což posiluje
diferenciaci jednotlivých částí porostu a utváří mozaikovité uspořádání plošek s nízkým resp.
vysokým porostem.
Užitkovost zvířat dokazuje, že i na druhově bohatých porostech lze dosáhnout
porovnatelné užitkovosti (přírůstků zvířat na den) jako v kulturních porostech, ovšem při
nižším zatížení pastvin.
Při botanickém monitoringu trvalých managementových ploch se zjistilo, že odlišné
způsoby obhospodařování (pastva, sečení, neobhospodařování) aplikované jednu vegetační
130
sezónu se významně neprojevily na druhové skladbě vegetace. Aby bylo možno vyhodnotit
reakci konkrétních druhů na typ managementu, bude nutné sledovat trvalé plochy minimálně
5 let.
Studiem distribuce rostlinných druhů na dlouhodobých pastvinách bylo dosaženo
závěru, že s rostoucí vzdáleností od místa nejintenzivnějšího pastevního tlaku (napáječky,
místo odpočinku) se významně zvyšuje druhová pestrost, ale klesá krmná hodnota porostu.
spásány ty druhy, které jsou nejvíce zastoupeny v porostu, pouze malou roli hraje krmná
hodnota druhů.
Studiem semenné banky a přežívání semenáčků bylo zjištěno, že semenáčky mají
všude poměrně vysokou mortalitu, přežívání různých druhů v různých typech
obhospodařování jsou rok od roku jiné.
Při studiu vlivu kravských exkrementů na vegetaci bylo odhaleno, že plošky
s exkrementy vykazují vyšší počet přežívajících semenáčků než okolní porosty, ale že hodně
semen v terénu na exkrementech pochází ze semenného deště.
degradaci společenstev těchto živočichů. Intenzivní pastva může v různé míře snižovat
hustoty některých půdních živočichů, eliminovat některé druhy specificky vázané na
povrchové struktury nepasených lučních porostů. Na druhé straně diverzifikace stanovištních
podmínek v souvislosti s extenzivní pastvou může významně přispívat k diverzifikaci
společenstev půdních bezobratlých i entomofauny.
Pro optimalizaci pastvy v chráněných územích lze na základě dosavadních výsledků výzkumu
doporučit:
•
•
•
•
•
•
typ obhospodařování lokality je vždy nutné zvolit vzhledem k cílovému stavu, kterého
chci dosáhnout: louka vs. pastvina, význam lokality botanický vs. zoologický
údržbu vysokostébelných společenstev (sv. Arrhenatherion, Bromion) není vhodné
provádět extenzivní pastvou (zejména kontinuální), protože dobytek při nadbytku píce
opakovaně spásá plošky již jednou spasené a vytváří mozaikovitou strukturu porostu
s druhy rychle regenerujícími a také trnitými či jinak nechutnými (lepší je krátkodobě
intenzivní pastva)
jednorázové využití pastvy pro údržbu lokality by nemělo způsobit zásadní změny
vegetačního krytu
ponechání nedopasků představuje významné útočiště pro přežití řady druhů hmyzu
druhově bohaté porosty v chráněných územích neprodukují takové množství kvalitní píce
jako kulturní typy, obhospodařování je třeba finančně kompenzovat
dobré užitkovosti pasených zvířat lze na druhově bohatých porostech dosáhnout při nižší
intenzitě pastvy na jednotku plochy
131
METODICKÁ PŘÍRUČKA
Pastva jako prostředek údržby trvalých
travních porostů v chráněných územích
(první předběžná verze, listopad 2005)
podpořeno projekty: VaV620/11/03 a VaV 620/04/03 v rámci programu Biosféra MŽP
OBSAH
1. Historie pastevního obhospodařování ................................................................................ 2
2. Typy pastevně využívaných TTP dle Katalogu biotopů ČR ............................................ 3
3. Přírodní podmínky pro využití pastvy v ČR ..................................................................... 9
4. Charakteristika pastevního porostu ................................................................................. 11
4.1 Horizontální a vertikální struktura porostu ........................................................................ 11
4.2 Zdroje semen a způsoby jejich šíření ................................................................................. 15
4.3 Kvalita pastevní píce .......................................................................................................... 16
4.4 Nárůst biomasy................................................................................................................... 19
4.5 Koloběh živin na pastvině .................................................................................................. 20
5. Typy pastevních systémů a intenzita pastvy .................................................................... 21
6. Srovnání různých typů obhospodařování travních porostů (pastva, sečení,
neobhospodařování) a jejich vliv na dané skupiny organismů a abiotické charakteristiky
lokalit ....................................................................................................................................... 25
6.1 Struktura a druhová skladba vegetace................................................................................ 25
6.2 Nadzemní fauna bezobratlých............................................................................................ 27
6.3 Motýli luk a pastvin............................................................................................................ 35
6.4 Půdní bezobratlí.................................................................................................................. 40
6.5 Chráněné druhy rostlin a živočichů.................................................................................... 45
6.6 Nežádoucí druhy rostlin v travních porostech.................................................................... 47
6.7 Půdní poměry ..................................................................................................................... 49
6.8 Vodní režim........................................................................................................................ 51
7. Hospodářská zvířata .......................................................................................................... 53
7.1 Pastevní charakteristika nejdůležitějších druhů zvířat ....................................................... 53
7.2 Nedopasky.......................................................................................................................... 56
7.3 Zemědělská produkce......................................................................................................... 59
8. Ekonomika pastevního chovu ........................................................................................... 61
9. Plánování pastvy................................................................................................................. 65
9.1 Definování cílového stavu.................................................................................................. 65
9.2 Hospodářské limity ze strany zemědělce ........................................................................... 68
9.3 Technická zařízení na pastvinách....................................................................................... 70
9.4 Plánování zatížení pastviny................................................................................................ 74
9.5 Dotace na údržbu trvalých travních porostů ...................................................................... 76
1. Historie pastevního obhospodařování
Na našem území se páslo již v neolitu (5 300 – 4 300 př. n. l.). Od příchodu prvních pastevců
až do starší doby železné (750 – 500 př.n. l.) byl chov hospodářských zvířat založen výhradně
na pastvě. V zimě se zvířata přikrmovala větvemi, výhonky a listím z pastevních lesů. V této
době měly velký význam „stepní a lesostepní„ porosty, které vzhledem k brzkému růstu
vegetace poskytovaly důležitou časně jarní pastvu.
Zhruba do 19. století se dobytek v období od jara do zimy odchovával většinou pastevně.
Rozloha luk a pastvin však byla nedostatečná, proto se také spásaly zelené úhory a využívala i
lesní pastva. V trojpolním hospodářství to byla 1/3 plochy orné půdy, která byla každoročně
ponechána ladem. Významným důvodem pro udržování úhoru byla také potřeba letní pastvy,
která zajišťovala velký podíl zeleného krmení. Zavedením polních pícnin byl úhor postupně
vyřazován a následně se zvýšil stav dobytka při současném omezování pastvy. Po zrušení
úhorového hospodářství se postupně v některých oblastech rušily obecní pastviny (draha nebo
obce) a systém obecních pastýřů, protože nemohly uživit vyšší počet kusů dobytka a zároveň
byla část pastvin rozparcelována a zařazena do osevního postupu. Poté se tradice pastvy
udržela hlavně u menších zemědělců a v podhorských a horských oblastech. V intenzivnějších
oblastech se přešlo na stájový odchov s vysokou produkcí polních pícnin. Obecní pastýři a
obecní pastviny se udrželi zhruba do poloviny 20. století a úplně vymizeli po socializaci a
kolektivizaci venkova.
Celková plocha travních porostů v České republice v roce 1999 byla 947 tisíc ha, z toho 284
tisíc ha pastvin. Podíl travních porostů z celkové rozlohy zemědělské půdy se v České
republice se dlouhodobě pohybuje okolo 20 % (obr. 1), a je reálný předpoklad, že se tyto
plochy budou vlivem restrukturalizace zemědělské výroby zvyšovat zhruba na 35%, což
odpovídá plochám travních porostů v sousedních zemědělsky vyspělých státech. S nárůstem
ploch se počítá hlavně v horských a podhorských oblastech, kde by měly tvořit více než 50 %
z celkového podílu zemědělské půdy. Naopak stavy skotu poklesly zhruba na jednu polovinu
a stavy ovcí se snížily na jednu pětinu úrovně roku 1990, proto v současné době není dostatek
zvířat schopných využít narostlou travní hmotu. Tento trend je nejvýraznější v podhorských
příhraničních oblastech, kde po rozpadu bývalých státních statků došlo k výraznému útlumu
zemědělské činnosti. V současné době se tento problém řeší pomocí dotací na údržbu krajiny
a extenzifikaci obhospodařování.
2. Typy pastevně využívaných TTP dle Katalogu biotopů ČR
Z hlediska ochrany přírody by bylo správné pod pojem pastviny řadit takové trvalé travní
porosty (zkratka TTP), jejichž existence je podmíněna dlouhodobým pastevním využíváním.
K těmto tzv. „pravým pastvinám“ náleží (klasifikace dle Katalogu biotopů ČR): X5 intenzivní
kulturní pastviny, T1.3 poháňkové pastviny, T8 vřesoviště, T3.1, T3.2, T3.3, T3.5 suché
trávníky skal a stepí, T5 trávníky písčin a mělkých půd a T7 slaniska. Jedná se o porosty,
které nebylo možné vzhledem k nízké produkci píce, charakteru půdního povrchu a členitému
reliéfu obhospodařovat jiným způsobem než pastevně. Někdy však také k pastvinám
přiřazujeme takové luční porosty, která jsou pastvou ovlivněny ale hlavní způsob jejich
využití je sklizeň na seno. Pastva hospodářských zvířat se částečně podílela na utváření a
údržbě: T1.1 ovsíkových luk, T1.2 trojštětových luk, T2 smilkových trávníků, T3.4
širokolistých suchých trávníků a T1.10 porostů vlhkých narušovaných půd.
V dalších kapitolách této metodické příručky budeme hovořit o pastvinách a loukách jako o
dvou vyhraněných typech TTP, které se zásadně liší jak strukturou, druhovou skladbou ale i
třeba prokořeněním půdy. Pastviny představují krátkostébelné porosty přizpůsobené okusu a
sešlapu. Naopak na loukách nalezneme zejména rostliny vysokostébelné, jejichž společenstva
jsou formována hlavně konkurencí o světlo. Pro některé typy luk je charakteristické přepásání
druhé trávy (tzv. otavy) v podzimních měsících, takto kombinovaně využívaným porostům,
nejdříve sečeným, pak budeme říkat přepásané louky.
Představeny jsou ty typy biotopů, které jsou na území ČR v současné době nejvíce pastevně
využívané a s jejichž strukturou, druhovým složením a obhospodařováním mají autoři
publikace alespoň minimální praktické zkušenosti.
PASTVINY
X5 Intenzivně obhospodařované pastviny
Představují kulturní (nepřirozené) porosty založené výsevem na bývalé orné půdě, nebo
vzniklé v minulosti intenzivním hnojením polopřirozených společenstev. Patří sem porostové
typy: srhy říznačky, kostřavy luční, k. rákosovité ale zejména jílku vytrvalého. Typické jsou
velmi nízkým počtem přítomných druhů a v pozdním létě vysokým podílem jetele plazivého.
Obhospodařování: V chráněných územích je žádoucí jejich převod na polopřirozená
společenstva typu poháňkových pastvin. Důležité je neprovádět hnojení. Pokud se vyskytují
pastevní plevele jako jsou širokolisté šťovíky, je nezbytné provádět po pastvě včas likvidaci
nedopasků, aby nedocházelo k dalšímu zamořování pozemků životaschopnými semeny. Pro
zvýšení druhové bohatosti porostů je nutno nejdříve snížit zásobu živin v půdě, což lze udělat
pomocí půldenní pastvy nebo střídáním sečného a pastevního využití pozemku.
T1.3 Poháňkové pastviny (sv. Cynosurion Tüxen 1947)
Struktura a druhové složení: Tyto krátkostébelné zapojené porosty se v Evropě vyvíjí na
většině dlouhodobě pasených (ale i často sečených nebo sešlapávaných) ploch. Vyskytují se
zde rostliny, které jsou k pastvě tolerantní – tj. rychle regenerující (výběžkaté) druhy, které
dobře snáší časté okusování i narušení sešlapem. Najdeme tu však také rostliny, které se snaží
vyvarovat spasení pomocí:
•
nízkého vzrůstu s umístěním většího podílu hmoty pod pasenou výškou
(přízemní růžice, plazivé stonky)
•
mechanických struktur (trny, ostny, husté trsy, drsné listy)
•
chemických látek způsobujících nechutnost až jedovatost
Proto pastvu snáší lépe nízké trávy jako je: jílek vytrvalý, kostřava luční, k. červená, lipnice
luční, l. obecná, poháňka hřebenitá, psineček obecný, ale také hustě trsnaté druhy trav:
metlice trsnatá, smilka tuhá, trojzubec poléhavý. Výrazné zastoupení mají vytrvalé byliny
s přízemní růžicí: jitrocel větší, kontryhele, máchelka srstnatá, prasetník kořenatý,
sedmikráska chudobka, byliny s plazivými nadzemními výběžky: černohlávek obecný, jetel
plazivý, ptačinec trávovitý, vrbina penízková, i další byliny snášející časté narušování
půdního povrchu: řebříček obecný, kmín kořenný, světlík lékařský, mochna husí. Typicky se
na pastvinách vyskytují skupinky trnitých bylin: pcháče, bodláky, máčka ladní, jehlice trnitá, i
keřů: hlohy, růže, trnky, jalovce, ale také úspěšně přežívají rostliny jedovaté (ocún jesenní,
starček přímětník) nebo pro dobytek nechutné rostliny (šťovíky, třtina křovištní), které
výrazně přečnívají okolní pasený trávník. Mechové patro často chybí nebo je jen velmi chudé.
Ekologie: Mohou vyskytovat na obdobných půdách jako louky (zejména čerstvě vlhké
hnědozemě), liší se však četností odběru biomasy rostlin, takže struktura porostu je odlišného
charakteru. Nejvýznamnějšími rozdíly jsou: selektivní spásání rostlin, odstraňování
nadzemních částí průběžně během celého vegetačního období, narušování vegetace sešlapem
a mozaikovité obohacování porostu močí a exkrementy.
Rozšíření: Roztroušeně po celém území ČR, od kukuřičné po pícninářskou výrobní oblast.
V karpatské části se vyskytuje podtyp tzv. tomko-psinečkových pastvin, které jsou velmi
druhově bohaté, skýtají i 40 druhů rostlin na 1m2.
Ohrožení: Převod na jetelotravní směsky, intenzivní vypásání, ruderalizace, opouštění a
následné zarůstání pozemků.
Obhospodařování: Intenzivní pastva všech druhů hospodářských zvířat kontinuální nebo
rotační. Sečné využívání je méně vhodné a nelze jej praktikovat více než jedno vegetační
období, protože vede k podpoře vysokých druhů bylin a trav. Pokud bude praktikováno delší
dobu, je vhodné jej provádět více než dvakrát za sezónu.
LOUKY
T1.1 Ovsíkové louky (sv. Arrhenatherion elatioris Koch 1926)
Struktura a druhové složení: Vysokostébelné travní porosty nížin a pahorkatin s dominantním
ovsíkem vyvýšeným nebo podhorské louky, ve kterých převažují mezofilní trávy nižšího
vzrůstu jako: kostřava červená, psineček obecný, medyněk vlnatý, lipnice luční, tomka vonná.
Hojné jsou i na živiny náročné byliny jako: kakost luční, bolševník obecný, pastiňák setý,
jetel luční, zvonek rozkladitý, škarda dvouletá, mrkev obecná, chrastavec rolní. Porosty
mohou být vysoké až 1 m a podle míry narušování jsou více či méně zapojené, s pokryvností
60–100 %. Mechové patro bývá vyvinuto často jen omezeně na vlhčích místech.
Ekologie: Ovsíkové louky se vyskytují nejčastěji na svazích v blízkosti sídel. Ovsík převládá
zejména na živinami dobře zásobených půdách často spolu se srhou říznačkou a psárkou
luční, zatímco typy s dominantní kostřavou červenou (nebo psinečkem obecným) jsou vázány
na živinami chudší půdy ve vyšších nadmořských výškách. Porosty jsou zpravidla dvakrát
ročně koseny a příležitostně mohou být přepásány.
Rozšíření: Ovsíkové louky jsou nejčastějším typem luk od kukuřičného do bramborářského
výrobního stupně.
Ohrožení: Nadměrné (zejména dusíkaté) hnojení, kejdování a močůvkování, opouštění a
následné zarůstání pozemků náletovými dřevinami a plevely.
Obhospodařování: Dvousečné využívání spojené s odvozem rostlinné hmoty, alternativně je
možné provádět sklizeň první seče a mulčování nebo pastvu otavy. Pokud bude prováděna
celosezónní pastva, neměla by trvat déle než dvě vegetační sezóny jinak dojde k vegetačním
změnám směrem k poháňkovým pastvinám. Je možné využít všechny typy mechanizace
pokud to únosnost drnu, svažitost nebo kamenitost umožňuje. U nížinných typů s ovsíkem lze
hnojit a vápnit při vyšší četnosti sečí, u podhorských kostřavových luk je hnojení a vápnění
nevhodné.
T1.2 Trojštětové louky (sv. Polygono-Trisetion Br.-Bl. et Tüxen ex Marschall 1947)
Struktura a druhové složení: Vysokostébelné porosty, které jsou nejběžnějším typem luk
v našich horách, najdeme na podobných stanovištích jako v nižších polohách ovsíkové louky.
Dominantními trávami jsou: trojštět žlutavý, lipnice širolistá, psineček obecný, kostřava
červená, bojínek švýcarský, tomka vonná, hojně jsou zastoupeny horské byliny: rdesno hadí
kořen, kakost lesní, silenka dvoudomá, pcháč různolistý, koprník štětinolistý. Porosty jsou
zapojené, mechové patro však má zpravidla jen malou pokryvnost.
Ekologie: Horské trojštětové louky se vyskytují v horském výrobním stupni od 600 až po
horní hranici lesa. v horských oblastech od nadmořských výšek kolem 600 m. Půdy jsou
středně zásobené vodou i živinami. Porosty jsou koseny jednou až dvakrát ročně a
příležitostně přepásány. Tradiční obhospodařování zahrnuje hnojení a vápnění.
Rozšíření: Roztroušeně v okolí horských sídel v okrajových pohořích Českého masivu.
Centrum výskytu je v západní části ČR, v Karpatech jsou nahrazeny loukami tomkopsinečkovými typické střídáním sečného a pastevního využití. Tedy trojštětové louky
najdeme nejhojněji na Šumavě, v Krušných horách, Jizerských horách, Krkonoších, Orlických
horách a Jeseníkách.
Ohrožení: Nadměrné (zejména dusíkaté) hnojení, kejdování a močůvkování, vypouštění
splaškové vody vsakovací drenáží rozvedenou po horských loukách (např. v Krkonoších
podporuje šíření šťovíku alpského). Rychlou degradaci též působí opouštění pozemků, které
následuje zarůstání pozemků náletovými dřevinami nebo konkurenčně silnými druhy jako:
metlice křivolaká, třtina chloupkatá, medyněk měkký nebo třezalka skvrnitá.
Obhospodařování: Jednosečné (na úživnějších stanovištích dvousečné) využívání spojené
s odvozem rostlinné hmoty, je možné provádět sklizeň první seče a mulčování nebo pastvu
otavy. Pokud bude prováděna celosezónní pastva, neměla by trvat déle než dvě vegetační
sezóny, jinak dojde k vegetačním změnám směrem k poháňkovým pastvinám.
T2.1 Subalpinské smilkové trávníky (sv. Nardion Br.-Bl. 1926)
Struktura a druhové složení: Krátkostébelné smilkové trávníky kolem horní hranice lesa s
výskytem mnoha druhů bylin. Kromě dominantní hustě trsnaté smilky tuhé v porostu najdeme
vtroušené trávy: kostřava červená, metlička křivolaká, psineček obecný, bojínek Hojně jsou
zastoupeny drobné, pestře kvetoucí, byliny jako je např.: hořec tolitovitý, zvonek vousatý,
jestřábník alpský, podbělice alpská, prasetník jednoúborný, lněnka alpská, mochna zlatá,
kokrhel sličný.
Ekologie: Původní porosty jsou známy z okolí sudetských karů; ve stupni přirozených smrčin
jsou však časté i sekundární porosty na kyselých a živinami chudých půdách odlesněných
míst, které byly dříve využívané jako pastviny či jednosečné louky.
Rozšíření: Tento typ smilkových porostů se vyskytuje kolem horní hranice lesa, která se u nás
pohybuje v rozmezí 1200 – 1300 m n. m. Najdeme je v Krkonoších a Hrubém Jeseníku, ve
fragmentech na Králickém Sněžníku a na Šumavě.
Ohrožení: U původních porostů rozrůstání vysazené kleče a sešlap turisty, u sekundárních luk
a pastvin zánik hospodaření ve vyšších horských polohách, které pak zarůstají náletovými
dřevinami a vzrostnými bylinami: starček hercynský, metlice trsnatá, třtina chloupkatá.
Problémem je též vypouštění odpadních vod z horských usedlostí do travních porostů.
Obhospodařování: Sečení jednou ročně s odstraněním sklizené hmoty může být kombinováno
s pastvou v pozdním létě a na podzim, porosty je možné občas přihnojit statkovými hnojivy
nebo mulčováním. Mulčování by mělo být provedeno do konce července (max. jednou za tři
roky), aby se rostlinná hmota dobře rozkládala.
T2.2 Horské smilkové trávníky s alpínskými druhy (sv. Nardo-Agrostion tenuis Sillinger
1933)
Struktura a druhové složení: Krátkostébelné louky izolovaných lučních enkláv Krkonoš, které
jsou tvořeny zejména travinami jako je: smilka tuhá, kostřava červená, psineček obecný,
bojínek švýcarský, ostřice kulkonosná, bika hajní. Zajímavé jsou kombinací alpínských
druhů (sestupujících do nižších nadmořských výšek): zvonek český, jestřábník jizerský,
violka žlutá sudetská, a podhorských druhů vystupujících do vyšších poloh: zvonek
okrouhlolistý, pětiprstka žežulník, silenka nadmutá.
Ekologie: Luční porosty tvořící náhradní společenstva po horských třtinových smrčinách a
kyselých bučinách.
Rozšíření: Horské polohy Krkonoš.
Ohrožení: Zánik hospodaření v horských polohách, zarůstání náletovými dřevinami,
vypouštění odpadních vod z horských usedlostí do travních porostů a pravděpodobně i
dlouhodobé mulčování.
Obhospodařování: Sečení jednou ročně s odstraněním sklizené hmoty může být kombinováno
s pastvou v pozdním létě a na podzim. Porosty je možné občas přihnojit statkovými hnojivy
nebo mulčováním. Mulčování by mělo být provedeno do konce července, aby se rostlinná
hmota dobře rozkládala. Mulčování je možné provádět jednou za tři roky, možné je také pást
a to nejlépe rotačně s kratší dobou zdržení v oplůtku a likvidací nedopasků, zejména šťovíků.
Minimální frekvence hospodaření je jednou za dva roky.
T2.3 Podhorské a horské smilkové trávníky (sv. Violion caninae Schwickerath 1944)
Struktura a druhové složení: Nízké trávníky mělkých půd tvořené smilkou tuhou a dalšími
druhy trav jako: trojzubec poléhavý, kostřava vláskovitá, k. ovčí, k. červená, psineček obecný,
doprovázené mnoha bylinami, např. svízel nízký, všivec lesní, bedrník obecný, vítod obecný,
hadí mord nízký, mateřídouška polejovitá, violka psí. Kromě zapojených porostů jde i o
víceméně rozvolněné porosty na narušovaných svazích ovlivňovaných půdní erozí nebo
vysycháním.
Ekologie: Pastviny nebo jednosečné louky kyselých a málo produktivních půd, většinou na
písčitě zvětrávajících substrátech.
Rozšíření: Roztroušeně po celém území ČR od obilné po horskou výrobní oblast.
Ohrožení: Pravidelné hnojení, opouštění luk a pastvin, lokálně i zalesňování.
Obhospodařování: Sečení jednou ročně nebo jednorázová pastva hospodářských zvířat.
T3.4 Širokolisté suché trávníky (sv. Bromion erecti Koch 1926)
Struktura a druhové složení: Zapojené až mezernaté teplomilné trávníky s dominancí trav
jako: válečka prapořitá, sveřep vzpřímený, kostřava žlábkatá. Jsou často druhově bohaté, s
větším zastoupením širokolistých vytrvalých bylin jako např.: chrpa čekánek, tužebník
obecný, svízel syřišťový, jehlice trnitá, jitrocel prosřední, pryskyřník mnohokvětý, šalvěj
luční, jetel horský. V některých oblastech, hlavně v Bílých Karpatech, jsou významně
zastoupeny četné druhy vstavčů. Mechové patro má obvykle nižší pokryvnost.
Ekologie: Vyskytují se většinou na mírných svazích zpravidla orientovaných k jihu. Půdy
jsou středně hluboké na měkčích bazických horninách (opuka, flyš). Vzhledem k vyšší
primární produktivitě než u jiných typů suchých trávníků byly širokolistésuché trávníky
kromě spásání využívány také jako jednosečné louky. Ve spásaných porostech se jako
dominanta zpravidla uplatňuje válečka prapořitá (Brachypodium pinnatum), v kosených
častěji převládá sveřep vzpřímený (Bromus erectus).
Rozšíření: Poměrně hojně se vyskytují v kukuřičné a řepařské výrobní oblasti celé ČR.
Ohrožení: Neobhospodařování pozemků, spad atmosférického dusíku a následný vznik
druhově chudých porostů s dominancí válečky prapořité, zarůstání invazními dřevinami
(trnovník akát, kustovnice cizí), ale i hlohy, růžemi a trnkami.
Obhospodařování: Odstraňování dřevin, alespoň jednou za dva roky kosení, v některých
typech možná i pastva. Většina porostů se vyznačuje nízkou kvalitou a produkcí píce. Růst
píce je většinou omezen do jarních měsíců při využití zimní zásoby vláhy. Z tohoto důvodu je
doporučena pouze jednorázová jarní pastva, kdy má píce nejvyšší kvalitu a je zvířaty
přijímána (případně podzimní přepasení otav).
Biotopy, které by se neměly pastevně obhospodařovat
Poměrně obvyklou součástí pastevních areálů bývají různé typy mokřadních společenstev,
jejichž existence je podmíněna sečným obhospodařováním. Pastva je pro jejich údržbu zcela
nevhodná (časté rozšlapání), a proto je žádoucí tyto porosty na pastvině oplotit a při zarůstání
je občas poséct. K těmto biotopům náleží:
T1.5 vlhké pcháčové louky
Vlhké až mokré louky s dominancí travin: psineček psí, lipnice bahenní, medyněk vlnatý,
sítina rozkladitá, skřípina lesní, ale také hojnými širokolistými bylinami: blatouch bahenní,
děhel lesní, pcháč bahenní, p. potoční, p. zelinný, škarda bahenní, upolín evropský. Porosty
najdeme na trvale podmáčených půdách v údolí potoků nebo na prameništích, optimálně jsou
1(2)-krát ročně sečeny lehkou mechanizací.
T1.6 tužebníková lada
Vysokobylinné porosty podél potoků a na prameništích, v kterých převládají širokolisté
byliny jako: tužebník jilmový, kakost bahenní, vrbina obecná, vrbovka chlupatá, krabilice
chlupatá. Tato společenstva vznikla z vlhkých pcháčových luk ponechaných ladem, často
s nimi tvoří mozaiku, vyskytují se roztroušeně po celém území ČR.
R1.1 a R1.2 luční (pěnovcová) prameniště
Charakter pramenišť určují většinou společenstva mechů a nízkých ostřic jako jsou: ostřice
chabá, o. rusá, o. prosová (u pěnovcových typů) nebo ostřice černá, o. šedavá. V řadě porostů
(pěnovcových) se uplatňují vstavače (v. májový, v. pleťový, kruštík bahenní), u kyselých typů
pak zase jiné ohrožené drobné rostliny rodu zdrojovka. Prameniště jsou závislá na udržování
bezlesí – tj. občasném sečení lehkou mechanizací, ale pastevní využití spojené se sešlapem a
obohacování exkrementy je ničí.
3. Přírodní podmínky pro využití pastvy v ČR
Území České republiky leží v oblasti přechodného středoevropského klimatu, kde se roční
produkce sušiny píce z travinných porostů pohybuje zhruba od 1 do 15 t.ha-1 v závislosti na
ekologických podmínkách, obhospodařování a hnojení.
•
•
•
průměrné výnosy nehnojených pastvin se pohybují od 2 do 4 t sušiny .ha-1.
v západní části se více projevuje vliv oceánského podnebí.
ve východní části je patrný vliv podnebí kontinentálního
Jestliže převládnou v některém roce přímořské vlivy, pak je chladnější a deštivé léto a mírná
zima. Při kontinentálním vlivu je léto horké a zima se silnějšími mrazy. Z tohoto důvodu
musíme být opatrní při odhadu výnosu travního porostu a stanovení ploch pastevního areálu.
Jeden rok můžeme mít vysoké výnosy pastevního porostu a tím nadbytek ploch pro spásání
(při větším vlivu oceánického klimatu) a druhý rok můžeme mít nedostatek píce pro pasená
zvířata (při větším vlivu kontinentálního klimatu).
Zvláště výrazný je vliv západních pohraničních pohoří (Šumava, Český les, Krušné hory),
které zapříčiňují tzv. „dešťový stín“, ve kterém jsou oblasti s nedostatkem dešťových srážek
a nízkou produkcí travních porostů. Proto bychom neměli kopírovat a aplikovat zahraniční
pastvinářské techniky a zkušenosti z přímořských oblastí (např. Velká Británie, Holandsko,
Spolková republika Německo), kde jsou jiné klimatické i půdní podmínky. Musíme brát také
v úvahu výkyvy počasí v jednotlivých letech, nebo i několikaleté cykly.
Výškové poměry a členitost terénu
Pro pastvu byly a jsou většinou určeny svažité pozemky, extrémní svahy by měly být ale
vyloučeny, protože vzniká nebezpečí eroze půdy na vyšlapaných chodnících.
Pravidla
• pastva skotu by měla být prováděna na méně svažitých pozemcích
• ovce můžeme pást i na svažitějších plochách
• svahové porosty v sušších oblastech bývají velmi vysychavé a málo výnosné a je
možno je využít jen pro příležitostnou pastvu ovcí
• expozice svahu ke světovým stranám ovlivňuje zejména v horských oblastech délku
vegetační sezóny (rozdíly mohou být i několik týdnů)
Oblast
Nadmořská výška Roční
m. n. m.
teplota
Fytogeografická
oblast
Počet dní
pastvy
Horská
Podhorská
Nížiny a pahorkatiny
700 a více
400-700
< 400
Oreophyticum
Mesophyticum
Thermophyticum
80-100
150-180
180-200
> 4°C
5-6°C
8-9°C
Geologický podklad a hloubka půdního profilu
Na vápencových nebo jiných bazických horninách (čedič, znělec, melafyr, aj.) dosahují
porosty podstatně vyšších výnosů píce s lepší kvalitou než na kyselých horninách (žuly, ruly,
svory). Na kyselém podloží jsou většinou vytvořeny mělčí půdy, což také ovlivňuje výnosy
píce. Půdní reakce (pH) ovlivňuje přístupnost živin pro rostliny a potřebu hnojení.
O půdních a vodních poměrech na travních porostech pojednávají podrobněji kapitoly 6.7 a
6.8.
4. Charakteristika pastevního porostu
4.1 Horizontální a vertikální struktura porostu
Heterogenita (různorodost) porostu je ovlivněna:
• obsahem živin v půdě
• přístupným světlem
• vodním režimem (atmosférické srážky, hladina podzemní vody)
• topografické podmínky (orientace ke světovým stranám, svah, nadmořská výška)
• typem obhospodařování (pastva, sečení, intenzita)
Vliv pastvy:
• přímý vliv: selektivní (výběrové) spásání rostlin, odstranění starých a odumřelých
částí rostlin,poškození drnu, redistribuce živin (mění místo a koncentrace)
• nepřímý vliv: zvyšování netto produkce odstraněním detritu, zvyšování půdní vlhkosti
Horizontální struktura
• intenzivní obhospodařování (pastva, sečení) zvyšuje stejnorodost (uniformitu) porostu
• zvyšování dávek hnojiv (hlavně dusíku) a vyšší pastevní tlak vede k homogenizaci
(stejnorodosti) porostu
• na pastvině je významně ovlivněna rozložením nedopasků, které závisí na množství
moči a tuhých výkalů - dochází k redistribuci živin v půdě (mění se místo a
koncentrace)
• zpětně ovlivňuje dynamiku rostlinného společenstva (konkurenční vztahy rostlin) a
selektivitu spásání
Obr.Vlevo neobhospodařovaný porost, vpravo extenzivní pastva, vpředu intenzivní pastva
Vertikální struktura
• u pastevního porostu je největší podíl biomasy ve spodních vrstvách a s intenzitou
pastvy se zvyšuje
• u pastevního porostu se odumřelá biomasa akumuluje ve vrstvě 0-3 cm
• u lučního porostu se na rozdíl od pastevního porostu podíl v jednotlivých vrstvách
snižuje postupně
• u lučního porostu se odumřelá biomasa akumuluje ve vrstvě 0-10 cm
Vrstva 0-3 cm
Vrstva > 3 cm
10%
45%
55%
90%
živá hmota
stařina
živá hmota
stařina
Obr. XX Podíl odumřelé hmoty v pastevním porostu na celkové nadzemní hmotě v různých
vrstvách
výška v cm
Kosený porost
40-50
20-30
0-10
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
60
70
80
90
100
60
70
80
90
100
70
80
90
100
% podíl
Neobhospodařovaný porost
výška v cm
40-50
20-30
0-10
0
10
20
30
40
50
% podíl
Intenzivně pasený porost
výška v cm
40-50
20-30
0-10
0
10
20
30
40
50
% podíl
Extenzivně pasený porost
výška v cm
40-50
20-30
0-10
0
10
20
30
40
50
60
% podíl
Obr. XX Vertikální struktura nadzemní biomasy různě obhospodařovaných travních porostů
4.2 Zdroje semen a způsoby jejich šíření
Přežívání rostlin v krajině
• vegetativní růst
• semenné rozmnožování (kvetení, opylení, dozrání, šíření a klíčení semen)
Pouze prostřednictvím rozmnožování semeny může být zachována genetická diverzita.
To znamená, že populace rostlin má dostatek jedinců s různými vlastnostmi, což umožní
danému druhu na stanovišti dlouhodobě přežívat. Jako semena se na stanoviště také šíří nové
druhy rostlin a dochází tak ke zvýšení druhové rozmanitosti.
Šíření semen rostlin na pastvině v prostoru
• přímý spad semen
• větrem
• prostřednictvím zvířat: endozoochorie (v trusu) vs. epizoochorie (v srsti, na
paznehtech a kopytech)
Šíření semen v čase
Semena nevyklíčí hned po dopadu na povrch půdy, ale dostanou se do hlubších vrstev. Tam
tvoří zásobu semen, která si zachovávají klíčivost i několik desítek let (půdní semenná banka).
Význam jednotlivých způsobů šíření
zdroj semen
nutné vlastnosti
příklad rostlinných rodů
půdní semenná banka malá semena
třezalka, zvonek
šíření větrem
přívěsky semen umožňující let ("padáčky")
pampeliška, smetánka
šíření trusem
malá semena nebo semena s tvrdým osemením
rožec, jetel
šíření v srsti
přívěsky umožňující přichycení (háčky) nebo lepkavý povrch semen řepík, rozrazil
šíření větrem
šíření zvířaty
produkce semen
klíčení semenáčků
vegetativní růst
půdní semenná banka
semenné rozmnožování
4.3 Kvalita pastevní píce
Rostliny, zastoupené v travním porostu by měly zajistit paseným zvířatům živiny pro
zachování a reprodukci organismu a jejich produkci (maso, mléko, vlnu, kůži). Požadavky
různých druhů zvířat na živiny jsou proměnlivé, a proto různé typy travních porostů mohou
nebo nemusí být vhodné pro všechny současně.
Kvalita píce je souhrn vlastností, které charakterizují schopnost uspokojit potřeby zvířat.
Nejčastěji je vyjadřována chemickým složením (dusíkaté látky, vláknina, energetická
hodnota, minerální látky), příjmem a stravitelností.
Příjem a spotřeba je dána druhem píce a je v úzkém vztahu ke stravitelnosti, protože při nižší
stravitelnosti klesá příjem píce. Příjem pasených zvířat se lineárně zvyšuje spolu se
stravitelností, a to až do hodnoty 80 %, která je limitní pro travinné porosty mírného pásma.
Stravitelnost píce
• závisí na vegetačním stádiu rostliny v době spásání nebo sklizně
• jak části rostlin stárnou, stávají se obvykle méně stravitelné
• se v mírném pásu obyčejně do kvetení snižuje pomalu, pak nastává rychlý pokles
• se stářím porostu postupně snižuje, zatímco výnos stoupá, proto ekonomická růstová
perioda je kompromisem mezi stravitelností a výnosem
Pro skot doporučuje rozmezí stravitelnosti sušiny od 50 % u krav stojících na sucho až nad 70
% u mladých telat.
Minerální látky v pastevním porostu
• deficitní bývá sodík a hořčík a v některých případech i vápník
• důležité je i zastoupení tzv. mikroelementů (železo, měď, kobalt, mangan, zinek,
molybden atd.).
• důležité nejsou jen obsahy jednotlivých minerálních látek, ale také jejich vzájemné
poměry, které bývají z výživářského hlediska často důležitější
Obsah minerálních látek v pastevním porostu obvykle neodpovídá potřebám pasených zvířat a
z tohoto důvodu je nutné chybějící minerálie doplnit v minerálním lizu. Většinou se na
pastvinách používají minerální lizy (NaCl) se zvýšeným obsahem hořčíku, který bývá
v pastevních porostech nejvíce deficitní. Zvolení vhodného minerálního lizu závisí na obsahu
minerálních látek ve spásaném porostu a případně v dalším přijatém krmivu.
Intenzivní pastva má za následek změnu struktury travního porostu, porost má minimum
podílu odumřelé hmoty, vysoký podíl listů, které jsou bohaté na dusíkaté látky a dobře
stravitelné. Píce je z tohoto důvodu vyhledávána zvířaty.
Extenzivní pastva má za následek nízký obsah bílkovin, vysoký obsah buněčných stěn v
rostlinných pletivech a vysokou akumulaci opadu, z tohoto důvodu je tato píce zvířaty méně
ochotně přijímána.
Nejvhodnější doba pro spásání pastevního porostu je bezprostředně po rychlém růstu (Obr.
X), ale před kvetením. V této době mají rostliny dostatečné zásoby cukrů pro rychlé obrůstání
a výnos i kvalita píce jsou vysoké. Pastva v době po kvetení znamená spásání porostu nižší
kvality a stravitelnosti. Při časné pastvě nemají rostliny vybudovány zásoby cukrů, výnos je
nízký a obrůstání pomalé.
Obr. X Vývoj některých kvalitativních ukazatelů (vláknina, NEL-netto energie laktace,
stravitelnost organické hmoty) v průběhu nárůstu biomasy
Kvalita píce
Výnos píce
Nejlepší období
pro pasení
Bujný vegetativní růst
-vysoká fotosyntéza
-obnovování eneg. zásob
-rychlý růst
Kvetení a tvorba semen
-fotosyntéza snížená
vlivem zastínění
-odvádění enegie pro
kvetení a produkci semen
-pomalý růst
350
7
300
6
250
5
200
4
150
3
100
2
50
1
0
0
80
75
70
65
60
NEL (MJ.kg-1)
Vláknina a NL (g.kg-1)
Raná pastva
-nízká fotosyntéza
-čerpání eneg. zásob
-pomalý růst
55
Stravitelnost (%)
Vláknina
N-látky
NEL
Stárnutím píce kulturních druhů trav a jetelovin dochází do fáze kvetení ke zvyšování výnosů,
ale klesá stravitelnost (0,5 – 0,7% denně), obsah dusíkatých a minerálních látek, snižuje se
koncentrace energie píce a narůstá obsah vlákniny a její stravitelnost se snižuje (lignifikace).
U druhově bohatých travních porostů tyto zákonitosti vždy neplatí, neboť zde existují druhy,
které vykazují vysoký obsah N látek a nízký obsah vlákniny a přesto mají nízkou stravitelnost
(šťovíky) a na druhé straně můžeme v takovýchto porostech zjistit vzrůstající stravitelnost a
obsah minerálních látek v průběhu času (vyšší podíl dvouděložných rostlin).
V píci květnatých luk a druhově pestrých travinných společenstev hraje velkou roli také
přítomnost různých látek, které se v kulturních rostlinách vyskytují v daleko nižších
koncentracích. Je to zejména obrovská škála fenolických sloučenin, dále alkaloidy, terpeny,
saponiny a anorganické látky (kyselina šťavelová, křemičitany aj.).
Fenolické komponenty tvoří v rámci široké skupiny organických látek v rostlině (je známo
více než 10000 org. sloučenin v píci) jednu z nejdůležitějších skupin z důvodu jejich
všudypřítomnosti, rozmanitosti, koncentrace a především díky jejich vysokému inhibičnímu
vlivu na celulolytické bakterie a enzymy v bachoru. Z praktického hlediska dělíme fenolické
sloučeniny na 3 velké skupiny:
1. Třísloviny denaturují bílkoviny a mají svíravou chuť, což omezuje příjem píce. V menších
dávkách mohou mít u přežvýkavců příznivý účinek na ochranu proteinu v bachoru před
mikrobiálním rozkladem. Mohou snižovat riziko nadmutí (tympanie) u jetelovin. Kulturní
druhy trav a jetelovin jich obsahují zanedbatelné množství, naproti tomu dvojděložné rostliny
v polopřirozených travních porostech mohou obsahovat i 10% tříslovin v sušině.
2. Lignin je složitý, nestravitelný polymer buněčných stěn. Působí jako mechanická bariéra
trávících enzymů, čímž snižuje využitelnost živin. Jeho obsah se zvyšuje zejména po odkvětu
pícnin.
3. Fenolické kyseliny se spolu s ligninem podílí na snižování stravitelnosti. Kyselina ferulová,
p-kumarová, siringová aj. jsou toxické pro bachorovou mikrofloru a inhibují enzymatický
rozklad celulózy. Tyto kyseliny se uvolňují při fermentaci buněčných stěn v bachoru.
Další významnou skupinu škodlivých látek představují alkaloidy. V kulturních druzíh trav a
jetelovin se vyskytují jen omezeně, např. v jílcích a kostřavách po napadení endofytní houbou
rodu Neotyphodium. Jsou známy otravy skotu a ovcí v jižních státech USA a v Austrálii.
Přeslička bahenní obsahuje jedovatý equisetin. Toxická je jednorázová dávka 200 g suché
přesličky. Starčeky (Senecio) obsahují alkaloidy poškozující játra zvířat, velmi jedovaté
alkaloidy obsahuje ocún jesenní a bolehlav plamatý.
4.4 Nárůst biomasy
Největší nárůst biomasy píce připadá obvykle na druhou polovinu května až června, pak
v červenci a srpnu klesá více než o jednu třetinu. V tomto období volíme vyšší zatížení
pastviny nebo bychom měli asi 1/2 - 2/3 celkové plochy pastviny pokosit. Sklizenou hmotu
je možno využít na produkci sena nebo travní siláže. Správný odhad podílu plochy, kterou
pokosíme je důležitý z hlediska následné potřeby ploch k pasení. Podle intenzity nárůstu
píce je možné sečně využít ještě část pastvin koncem června.
•
•
•
•
•
•
pro dostatečný nárůst biomasy píce v průběhu pastevní sezóny je nutné počítat s
o
minimálním úhrnem srážek za vegetaci 500 mm a teplotou 7 C
maximální přírůstky travní hmoty ve vegetační sezóně jsou při denních teplotách 12o
o
22 C a 10-15 C v noci
denní potřeba je zhruba 3-4 mm atmosférických srážek
při lučním využívání bývá intenzita růstu porostu dvouvrcholová, s výrazným jarním
růstovým vrcholem
kontinuální pastvou se intenzita růstu porostu výrazně omezí a růstová křivka je
plošší. V případě letních přísušků a v oblastech s nerovnoměrným rozložení srážek je
tento pokles mnohem výraznější. Při příznivém počasí v září a říjnu se může růst
porostu udržet na zhruba červencové úrovni
limitujícím faktorem pro růst jsou v nížinách většinou srážky a ve vyšších polohách
spíše teploty
Relativní přírůstek
Obr. XX Růst travní hmoty během pastevní sezóny
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
duben
Při příznivém
podzimním počasí
Při letním
přísušku
květen
červen
červenec
srpen
září
říjen
4.5 Koloběh živin na pastvině
U luk odebíráme živiny z půdy, ale nevracíme je zpět jako při pastvě. Například výnosem 3-7
sušiny (t.ha-1) odebereme z 1 t sušiny: 7-18 N kg.ha-1, 0,9-2,5 P kg.ha-1, 7-20 K kg .ha-1.
Hnojení je nutné pouze u porostů, u kterých by dlouhodobým sečným využíváním s
následným odvozem biomasy docházelo k postupnému úbytku živin (oligotrofizaci) v půdě.
Proto při dlouhodobém sečném využívání porostu je nutné sledovat i obsahu živin v půdě.
Při permanentní pastvě trvalých travních porostů se většina živin (80-90 %) vrací ve formě
tekutých a tuhých výkalů zpět do půdy (obr. x), proto u pasených porostů většinou nedochází
k úbytku živin v půdě.
Obr. X Zjednodušené schéma vstupů a výstupů živin na pastvině
Atmosféra
Rostliny
Únik ve
formě
plynných
látek
Spad v
dešťových
srážkách
Zvířata
Živočišná
produkce
Spásání
Příjem kořeny
Odumřelá nespasená
nadzemní biomasa a
odumřelá podzemní
biomasa
Exkrementy
Půda
Hnojiva
Voda
Mikrobiální činnost rozklad, mineralizace,
dýchání
Vyplavování do podzemních
vod, povrchový odtok, eroze
5. Typy pastevních systémů a intenzita pastvy
Používané pastevní systémy můžeme zařadit do dvou základních skupin, a to na rotační a
kontinuální, které představují dva protipóly v pastevním obhospodařování. Všechny další
techniky pastvy jsou pouze jejich variací.
Rotační pastva (anglické názvy: rotational grazing, intermited grazing) je definována jako
pasení dvou a více pastvin (oplůtků), kde se střídá doba pasení s dobou obrůstání oplůtku.
Nejjednodušší formou rotační pastvy je „týdrování“, kde po vypasení kruhu v dosahu řetězu
(provazu), na kterém je uvázáno zvíře, se pastva přesune o kousek dál. Extenzivní formou
rotační pastvy je „honová pastva“. Pastvina je rozdělena na několik (4-6) částí –„honů“, které
se spásají 10-20 dnů.
Při oplůtkové pastvě je pastvina rozdělena na větší počet oplůtků (6-24). Doba spásání
pastviny je závislá na obrůstání porostu, podmínkách prostředí a na počtu zvířat na pastvině.
•
•
zhruba 2–5 pastevních cyklů (tj. počet vypasení oplůtku) za rok v závislosti na nárůstu
a cílovém stavu
spasený porost je schopen znovu obrůst za 2–6 týdnů. Spodní hranice rozpětí platí pro
jaro s dostatkem vláhy a intenzivním růstem porostu, horní hranice pro letní a
podzimní období, kdy je limitujícím faktorem především vláha.
Budeme-li chtít jednu pastvinu s několika oplůtky využívat k pastvě celou vegetační sezónu,
musíme počítat s tím, že množství zvířat, schopných efektivně spásat plochu v létě a na
podzim, nebude schopno zdolat jarní nárůst biomasy. Tento problém lze vyřešit následujícími
způsoby: regulací počtu zvířat v oplůtku nebo zvětšením plochy určené k pastvě v letním a
podzimním období. Třetí možností je třetinu až polovinu pastviny sklidit na jaře na seno.
Počet potřebných oplůtků se dá přibližně odhadnout pomoci vztahu: Po = (doba odpočinku
pastviny / doba pastvy v oplůtku ) + 1. Čas se vyjadřuje v týdnech.
Kontinuální pastva (anglické názvy: set stocking, continuous stocking) je definována jako
nepřetržité pasení dobytka v jednom oplůtku během roku nebo pastevní sezóny. Většinou je
používána na rozsáhlých celcích (polo)přirozených travních porostů při nízkém zatížení
pastviny nebo na menších intenzivně obhospodařovaných pastvinách s vysokým zatížením.
•
•
výhoda spočívá především v nižší finanční náročnosti (menší požadavky na oplocení,
méně napájecích míst a nižší potřeba práce na manipulaci se zvířaty).
nevýhodou je obtížná regulace kvality vypasení (pokud nebudeme manipulovat
s počtem zvířat) v rámci jedné sezóny i mezi jednotlivými lety. Nesmíme zapomenout,
že produkce biomasy kolísá v závislosti na počasí. V obou případech (při kontinuální i
rotační pastvě) může být zatížení pastviny stálé nebo variabilní.
Tab X. Porovnání rotační a kontinuální pastvy
Pastevní systém
Produkce
- výnos pastevní píce
- přírůstky
Náklady
- pevné obvodové oplocení
- mobilní dělící oplůtky
- napájení
Potřeba práce
- přehánění
- sekání přebytků píce a nedopasků
Rotační
stejný nebo mírně vyšší
stejné nebo mírně vyšší
stejné
výrazně vyšší
výrazně vyšší
výrazně vyšší
stejné
Kontinuální
stejný nebo mírně nižší
stejné nebo mírně nižší
stejné
výrazně nižší
výrazně nižší
výrazně nižší
stejné
Rozdělení techniky pastvy ve vztahu ke zvířatům
Nátlaková pastva - zvířata nutíme spásat určitý typ porostu bez možnosti výběru. Při využití
nátlakové pastvy se podíl nedopasků pohybuje mezi 5–20 % v závislosti na kvalitě porostu.
Volná pastva - zvířata mají neomezeně k dispozici různé typy porostů lišících se kvalitou
(např. starší porosty extenzivně spásané, mladé porosty intenzivně spásané, porosty nechané
ladem atd.) a sama si řídí množství příjmu píce podle momentální potřeby.
Zimní pastva
Zvířata jsou prakticky celý rok na pastvině a v období nedostupnosti pastevního porostu jsou
přikrmována. Tento systém je možné doporučit do oblastí s převahou písčitých půd a kde
nedochází k dlouhodobému pokryvu porostu sněhem. Do tohoto systému je zařazován
většinou masný skot (nebo jeho kříženci) bez tržní produkce mléka. Pro zajištění dostatečného
množství píce je nutné počítat s větší rozlohou pastvin spásaných v podzimním a zimním
období, protože zhruba od konce září pomalu ustává růst travinného porostu. Jednou z cest je
zařadit do pastvin porosty pokosené zhruba v srpnu, které do konce vegetační sezóny
dostatečně obrostou. Problémem však mohou být plísně na porostu, které následně způsobují
dietetické poruchy.
Zatížení pastviny
Zatížení pastviny je vyjadřováno počtem nebo hmotností zvířat na jednotku plochy. Obvykle
se v České republice udává v počtech dobytčích jednotek (DJ) na 1 ha pastviny (1 DJ je 500
kg živé hmotnosti zvířete), v zahraničí se udává i vyjádření v kg nebo i v počtech kusů druhů
zvířat stejné kategorie na 1 ha.
Intenzita obhospodařování vs. intenzita pastvy
Měli bychom rozlišovat mezi intenzitou obhospodařování pastviny a intenzitou pastvy.
Intenzita obhospodařování pastviny je soubor agrotechnických opatření (hnojení, obnova
travních porostů, chemické ošetření, atd.), jejichž cílem je dosažení maximálního využití a
výnosu pastevního porostu a následně i pasených zvířat.
Intenzita pastvy je zatížení pastviny ve vztahu k produkci rostlinné biomasy. Je možné mít
intenzivní pastvu na extenzivně obhospodařované pastvině.
6. Srovnání různých typů obhospodařování travních porostů (pastva, sečení,
neobhospodařování) a jejich vliv na dané skupiny organismů a abiotické charakteristiky
lokalit
6.1 Struktura a druhová skladba vegetace
Při rostoucí frekvenci obhospodařování se na loukách zvyšuje pokryvnost druhů s plazivým
růstem, popř. druhů vytvářejících přízemní růžice listů (jetel plazivý, pampeliška lékařská,
jitrocel kopinatý, rozrazil douškolistý, aj.). Naopak při ponechání travního porostu ladem
nebo při malé frekvenci obhospodařování (mulčování nebo kosení jednou za rok) se více
rozvíjí vysoké druhy dvouděložných rostlin (bršlice kozí noha, kerblík lesní, pcháče, šťovíky,
aj.)
Vysoké byliny
Druhy s přízemní růžicí nebo s plazivým růstem
Pokryvnost v %
40
2x kosení
Úhor
30
1x mulčování
20
2x mulčování
10
3x mulčování
0
1.rok 2.rok 3.rok 4.rok 5.rok 6.rok
1.rok 2.rok 3.rok 4.rok 5.rok 6.rok
Roky
Extenzivní pastva
Intenzivní pastva
Úhor
Potenciální výška
porostu (cm)
Potencionální výška porostu
75
65
55
45
35
1998
1999
2000
2001
Year
2002
2003
2004
Extenzivní pastva
Intenzivní pastva
Úhor
Pokryvnost vysokých bylin
Pokryvnost v %
50
40
30
20
10
0
1998
1999
2000
2001
2002
2003
2004
Year
Extenzivní pastva
Intenzivní pastva
Úhor
Druhy s přízemní růžicí nebo s plazivým růstem
Pokryvnost v %
60
50
40
30
20
10
0
1998
1999
2000
2001
2002
2003
2004
Year
•
•
•
potencionální výška porostu se snižuje s intenzitou pastvy
podíl druhů s přízemní růžicí (např. pampeliška, smetánka, prasetník) nebo s plazivým
růstem (např. jetel plazivý, rozrazil douškolistý) se zvyšuje s intenzitou pastvy
podíl vysokých bylin (např. bršlice kozí noha, svízel bílý, bolševník obecný, řebříček
jemnolistý ) se snižuje s intenzitou pastvy
Poznámka: Výsledky obou pokusů pocházejí z lokalit, na kterých došlo k obnovení obhospodařování
v opuštěných trvalých travních porostech.
6.2 Nadzemní fauna bezobratlých
Na obhospodařované travní porosty je ve střední Evropě vázáno velké množství druhů
bezobratlých živočichů, především hmyzu a pavouků. Najdeme mezi nimi druhy býložravé
(fytofágní), dravé, cizopasníky i rozkladače zpracovávající odumřelá těla rostlin a živočichů
či jejich produkty. Mnoho druhů fytofágů je specializováno pouze na jeden až několik málo
druhů hostitelské rostliny, jiné naopak mohou napadat i několik desítek různých rostlinných
čeledí. Podobně mohou být vybíravé i co do části jediné rostliny, na které ožírají např. jen
kořeny, stonky, listy, květy nebo semena, žijí uvnitř orgánů rostlin v takzvaných minách nebo
hálkách nebo se živí nektarem a pylem. Různé druhy bezobratlých se liší rovněž výběrem
míst pro kladení vajíček, prostředí pro rozmnožování, pro úkryt nebo lov potravy (u dravých
skupin).
O druhové rozmanitosti bezobratlých živočichů na určitém místě rozhodují především:
• soubor podmínek prostředí, jako jsou podnebí, horninové podloží, druh půdy, vodní
režim nebo reliéf krajiny
• druhová rozmanitost rostlinného společenstva
• struktura (architektura) porostu, daná výškou rostlin, jejich růstovou formou (trsy nebo
jednotlivé lodyhy apod.), vytrvalostí jejich částí a pokryvností (hustotou) vegetace.
Způsoby hospodaření na lokalitě (management), ať už pastva nebo kosení, ovlivňují diverzitu
bezobratlých v krátkodobém a dlouhodobém časovém měřítku.
Krátkodobé účinky jsou spojeny:
1) se zjednodušením struktury porostu, jehož důsledkem je:
• dramatická změna mikroklimatu
• ztráta potravních zdrojů na těch částech rostlin, které byly pokoseny nebo sežrány
dobytkem
• ztráta úkrytů
Management se tak na stanovišti okamžitě projeví poklesem počtu druhů a u jejich většiny
rovněž výrazným poklesem počtu jedinců.
Zasáhne tak např. brouky nosatčíky nebo zrnokaze, vyvíjející se v luscích a semenech
bobovitých rostlin, z ploštic některé klopušky, jež během léta kladou přezimující vajíčka do
stonků různých trav těsně pod květenství, nebo minující hmyz, který je okusem listů či
pokosením z biotopu zcela odstraněn - jeho larvy vytvářejí požerky zcela uvnitř listů nebo
stonků (např. někteří drobní motýli, dvoukřídlí, blanokřídlí a brouci). Zejména velké druhy
jako kobylky a saranče se stávají na pokoseném či spaseném porostu ve zvýšené míře kořistí
obratlovců, nejčastěji ptáků.
2) s omlazením rostlinných tkání znovu obrůstajících rostlin, které pro některý býložravý
hmyz představují zdroj kvalitní potravy. Mladé části rostlin obsahují:
• více výživných látek
• méně druhotných jedovatých produktů látkové přeměny rostlin
• jsou měkčí, což usnadňuje jejich okusování nebo nabodnutí.
Dlouhodobé účinky obhospodařování jsou spojeny:
• se změnami druhového složení rostlinných společenstev
• dlouhodobými změnami prostorového uspořádání rostlinného porostu
Z dlouhodobého hlediska se tak již projevují zvláštnosti pastvy oproti kosení dané mimo jiné
tím, že:
• dobytek přednostně spásá některé druhy rostlin, zatímco jiným se vyhýbá, čímž
ovlivňuje dostupnost hostitelských rostlin pro specializované fytofágy.
Klopuška jehlicová
(Macrotylus paykulli)
Síťnatka bodláková
(Tingis cardui)
Mezi typické druhy hmyzu na pastvinách tak patří právě ty druhy ploštic (viz obr.), křísů,
brouků, dvoukřídlých, atd., vázané na rostliny, jimž se dobytek vyhýbá: kopřivy, bodláky,
jehlici trnitou, miříkovité rostliny (mrkev, pastinák, atd.), vratič, řebříček, šťovíky nebo
třezalky.
•
pastva za nízkých stavů dobytka má schopnost vytvořit mozaiku silně a slabě
spasených plošek s různou výškou porostu, na rozdíl od kosení, které vytvoří
stejnoměrně nízkou výšku porostu na celé ploše
Saranče (Chorthippus parallelus)
Mozaikovitost je důležitá pro některé druhy bezobratlých, například mnohé saranče (viz obr.),
jejichž dospělci se zdržují především ve vyšších porostech, zatímco vajíčka kladou do
obnažené půdy. Přítomnost holých míst způsobených sešlapem a suché mikroklima v nízko
spasených částech, a to zejména na výslunných svazích, vyhovuje mnoha druhům
teplomilných a suchomilných druhů pavouků, střevlíků, motýlů, kobylek, plžů a dalších
bezobratlých (včetně mnoha ohrožených druhů) více než souvislý travnatý pokryv.
Nedopasky naopak představují šanci pro přežití druhů vázaných např. na semena a květy.
•
Pasoucí se dobytek sám o sobě vytváří v travních porostech prostředí pro výskyt
některých skupin bezobratlých, které se na kosených či jinak obhospodařovaných
plochách nevyskytují. Kromě parazitů a krevsajících členovců se jedná zejména o
druhy vázané na trus.
Trus je již od prvních okamžiků kolonizován bezobratlými, kteří zásadním způsobem
přispívají k jeho rozkladu a návratu živin do půdy. Nejpočetnější jsou v trusu larvy
dvoukřídlých a brouci. Podle způsobu obživy dělíme živočichy vázané na prostředí výkalů
na:
• pravé koprofágy („lejnožrouty“), často s krátkým vývojovým cyklem, omezeným
většinou na čerstvý trus (mouchy kmitalky, mrvnatky, květilky a výkalnice, z brouků
především vrubounovití),
• méně specializované saprofágy („hniložrouty“), kteří zpracovávají především starý
trus. Mezi ně patří především skupiny, které se vyskytují běžně i v půdě, zejména
rozměrem malé larvy dvoukřídlých (pakomárů, bejlomorek, smutnic a koutulí),
roztoči, chvostoskoci, roupice nebo některé žížaly.
• dravce (predátory), k nimž náleží zejména brouci drabčíci, mršníci a larvy vodomilů,
kteří v trusu loví larvy dvoukřídlých a jiné bezobratlé.
Kmitalka (Sepsidae)
Drabčík huňatý (Emus hirtus)
Výskyt jednotlivých druhů ze všech tří skupin je ovlivněn podnebím, roční dobou, stářím
trusu, jeho velikostí a v neposlední řadě i druhem původce.
Nejprozkoumanější jsou přitom z tohoto hlediska vrubounovití
brouci, z nichž se v České republice výkaly živí přibližně sto druhů.
Většina upřednostňuje jeden druh trusu (kravský, ovčí, koňský),
popřípadě určitý typ přírodního prostředí (otevřená krajina či les,
nížiny či hory). Důležitou roli hraje i složení půdy - vrubounovití
brouci trus zahrabávají nebo pod ním hloubí chodby, ve kterých se
pak vyvíjejí jejich larvy. Některé druhy tak osidlují jen půdu
kamenitou, jiné těžkou, další naopak písčitou. Dlouhodobě
intenzivní management (kontinuální pastva při vysokých stavech
dobytka, kosení více než jedenkrát do roka)
•
upřednostňuje druhy s pionýrskou životní strategií, tj. ty, které
mohou využívat mnoho různých živných rostlin či typů kořisti,
rychle se vyvíjejí, rychle se rozmnožují a dobře se šíří na větší
vzdálenosti, což jim umožňuje rychle kolonizovat často
narušovaná stanoviště a nové plochy jako jsou např. pole nebo
staveniště. Na intenzivních pastvinách tak často převažují
podobné druhy jako například v polních kulturách. Typickými příklady mohou být
křísek žlutošedý (Macrosteles laevis), střevlíček obecný (Pterostichus melanarius)
nebo někteří pavouci z čeledi plachetnatkovití (Bathyphantes gracilis, druhy rodů
Oedothorax a Erigone). Tyto druhy většinou není zapotřebí nijak zvláště chránit.
Křísek žlutošedý
(Macrosteles laevis)
•
téměř vždy se negativně projevuje
celkovým poklesem diverzity bezobratlých
nejrůznějších skupin. Lokálně vzácnější druhy
v prostředí opakovaně narušovaném okusem a
sešlapem v delším čase nepřežijí a jejich návrat
může být ovlivněn jejich migrační schopností,
která je často omezená, např. u druhů s převahou
krátkokřídlých nebo bezkřídlých jedinců.
Obzvláště citliví na pastvu i při relativně nízkých
stavech dobytka jsou velcí střevlíci rodu
Carabus. Oproti neobhospodařovaným plochám i
koseným loukám bývá početnost jejich populací
na pastvinách výrazně nižší.
Střevlík Ullrichův
(Carabus ullrichi)
Zanechání pastvy nebo kosení je na obhospodařovaných pozemcích zpravidla okamžitě
následováno růstem celkové druhové bohatosti a početnosti hmyzu, ať už se jedná o kobylky,
saranče, brouky, křísy, ploštice, denní motýly, samotářské včely a vosy nebo cizopasné
blanokřídlé. To podtrhuje důležitost ponechání alespoň malých, dočasně
neobhospodařovaných ploch v rámci pastvin a luk, jakožto útočišť hmyzu, které jsou
posléze zdrojem jeho šíření na další lokality.
Tak například právě využívané pastviny jsou poměrně chudé na včely, což je dáno malým
množstvím kvetoucích rostlin a sešlapem, který neblaze ovlivňuje druhy včel hnízdící v zemi.
Po opuštění pastviny však dochází ke zvýšení počtu druhů i jedinců včel poté, co
nektarodárné a pylodárné rostliny na pastvině mohou nerušeně vykvést. Toto zvýšení
diverzity včel je však přímo podmíněno předchozí pastvou, která udržuje vysokou
rozmanitost kvetoucích rostlin. Z dlouhodobého hlediska je tak managementový zásah
k udržení rostlinného společenstva nutný. Podobné reakce bychom nalezli i u mnoha dalších
skupin bezobratlých.
Závěr
Velká rozmanitost fauny travních porostů v mnoha dnešních chráněných území je povětšinou
důsledkem archaických zemědělských metod, které různorodost podmínek udržovaly jak na
úrovni krajiny, tak maloplošně i díky takovým zásahům jako bylo postupné ruční vyžínání
nebo kůlové pastva. K ohrožení velkého množství druhů bezobratlých travních porostů
v současné době došlo po dalekosáhlém scelení krajiny, které znemožnilo jednotlivým
populacím, nyní izolovaným v často od sebe vzdálených zbytcích původních biotopů, mezi
sebou vzájemně komunikovat (viz heslo metapopulační dynamika). To je bohužel z hlediska
jejich dlouhodobého přežití zásadní. Na druhé straně řada bezobratlých dnes trpí tím, že
doslova celé plochy těchto pozůstalých fragmentů původních stanovišť nejsou
obhospodařovány anebo naopak, jsou obhospodařovány jednotvárným a jednorázovým
způsobem, který je dnes (na rozdíl od dřívějších dob) nejúspornějším, např. velkoplošnou sečí
za použití těžké mechanizace.
V současné době je tedy třeba hledat kompromis, který by mozaikovitost na úrovních krajiny
i biotopu alespoň do jisté míry podpořil. Management by měl pro potřeby bezobratlých
udržovat na jedné straně dlouhodobé zachování biotopu, tedy rostlinného společenstva, na
straně druhé však v jeho rámci také rozmanitou nabídku mikrostanovišť. Vzhledem
k obrovskému počtu druhů bezobratlých (jen hmyzu žije v České republice přes 30 tisíc
druhů) a různorodosti jejich nároků totiž bohužel nelze navrhnout jednotný ideální
management travních porostů, který by prospíval všem skupinám. To ovšem nemění nic na
nutnosti provádění managementových opatření.
Rozdíly mezi třemi hlavními způsoby údržby travních porostů z pohledu bezobratlých
zjednodušeně shrnuje tabulka:
obhospodařování
Ponechání ladem
Sečení
Pastva
Strukturně složitý
Tradiční způsob
Postupnost.
porost bez narušování údržby některých typů Různorodost díky
bezprostředně
společenstev.
selektivnímu a
Výhody
vyhovuje řadě druhů Poměrně jednoduché nerovnoměrnému
nejrůznějších skupin. plánování.
spásání (nedopasky),
sešlapu a tvorbě trusu.
Časem lokalita
Náhlý katastrofický
Při vysoké intenzitě a
postupně zarůstá až
zásah do společenstva dlouhodobém
dojde ke zhoršení
(změna mikroklimatu, působení
podmínek pro daný
likvidace potravních (hranice v praxi
druh (některé
zdrojů a úkrytů).
obtížně uhlídatelná)
vyžadují každoroční Vyloučení řady druhů negativní vliv
Nevýhody
management, jiným
nacházejících se právě přímého stresu,
bude zcela vyhovovat v citlivé fázi vývoje. redukované struktury
několikaleté i delší
Zvláště destruktivní
a nakonec i degradace
ponechání ladem)
velkoplošná seč
floristické skladby.
těžkou mechanizací.
Managementový
Sečení lokality po
Rozdělení lokality,
zásah opakovaný
částech, nikoliv naráz, rotační pastva po
v různých, i
nebo každoroční
částech (rozlehlé
víceletých periodách ponechání části
lokality).
Řešení
plochy nepokosené.
Intenzivní krátkodobé
Použití lehkých
přepasení (malé
způsobů, alespoň na
lokality).
nejcennější partie.
Zvláštním
managementovým
opatřením týkajícím se zavedení
pastvy do chráněných území může
být např. použití dřevěného oplocení,
případně
ponechání
starých,
trouchnivějících
kusů
oplocení
v úhledné hranici za ohradou
pastviny na takovém místě, kam se
opírá slunce po většinu dne. Tyto
dřevěné kůly slouží jako hnízdiště
mnoha druhů včel, které jinde než ve
dřevě hnízdit nemohou. Jejich výskyt
na pastvině podmiňuje právě dostatek
hnízdních příležitostí. Pozornost by měla být věnována výskytu mokřadních společenstev na
pastvině. Luční prameniště představují stanoviště velmi citlivá na rozrušování kopyty skotu či
ovcí a hnojení trusem, přitom se v nich mohou vyskytovat četné kriticky ohrožené druhy
rostlin a živočichů, například chráněný drobný plž vrkoč útlý (Vertigo angustior). Prameniště
je nutné oplotit a občasně je pokosit.
6.3 Motýli luk a pastvin
Proč právě motýli v samostatné kapitole?
Tak jako k pastvinám a loukám tradičně patří pasoucí se dobytek a kvetoucí rostliny, patří
k nim i množství druhů hmyzu, zejména pak motýlů (Lepidoptera). Význam motýlů je
především v jejich biologické hodnotě. Řád motýlů je dlouhodobě a intenzívně studován a
máme tedy solidní informace o ekologických nárocích jednotlivých druhů. Je známo, že
motýli zahrnují množství druhů s vyhraněnou vazbou na daný typ prostředí (tzv. indikační
druhy) a ve většině travinných porostů mají reprezentativní zastoupení. To platí zejména pro
skupinu Rhopalocera (motýli aktivní ve dne). Denním motýlům je věnován následující text.
Problematika travinných biotopů
Značné množství druhů motýlů je vázáno na travinné biotopy. Dnes se má za to, že
středoevropská bezlesí mají v krajině dlouhodobou kontinuitu, přičemž příchod člověka
v průběhu Atlantiku a jeho činnost (kácení, žďáření, chov dobytka, ap.) měla zásadní vliv na
další přežití většiny stepních, lesostepních a lučních druhů. Mezi ně se řadí právě motýli. Od
tohoto období se datuje začátek “problémů” hospodaření člověka v krajině a koexistence
množství druhů na antropogenně podmíněných stanovištích. Člověk vytvořil bezlesá
stanoviště a jejich velmi pestrou mozaiku. Každý druh tak měl možnost najít si své místo
(úhory, opuštěná pole v různých stádiích sukcese, pole s různými kulturami plodin, pasené
louky, sečené louky, vypalované meze, nivní louky, mezofilní louky, xerotermy atd.). Je
pravděpodobné, že druhy vázané na antropogenně podmíněná stanoviště byly v lokálním
měřítku jistým způsobem vždy ohroženy různými kulturně-politickými obraty ve společnosti
(války, vysídlování oblastí, nové technologie hospodaření ap.), které vedly ke změnám
v osídlení krajiny, potažmo v hospodaření. To pak platí především pro 20. století. Nejprve
probíhala intenzifikace zemědělství, použití nových vysokoprodukčních technologií,
scelování pozemků, užití umělých hnojiv, biocidů atd. a naopak ukončení ekonomicky
neefektivního extenzivního hospodaření a zánik původně kulturních luk a pastvin.
Ukázka mozaikovité krajiny Valašska
Zhruba od konce druhé světové války lokálně vymizelo v hospodářsky intenzívně využívané
krajině ČR 40 - 50 % denních druhů motýlů. Nejvíce byly postiženy lokálně se vyskytující
druhy, tj. druhy se specializací na konkrétní stanoviště, mající vysokou bioindikační hodnotu.
Pokud se pokusíme o analýzu, které skupiny byly postiženy nejvíce, zcela jednoznačně
dospějeme k závěru, že se jedná o druhy s vazbou na stepní a luční biotopy, tedy svou
podstatou vesměs kulturní ekosystémy, jejichž existence je podmíněná hospodařením. Pokud
není o tyto biotopy nějakým způsobem pečováno, dochází k jejich sukcesi (zarůstání
náletovými dřevinami, např. akát, hloh nebo růže šípková, hromadění stařiny, mizení
kvetoucích bylin vhodných pro motýly) a hrozí jejich zánik.
Dva příklady
Mezi travní společenstva je možno zařadit množství typů luk, pastvin i stepí. Každé takové
společenstvo disponuje jinými podmínkami a jinými druhy motýlů a proto se jen těžko hledá
univerzální způsob hospodaření. Dále tedy uvádíme dva příklady výrazně odlišných travních
stanovišť, jejich způsob obhospodařování i charakter společenstev motýlů.
Příklad z Poodří: aluviální louky
CHKO Poodří patří mezi regiony s proporčně nejvyšším zastoupením nivních luk v České
republice. Tyto louky jsou poměrně uniformní a vysoce produkční. Sečou se strojovou
mechanizací 2-3x do roka (senoseč v červnu, otava v první polovině srpna a příležitostně i
podzimní seč v říjnu). Hlavní senoseč a otava probíhá plošně. V průběhu několika dní je tak v
Poodří posekáno více než 3/4 luk. Fauna motýlů na jednotlivých loukách je, až na výjimky,
víceméně totožná. Společenstvo motýlů je málo rozmanité, převládají eurytopní luční druhy
(bělásek řepkový Pieris napi, bělásek řepový P. rapae, bělásek řeřichový Anthocharis
cardamines, okáč luční Maniola jurtina, okáč poháňkový Coenonympha pamphilus, okáč
prosíčkový Apanthopus hyperantus, modrásek jehlicový Polyommatus icarus, soumračník
čárečkovaný Thymelicus lineola apod.). Významnější je pouze výskyt modráska bahenního
(Maculinea nausithous). Malá druhová diverzita je zapříčiněna zejména uniformitou luční
vegetace. Je ale velmi pravděpodobné, že ochuzování lučních společenstev motýlů dále
prohlubuje plošný a jednotný způsob hospodaření. Dvakrát (třikrát) ročně je plošnou sečí
zničena většina vývojových stádií motýlů (imobilních housenek a kukel), dochází k otevření
rostlinného krytu predátorům (zejména ptákům) a fakticky zmizí potravní základna pro
imaga.
Příklad z Beskyd: pastviny
Valašské pastviny patří k nejlépe zachovalým v rámci České republiky. Kopcovitá podhorská
krajina je charakteristická pestrou a jemnou mozaikou lesních i bezlesých stanovišť. Navíc se
na Valašsku dochoval tradiční způsob hospodaření (pasení, sečení, lada i drobná zemědělská
políčka). Tradiční způsob hospodaření nelze jednoduše definovat, většinou se ale
jedná/jednalo o různé obměny seče v první polovině léta doplněné o pozdně letní a podzimní
dopásání. Víceleté sledování denních motýlů na valašských pastvinách ukazuje, že druhová
rozmanitost motýlů je důsledkem vlivu více faktorů prostředí. V prvé řadě se jedná o
kontinuitu pastvin a květnatých podhorských luk v regionálním měřítku. Je známo, že řada
ohrožených druhů přežívá ve volné krajině v metapopulacích. Mozaikovitý charakter valašské
krajiny druhy s metapopulační strukturou podporuje. Vysoká heterogenita stanovišť tedy
přímo odpovídá značné druhové rozmanitosti motýlů. Ne všechny louky jsou ale
kolonizovány stejnými druhy motýlů. Ukazuje se, že nejcennější pastvinné druhy motýlů
(např. modrásek černoskvrnný Maculinea arion, modrásek jetelový Polyommatus bellargus,
hnědásek kostkovaný Melitaea cinxia, vřetenuška ligrusová Zygaena carniolica, perleťovec
maceškový Argynnis niobe, soumračník skořicový Spialia sertorius apod.) jsou lokalizovány
zejména na pastvinách s jižní až západní expozicí, zatímco na severně až východně
orientovaných svazích mají tendenci se vyskytovat spíše druhy v regionu široce rozšířené.
Dalším faktorem působícím na společenstva motýlů je plošná výměra pastviny. Malé pastviny
(tj. menší než cca 0,5 ha) nejsou stepními druhy vyhledávány, což patrně vyplývá ze značného
zastínění pastviny okolním lesním porostem. Dále se ukazuje, že pastevní systém hospodaření
nelze dlouhodobě suplovat pouze sečí. Ohrožené a vzácné druhy motýlů byly vázány na
pasené, ne na sečené plochy.
Jak tedy hospodařit?
Hospodářská činnost, která by vyhovovala populacím/společenstvům lučních druhů motýlů,
je zcela nezbytná. Nežádoucí je jak upuštění od hospodaření, tak příliš intenzívní obdělávání
luk a pastvin. Z hlediska zemědělců a ochránců přírody je tedy potřeba hledat kompromisní
řešení extenzívního zemědělství (s vyloučením hnojení luk, případné aplikace biocidů a
melioračních úprav). Kompromis je ale potřeba často hledat také mezi různými, ochranáři
navrženými plány péče. Ty jsou často jednostranně zaměřeny na jednu cílovou skupinu
organismů. Pravidelně se jedná o rostliny (viz orchideje).
Dále je zřejmé, že rehabilitovat původní populace motýlů, odpovídající stavu zhruba před 5060ti léty, tj. období ze kterého máme první poměrně ucelená faunistická data, je ekonomicky i
jinak nereálné. Ochranářské aktivity by měly být z tohoto pohledu soustředěny primárně do
rozsáhlejších oblastí s tradičním způsobem obhospodařováním (Bílé Karpaty, Moravský kras,
Beskydy, České Středohoří, Pošumaví aj.), kde se dochovaly populace lučních a pastvinných
druhů motýlů. Z toho vyplývá, že managementová ochrana jedné louky většinou nemá takový
efekt na přežívání lokálních populací motýlů jako ochrana celého lučního komplexu daného
regionu.
Cílem hospodaření na loukách a pastvinách je takové hospodaření, které povede k
heterogenitě ve fenofázích vývoje luční vegetace a dlouhodobě také k heterogenitě vlastní
vegetace. Nelze přesně specifikovat, který typ managementu na kterou louku uplatnit. Měly
by se ale kombinovat různé typy seče a pastvy domácích zvířat, případně další disturbanční
zásahy.
Motýli potřebují pro svůj vývoj vzrostlou vegetaci (jak vývojová stádia, tak dospělci). Existují
dvě možnosti jak tohoto stavu dosáhnout. Buď realizovat seč/pastvu mimo hlavní vegetační
sezónu (tj. mimo červen-září) nebo mozaikovitý systém hospodaření. To znamená, že v
průběhu vegetační sezóny se na dané louce musí vždy nacházet vzrostlá vegetace ve fázi
kvetení. Poměr posekané/vypasené části louky ku neposekané/nepasené by měl být zhruba 43:1 (na suších biotopech ponechat spíše větší díl neobhospodařované plochy, tj. až 1/3, na
mezofilních až mokřadních loukách stačí ponechat menší díl, tj. 1/4 až 1/5). Vždy by ale měly
být ponechány nesečené plochy větší než 0,5 ha. Louky s menší výměrou by bylo vhodné
obhospodařovat způsobem seče/pastvy mimo hlavní vegetační sezónu. Jako nevhodný se jeví
plošný způsob obhospodařování luk, kdy je během krátkého období v regiónu posekána
strojovou mechanizací většina lučních porostů (viz systém hospodaření z
Agroenvironmentálních dotačních titulů).
Poměrně specifický způsob hospodaření vyžadují pastviny. Prioritou je hospodaření na
prosluněných pastvinách s jižní až západní expozicí. Systém hospodaření musí být takový,
aby si pastviny zachovávaly ráz krátkostébelného (středně vzrostlého) trávníku. Toho je
možno dosáhnout více způsoby. Častá je kombinace seče a pastvy, kdy seč probíhá začátkem
léta a poté je dorůstající vegetace přepásána. Tento způsob hospodaření je opět potřeba
provést mozaikovitě, tak aby se v hlavní vegetační období na lokalitě vždy nacházel vzrostlý
porost (cca 1/4-1/3 původní plochy). Vhodné je též vzrostlou vegetaci jednorázově pokosit na
podzim (druhá polovina října) a biomasu odvézt nebo spálit. Významná je také samotná
intenzita pastvy. Louky by neměly být intenzivně přepásány jednak z důvodu snížení druhové
rozmanitosti rostlin (zvířata vypasou rostliny, které jim nejvíc chutnají) a jednak díky
nadměrnému přísunu živin do půdy ve formě exkrementů pasených zvířat a následnému
konkurenčnímu zvýhodnění nitrofilních druhů rostlin (vyžadují půdy bohaté na dusík). Různí
autoři doporučují různou intenzitu pastvy. Lze doporučit pastvu odpovídající maximálně
dvěma dobytčím jednotkám/ha (dobytčí jednotkou se rozumí 1 kráva nebo ekvivalent 3 ovce)
a to nejlépe v kombinaci s předchozí sečí. Nelze opomenout ani druh pasoucích se zvířat.
Různé druhy motýlů preferují louky pasené hovězím dobytkem, ovcemi, koňmi nebo kozami.
Důležité je také mechanické narušení drnu dobytkem a odhalení půdního substrátu. Motýli
pak mají místa na slunění.
Pastvina přehrazená přenosným ohradníkem
Plošná seč aluviální louky
Pastvu a seč je možno kombinovat se třetím tradičním nástrojem na údržbu pastvin, a tím je
vypalování. Přestože chybí ucelené informace o dopadu vypalování na faunu bezobratlých,
ukazuje se, že vypalování společenstvům bezobratlých z dlouhodobého hlediska prospívá (viz
tradiční způsob hospodaření na valašských pastvinách). Vypalovaná plocha by v daném roce
neměla přesáhnout zhruba 1/5 celkové rozlohy lokality a měla by být prováděna nepravidelně
(v různých létech). Velmi důležitý je též termín vypalování. Nejvhodnějším obdobím je
předjaří, kdy je již proschlá loňská tráva, ale půda je po zimě ještě značně zvlhlá, resp. zmrzlá.
Riziko nekontrolovaného požáru je tak nižší a většina bezobratlých je v tuto dobu
lokalizována hluboko v půdě. Alternativně je možno vypalovat i na přelomu podzimu a zimy
(listopad - prosinec).
Protože dopad managementu lučních ploch na herbivorní hmyz je v současné době teprve v
počátcích studia a každá louka má svá další specifika, považujeme za nezbytné jakékoli
managementové zásahy realizovat jako experimentální. To znamená, že musí být zavedeno
sledování, které umožní vyhodnocení zásahu a současně navrhne jeho případnou úpravu.
6.4 Půdní bezobratlí
Důležitou součástí všech travních porostů je rovněž půdní prostředí. Půda je složitý systém,
tvořený mrtvým minerálním substrátem a živými složkami, které jsou zastoupeny kořeny
rostlin a především nejrozmanitějšími půdními organismy, které souborně označujeme jako
edafon. Půdní organismy zahrnují mikroorganismy (mikroedafon: bakterie, řasy, houby) a
půdní živočichy (zooedafon). Půdní organismy se významně podílejí na rozkladu odumřelé
organické hmoty a tvorbě humusu. Během těchto procesů jsou uvolňovány do půdy látky a
živiny, které pak přijímají rostliny svými kořeny a využívají je k růstu. Půda a její vlastnosti
jsou významné pro existenci, rozvoj, strukturní parametry i produkční schopnosti nadzemní
vegetace.
Tělesné rozměry půdních bezobratlých se sice pohybují od několika milimetrů do několika
centimetrů, jejich počty v lučních půdách však mohou dosahovat řádově desítky až stovky
tisíc jedinců na metr čtvereční.
Příklady tělesných rozměrů a počtů jedinců u vybraných skupin půdních bezobratlých
Skupina
průměrná
velikost těla
v milimetrech
půdní prvoci (Protozoa)
0,01 – 0,2
háďátka (Nematoda)
0,2 – 2
půdní roztoči (Acari)
0,2 – 3
chvostoskoci (Collembola)
0,3 – 9
roupice (Enchytraeidae)
2 – 20
suchozemští stejnonožci (Oniscidea) 2 – 20
hmyz (zejména larvy)
5 – 30
mnohonožky (Diplopoda)
2 – 35
stonožky (Chilopoda)
5 – 50
žížaly (Lumbricidae)
10 – 500
Již samotné vysoké počty vypovídají o
důležitosti těchto živočichů v půdě. Vedle
úlohy při rozkladu organické hmoty a jejím
transportu
do
půdy,
napomáhají
promíchávání půdních vrstev, tvorbou chodeb
ovlivňují vodní režim, provzdušňují a
prokypřují půdu atd. V lučních ekosystémech
s rozdílným způsobem obhospodařování
proto mohou půdní bezobratlí citlivě
indikovat změny v půdním prostředí.
Z hlediska významu pro půdotvorné procesy
a uvolňování živin do půdy jsou z půdních
bezobratlých živočichů nejvýznamnější tzv.
saprofágní živočichové, tj. takoví, kteří se živí
převážně odumřelou rostlinnou hmotou
(stařina, listový opad, odumřelé kořínky
rostlin), čímž aktivně přispívají k jejímu
rozkladu a začleňování do půdy.
průměrné abundance
tj. počty jedinců na m2
1 až 500 miliónů
1 až 20 miliónů
30 tisíc až 200 tisíc
až 50 tisíc
až 10 tisíc
až 500
až 500
až 300
až 500
100 až 2 tisíce
„Obří“ exkrementy produkované žížalou
Fitzingeria platyura na povrchu půdy na
pastvinách v PP Záhumenicích (k.ú. Strání,
CHKO Bílé Karpaty).
Mezi půdní saprofágy řadíme především půdní roztoče – pancířníky (Acari, Oribatida),
chvostoskoky (Collembola), kroužkovité máloštětinaté červy z čeledí roupicovití
(Enchytraeidae) a žížalovití (Lumbricidae), mnohonožky (Diplopoda) a suchozemské
stejnonožce (Oniscidea).
Pro chod procesů v půdě jsou významné i další skupiny půdních bezobratlých jako jsou
herbivoři, živící se živými tkáněmi rostlin, zejména kořeny (některé larvy a dospělci hmyzu) a
rovněž draví živočichové, kteří se v půdě živí jinými skupinami bezobratlých a regulují nebo
stimulují jejich populace. K významným skupinám predátorů patří vedle některých zástupců
hmyzu (např. střevlíkovití brouci – Carabidae, aj.) především stonožky (Chilopoda), pavouci
(Aranea) apod.
Převážná většina půdních bezobratlých žije skrytým způsobem života v povrchových a
svrchních vrstvách půdy. Většina půdních živočichů (až 90 %) obývá svrchních 5 až 10 cm
půdního profilu, někteří živočichové však pronikají aktivně daleko hlouběji (do 50 i více cm).
Ke studiu půdních živočichů jsou používány speciální metody, pomocí kterých je možné
vyčíslit zastoupení jednotlivých skupin a získávat další údaje o jejich společenstvech.
Pomocí mechanických sond se odebírají
půdní vorky o definovaném povrchu (jejich
velikost závisí na studované skupině
živočichů), zpravidla do hloubky 10 cm.
Z odebraných vzorků půdy se pak
živočichové vypuzují v laboratořích teplem
a světlem ve speciálních extrakčních
zařízeních.
Metoda padacích zemních pastí umožňuje
sledovat půdní živočichy, kteří jsou aktivní
především na povrchu půdy.
Pro skladbu a početní zastoupení jednotlivých skupin půdních bezobratlých jsou důležité:
• fyzikální a chemické vlastnosti půdy (zejména půdní struktura, textura, geologické
podloží, pH, vlhkostní a teplotní poměry, aj.)
• strukturní poměry na povrchu půdy podmíněné strukturou a složením vegetace a
s nimi související mikroklimatické, vlhkostní a teplotní poměry v přízemní vrstvě a ve
svrchních opadových a půdních vrstvách
• přísun rostlinného opadu a přítomnost dalších rostlinných zbytků, které slouží jako
potravní zdroje, ale také životní prostředí půdním bezobratlým
Strukturní půdy s množstvím rozmanitých půdních prostůrků a chodeb, s dostatečnou
vlhkostí, s dobře vyvinutým a rozmanitým vegetačním krytem jsou bohatě osídlovány
různými skupinami půdních bezobratlých.
Půdy kosených přirozených luk v tomto směru poskytují zpravidla příznivější podmínky pro
rozvoj většiny zástupců půdních bezobratlých živočichů než půdy kulturních trávníků a
intenzivních pastvin. Odstraňování biomasy kosením není natolik negativním faktorem pro
tyto organismy jako příliš intenzivní pastva spojená často s narušováním strukturních poměrů
povrchových vrstev půdy, jejich sešlapáváním a zhutňováním a tím zhoršováním dalších
půdních parametrů. Ukazuje se, že utužování půdy, redukce prostorově strukturované vrstvy
rostlinného opadu a následný úbytek organické hmoty v půdě představují hlavní negativní
dopady pastevního hospodářství na přítomnou půdní faunu. Výzkumy prováděné v CHKO
Bílé Karpaty řadu těchto projevů potvrdily. Vzhledem k provázanosti a složitosti procesů a
dějů probíhajících v půdě nelze pozorované dílčí negativní ale i pozitivní dopady pastvy a
kosení na půdní bezobratlé jednoznačně generalizovat.
Příklady vlivu kosení a pastvy na vybrané skupiny půdních saprofágních bezobratlých jsou
uvedeny v následující tabulce:
Skupina půdních bezobratlých
Kosené louky
Pastviny
Půdní roztoči - pancířníci
vyšší abundance
na kosených
loukách
pastva může snižovat hustoty
některých druhů pancířníků
(heliofilní, eurytopní a xerofilní např. Achipteria coleoptrata,
Ceratozetella sellnicki,
Eniochthonius minutissimus,
Medioppia subpectinata a
Protoribates monodactylus)
u druhů tolerantních k nestabilním
podmínkám (např. Tectocepheus
sarekensis ) a druhů preferujících
hlubší půdní vrstvy (např.
Microppia minus a Ceratozetes
mediocris) naopak mohou populační
hustoty narůstat
pancířník Oppiella nova
Roupicovití
Žížalovití
zpravidla vyšší
počty druhů
větší zastoupení
vlhkomilných
druhů
očekávaný negativní dopad zhutnění
půdy sešlapáváním na roupice nebyl
patrný vyšší zastoupení druhů rodu
Enchytraeus s vyšší tolerancí vůči
stresu včetně sucha na plochách
pasených
• zpravidla
druhově
rozmanitější
společenstva
• negativní dopad pastvy na
druhovou rozmanitost žížal
• eliminace
povrchových
(epigeických) druhů žížal na
pastvinách
• pastva
může
vyvolávat
pokles abundance i celkové
biomasy populací žížal žijících na
pastvinách
• možný nárůst hlubinných
žížal (např. Lumbricus terrestris)
využívajících exkrementy skotu
jako zdroj potravy
• celkově
nižší
hodnoty
abundance a rovněž nižší
povrchová aktivita
• mírný nárůst početnosti na
sušších pastvinách
• pokles počtu druhů i jedinců
zejména ve vlhčích lučních
porostech
• na
intenzivně
obhospodařovaných plochách se
zpravidla více uplatňují druhy
méně náročné na stanovištní
podmínky
(např.
Unciger
transsilvanicus, Unciger foetidus,
Polydesmus denticulatus)
• vyšší povrchová aktivita na
pastvinách s méně intenzivní
pastvou
• intenzivně spásané plochy
výrazně chudší
• více se uplatňují nenáročné
(eurytopní)
druhy
(např.
Trachelipus rathkii)
• druhy s vyššími nároky na
stanovištní podmínky (stenotopní
druhy) postupně ustupují
žížala
Aporrectodea rosea
Mnohonožky
• zpravidla
druhově bohatší
společenstva
• na vlhčích
loukách méně
patrný
rozdíl
mezi
vlivem
kosení
a
pasením
mnohonožka
Unciger transsilvanicus
Suchozemští stejnonožci
stejnonožec
Trachelipus rathkii
• vyšší
druhová
rozmanitost
• přítomny i
druhy závislé na
větší
rozmanitosti
stanovištních
podmínek
Závěr
Z hlediska půdní fauny nepředstavuje pastevní hospodaření jednoznačně negativní faktor
vedoucí k ochuzování a degradaci jejich společenstev. Zejména intenzivní pastva může
snižovat četnost některých půdních živočichů, eliminovat některé druhy specificky vázané na
povrchové struktury nepasených lučních porostů, podporovat šíření nespecifických druhů a
naopak potlačovat rozvoj populací druhů vázaných na některé specifické stanovištní
podmínky, případně obohacovat půdní faunu o druhy preferující exkrementy pasených zvířat.
Na druhé straně diverzifikace stanovištních podmínek při méně intenzivní pastvě bez
dalších negativních dopadů s ní souvisejících (devastace pramenišť a lokálních mokřadů,
lokální sešlapování a utužování svrchních půdních vrstev apod.), může významně přispívat
k diverzifikaci společenstev půdních bezobratlých živočichů.
Obě extrémní polohy obhospodařování, tj. intenzivní pastva stejně jako intenzivní kosení
ploch mohou mít daleko větší negativní dopad než extenzivní pastva a vhodně volené kosení
pozemků nebo kombinace obou způsobů managementu.
6.5 Chráněné druhy rostlin a živočichů
Mezi zvláště chráněné druhy rostlin vyskytující se na stanovištích obhospodařovaných
pastvou patří např. zástupci čeledi vstavačovitých (Orchideaceae) a rodu hořeček
(Gentianella). Jejich nároky na vhodný způsob hospodaření se mohou často lišit od našich
představ o nejlepším managementu pro daný porost. Proto pokud jsou populace těchto zvláště
chráněných druhů předmětem ochrany, měl by jim být management přizpůsoben.
V podkladových materiálech pro záchranný program rodu hořeček (Gentianella)v ČR je
uvedena jako doporučený management pastva (zejména ovcí a koz, příp. skotu nebo koní) na
přelomu května a června a poté po vysemenění rostlin na přelomu října a listopadu. První
pastva by měla spočívat v intenzivním vypasení během krátké doby (14 dní až měsíc). Druhou
pastvu je nutné pravidelně provádět v živinami bohatších a vlhčích porostech (ovsíkové
louky) a v úživnějších typech širokolistých suchých trávníků a horských a podhorských
smilkových pastvin.
Jako nejvhodnější management stanovišť
s výskytem vstavačovitých se jeví pastva
spočívající
v jednorázovém
vypasení
plochy jednou během vegetační sezóny.
Tento management by měl být prováděn
mimo vegetační sezónu vstavačovitých.
Nejvhodnějším druhem zvířat jsou ovce a
kozy, které svými paznehty rozrušují drn,
čímž vytvářejí podmínky pro uchycení
semenáčků
vstavačovitých.
Lokality
s výskytem
vstavačovitých
nemohou
sloužit jako dominantní pastviště a těžiště
pastvy musí být proto vždy jinde.
Pastva by měla probíhat mimo dobu
kvetení vstavačovitých, v případě výskytu
pozdně kvetoucích druhů (hlavinka horská
Traunsteineria globosa, letní poddruh
vstavače osmahlého Orchis ustulata subsp.
aestivalis) až koncem srpna. Obecně není
pastevní management vhodný pro vlhká
stanoviště, kde dochází k poškození
rozdupáním, nicméně krátkodobá řízená
pastva skotu na vlhkých pcháčových
loukách nebo na prameništích může být
prospěšná např. pro prstnatec májový
(Dactylorhiza majalis). Pastvu těchto
porostů je však nutné předem konzultovat
s ochranáři.
Vypracování návrhu managementu lokalit
s výskytem zvláště chráněných rostlin by
mělo předcházet odborné vyhodnocení
životaschopnosti populací a nalezení
kritických fází jejich životního cyklu
metodami populační biologie.
vstavač vojenský (Orchis militaris)
Příklady doporučení pro jednotlivé druhy
český název
prstnatec májový
vstavač kukačka
vstavač bledý
švihlík krutiklas
latinský název
charakteristika pastevního managementu
Dactylorhiza majalis řízená pastva pod dohledem pastevce
Orchis morio
krátkodobá intenzivní pastva (července/srpen) jednou za několik let
Orchis pallens
pastva ovcí a koz
Spiranthes spiralis pastva ovcí ve 2 cyklech (konec května-červenec a konec října-listopad)
Pastviny při dnešním stavu krajiny představují existenčně důležitý biotop pro většinu
koprofágních vrubounovitých brouků, živících se trusem dobytka. Více než 30 druhů z této
skupiny je v současné době v České republice v různé míře ohroženo, varující počet patnácti
druhů již na našem území vymřel. Jako příklad kriticky a silně ohrožených druhů chráněných
vyhláškou můžeme uvést kulovníka vrubounovitého (Sisyphus schaefferi) a výkalníka
pečlivého (Copris lunaris), kteří se dosud vzácně vyskytují na suchých trávnících
v nejteplejších oblastech našeho státu, kde často využívají trus ovcí a koz. Příčinou jejich
úbytku je především dramatické snížení pastvy následkem postupující intenzifikace
zemědělství v celoevropském měřítku. Ovšem i zrušení pastvy po vyhlášení řady chráněných
území mělo vedle zarůstání těchto lokalit nepříznivý dopad na tyto druhy i jejich příbuzné.
Z hlediska koprofágního hmyzu je podpora vhodně nastavené pastvy v chráněných územích
zahrnujících bezlesí rozhodně prospěšná.
Výkalník pečlivý
(Copris lunaris)
Kudlanka nábožná
(Mantis religiosa)
Kulovník vrubounovitý
(Sisyphus schaefferi)
Naopak negativně se pastva v travních společenstvech dotýká velkých druhů bezobratlých,
kteří jsou závislí na úkrytu ve strukturně bohaté vegetaci. Ta je chrání i před zraky ptáků či
jiných obratlovců. Příklady z chráněných druhů budiž kudlanka nábožná (Mantis religiosa),
obývající suché a výslunné travní biotopy na jižní Moravě, nebo kobylka zavalitá (Polysarcus
denticauda), kriticky ohrožený druh podhorských luk, přežívající v Bílých Karpatech. Na
zemi žijící velké druhy střevlíků rodu Carabus kromě ztráty úkrytu ohrožuje též sešlap.
Pastva by neměla probíhat na lučních mokřadech. Z řady vzácných a ohrožených druhů
bezobratlých vyskytujících se na těchto většinou maloplošných stanovištích byl jako
deštníkový druh vybrán plž vrkoč útlý (Vertigo angustior). Je úzce vázán na specifické
podmínky prameniště, ať už se jedná o vodní režim, obsah živin a minerálů a složení
rostlinstva. Dlouhodobé rozšlapávání a přísun trusu většinou zničí celé prameništní
společenstvo, jeho obnova je pak dlouhodobou záležitostí. Sám vrkoč útlý má jako všichni
plži jen velmi omezené možnosti šíření.
6.6 Nežádoucí druhy rostlin v travních porostech
Ne rozdíl od orné půdy nelze v travních porostech jednoduše označit některé druhy rostlin za
plevelné a nežádoucí. Závisí to na jejich vegetační fázi v době sklizně, druhu zvířat jimž je
píce určena a na jejich podílu v porostu.
Mezi nežádoucí druhy v travních porostech z pohledu zemědělce řadíme vždy následující 3
skupiny rostlin:
1. Jedovaté druhy
2. Trnité druhy zraňující zvířata
3. Ruderální druhy s podřadnou krmnou hodnotou a schopností rychlého šíření
1. Jedovaté druhy, které mohou poškodit zdraví zvířat nebo dokonce způsobit jejich úhyn,
můžeme rozdělit z praktického hlediska na dvě skupiny:
a) jedovaté pouze v čerstvém stavu (sušením a silážováním jedovatost ztrácí) - pryskyřníky,
sasanky, blatouch, řeřišnice luční.
b) jedovaté i v seně a silážích - ocún jesenní, starček přímětník, kýchavice bílá, krabilice
mámivá, přeslička bahenní, hasivka orličí, konvalinka obecná, kosatce, narcisy, tis obecný,
oměj šalamounek a další.
2. Mezi trnité druhy v travních porostech patří pcháče, bodláky, pupava bezlodyžná, jehlice
trnitá, kručinka německá, z dřevin růže šípková, trnka obecná a hloh.
3. Ruderální druhy se vyskytují zejména na plochách s vysokou zásobou živin, které vznikly
nesprávnou pastvou (košáry dlouhodobě na stejném místě) nebo aplikací stájových hnojiv
stále na stejná místa (nedostatečná kapacita jímek). Mezi ruderální druhy na loukách a
pastvinách patří kopřiva dvoudomá, lopuch pavučinatý, bršlice kozí noha, kerblík lesní a
zejména širokolisté šťovíky (š. tupolistý, kadeřavý a alpský).
Největší problém představují pro zemědělce širokolisté šťovíky, které mají nízkou krmnou
hodnotu, zvířata je na pastvě nepřijímají, zhoršují i estetickou hodnotu travních porostů a
semena vydrží v půdě klíčivá po desítky let.
Semena vzchází pouze na prázdných místech a mladé rostliny vyžadují ke svému vývoji
dostatek živin. Rostliny jsou schopny vytvářet semena v každé seči a zejména za přísušků v
otavách dokáží dozrát do plné zralosti.
Ochrana spočívá v zamezení poškození drnu, rovnoměrné aplikaci hnojiv, použití přísevů v
prořídlých porostech, zamezení vysemenění a v individuálním kosení rostlin v době
prorůstání květního stonku (vyčerpání zásobních látek z kořene). Nejčastější způsob regulace
(hubení) šťovíků je však za použití herbicidů. Totální herbicidy (glyphosate, sulphosate) jsou
vhodné pouze před radikální obnovou luk a pastvin, nebo pro natírání jednotlivých rostlin
33% roztokem. Mnohem vhodnější je použití selektivních herbicidů, které nepoškozují trávy.
Většina poškozuje jeteloviny a další dvouděložné rostliny (fluroxypyr, dicamba, thiasulfuron,
MCPA aj.). Proto mnohem vhodnější než celoplošná aplikace je pouze lokální ošetření
zádovými postřikovači.
Problematické je hubení pro ekologicky hospodařící zemědělce, kteří nemohou herbicidy
používat. Při nízkém počtu rostlin mohou šťovíky vykopávat či vypichovat, ale je nutno
odstranit kořen alespoň do hloubky 10 cm pod listovou růžicí, aby nedošlo k obrůstání.
V některých letech šťovíky silně poškozuje brouk mandelinka ředkvičková, zejména larvální
stadium.
Semenáčky šťovíku tupolistého vzcházející v mezerách v travním porostu
Zralé rostliny šťovíků jsou zdrojem půdní zásoby semen
6.7 Půdní poměry
Travní porosty mají v krajině velký význam z hlediska eliminace vodní i větrné eroze půdy a
také z hlediska výrazné ochrany kvality povrchových i podzemních vod (v porovnání s ornou
půdou). Jejich další hydrologický význam spočívá v omezení povrchového odtoku a zvýšené
dotaci podzemních vod v porovnání s ornou půdou, zejména na svazích. Zvyšují infiltrační
schopnosti půdy, snižují rychlost a unášecí schopnosti povrchově stékající vody a mechanicky
zpevňují půdu kořenovou soustavou. Díky velmi hustému prokořenění povrchové vrstvy půdy
(95% kořenů se nachází v hloubce půdy do 200 mm) dokonale filtrují prosakující vodu (na 1
m2 pastviny byla zjištěna celková délka kořenů téměř 170 km a plocha povrchu kořenů pod
lučními porosty dosahuje více než 200 m2 na 1 m2 půdy). Na pastvinách dochází k mělčímu
zakořenění a menší produkci kořenů než na loukách. Při každoročním odumírání části kořenů
zůstává v půdě velké množství organické hmoty, která vede ke zvýšení obsahu humusu a
přispívá k ukládání uhlíku z CO2 do půdy. To je dnes ceněno z hlediska omezení nárůstu
koncentrace skleníkových plynů. Na 1 ha půdy pod travními porosty do hloubky 20 cm bylo
podle analýz v CHKO Bílé Karpaty uloženo v průměru více než 1107 tun spalitelného uhlíku
(Cox), což je 3 – 10 krát více, než na orné půdě.
Protierozní účinek travních porostů
• u zapojených porostů je odnos půdních částic (erozní působení vody, popř. větru)
minimální v průběhu celého roku (na rozdíl od orné půdy, která je po část roku bez
vegetačního krytu)
• k eliminaci vodní eroze by měla dostačit hmotnost suché nadzemní biomasy pouze
200 kg.ha-1
• při zakládání nových travních porostů může docházet k erozi v počátečním období,
kdy ještě porost není dostatečně zapojen (vhodný je výsev do krycí plodiny s rychlým
vývojem)
• větší riziko je na svažitých pastvinách (ničení drnu paznehty skotu, či jiných zvířat).
To lze omezit tvorbou menších stád (do 50 ks skotu), resp. pastvou ovcí (menší tlak na
půdu), umístěním napajedel v horní části svahu atd.
Fyzikální vlastnosti půdy
Při přejíždění mechanizace či sešlapávání drnu paznehty a kopyty velkých býložravců může
docházet zejména ve svrchní části půdního profilu ke snížení pórovitosti půdy (Tab.???) S tím
souvisí i změny retenční schopnosti pro vodu a obsahu půdního vzduchu, které mohou
následně ovlivnit mikrobiologickou aktivitu a tím průběh biochemických reakcí.
Tab. Porovnání fyzikálních vlastností půdy po čtyřech letech
mechanizace (rozbory neporušených půdních vzorků)
Objemová hmotnost
Pórovitost
-3
g.cm
% obj.
Neobhospodařovaný porost 1,27
54,67
Porost 1x ročně mulčovaný 1,24
54,35
Porost 2x ročně sklízený
1,39
49,02
různé intenzity přejezdů
Obsah vzduchu v pórech
% obj.
36,34
38,09
31,03
Vliv způsobu hospodaření na obsah přijatelných živin v půdě
Pokud nejsou porosty hnojeny, dochází při odstraňování píce k postupnému ochuzování půdy
o živiny (P, K, Ca, Mg, mikroprvky). S poklesem zásoby živin v půdě souvisí pokles výnosů
biomasy, který může být spojen s poklesem koncentrace živin v píci.
Působení pastvy
• většina živin ze spasené píce se vrací zpět na povrch půdy v pevných i tekutých
exkrementech zvířat
• živiny z výkalů a moči se zapojují po mikrobiálních přeměnách do živinového
koloběhu v půdě a jsou opět dostupné pro rostliny v porostu
• na pastvinách vznikají místa, kde při větší koncentraci zvířat dochází
k nerovnoměrnému uvolňování živin z exrementů do půdy (např. v blízkosti
napajedel)
U neobhospodařovaných porostů k významnému ochuzování půdy o živiny nedochází, ale při
dlouhotrvajícím opuštění se projevují změny ve vlhkostních poměrech půdního profilu
spojenými se změnami fyzikálních a chemických vlastností.
Tab. Porovnání chemických vlastností půdy po čtyřech letech různého obhospodařování
P
K
Mg
Ca
humus
-1
-1
-1
-1
mg.kg mg.kg mg.kg mg.kg %
Neobhospodařovaný porost 31,3
151,0
276
2315
4,8
Porost 1x ročně mulčovaný 28,5
281,0
304
2808
4,9
Porost 2x ročně sklízený
17,2
55,0
243
2425
4,4
Obr. Různé obhospodařování porostu ovlivňuje půdní vlastnosti
6.8 Vodní režim
Ve srovnání s jinými zemědělskými plodinami mají dobře zapojené travní porosty schopnost
zamezit promývání škodlivých látek (např. dusičnanů) do hlubších vrstev půdního profilu,
popř. vyplavování těchto látek do podzemních vod. Svojí vysokou retenční schopností
omezují také smyv škodlivin do povrchových vodních zdrojů a snižují tak jejich eutrofizaci.
Travní porost zachycuje velké množství srážkové vody a prodlužuje interval možného
zasáknutí vody do půdy.
Tab. Povrchový odtok měřený na modelových povodích ve Vatíně (srovnání TTP a orné půdy
po přívalovém dešti ze dne 12.5.2004 déšť s úhrnem 22,5 mm, doba trvání deště 35 minut)
plodina
odtok (m3/ha)
smyv suché zeminy (t/ha)
travní porost
3,4
0
kukuřice
132,0
3,24
brambory
102,0
4,05
oz. pšenice
23,5
0,30
Na vodní režim stanoviště mají největší vliv následující faktory - půdní druh a půdní typ,
sklon a expozice svahu, způsob obhospodařování dané lokality
Půdní druh a půdní typ
• na zasakovací schopnost a na udržení vody v půdě má velký vliv obsah jílovitých
částic
• čím větší je podíl jílovitých částic, tzn. čím těžší jsou půdy, tím větší je schopnost
poutat vodu
• na skeletovitých či písčitých půdách je dostupnost vody pro rostliny malá, protože je
omezeno kapilární vzlínání vody v půdě
Sklon a expozice svahu
• na prudkých svazích je možnost zasakování srážkové vody malá, čím menší sklon tím
větší možnost infiltrace vody do půdy
• svahy exponované na jih jsou vystaveny většímu působení slunečního záření a půdy
zde proto vysychají více než na svazích severních
Způsob obhospodařování
• při běžných způsobech obhospodařování, (pastva nebo sečení), nedochází
k extrémnímu vysušování ani zamokřování pozemků, může však docházet k omezení
vsakovací schopnosti půdy vlivem pojezdů mechanizace (řezačky píce, těžké odvozní
prostředky aj.)
• na neobhospodařovaných porostech dochází zejména na rovinatých pozemcích
k postupnému zamokřování, vlivem omezení výparu a akumulace stařiny na povrchu
půdy
S vodním režimem stanoviště souvisí i kvalita a množství vody, které obohacují hladinu
podzemní vody. Při porovnání koncentrací živin v průsakových vodách pod kosenými,
pasenými a neobhospodařovanými porosty nebyly zjištěny podstatné rozdíly. Při zatížení 1 DJ
na 1 ha byly např. koncentrace nitrátů nebo fosforečnanů srovnatelné s koncentracemi
zjištěnými na koseném či neobhospodařovaném porostu a v naprosté většině případů
nedosahovaly kritické hodnoty pro pitnou vodu, tj. 50 mg NO3-.l-1. Naproti tomu na černém
úhoru, kde byla půda udržována bez rostlinného krytu, byly často naměřeny hodnoty
několikanásobně převyšující tento limit, zejména v předjarním a jarním období.
Tab. Průměrné roční koncentrace vybraných iontů
Varianta
Ca2+ K+
Mg2+
Neobhospodařovaný porost 9,86 0,43
0,92
Extenzivní pastva
15,03 0,81
0,83
Intenzivní pastva
18,64 1,82
1,17
2x kosený
6,76 0,81
1,46
Černý úhor
15,08 1,42
2,85
v podpovrchových vodách (mg.l-1)
NH4+ NO3- PO430,16
3,81
0,12
0,13
4,75
0,29
0,23
7,30
0,71
0,50
3,80
0,71
0,44
28,91 0,76
Obr. Půdní profil s lyzimetrickou sondou pro zjišťování koncentrace živin v podpovrchových
vodách
7. Hospodářská zvířata
7.1 Pastevní charakteristika nejdůležitějších druhů zvířat
Skot
•
•
•
•
•
•
pastevní generalista (není selektivní spásač)
spásá na výšku >3-5 cm
porost zachytává jazykem a uškubne
vyhýbá se pokáleným místům
většinou respektuje elektrické oplocení
dobrá manipulace i v neznámém terénu manipulace i v neznámém terénu
Ovce
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
selektivní spásač
spásá na výšku >2-3 cm
porost ukusuje
mělký spásač-zaměřuje se na spodní část porostu
při pastvě vzrostlejší vegetace se výrazně vyhýbá (na rozdíl od koz) kvetoucím travám
spásají dřeviny
nevyhýbá se pokáleným místům ani po skotu
nerespektuje elektrické oplocení (vlna je výborný izolant)
špatná manipulace
v neznámém terénu je nutné použít ovčácké psy
menší riziko půdní eroze, protože působí na půdu nižším tlakem než skot nebo kůň
Koně
•
•
•
•
•
•
•
•
•
selektivní spásač
spásá na výšku >3cm
porost zachytává pysky a odhryzne
mělký spásač a vegetaci spásá na nižší výšku podobně jako ovce
vyhýbá se pokáleným místům
dobrá manipulace i v neznámém terénu
respektuje elektrické oplocení
výrazný pohyb na pastvině
vylučování exkrementů na určitých místech, která nejsou spásána a silně se zaplevelují
Koza
•
•
•
•
•
•
selektivní spásač, charakterizuje staré české přísloví „mlsný jako koza“
spásá na výšku >5 cm
porost ukusuje
vyhýbá se pokáleným a pomočeným místům
při spásání vzrostlejšího porostu zaměřuje svoji pozornost na střední část porostu
ve srovnání s ovcemi pase raději výše nad zemí a nevyhýbá se ani metajícím travám
•
•
•
•
spásá dřeviny
respektuje elektrické oplocení
problematická manipulace na větší vzdálenosti (nutnost dojení 2 x denně) a nutná
zvýšená pozornost v době porodů ve srovnání s ostatními zvířaty
menší riziko půdní eroze, protože působí na půdu nižším tlakem než skot nebo kůň
7.2 Nedopasky
nespasený porost (nedopasky)
výkaly
spasený porost
Obr. X Struktura nedopasků na pastvině
•
•
•
selektivní spásání, narušování povrchu paznehty nebo kopyty a výkaly (tuhé a tekuté)
vytváří na pastvinách mozaiku nízce spasených a nespásaných ploch
nedopasky představují specifická stanoviště na pastvinách s vyššími obsahy
přístupných živin
vegetace se mezi intenzivně spásanými a nespásanými plochami neliší pouze
vzrůstem, ale může se lišit také druhovým složením
Na pastvinách máme 2 druhy nedopasků:
1) pokálená místa (tzv. mastná místa)
• dochází zde k obohacení o živiny (tuhé výkaly a moč) a k hromadění odumřelé
biomasy
• pasoucí se zvířata (zejména skot a kozy) se jim obvykle vyhýbají - příčinou není
přehnojení, ale zápach (porost přehnojený průmyslovým hnojivem zvířata spásají)
• jejich podíl vzrůstá s rostoucí intenzitou pastvy - na intenzivně spásaných pastvinách
mohou tvořit až 20%
• vytrvávají v porostu jednu až několik vegetačních sezón
2) nespásané plochy (nepokálená místa)
• přestárlý porost
• trnité byliny (např. jehlice trnitá, druhy rodu pcháč, bodlák, pupava) nebo keře (např.
růže, trnka, hloh)
• nechutné druhy (např. druhy rodu šťovík, starček, ocún jesenní)
• jejich podíl vzrůstá s klesající intenzitou pastvy nebo s oddálením termínu začátku
pastvy
Význam nedopasků
• pokálená místa (např. kravinci), mohou sloužit jako volná mikrostanoviště pro klíčení
semen
• nedopasky mohou v nízce spásaném porostu představovat šanci pro přežívání druhů se
vzpřímeným vzrůstem (vyšší druhy trav- např. psárka luční, kostřava luční, srha
říznačka a ostatních bylin, např. bršlice kozí noha, kmín)
• dochází zde ke kvetení přítomných rostlin a řidší porost umožní klíčení semenáčků
• vyšší rostliny mohou poskytovat úkryt a potravu drobným bezobratlým (viz. Kapitola
6.2) a nedopasky tak mohou mít podobný význam jako ponechání nesečených pásů
v louce
Kosení nedopasků
• jestliže pastviny nejsou zaplevelené nežádoucími plevelnými druhy (rody pcháč,
šťovík), není kosení nedopasků nutné
• v případě jejich významnějšího výskytu se doporučuje každoroční kosení nedopasků
a/nebo kombinace pastvy více druhů zvířat (např. skot a ovce, skot a koně)
Podíl nedopasků můžeme omezovat i roztíráním výkalů lehkými pastevními smyky.
Podíl intenzivně spásaných ploch a nedopasků při různé intenzitě pastvy
100
90
80
70
%
60
50
40
30
20
10
0
0-2
3-5
6-7
8-10
11-15
16-20
21-25
26-30
31-40
Výška porostu
Intenzivní pastva
Extenzivní pastva
41-50
7.3 Zemědělská produkce
Primární záměrem zemědělce je produkce potravin, resp. jiných zemědělských produktů,
v případě pastvin se pak jedná o maso, vlnu či mléko (obecně užitkovost), které jsou
vytvořeny ze spásaného travního porostu.
Existuje velký rozdíl mezi produkcí z nově založených pastevních porostů složených
z kulturních vysoce kvalitních a produkčních odrůd a druhů trav a jetelovin a produkcí zvířat
pasených na dlouhodobých pastvinách s vyšším podílem méně kvalitních a produkčních
druhů bylin. Knotek a kol. (1999) uvádí, že z nově založených pastevních porostů bylo
získáno za pastevní období více než 12.700 l mléka z 1 ha (21,8 l/ks a den) bez přikrmování,
což představuje tržby z 1 ha na úrovni nejintenzivnějších polních plodin v úrodných
oblastech. Tyto plochy však vyžadují pravidelnou obnovu a hnojení a jsou vysévány na ornou
půdu.
Běžné trvalé pastviny však poskytují podstatně nižší produkci.
Tab. Hodnocení pastvin dle potenciální produkce masa a mléka (Halva et al., 1983)
Živočišná produkce
mléko (litry)
přírůstek živé hmotnosti (kg)
nad 7.500
nad 500
Velmi dobrá pastvina
5.500 až 7.500
400 – 500
Dobrá pastvina
4.000 až 5.500
300 – 400
Průměrná pastvina
pod 4.000
pod 300
Špatná pastvina
Uvedené množství se vztahuje i na konzervovanou píci sklizenou z 1. nárůstu na jaře.
Denní přírůstek mladých zvířat se pohybuje na pastvě bez příkrmu v rozmezí 1,0 – 1,6 kg u
skotu a 0,2 – 0,3 kg u jehňat (při společné pastvě s kojícími matkami). Výrazně vyšší
efektivita pastvy se uvádí u hus, kde je možno získat přírůstek až 1000 kg/ha.
Produkce živočišných produktů je realizována při podstatně nižších nákladech než při
stájovém chovu (redukce o 30 – 50% na krmný den). Nejlevnější mléko na světě vyrábí státy
(Nový Zéland, Austrálie), kde je téměř výhradně využívána výživa dojnic na pastvinách.
Mimo nižší náklady na pastevní chov je výhodou lepší zdravotní stav pasených zvířat ve
srovnání se zvířaty chovanými ve stáji. Jedná se zejména o nižší výskyt onemocnění končetin,
lehčí porody, nižší výskyt gynekologických poruch (vyhřezlá děloha, potřeba císařského řezu,
poranění porodních cest aj.), mladým zvířatům se lépe vyvíjí svalstvo, kostra a šlachy, což má
vliv na lepší hodnocení exteriéru.
Užitkovost zvířat při pastvě v CHKO se odvíjí podle typu pastvin – zda se jedná o pastvu na
již vytvořených travních společenstvech pastvin nebo o pastvu zanedbaných lokalit.V prvém
případě nedojde k výraznému poklesu parametrů užitkovosti. Snížení užitkovosti zvířat je
reálné pouze při cílené pastvě, s pozdním stanoveným termínem, ke kterému je možno pastvu
zahájit. Obecně lze říct, že čím je použito náročnější plemeno zvířat a pozdější zahájení
pastvy, tím větší je snížení užitkovosti.
Při časném zahájení pastvy, jsou schopna pasená zvířata velmi dobře využít i značně
nekvalitní porost. V této době přijímají pasoucí se zvířata i rostlinné druhy, které v pozdějších
stádiích vývoje nepřijímají vůbec (třtina křovištní).
Velký vliv na užitkovost zvířat má termín zahájení pastvy. Zvířata jsou schopna samozřejmě
spásat i nekvalitní, přestárlý porost (po období kvetení trav). Vypásání takových porostů je
však méně efektivní (vysoký podíl nedopasků, často přes 50%). V tomto případě jsou kladeny
zvýšené požadavky na funkčnost oplocení (zvířata se snaží vypásanou plochu opustit). Při
pastvě na takovýchto porostech je však nutno počítat s tím, že u mladých zvířat poklesnou
denní přírůstky, u dospělých zvířat dochází i ke ztrátě hmotnosti. Závažný dopad na užitkové
vlastnosti zvířat má i nevhodná nebo chybějící zootechnická opatření v chovu (zejména
odčervení zvířat).
Pro téměř každé u nás chované plemeno zvířat (ovce, kozy, skot) jsou každoročně
zveřejňované průměrné hodnoty jejich užitkových vlastností – tzv. kontrola užitkovosti. Tyto
údaje jsou uvedeny v ročenkách Českomoravské společnosti chovatelů. Pomocí kontroly
užitkovosti lze zjistit vliv kvality travního porostu dané lokality na užitkovost zvířat.
V případě, že to provozní podmínky dovolí je možné provést zvážení mladých zvířat před a
po pastvě na dané lokalitě. Jednoduchým propočtem pak lze zjistit, zda došlo k ekonomické
ztrátě chovatele pastvou na nekvalitním porostu a následně pak zemědělskému subjektu tuto
ztrátu uhradit.
8. Ekonomika pastevního chovu
Údržba trvalých travních porostů (TTP) pastvou a s ní spojený výsledek zvýšená biodiverzita
či kulturní krajina mohou být z ekonomického hlediska posuzovány jako sdružené výrobky
chovu přežvýkavců společně s masem, mlékem, vlnou a dalšími tržními výstupy. Tyto
výstupy jsou propojeny přítomností dvou podstatných výrobních faktorů: základní stádo a
zemědělská půda. Zemědělská půda může být považována za relativně fixní výrobní faktor,
takže změna velikosti stáda povede přímo ke změně intenzity chovu vyjádřené např. počtem
velkých dobytčích jednotek (VDJ) na hektar. Pro uspokojivou údržbu TTP je nutno udržovat
intenzitu chovu v určitém vymezeném pásmu, které se bude lišit biotop od biotopu. Příliš
nízká stejně jako příliš vysoká intenzita jsou nežádoucími. Z toho vyplývá, že vazba mezi
tržní produkcí a produkcí environmentálních statků může být jak pozitivní, jestliže se
skutečná intenzita chovu pohybuje pod požadovanou hodnotou, tak negativní, jestliže tuto
hodnotu převyšuje.
Z ekonomického hlediska předpokládáme, že cílem farmy je maximalizace zisku.
Schématicky můžeme celkový zisk vyjádřit následujícím vztahem
Zisk = p.q + s.q + L – c1.q – c2.q²
Tato rovnice definuje zisk jako součet vyrobeného množství tržního produktu q, prodaného za
cenu p, dále potom státní podpory vázané na množství produkce (coupled) a státní podpory L
nevázané na množství produkce (decoupled). Tyto příjmy jsou sníženy o náklady, které zde
mají dvě složky, jednu proporcionální – c1, a jednu, která roste rychleji než množství
produkce například kvůli rozdílnosti v kvalitě pozemků v rámci farmy – c2. Jedním ze závěrů
ekonomické teorie je, že pokud farmář maximalizuje zisk, chová se v souladu s následující
rovnicí
p + s = c1 + c2.q
Z tohoto vztahu vyplývá, že farmář zvýší produkci tržních komodit a tak intenzitu
hospodaření, pokud dojde ke snížení proporcionálních nákladů, ke zvýšení cen, popřípadě ke
zvýšení dotací vázaných na tržní produkci. Naopak změna výše na produkci nevázaných
podpor intenzitu chovu neovlivní. V následujícím heslovitě pojednáme o těchto
ekonomických faktorech na úrovni farmy, trhu a státu.
Farma
Na úrovni farmy může zemědělec ovlivnit výši hospodářského výsledku především výší
výrobních nákladů. Různí autoři, mezi nimiž například Kvapilík (1995), se shodují na tom, že
náklady na krmiva zaujímají první místo mezi nákladovými položkami v chovu krav bez tržní
produkce mléka (BTPM), a na celkových nákladech se podílejí téměř 35%. Hlavní pozornost
při kontrole nákladovosti je tedy třeba věnovat efektivnímu využití krmiv, a to zejména krmiv
vlastních, která mohou dosahovat i 95% hodnoty všech spotřebovaných krmiv (Bjelka et al.,
2002). Za nejlevnější vlastní krmivo lze považovat pastevní porost. Základním předpokladem
jeho efektivního využití je sezónnost telení, které by mělo být koncentrováno do 2 až 3
měsíců na konci zimy a začátku jara. Tento způsob telení umožňuje plné využití pastevního
období, trvajícího v našich podmínkách přibližně 6 měsíců, stejně jako mléčných možností
matek. Zkušenosti z praxe ukazují, že ani toto základní pravidlo není některými farmáři
respektováno. Pokud uvažujeme, že se farmáři snaží chovat racionálně a tedy minimalizovat
náklady, můžeme usuzovat, že takto jednají z neznalosti nebo neschopnosti. Tento příklad
ukazuje, že jedním z opatření, která by mohla přispět k zajištění údržby trvalých travních
porostů chovem přežvýkavců, je poradenství vedoucí k jejich hospodárnějšímu využívání.
Trh
Cena, kterou farmáři za své produkty mohou získat, je výsledkem střetu nabídky s poptávkou.
Stavy skotu byly v roce 2004 o 59% nižší než v roce 1989, a stavy ovcí a beranů dosahovaly
asi 27% tehdejší úrovně. Úměrně tomuto poklesu se snížila také výroba masa, která v případě
hovězího poklesla o 63%. Spotřeba na obyvatele však rovněž klesla, a to o 65%, takže domácí
produkce převyšuje domácí nabídku, a velký prostor k nárůstu cen neexistuje. Ceny
zemědělských výrobců v České republice se již rovněž přiblížily cenám na evropských trzích,
takže ani zde se výraznější nárůst nedá očekávat. Za těchto podmínek bude možné získat
dobrou cenu jen za odpovídající kvalitu.
Jedním z hlavních produktů chovu krav BTPM je zástavový dobytek. V tomto odvětví lze
kvalitu definovat jako homogennost zástavové skupiny, která je kromě výše uvedené
sezónosti telení závislá na stejnorodosti co do rasy. Různorodost zástavové skupiny snižuje
rentabilitu výkrmu ve výkrmně a následně i rentabilitu zpracování na jatkách. Tento aspekt
může být jedním z důvodů neochoty řezníků zohlednit v ceně kvalitu masných zvířat vůči
zvířatům pocházejícím z chovů zaměřených na produkci mléka. Biodiverzita v tomto směru je
pro biodiverzitu TTP škodlivá, protože znemožňuje dobré zpeněžení a tak odrazuje od
obhospodařování půdy. Lze doufat, že u nás po počátečním „testování“ různých ras dojde
v této oblasti ke zlepšení.
Mezi cíle chovu dobytka na TTP patří péče o životní prostředí. Jednou z možností jak zvýšit
realizační cenu je zakomponovat tuto informaci do nabízeného výrobku pomocí buď
regionálních značek, které v zákazníkovi evokují oblast, z níž daný výrobek pochází, toto by
mohlo být zajímavé pro některá zvláště chráněná území, nebo pomocí označení, která
dosvědčují, že byl výrobek připraven v souladu s určitými pravidly, např. ekologického
zemědělství. Tato cesta by mohla být vhodná k rozvoji chovu ovcí, neboť jatečná zvířata jsou
finalizována přímo na mateřské farmě, na rozdíl od skotu, který často farmu opouští jako
zástav.
Stát
Dotace provozního charakteru ovlivňují v posledních letech výrazně hospodářský výsledek
zemědělských podniků v ČR, jak je vidět na příkladu z roku 2003 uvedeném v Tab. 1.
Z tabulky, je patrné, že pro podniky hospodařící v horských a podhorských oblastech byly
nejvýznamnějšími tituly: Podpora méně příznivých oblastí, Údržba travních porostů pastvou
v rámci podpory mimoprodukčních funkcí zemědělství, a dotační titul Chov krav BTPM, chov
ovcí a koz. Po vstupu České republiky do EU v roce 2004 došlo v těchto titulech k určitým
změnám, jejichž krátkou analýzu s ohledem na potenciální vliv na údržbu TTP nabízíme
v následujících odstavcích.
Tab. 1. Vybrané finanční ukazatele za rok 2003 (Kč/ha zemědělské půdy)
Právnické osoby
Fyzické osoby
Horské
a
Horské
a
Produkční
Produkční
podhorské
podhorské
oblasti
oblasti
oblasti
oblasti
Hospodářský
-417
48
2 164
1 491
výsledek*
Provozní dotace 3 393
2 405
4 067
1 748
z toho
Podpora méně
příznivým
1 278
73
1 164
22
oblastem
Údržba travních
408
27
1 073
73
porostů pastvou
Chov
krav
334
13
792
33
BTPM
Zdroj: Výběrové šetření FADN, podle Zpráva o stavu zemědělství ČR za rok 2003
* Rozdíl příjmů a výdajů v případě fyzických osob
Dotační titul Chov krav bez tržní produkce mléka, chov ovcí a koz, který byl vyplácen na tele
od krávy BTPM a na ovce a kozy, byl diferencován co do výše podpory podle typu méně
příznivých oblastí. Díky těmto charakteristikám podporoval přímo rozvoj chovu přežvýkavců
v oblastech ohrožených nedostatečným využitím TTP. Po vstupu do EU byl tento titul
částečně nahrazen jednotnou platbou na plochu (SAPS), která je vyplácena na hektar
zemědělské pudy bez zvláštních podmínek, a dále některými tituly z národních doplňkových
plateb (TOP-UP). Z doplňkových plateb se v roce 2004 jednalo o platbu na krávy bez tržní
produkce mléka, o platbu na bahnice a kozy, a o platbu na velkou dobytčí jednotku skotu.
V roce 2005 byly tyto platby sloučeny do jednotné platby na chov přežvýkavců, vyplácené na
velkou dobytčí jednotku skotu, ovcí a koz. Tento vývoj zeslabuje pobídku pro farmáře, aby
chovali dobytek v méně příznivých oblastech, a to z několika důvodů: i) SAPS představuje
„odpojení“ (decoupling) části plateb od výroby a jak jsme ukázali na jednoduchém
ekonomickém modelu výše, tyto platby teoreticky nemají žádný vliv na množství chovaného
dobytka a i ve skutečnosti mají pouze slabý vliv, ii) ze systému plateb zmizelo finanční
zvýhodnění pro méně příznivé oblasti, iii) přechod k výplatě těchto plateb na veškerý skot
zmenšuje množství peněz zbývající pro podporu extenzivních systémů (krav BTPM a ovcí).
Podpora méně příznivým oblastem byla před vstupem do EU vyplácena na hektar
travního porostu nacházejícího se v těchto oblastech a jedním z hlavních omezení, které bylo
pro její obdržení nutné respektovat, byla průměrná intenzita chovu hospodářských zvířat na
hektar zemědělského pozemku (ve velkoplošných zvláště chráněných územích 0,15 –
1,00 VDJ/ha). Po vstupu do EU došlo k určitým změnám ve vymezení méně příznivých
oblastí a k výraznému navýšení plateb, které jsou nadále vypláceny na hektar travního
porostu. Intenzita chovu hospodářských zvířat se musí pohybovat mezi 0,15 a 1,50 VDJ/ha
veškerých zemědělských pozemků, přičemž lze pozitivně hodnotit, že se nyní do výpočtu
zatížení započítávají pouze přežvýkavci. Další změnou k lepšímu je povinnost dodržovat
„Zásady správné zemědělské praxe“, mezi nimiž hlavně povinnost sklízet travní porosty
nejméně dvakrát ročně a odklidit biomasu z pozemku přispívá k údržbě TTP. Přesto je
otázkou, zda by stát za peníze vynaložené v rámci tohoto programu (2,6 miliardy v roce 2004)
nemohl požadovat více.
Mezi agroenvironmentálními opatřeními byl v roce 2003 nejvýznamnější titul Údržba
travních porostů pastvou. Tento titul kontroloval zejména aktuální denní intenzitu na travních
porostech přihlášených do programu. Opatření bylo nabízeno ve dvou variantách lišících se
právě požadovanou intenzitou, přičemž varianta s vyšší intenzitou chovu byla finančně
zvýhodněna. Další povinností bylo skutečně spásat minimálně 30% přihlášených pozemků a
na tyto skutečně spásané pozemky byl vyplácen příplatek. Po vstupu do EU je hlavním
agroenvironmentálním opatřením k podpoře údržby TTP titul Ošetřování travních porostů.
Tento titul rozlišuje mezi loukami (pozemky výhradně sečené) a pastvinami (pozemky pasené
a eventuálně sečené). Pro každý z těchto typů TTP je nabízena jedna dohoda „základní“ a
několik dohod speciálních, do kterých mohou být přihlášeny pouze pozemky nacházející se ve
zvláště chráněných územích. Dohody obsahují různé stupně omezení intenzity hnojení,
v případě luk pak dále podmínky upravující termín první seči, eventuálně vynechávání pásů
při první seči. V případě pastvin se jedná o různé stupně aktuální denní intenzity pasených
zvířat. Pozitivně lze hodnotit skutečnost, že tento nový titul je nabízen jako celofaremní a
vyžaduje tedy přihlášení všech travních porostů. Tato opatření se zdají být pro farmáře
ekonomicky zajímavá, v roce 2004 pod ně bylo přihlášeno 73% všech TTP.
Závěr
Výše analyzované ekonomické mechanismy jsou schopny zvýšit nebo snížit intenzitu
využívání trvalých travních porostů chovem dobytka, ale pouze na úrovni farmy, přinejlepším
určitého typu TTP (pastvina, louka). Problémem zůstává intenzita obhospodařování
jednotlivých parcel. Lze si jednoduše představit, že dosažení průměrné intenzity chovu
0,15 VDJ/ha u farmy hospodařící na 1000 ha, ve skutečnosti znamená zatížení 1,5 VDJ/ha na
100 ha a 0 VDJ/ha na zbývajících 900 ha obdělávaných pouze v minimálním rozsahu právě
postačujícím pro získání určité podpory. Tento problém může být výraznější v České
republice s jejími velkými zemědělskými podniky, než ve starých zemích EU, v nichž zvláště
v méně příznivých oblastech převládají menší farmy rodinného typu. V chráněných územích
není možné spoléhat na tržní mechanismy či výše uvedené politické nástroje. Bylo by
vhodnější využít určitého systému individuálních dohod s farmáři, ve kterých by byl stanoven
režim obhospodařování jednotlivých pozemků s ohledem na farmu jako celek. Takový systém
je v současné době využíván vedle plošných agroenvironmentálních opatření například v
sousedním Rakousku. V případě ochrany cenných lokalit je pravděpodobné, že získaná
hodnota v podobě biodiverzity travních porostů výrazně přesáhne zvýšené administrativní
náklady spojené s tímto typem ochrany.
9. Plánování pastvy
9.1 Definování cílového stavu
Před zavedením pastvy na lokalitě si musíme stanovit, čeho chceme pastvou dosáhnout. Lze
stanovit zhruba tyto základní cíle:
1. Pastvina jako cílový stav
Vlivem častého a nízkého spásání se složení porostu mění ve prospěch druhů s přízemním
rozložením asimilačních (listy, stonky) orgánů. Pastevní porost se strukturně liší od porostu
lučního, i když může obsahovat stejné druhy rostlin.
•
•
pastevní porost je odolný proti okusu i sešlapu a skládá se z proplétajících se
přízemních částí rostlin tak, že prakticky pokrývají celý povrch půdy
u luk po pokosení zůstává strniště, které nezakrývá celý půdní povrch
Proces přeměny louky v pastvinu je velmi dlouhodobý, teprve po 5 až 10 letech od zahájení
pastvy se vytvoří hustý drn a zhruba po 40 letech můžeme říci, že máme typický pastevní
porost v plné výkonnosti. Proto byly pastviny v některých zemích, na rozdíl od luk, ceněny
podobně jako vzrostlý les. Většina obecních pastvin s těmito porosty zanikla u nás po druhé
světové válce. Dnes se z pohledu struktury porostu pase většinou na loukách, nesprávně
označovaných jako pastviny. Pro obnovu pastvin je nutná celosezónní dlouhodobá pastva.
2. Zamezení zarůstání dřevinami
Pro tento účel je výhodné využití intensivní pastvy ovcí a koz.
3. Zpřístupnění živin pro oligotrofní porosty
Dlouhodobým kosením a sklizní sena z oligotrofních (s nízkým obsahem přístupných živin)
společenstev dochází k postupnému ochuzování stanoviště, které se může negativně projevit
snižováním druhové diversity (bohatosti). Často se dnes zapomíná, že louky byly kromě
kosení také občasně či pravidelně přihnojovány statkovými hnojivy.
Na rozdíl od lučního využívání u pastvin většina živin zůstává na stanovišti a dochází k jejich
zpřístupnění pro rostliny (výkaly zvířat).
4. Odstranění živin a biomasy z živinově bohatých (eutrofních)stanovišť
Pro tento účel je možné využití „půldenní“ pastvy. Pasené území se rozdělí na více oplůtků, z
nichž alespoň jeden by měl být umístěn mimo „ochranářsky cennou vegetaci“. Princip
spočívá v tom, že - lačná zvířata vyženeme do oplůtku, v němž chceme snížit úroveň trofie.
Po několika hodinách, kdy zvířata s plným bachorem začínají ulehat, přeženeme stádo zpět do
vypasené ohrady s „ochranářsky méně cennou vegetací“, kde dochází k odpočinku,
přežvykování a defekaci zvířat. Jedná se v podstatě o opačný efekt dobře známého
košárování. Uvedená technika pastvy by mohla najít uplatnění v péči o stepní a jiné lokality,
které není možné strojně kosit, a to jak s využitím ovcí, tak především masných plemen skotu.
Tento způsob pastvy je velice náročný na organizaci a při pozdním vyhnání zvířat z oplůtku
může naopak dojít k obohacování porostu o živiny (eutrofizaci porostu).
9.2 Hospodářské limity ze strany zemědělce
Extenzivní využití travních porostů a jeho limity
• ve druhovém složení větší variabilita než výnosová - přizpůsobení druhů srážkovým
podmínkám
• růst a výnos píce je minimálně o 50% nižší než u intenzivně obhospodařovaných
porostů
• u sečného využití je pro produkci sena nebo travní siláže z ekonomického hlediska
limitující výnos 3 tuny sušiny z 1 ha
• při časné seči nejsou rozdíly oproti intenzivnímu využití v kvalitě píce veliké - pozdní
seč výrazně zhoršuje kvalitu a stravitelnost organické hmoty obvykle nepřekračuje 60
%
• píce s nižší stravitelnosti není vhodná pro vysoko-produkční chovy (dojnice, býci), ale
může být využita v odchovu ovcí, jalovic a v pastevním odchovu krav bez tržní
produkce mléka
• i při vyšším obsahu živin (časná seč nebo pastva ) polo-přirozené porosty obsahují
antinutriční látky, které snižují jejich využitelnost
• při pastevním využití je produkce z 1 ha nízká, zhruba o 40-70% nižší než při
intenzivní pastvě
• průměrné denní přírůstky zvířat jsou ale obdobné jako u intenzivní pastvy. Příčinou je
selektivní pastva, kdy zvířata přednostně spásají nízké ostrůvky s kvalitnější pící.
• extenzivní pastvou můžeme obhospodařovat větší rozlohy travních porostů než při
intenzivní pastvě
• extenzivní pastva je při využití dotačních titulů ekonomicky zajímavým způsobem
obhospodařování travních porostů
Druhy a kategorie hospodářských zvířat pro extenzivní pastvu
a) vhodné: mastná plemena skotu, ovce, koně, jalovice
b) nevhodné: vysoko-produkční dojnice, intenzivní výkrm býků
9.3 Technická zařízení na pastvinách
Oplocení pastvin
Při pastevním odchovu zvířat se můžou zvířata pást volně pomocí pastevce a pasteveckých
psů nebo v ohrazených pastvinách. V následujícím přehledu uvádíme stručný přehled
nejčastějších způsobů ohrazení travního porostu. Oplocení pastvin můžeme rozdělit na pevné
nebo mobilní.
Pevné oplocení
• dřevěné – na svislé kůly se přibíjí dřevěná bidla. I přes namoření dřeva není životnost
dlouhá a vybudování oplocení je poměrně pracné.
• kovové – je poměrně nákladné, ale pro svoji trvanlivost a pevnost je kovové oplocení
používáno většinou v naháněcích uličkách a manipulačních ohradách.
• kombinované (kov a dřevo) – na kovových sloupcích jsou přivařená oka do kterých se
vkládají dřevěná bidla. Kovové sloupky mají poměrně dlouhou životnost, ale bidla se
musí měnit podle kvality dřeva 1x za 3-5 let.
• elektrické – na svislých sloupcích z různých materiálů (dřevo, kov, plastické hmoty)
jsou izolátory ve kterých jsou horizontálně vedeny vodiče (železný drát, lanka).
Vzdálenosti drátů volíme podle druhu a kategorie pasených zvířat. Elektrický proud
může být také veden pouze v některých řadách vodičů. Správnou funkci zdroje
impulsů je nutné pravidelně kontrolovat po celém obvodu, protože při přerušení
elektrického proudu zvířata oplocení ignorují. Důležité je také kosení trávy pod vodiči
proudu, protože při jejich dotyku se výrazně snižuje napětí. Kontrolu můžeme
provádět speciální zkoušečkou nebo odvážní i stéblem trávy.
Mobilní oplocení
Používáme při dělení větší pastviny, například v jarním období, kdy chceme část pastviny
pokosit, nebo při příležitostném vypásání ploch mimo oplocenou pastvinu. K oplocení se
používají pastevní kolíky z různých materiálů (plast, laminát, kov) na kterých jsou úchyty pro
lanko, pásku nebo síť s vodičem elektrického proudu. Lze použít i dřevěné laťky
s našroubovanými izolátory (nebo vruty izolované rozříznutou hadičkou z pryže nebo
plastické hmoty), limitující je doba životnosti latěk.
V blízkosti komunikací a veřejných cest je nutné označit elektrické oplocení viditelnými
výstražnými nápisy.
Oplocení pastviny ostnatými dráty, běžné v mnoha zemích (např. Dánsko, Francie, Holandsko
Německo, Spojené království, Kanada), není z důvodu poranění volně žijících zvířat v České
republice doporučováno. U ekologického zemědělství je jejich použití zakázáno.
Zdroj elektrických impulsů
Zdroje impulsů vysílají přerušované elektrické impulsy o napětí 2 000 – 12 000 V v závislosti
na typu a délky oplocení, která může být u síťových zdrojů až 350 km.
Zdroje impulsů pro elektrické ohradníky dělíme podle napojení na zdroje energie:
• síťové – zapojujeme do elektrické sítě. Jsou vhodné pro pastevní areály v blízkosti
ustájení zvířat
• bateriové – energii získávají z baterií. Výhodou je mobilnost zdroje a nevýhodou je
nutnost dobíjení nebo výměny baterií. Jejich použití je vhodné na odlehlých
pastvinách.
• solární – energii získávají ze slunečního záření, která se předává do baterií. Výhodou
je mobilnost zdroje a nevýhodou jsou vysoké pořizovací náklady a možnost krádeže.
Jejich použití je na odlehlých pastvinách.
Značku a typ volíme podle počtu a délky elektrických vodičů v oplocení a finančních
možností.
Obr. Doporučené výšky elektrických ohradníků pro různá hospodářská zvířata
140 cm
Koně
90 - 100 cm
50 cm
Skot a ovce
80 - 90 cm
50 cm
20 cm
100 - 110 cm
Skot
75 - 90 cm
45 - 60 cm
5-10m
Ovce
80 - 90 cm
50 - 60 cm
20 - 40 cm
Ostatní technická zařízení
Vážení zvířat
K vážení zvířat můžeme použít klasické mechanické dobytčí nebo moderní tenzometrické
váhy.
Drbadla
Na pastvinách by mělo být zvířatům umožněno drbání. Jestliže jsou zvířata pasena
v elektrických ohradnících na plochách, kde chybí vzrostlé stromy nebo nejsou přirozené
terénní překážky (skalky, zbytky ohrazení) o která se zvířata mohou podrbat, je vhodné na
pastvinách vybudovat jednoduchá drbadla. K tomuto účelu poslouží hluboko zatlučené kůly
do země.
Stín
Při dlouhotrvajících vysokých teplotách v letních měsících by měl být zvířatům umožněn
přístup do přirozeného stínu (stromy) nebo pod jednoduché přístřešky. Při déletrvajícím
pobytu zvířat na slunci může dojít k přehřátí zvířete a někdy i k následnému úhynu.
Napájení zvířat na pastvině
Po kvalitním pastevním porostu a vhodném oplocení je zajištění dostatečného množství a
kvality vody další nezbytnou podmínkou pro pastvu zvířat. Ačkoliv pastevní píce může
obsahovat 70-90 % vody, je napájení zvířat nezbytným předpokladem pro pastevní odchov
zvířat. Pro napájení můžeme využít stávajících vodotečí, vybudovat pastevní vodovod nebo
vodu dopravovat na pastviny v cisternách. Potřeba vody kolísá podle průběhu počasí, kvality
pastevní píce, velikosti zvířete a produkce mléka u dojených zvířat.
Tab. X Orientační průměrná denní potřeba vody pasených zvířat
Zvíře
množství l vody na 1 den
Zvíře
dojnice
80-120
koza
masný skot
30-50
kůň
jalovice
20-30
hříbě
ovce
6-8
prase
jehně
3-5
množství l vody na 1 den
6-8
20-30
10-20
10-15
Vyšší potřeba bude při vyšších teplotách v létě nebo při spásání suchého porostu. Potřeba
bude nižší za chladných a deštivých dnů anebo při spásání šťavnaté píce.
Na pastvině by mělo být tolik napájecích míst, aby nedocházelo k nadměrnému narušování
drnu a půdní erozi kolem napájecího místa, které by mělo dostačovat zhruba na 50 ks skotu,
tak aby mohlo pít současně asi 5 – 8 zvířat.
V případě, že na pastvině není rozvod vody, musíme zvířatům zajistit dostatečný zdroj vody:
Napájení z potoků
Při volném přístupu zvířat k potoku dochází k narušování a rozbahňování břehů a následnému
znečištění. Při trvalém využití je proto nutné zřídit napajedla se zpevněným povrchem a
vyplotit zvířatům v těchto místech přístup k vodě. Samozřejmě se musí jednat o kvalitní
nezávadnou vodu.
Napajedla
V místech, kde je možnost využít podchycení vhodného vodního zdroje (prameniště,
potůček), je možno vybudovat žlabová nebo kontejnerová napajedla (kameninová, dřevěná,
kamenná, plechová nebo z plastických hmot). Opět by se mělo jednat o zpevněná místa (štěrk,
pražce, dláždění), aby nedocházelo k nadměrnému narušování povrchu půdy v okolí
napajedla.
Napájecí cisterny
Na pastvinách bez přirozeného zdroje vody, na pastvinách bez vybudovaných napajedel
anebo při příležitostné pastvě se používají mobilní napájecí cisterny s několika napáječkami.
Voda se vozí za stádem a doplňuje se podle spotřeby zvířaty. Jelikož je tento způsob napájení
nákladný, je z ekonomického hlediska nutno zvážit, zda se nevyplatí (zvláště na trvalých
pastvinách) zbudování stálého napájecího zdroje.
9.4 Plánování zatížení pastviny
Zatížení pastviny je vyjadřováno počtem nebo hmotností zvířat na jednotku plochy. Obvykle
se v České republice udává v počtech dobytčích jednotek (DJ) na 1 ha pastviny (1 DJ je 500
kg živé hmotnosti zvířete), v zahraničí se udává i vyjádření v kg nebo i v počtech kusů druhů
zvířat stejné kategorie na 1 ha.
Kolik zvířat je možné na pastvině pást, závisí na našich možnostech a cílech. V praxi mohou
nastat dva případy:
1) Máme určitou plochu pastviny a potřebujeme vědět kolik kusů zvířat na ni uživíme.
Následující výpočet nám dá hrubou představu maximálního počtu zvířat, která je možno
pást.
•
•
•
•
•
celková plocha travních porostů na celou pastevní sezónu (PP) - např. 5 ha
odhadovaný průměrný výnos sušiny pastviny z 1 ha (PV) - např. 3 000 kg.ha-1
odhadnutá délka pastevní sezóny ve dnech (DP) - např. 153 dní (1.5.-30.9.)
odhad průměrné živé hmotnosti paseného zvířete (ŽH) - (počáteční hmotnost +
konečná hmotnost / 2) - např.: dojnice 550 kg, jalovice 350 kg, kůň 500 kg, ovce 60
kg)
odhad maximálního počtu zvířat (MP), která mohou být na pastvině pasena celou
pastevní sezónu
(PP) x (PV)
───────────── = (MP)
(0,04) x (ŽH) x (DP)
5 x 3000 kg/ha
──────────── = 4,46 krávy (MP)
(0,04) x 550 x 153
Maximálně můžeme na dané pastvině pást 4 krávy.
Číslo 0,04 znamená, že zvířata mají denní potřebu píce v průměru 4 % jejich živé hmotnosti.
Výpočet zatížení pastviny:
4 krávy x 550 kg = 2 200 kg celková živá hmotnost krav
2 200 kg / 500 kg = 4,4 DJ na pasené ploše 5 ha
4,4 DJ / 5 ha = 0,88 DJ na 1 ha
Zatížení pastviny je 0,88 DJ * ha-1
2) Máme daný počet zvířat (10 ks jalovic s průměrnou živou hmotností 350 kg) a
potřebujeme vědět minimální plochu pastviny. Následující výpočet nám dá hrubou
představu.
(MP) x (ŽH) x (0,4) x (DP)
────────────────── = (PP)
(PV)
10 jalovic x 350 kg x (0,04) x 153 dní
──────────────────────── = 7,1 ha (PP)
3 000 kg.ha-1
Potřebná plocha pastviny je tedy 7,1 ha.
Výpočet zatížení pastviny:
10 jalovic x 350 = 3 500 kg celková živá hmotnost jalovic
3500 kg / 500 kg = 7 DJ na pasené ploše 7,1 ha
7 DJ / 7,1 ha = 1 DJ na 1 ha.
Celkové zatížení pastviny je 1 DJ * ha-1.
9.5 Dotace na údržbu trvalých travních porostů
(převzato se svolením autorů z časopisu Krkonoše 2005/4: 12-13, článek: O čem se hovoří:
Pan Horák hospodaří v národním parku, autor: Zdeňka Flousková a její rozhovor s Mgr.
Andreou Moravcovou)
Příklad první:
Pan Horák obhospodařuje 50 ha zemědělské půdy. Většina pozemků, na kterých
hospodaří, není přímo v jeho vlastnictví, ale má je pouze pronajaté. 30 ha jeho půdy je
přímo na území Krkonošského národního parku a 20 ha v ochranném pásmu národního
parku. Neobhospodařuje žádná pole, ale pouze louky a pastviny (trvalé travní porosty).
V jeho zájmu není co nejvyšší produkce trávy nebo sena, ale především údržba krajiny.
A k tomu mu pomáhají chovaná zvířata. Pan Horák vlastní 30 kusů krav. A protože
chov dobytka pro něj není hlavním zdrojem příjmů, využívá dotací.
O který typ dotací se pan Horák může ucházet a co pro to, aby je získal v maximální míře,
musí udělat?
Na úplném začátku se pan Horák musí zaregistrovat na okresní Zemědělské agentuře
ministerstva zemědělství, kde je jeho povinností vymezit si půdní bloky v registru evidenci
půdy (LPIS). Zde také dostane veškeré formuláře a vysvětlení. Zároveň má povinnost nahlásit
chovaná zvířata do evidence na ministerstvu zemědělství. Od tohoto okamžiku má nárok na
základní přímé platby na plochu, tzv. SAPS. Přímou platbu, která v roce 2004 byla 1 800
Kč/ha, dostává automaticky každý hospodář. K těmto přímým platbám dostávají hospodáři
ještě doplňkové platby, například platbu na krávu nebo na ovci.
Je známé, že dotace EU zvýhodňují zemědělce, kteří hospodaří za méně příznivých
podmínek nebo v oblastech se zvláštním režimem, jako jsou třeba chráněná území. Co to v
případě pana Horáka konkrétně znamená?
Vzhledem k tomu, že pan Horák hospodaří v horských a podhorských polohách, může
zároveň využít ještě dotací na podporu nepříznivých oblastí, tzv. LFA. Pokud však pan Horák
vstupuje do tohoto programu, zavazuje se, že v tomto území bude hospodařit minimálně 5 let.
Nemusí hospodařit na stejných pozemcích, ale ve vymezené oblasti, kde je možno požádat o
dotaci na podporu nepříznivých oblastí. Aby mohl získat tyto dotace, musí hospodařit
minimálně na 5 ha půdy v ochranném pásmu, na území národního parku minimálně na 2 ha
půdy. Při péči o travní porosty musí dále dodržovat tzv. dobytčí jednotku od 0,2 do 1,5 DJ/ha
(tzv. dobytčí jednotky na hektar). V praxi to znamená že jeden hektar louky může spásat
minimálně jedna jalovice a maximálně jedna kráva a jedna jalovice. (1 kráva = 1 DJ, 1
jalovice = 0,5 DJ.) Obě tyto podmínky pan Horák bezesporu splňuje. Celé území národního
parku a jeho ochranného pásma je v rámci vymezených oblastí LFA zařazeno do oblasti
horské, tedy oblast s nejvyšší dotací, která činní 4 460 Kč/ha.
Když to shrneme, pan Horák si může podat žádost o zjednodušené přímé platby SAPS na
údržbu zemědělské půdy a zároveň žádost o dotaci LFA na podporu hospodaření v
nepříznivých oblastech. Obě žádosti, jak víme, je třeba podat do 15. května na zemědělské
agentuře.
Ano, a pokud tedy pan Horák využije těchto dotací, automaticky dostane finance ve výši 6
260 Kč/ha. On však ví, že existují ještě další dotace. Jsou to tzv. agro-environmentální
programy, jejichž úkolem je nejen podpora zemědělství, ale také ochrana životního prostředí
a údržba krajiny. Avšak vstup do těchto programů je již poněkud složitější.
Co je třeba udělat pro to, aby náš zemědělec dosáhl i na tyto finance?
Pan Horák si již při registraci na zemědělské agentuře v rámci žádosti o dotace LFA a SAPS
vytvořil půdní bloky. Ty může zároveň také využít pro vstup do agro-environmetálních
programů. Vzhledem ke svému zaměření by pan Horák rád využil podprogramu Ošetřování
travních porostů. V tomto opatření jsou zvlášť rozděleny louky a pastviny. Proto se pan
Horák musí rozhodnout, které půdní bloky přihlásí do luk a které do pastvin. Vzhledem k
tomu, že pan Horák nemá takový počet zvířat, aby si mohl veškeré pozemky, na kterých
hospodaří, přihlásit do pastvin, rozhodl se tedy, že část přihlásí do luk. Základní rozdíl mezi
loukami a pastvinami je v tom, že na loukách se nesmí pást a také rozdíl ve výšce dotací.
Jaké jsou základní podmínky pro vstup do podprogramu Ošetřování travních porostů?
Hospodář musí pečovat minimálně o 5 hektarů zemědělské půdy v ochranném pásmu, nebo o
2 ha v národním parku a musí vlastnit 0,2 DJ/ha (tj. například jednu ovci).
Na loukách i pastvinách se může hnojit do 40 kg/ha. Louky musejí být posekány do 15. 7.
každého roku, pouze ve zvláštním případě (např. při nepřízni počasí) lze požádat o posun
seče. Na pastvinách se musí dodržovat množství pasených zvířat mezi 0,2 – 1,25 DJ/ha. K
pozemkům, které si pan Horák přihlásil do pastvin, si musí vést záznamy o probíhající pastvě
během roku, tzv. pastevní deník. Ten musí po každém pastevním období odevzdat na
zemědělské agentuře. Pastviny může klidně využít i na seno, tzn. že nejdříve sklidí seno, a
pak na otavu vyžene zvířata. Každý půdní blok, který je přihlášen do pastvin, se musí alespoň
jednou ročně přepást zvířaty. Už není dáno, jak dlouho zvířata na půdním bloku musejí být,
ale měla by tam být tak dlouho, aby zbylo co nejméně nedopasků. Protože do 30 dnů po
skončení každé pastvy je pan Horák povinen nedopasky posekat.
Při vstupu do těchto programů se zavazuje k tomu, že bude na vymezených půdních blocích
hospodařit 5 let. V jeho dobrém zájmu je si samozřejmě zajistit nájemní smlouvy na celé
pětileté období, aby nedošlo k nepříjemnostem. Žádost o vstupu do agro-environmetálních
programů musí pan Horák podat nejdéle do 30. října 2005, aby mohl dotace začít pobírat od
roku 2006. Každý rok si pak musí do konce dubna podat žádost o vyplacení dotace.
Projeví se i u tohoto typu dotací to, že má pan Horák obtížnější podmínky pro své
hospodaření?
Vzhledem k tomu, že pan Horák hospodaří na území národního parku, může být maličko
zvýhodněn. Může využít tzv. extenzivní tituly. V případě luk má možnost se přihlásit do
titulů Posun termínu seče nebo „Posun seče ve formě pásů“. Druhý ze jmenovaných titulů je
nabídnut z důvodů ochrany druhové rozmanitosti hmyzu. Pro pana Horáka je například
výhodný titul „Posun termínu seče“. Louky přihlášené do tohoto titulu se nesmějí hnojit a
mohou se sekat až po 15. červenci.
Na pastvinách může využít titul Extenzivní pastviny. Na těchto půdních blocích se také nesmí
hnojit a pan Horák zde musí dodržovat nižší pastevní intenzitu (0,4 – 1 DJ/ha – maximálně
jedna kráva na 1ha pastviny).
Počítejme tedy znovu společně. Kolik tedy pan Horák obdrží financí?
Jak již bylo řečeno výše, jako základ jsou přímé plošné dotace SAPS 1 800 Kč/ha + podpora
nepříznivým oblastem LFA 4 460 = 6 260 Kč/ha. Na půdních blocích, které má přihlášené do
agro-environmentální programů, se k tomuto základu ještě připočítávají další platby. Na
loukách v ochranném pásmu to je 1 920 + 6 260 = 8 180 Kč/ha. Na loukách, které jsou na
území národního parku – titul „Posun termínu seče“ – je dotace 5 130 Kč/ha + 6 260 = 11 390
Kč/ha. U pastvin se načítá platba 2 890 + 6 260 = 9 150 Kč/ha. 4 330 Kč/ha je základní platba
pro „Extenzivní pastviny“ + 6 260 = 10 590 Kč/ha.
Co když má pan Horák na svých pozemcích malou, ale přírodovědně hodnotnou lokalitu –
například mokřad?
Ano, vzhledem k tomu, že agro-environmetální dotace mají také podporovat ochranu přírody
a údržbu krajiny, je možno využít ještě program Péče o krajinu. Pro hospodáře v Krkonoších
je prospěšné zajímat se především o dotační tituly „Trvale podmáčené louky a rašelinné
louky“ a „Ptačí lokality na travních porostech – chřástal polní“. Na zemědělské agentuře v
evidenci půdy jsou již tyto lokality přesně vyznačené. Pokud pan Horák má na některých
svých pozemcích tyto evidované lokality, má právo na dotaci, ale musí dodržovat daný typ
hospodaření. V případě přítomnosti chřástala se louka může posekat až po 15. srpnu a musí se
sekat s ohledem na přítomnost chřástala polního od středu pozemku. Platba na plochu u
tohoto titulu je 5 180 Kč/ha, u podmáčených luk je platba 12 000 Kč/ha. Podmáčenou plochu
musí pan Horák posekat ručně nebo lehkou mechanizací (kosa, křovinořez) v předem daném
termínu a posečenou trávu musí odklidit. Samozřejmě že i k těmto titulům se připočítává
přímá platba SAPS a LFA.
Kdo kontroluje, zda pan Horák dodržuje všechny podmínky hospodaření, závazné pro
dotace?
U všech jmenovaných dotací je základní podmínkou, že pan Horák bude hospodařit podle
zásad správné zemědělské praxe a ochrany přírody, bude dodržovat specifické směrnice a
podmínky. Vzhledem k tomu, že jde o nemalé finanční částky, je dodržování veškerých
podmínek všech programů přísně kontrolováno ze strany Státního zemědělského
intervenčního fondu. Veškeré pozemky by měly být vysekány až ke krajům. Na loukách a
pastvinách může být jen určitý počet solitérních stromů, a je-li v půdním bloku remízek, měl
by být vyjmut. Pokud hospodář umístí během pětiletého období na půdní bloky nebo díly
například hnojiště nebo kompost, budou mu tyto objekty při kontrole na místě odečítány z
výměry. Kontrolní úřady tolerují odchylku od zadané výměry 3 %. Pokud je zjištěno porušení
daných podmínek hospodaření, kontrolní orgán uloží sankce.
Příklad druhý:
Pan Budař pravidelně udržuje plochu 5 ha kolem své a sousedovy chalupy v národním
parku. Louku kosí a usušené seno přenechává jinému hospodáři.
Má nárok na dotace od Evropské unie?
V případě, že hospodář pouze udržuje louku, ale nechová hospodářská zvířata, jeho možnosti
jsou mnohem omezenější. Z peněz od Evropské unie může využít pouze základní
zjednodušené přímé platby SAPS, kde je podmínkou pro vstup minimální výměra 1 ha.
Pokud má o tuto platbu zájem, jeho povinností je vytvořit si půdní bloky na zemědělské
agentuře, jak již bylo popsáno na předchozím příkladu.
Ale vzhledem k tomu, že pan Budař pečuje o louky na území národního parku, může využít
Programu péče o krajinu. Peníze z rozpočtu ministerstva životního prostředí rozděluje
Správa KRNAP, která také přijímá žádosti. O tomto programu jsme více informovali v
minulém čísle časopisu Krkonoše.
A jak tomu bude za stejných podmínek v ochranném pásmu?
Zde jsou možnosti bohužel ještě omezenější. Pan Budař si může zažádat pouze o
zjednodušené přímé platby SAPS. Programu péče o krajinu již v ochranném pásmu nelze
využít.
Jsou všechna výše uvedená čísla definitivní?
V letošním roce dojde ještě k upřesnění výše zjednodušené přímé platby SAPS a budou mírně
upřesněny také podmínky některých programů.
Kde je možné získat informace o těchto dotačních programech?
Pro ty, kteří mají zájem dozvědět se o všech programech a možnostech financování něco
blíže, jsou připraveny brožury:
Přímé finanční podpory na ochranu přírody v hospodářské krajině pro zemědělce –
Ministerstvo životního prostředí, Praha 2004.
Agroenvironmentální programy České republiky – Ministerstvo životního prostředí ve
spolupráci s Ministerstvem zemědělství, Praha 2004.
Agroenvironmentální programy na květnatých podhorských loukách – Vzdělávací a
informační středisko Bílé Karpaty, o. p. s., Veselí nad Moravou 2004.
Agroenvironmentální programy na mokrých a podmáčených loukách – Základní
organizace Českého svazu ochránců přírody Vlašim, Vlašim 2004.
Agroenvironmentální programy na orné půdě – ZO ČSOP Bílé Karpaty ve spolupráci s
Agenturou SAPARD, Správou ochrany přírody, Daphne ČR a Daphne SK, 2004.
Vysvětlení zkratek:
LPIS – Land Parcel Identification System – systém pro vedení a aktualizaci evidenci půdy
SAPS – Single area payment scheme – jednotná platba na plochu
LFA – Less-favoured areas – méně příznivé oblasti
Příloha 2
Příloha 2:
Diet selection of sheep in relation to spatial heterogeneity of grasslands
Miroslav Dvorský1, Jan Mládek1 & Zuzana Münzbergová2
1
2
Katedra botaniky PřF UP, Olomouc
Katedra botaniky PřF UK, Praha
Abstract
This article summarizes results after the second season of three-year research in defoliation
pattern of sheep. The research takes place on four extensively grazed pastures within the Bílé
Karpaty landscape protected area. The objective of the research is to explore the diet selection
of sheep and to reveal the causes and consequences of this selection for the structure and
species composition of the vegetation. The qualitative and quantitative characteristics of
single species have been assessed to find out the common traits of preferred plants. The
methodics principle is monitoring of cover and degree of defoliation of species in a grid of
permanent plots placed on transects. The most preferred species are Poa pratensis, Festuca
rubra, Brachypodium pinnatum, Trisetum flavescens, Bromus erectus and Elytrigia repens.
As for the common trait the species are either graminoids or perennial herbs, both with high
abundance and nutrition potential. The species abundance itself seems to be the best
explanatory factor in sheep preferences (linear regression analysis, r2=0,9). Although
insignificantly, the preferences are also influenced by the nutrition potential of species and by
species composition of surrounding vegetation.
Keywords: diet selection, selective grazing, defoliation pattern, spatial heterogeneity
Nomenclature: Kubát et al. (2002)
Introduction
Grazing activity, herbage removal and diet selection
Nowadays, grazing is more often used for management of many types of grassland
communities which were regularly maintained by mowing in the past. However, livestock
fundamentally change the structure and plant species composition of vegetation due to three
major mechanisms: diet selection, disturbation of soil surface and dung deposition (BAKKER,
1989). Most studies are dedicated to the complex influence of grazing activity on plant
communities (e.g. GIBSON ET BROWN, 1992; PAVLU ET AL., 2003; SCHLÄPFER ET AL. 1997);
fewer studies concentrate particularly on trampling (COLE, 1995), influence of excrements
(MALO ET SUAREZ 1995) and diet selection (DUMONT ET AL., 1995, LEPŠ ET AL., 1995).
Results from an observational cattle-grazing study from Switzerland (see BUTLER ET AL.,
2004) show that these three factors characterizing the grazing activity of herbivores have
significantly different spatial and temporal pattern in relation to nature conditions at a locality
(slope, nutrition potential of vegetation) and management induced structures (distance to
enclosure or water source). The relative contribution of these factors to vegetation forming
was studied also experimentally (KOHLER ET AL., 2004). The seasonal development of
vegetation on pasture was compared with that on experimental area where separate effects of
grazing activity were simulated (trampling, fertilizing with excrements and herbage removal
1
Příloha 2
carried out by repeated cutting). Repeated biomass removal was revealed as the most
important factor to keep the spatial heterogeneity of pasture vegetation (at small scale, here
4m2).
Unlike cutting, grazing is a highly selective process. The selectivity of animal grazing may
operate at several levels – habitat selection, preference for particular species within a habitat
and preference for a particular part of the plant (CRAWLEY, 1983). Grazing preferences of
goats in one type of vegetation was studied by LEPŠ ET AL. (1995) on a pasture in Krušné hory
mountains. Comparing of the biomass proportion of single species on study site (pairs of
plots, cut and sorted out before vs. after grazing) showed a significant preference of goats for
soft broad-leaved species like Polygonum bistorta or Holcus mollis. However, the method is
rather time-consuming and also depends on premise that the biomass proportion of species is
the same in both pairs of plots when starting the experiment. That means the method is
suitable for relatively homogenous and species-poor communities. Furthermore it would be
quite useful to explore the consequences of selective grazing on vegetation structure and
species diversity in next years.
Diet digestibility strategy - grazing on quality
At grazing, when herbage on offer exceeds animals needs, the development of sward
heterogeneity results from the differentation of well-grazed areas that remain short and
vegetative (good quality and low quantity) and under-grazed areas that evolve to the
reproductive stage (low quality and high quantity) (Adler et al., 2001). This process is called
patch grazing (COUGHENOR, 1991). Uneven grazing as a result of excessive initial biomass is
documented in many studies. For example, GARCIA ET AL. (2004) mapped the sheep activity
on extensively grazed cultural sward of Dactylis glomerata. Using GIS spatial modelling they
tested hypotesis (i) whether sheep prefer to graze repeatedly on patches with low sward (with
low amount of good forage) and thus increasing the heterogeneity in pasture vegetation and
(ii) how this preference evolves during the season. Sheep evidently grazed more often on
lower swards, mainly at the end of spring and in summer when the sward becomes uneven in
quality and quantity. CID ET BRIZUELA (1998) on the basis of an experiment with four levels
of grazing intensity in a sward of Festuca arundinacea showes that the lowest grazing
intensity leads to the most stable mosaic of patches of low or high sward and that this mosaic
is conserved due to the nutrition-advantageous selective grazing on young vegetation. Many
behavioral studies in sheep grazing (DUMONT ET AL., 1995; GARCIA ET AL. 2003, 2003a) tried
to explain the preferences of animals by experiments at various types of cultural swards
(vegetative vs. reproductive plots, different sward heights, various frequentions and intensities
of defoliation); results show that the common denominator in grazing selectivity is the effort
of animals to maximize the quality of forage (diet digestibility strategy), not just the quantity.
This is in accordance with a model by HUTCHINGS ET GORDON (2001) which predicts the diet
digestibility strategy to be more efficient under the conditions of low grazing intensity.
The question is how the diet digestibility strategy works in species-rich communities?
According to the first results from pastures in Krkonoše mountains (HEJCMAN ET AL., 2004)
the preference for single species differs seasonally and this is due to different phenological
development of dominant species and due to advancing experience of sheep with mountain
plant species.
Why to study diet selection of sheep?
Sheep, in comparison with horned cattle, is much more selective. When grazing on a
reproductive sward sheep avoid flowering grasses and are able to consume leguminoses even
2
Příloha 2
from the lower parts of vegetation cover (GRANT, 1985; GONG, 1993; LAIDLAW, 1983; CLARK
ET AL. 1985). Thus, mostly in species-rich swards, the diet composition does not correspond
with the proportion of species in a community (VALLENTINE, 2001). Patches with intact
vegetation appear, heterogeneity increases and, in long-term perspective, this may cause an
extensive infestation with just a few unpalatable species.
Extensive grazing as an alternative way of management in nature protected areas?
In OLFF ET RITCHIE (1998) review concerning the influence of herbivors´ activity on
vegetation diversity the authors mention the positive effect of grazing on diversity at a small
scale (thanks to competition reduction), but, on the contrary, the negative confluence for
diversity at a larger area scale (species pool is limited to grazing-tolerant species). The
definite reaction of vegetation on grazing also highly depends on correlation between
palatability of single species (i.e. sheep diet selection) and their competition ability (PACALA
ET CRAWLEY, 1992). That means the diversity of a pasture with unpalatable dominants will
probably decrease (compare KRAHULEC ET AL., 1994 vs. MILTON, 1940).
Can these presumptions lead to a thought that the diversity of permanent meadows or pastures
lying within nature protected areas (often with dominative unpalatable species Brachypodium pinnatum, Bromus erectus, Hypericum maculatum, Agrostis capillaris, Nardus
stricta) will decrease because of extensive grazing as a recommended way of management
(HÁKOVÁ ET AL., 2004)?
Undoubtedly, characteristics like the initial species composition, ecological conditions on the
site and the farming system (i.e. time and intensity of grazing) are of important influence on
these changes. These characteristics differ more or less among most of the localities and thus
preventing us from extrapolating results from other places because the same species may
respond to grazing in different way under different conditions.
Due to all these reasons we find it necessary to study causes and consequences of selective
grazing on higher number of pastures. Revelation of a certain regularities (found in more
types of vegetation) would help us predict the future changes in vegetation structure after the
re-introduction of grazing without the necessity of carrying out a study at every locality of our
interest.
Thus the immediate effect of grazing on vegetation at newly-grazed locality is always a result
of interactions between (i) spatial arrangement of grazing itself (i.e. distribution of grazing
activity of herbivores) and (ii) already existing spatial pattern of vegetation (ADLER ET AL.,
2001). The objective of the research is to find out under what circumstances grazing
increases/decreases spatial heterogeneity of vegetation (closely connected with diversity at
this scale).
Methods
The major questions of this study are:
1. Do sheep prefer to feed on some certain group of species (e.g. leguminoses)?
2. If so, how is this preference connected with the quantitative occurence of the species
and with their qualitative characteristics?
3. What is the contribution of neighbouring vegetation and geomorphological
characteristics of the pasture to this selectivity?
4. Does the sheep preference for single species differ between seasons and years? And if
so, how?
3
Příloha 2
5. What will be the effect of sheep diet selection on changes in species composition after
tree years of research?
Study site
Four localities were chosen within the Bílé Karpaty landscape protected area. Each locality is
a pasture extensively grazed by sheep with the method of rotational grazing. There is low
stocking rate at each locality which enables selective grazing.
I.
locality Brumov, N 49°05´57´´, E 18°01´55´´
II.
locality Nad Tunelem, N 49°05´28´´, E 18°01´40
III.
locality Petrůvka, N 49°06´00´´, E 17°49´00´´
IV.
locality Balada, N 48°53´19´´, E 17°33´50´´
Experimental design
For the research of selective defoliation transects were marked out with help of tape at each
locality. Transects are parallel and following slope, lying two metres from one another and
their number (usually 4) and length (usually 50m) depend on the possibilities of every single
pasture (shape and relief). Each transect consists of a set of permanent plots (25x25 cm in
size, which is an estimation of area sheep could be able to select species at), lying one by one
in distance of 2 m along the transects. The aim was to deploy a regular grid of approximately
100 permanent plots at each locality. This grid will serve for analyses whether there is a
preference for some species and how this preference is related to the neighbouring vegetation
(species composition recorded in 1m2 square around each plot) or to the position of a plot
within the pasture (distance to enclosure or water source).
For exact location, every plot was marked and fixed with an iron nail in the soil in the left
bottom corner. For monitoring of vegetation in small plots an iron frame was used (sized
25x25 cm); the 1m2 square around every plot was defined with a 1x1m frame.
Following data were recorded in small plots: inclination and slope orientation (measured with
inclinometer and compass), height of sward (extent of grazing activity, measured with risingplate meter (CORREL ET AL., 2003)), species composition including seedlings, degree of
coverage for each species (in %) and the extent of defoliation caused by sheep (3 categories –
intact, touched and eaten). In the surrounding squares (1x1m) species with cover higher than
10 % were recorded.
Statistical analysis
Collected data from all 4 localities were subjected to a basic exploration analysis and partially
anylysed by a statistical programme NCSS 97 ver. 2001 (HINTZE, 2001). Geographical
coordinates were gained from application Geobáze 2.5. Data about nutrition potential of
single species come from JURKO (1990).
4
Příloha 2
Results
Defoliatio
n
(%)
2004 (first season)
40.0
28.8
17.5
6.3
-5.0
0.0
20.0
40.0
60.0
80.0
Presence
(%)
Fig.1 Linear regression of defoliation frequention and occurence of species from permanent
plots (r2=0.9009)
Defoliatio
n
(%)
40.0
27.5
15.0
2.5
-10.0
-4.0
-1.5
1.0
3.5
6.0
Species nutrition
potential
Fig.2 Linear regression of defoliation frequention and species nutrition potential (according to
JURKO, 1990) (r2=0.1140)
5
Příloha 2
70
60
%
50
40
presence (%)
defoliation (%)
30
20
10
Po
aP
Fe ra
sR
ub
Br
aP
in
Fr
aV
i
Br r
oE
r
M e
ed
F
Fe al
sR
u
C p
en
D
or Jac
yc
sp
e
Ve c
rC
ha
0
species present in more than 15 % of plots
Fig. 3 Frequention table of occurence and defoliation of species present in more than 15 % of
plots
70
presence (%)
60
defoliation (%)
%
50
40
30
20
10
n
La
Pl
a
Po
l
la
R
an
Ar
rE
M
ed
Tr
if
R
up
Fa
l
Fe
s
M
ed
Er
e
Br
o
Pi
n
Br
a
Po
a
Pr
a
0
occurence and defoliation of species present in more than 4% of
plots and touched or eaten in more than 75% of cases of their
occurence
Fig. 4 Frequention table of occurence and defoliation of species present in more than 4% of
plots and touched or eaten in more than 75% of cases of their occurence
6
Příloha 2
30
25
%
20
presence (%)
defoliation (%)
15
10
5
Br
oE
El re
yR
M ep
ed
D Fal
ac
Fe Glo
sR
Fe up
sP
Tr ra
ifM
e
Ar d
rE
C la
ar
R Fla
an
P
Tr ol
ifR
Pl ep
aL
a
C n
irA
rv
0
occurence and defoliation after joining two
defoliation categories (intact and touched) for
species present in more than 15% of plots
Fig.5 Frequention table of occurence and defoliation after joining two defoliation categories
(intact and touched) for species present in more than 15% of plots
2005 (second season)
2005: defoliation
90
80
70
%
60
50
presence (%)
40
defoliation (%)
30
20
10
Po
aP
Fe ra
sR
ub
Tr
iF
l
El a
yR
e
Ta p
rR
u
M d
ed
Fa
Fe l
sP
Fe ra
sR
up
Ar
rE
D la
au
C
Ag a r
rC
ap
Vi
oH
C ir
on
Ar
C v
er
H
ol
0
species present in more than 15% of plots
Fig. 6 Frequention table of occurence and defoliation of species present in more than 15 % of
plots
7
Příloha 2
Discussion
2004
Actual results show that the main factor influencing defoliation at the level of single species is
their quantitative representation on the pasture (Fig.1). In this case the regression model
explains high proportion of variability (r2=0.9009). Some relations also arise out of the second
model (Fig.2) that shows that the higher level of defoliation can be partly explained by a
higher nutrition potential of a species (r2=0.1140).
However, the interpretation of gained data is usually ambiguous. Some problems could arise
from the fact that the defoliation classification during the field work is, to a certain extent,
quite subjective. This could lead to relatively biased results. The question is whether to
change the actual system of 3 categories of defoliation classification (I. intact, II. touched,
III. eaten) because the transition between categories I. and II. is often dubious. By joining up
categories I. and II. we would admit that the touched plants were touched by mistake, or that
they are unpalatable and therefore left alone after being tasted by an animal, respectively. On
the other hand, species from category III. are palatable and selectively eaten..
Another question is whether sheep grazing on species-rich pastures tend to select certain tasty
species or generally prefer to graze on patches of higher nutrition potential. A regression
model was tested if the degree of defoliation on plots (variable „extent of defoliation“
measured with rising-plate meter) depends on a nutrition potential of a plot (counted as a sum
of nutrition potential of present species (sensu Jurko 1990) weighted with species coverage);
but the model did not prove significant (not shown). There are also two possible
interpretations of data gained by measuring with rising-plate meter (a calibrated stick with a
sliding plate of a specific weight). This standardized experimental instrument is commonly
used in agricultural researches for measuring of sward height (STEWART ET AL, 2001; CORREL
ET AL., 2003). Since only one measurement was carried out this year (during the grazing) we
do not know the initial height of vegetation before the grazing started. So, if the height of
vegetation in a plot was measured low, this could indicate two things:
i)
either the plot contains tasty and palatable species which were selectively eaten
ii)
or the height of vegetation was low even before the start of grazing because of
unsuitable ecological conditions at the place of a concrete plot
This imperfection will be avoided next year by measuring both the initial and final vegetation
height (i.e. vegetation productivity itself) so that we will be able to compare.
2005
After the second year of field work we have two sets of data now which enables us to
compare the results and confirm some of the preliminary presumptions. Unfortunately, one of
the localities had been cut down before we could accomplish the survey so the data are
missing.
We determined the group of the most-eaten/preferred plant species; this group contains e.g.
Poa pratensis, Festuca rubra, F. rupicola, F. pratensis, Brachypodium pinnatum, Trisetum
favescens, Bromus erectus, Elytrigia repens, Medicago falcata, Taraxacum sect. Ruderalia,
Arrhenatherum elatius (Fig.3, resp. Fig.6).Since these species are the most common and with
highest coverage at the study sites we can conclude that the most important factor in sheep
diet selection is the presence of a species itself. This conclusion is supported by the results
from the linear regression analysis test which explains around 90% of data variability
(r22004=0,9009 see Fig.1, r22005=0,8907 not shown).
As for the common trait of the most-eaten species it is still unclear which on is the most
important. The preferred group of species consists of graminoids in particular which generally
8
Příloha 2
have high fodder potential. This fact is in accordancy with hypothesis that sheep graze on
quality but these species also belong among the most abundant ones at study sites.
Hypothesis that sheep selecting their diet are influenced by the species composition in the
neighbourhood of a certain patch (that means they are attracted by some known and preferred
species) was not verified. Some dependancy was revealed in the first year of research but
remained insignificant.
As it is evident from the exploratory analysis the preferred group of species remained almost
the same in composition in the second year of research. So sheep seem to select their diet in
the same way they did all the time.
Regarding the effect of grazing on vegetation structure we noticed a substantial change in
abundance of some species. Some of them receded of more than 30% of their original
occurence (Ranunculus polyanthemos, Geranium columbinum, Securigera varia, Salvia
pratensis, Medicago falcata, Pastinaca sativa, Galium verum, Elytrigia repens, Taraxacum
sect. Ruderalia, Cerastium holosteoides ), some promoted of more than 30% (Daucus carota,
Trisetum flavescens, Festuca rupicola, Veronica chamaedrys, Festuca pratensis, Trifolium
repens). From species which receded only 3 belong among the most-eaten species (Medicago
falcata, Elytrigia repens, Taraxacum sect. Ruderalia). On the contrary, some species seem to
profit from the grazing activities (Daucus carota, Trisetum flavescens, F. rupicola, F.
pratensis, Trifolium repens) although we cannot specify the exact cause of their expansion.
Some new species appeared but it is still impossible to say whether their appearance was
supported by grazing (they will expand) or appeared by accident.
Consequences for the vegetation structure and species composition resulting from sheep diet
selection will be clearer after next season´s monitoring. At this point we can only assess the
changes in abundance but we cannot determine the true reason.
Conclusions
2004
The first year of research in diet selection of sheep brought just running results. New
experience will enable us to complete and improve the methodology for next years which will
certainly make interpretations easier. It would also be advisable to adjust the terms of research
on single localities with the start of grazing so that the degree of defoliation would be
approximately the same on all the localities and thus the collected data better for comparison.
Different grazing pressure at localities also contributes to undesirable raising of variability in
measurements. However, it is impossible to achieve ideal conditions choosing experimental
pastures for the sake of objective reasons.
2005
The group of the most preferred plant species was determined so that we can focus on their
common traits. Since these species does not differ between the two seasons some of the
vegetation changes (e.g. substantial shift in abundance of certain species) can be considered as
a consequence of selective grazing. As for the questions asked at the beginning we succeeded
in answering a part of them (e.g. species preferred, first changes in vegetation structure),
nevertheless the rest (e.g. between-season preference changes) is still to be answered. This
will help us understand the sheep – plant interaction better and extrapolate the results more
precisely.
9
Příloha 2
Acknowledgement
Research was supported by the grant VaV 620/11/03 of the Ministry of Environment of the
Czech Republic.
References
ADLER, P.B., RAFF, D.A. ET LAUENROTH, W.K., 2001: The effect of grazing on spatial
heterogeneity of vegetation. Oecologia 128: 465-479
BAKKER, J.P., 1989: Nature management by grazing and cutting. Kluwer, Dortrecht.
BUTLER, A., KOHLER, F., WAGNER, H., ET GILLET F., 2004: Observed spatial and seasonal
patterns of cattle activity versus simulated effects in exclosure experiment. In: Lüscher,
A., Jeangros, B., Kessler, W., Huguenin, O., Lobsiger, M., Millar, N., Suter, D. (eds):
Land use systems in Grassland dominated regions. Grassland Science in Europe, 9: 578580
CID, M.S. ET BRIZUELA, M.A., 1998: Heterogeneity in tall fescue pastures created and
sustained by cattle grazing. Journal of Range Management 51:644-649
CLARK D. A. ET HARRIS P. S., 1985: Composition of the diet of sheep grazing swards of
differing white clover content and spatial distribution. New Zealand Journal of
Agricultural. Research, 28: 233-240.
COLE, D.N., 1995: Experimental trampling of vegetation. II. Predictors of resistance and
resilience. Journal of Applied Ecology 32: 215-224.
COUGHENOR, M.B., 1991: Spatial components of of plant-herbivore interactions in pastoral,
ranching and native CRAWLEY, M.J., 1983: Herbivory. The dynamics of animal-plant
interactions. Blackwell, Oxford.
DUMONT, B., PETIT, M. ET D´HOUR, P., 1995: Choice of sheep and cattle between vegetative
and reproductive cocksfoot patches. Applied Animal Behaviour Science 43: 1-15
GARCIA, F., CARRERE, P., SOUSSANA, J.F. ET BAUMONT R., 2003: How do severity and
frequency of grazing affect sward characteristics and the choices of sheep during the
grazing season? Grass and Forage Science 58: 138-150
GARCIA, F., CARRERE, P., DECUQ, F. ET BAUMONT R., 2004: Mapping grazing activity and
heterogeneous grasslands. In: Lüscher, A., Jeangros, B., Kessler, W., Huguenin, O.,
Lobsiger, M., Millar, N., Suter, D. (eds): Land use systems in Grassland dominated
regions. Grassland Science in Europe, 9: 763-765
GIBSON, C. W. D ET BROWN, V. K., 1992: Grazing and vegetation change: deflected or
modified succession? Journal of Applied Ecology 29: 120-131 ungulate ecosystems.
Journal of Range Management 44:530-542
GONG Y., HODGSON J.,LAMBERT M. G., CHU A. C. P. ET GORDON I., 1993: Comparison of
response patterns of bite weight and bite dimensions between sheep and goats grazing a
range contrasting herbage. Proceedigs. XVII International Grasland Congress New
Zealand and Queensland: 726-728.
GRANT S. A., SUCKLING D. F., SMITH H. K., TORVELL L., FORBES, T. D. A. ET
HODGSON J., 1985: Comparative studies of diet selection by sheep and cattle: The hill
grasslands. Journal of Ecology,73: 987-1004.
HÁKOVÁ, A., KLAUDISOVÁ, A. ET SÁDLO, J., 2004: Zásady péče o nelesní biotopy v rámci
soustavy Natura 2000. PLANETA XII, 3-2004 – druhá část. MŽP, Praha.
10
Příloha 2
HEJCMAN,
M., ŽÁKOVÁ, I., STRÁNSKÁ, M. ET BÍLEK, M., 2004: Reestablishment of Grassland
Management in the Klínové Boudy Locality – Sheep Grazing Preferences and Sward
Structure under Defoliation. In: Štursa, J., Mazurski, K. et Palucki, A. (eds),
Geoekologické problémy Krkonoš. Sborník Mezinárodní Vědecké Konference, Listopad
2003, Sklarzska Poreba. Opera Corcontica, Vrchlabí 41 (in press).
KOHLER, F., GILLET, F., GOBAT, J.-M., ET BUTTLER, A., 2004: Seasonal vegetation changes in
mountain pastures due to simulated effects of cattle grazing. Journal of Vegetation
Science 15: 143-150
LEPŠ, J., MICHÁLEK, J., KULÍŠEK, P. ET UHLÍK, P., 1995: Use of paired plots and multivariate
analysis for the determination of goat grazing preference. Journal of Vegetation Science
6: 37-42
MALO, J.E. ET SUAREZ, F., 1995: Establishment of pasture species on cattle dung: the role of
endozoochorous seeds. Journal of Vegetation Science 6: 169-175.
MILTON, W.E.J., 1940: The effect of manuring, grazing and liming on the yield, botanical and
chemical compsition on the hill pastures. Journal of ecology 28: 326-356
Ecology a Evolution 136: 261-265
SCHLÄPFER, M., ZOLLER, H. ET KÖRNER, CH,.1997: Influences of mowing and grazing on
plant species composition in calcareous grassland. Botanica Helvetica 108: 57-67
VALLENTINE, J.F., 2001: Grazing management. Academic Press, NewYork, pp. 659.
11
Příloha 3
Příloha 3:
Spontaneous seedling
management regimes
recruitment
and
survival
under
different
Kateřina Čiháková1, Zuzana Münzbergová1 & Jana Richterová2
1
2
Katedra botaniky, Přírodovědecká fakulta, UK Praha
Katedra botaniky, Přírodovědecká fakulta, UP Olomouc
Abstract
Spontaneous seedling recruitment of dicots was studied at 2 grasslands in Walachia region,
Czech republic. Both localities were recently subjected to reintroduction of sheep grazing.
The impact of grazing, mowing and abandonment on the seedling establishment and survival
to the next season was evaluated.
The observed seedling mortality was very high in all treatments. The survival varied between
treatments and was the most successful at the mown plots. Species composition of the
emerging seedlings wasn’t affected by the treatment in the first year of the experiment. The
creation of suitable safe sites wasn’t probably sufficient during the short management period.
The species composition of emerging seedlings varied significantly among years and cohorts
and the effect of treatment was different in particular years and cohorts, which indicates the
need for long-term monitoring covering more vegetation periods. The species composition of
surviving seedlings was modified by the treatment, e.g. each management regime resulted in
different seedling community.
Our study clearly shows the importance of long-term monitoring of species establishment,
which is crucial for assess of suitability of particular management regime for restoring the
species rich grasslands.
Key words: seedling recruitment, survival, grazing, safe site, species diversity
Nomenclature: Rothmaler (2000)
Introduction
The cessation of low-intensity land use in semi-natural grasslands has recently been identified
as one of major factor adversely affecting flora and fauna in Europe (Stanners & Bordeaux
1995). The abandonment (Willems 1983, Dierschke 1985, Schreiber 1985) and fragmentation
of habitats (Poschlod & Bonn 1998, Eriksson et al.2002) leads to a loss of species richness
and therefore restoration management is being introduced to many grasslands of nature
conservation value (Stampfli & Zeiter 1999, Vinther & Hald 2000, Moog et al.2002, Krahulec
et al.2001). Traditional management regimes such as grazing and mowing are believed to
enhance the seed availability by linking the isolated habitats, to promote seedling
establishment of grassland species and to maintain the species diversity. However when
applied to previously abandoned habitat, these management regimes often fail to restore a
community with desired species composition (Matějková et al. 2003).
The establishment of a species requires both the seed availability (1) and the successful
seedling establishment (2), which are affected by particular management.
1
Příloha 3
Grazing is regarded to affect the generative reproduction more intensively in comparison to
mowing. The grazing animals can serve as vectors of new propagules to the area (Fischer et
al. 1995) and their hoofs can create gaps in the sward, which act as safe sites for the
germination from the seed bank. Numerous studies cope with the restoration potential of the
soil seed bank (Bekker et al. 1997, Dutoit & Didier 1995, Poschlod et al. 1991, Willems 1995,
Willems & Bik 1998, Wagner et al.2003) and the seed dispersal (Verkaar et al. 1983,
Jefferson & Usher 1985, Fischer et al. 1995), but they generally don’t follow the seedling
establishment derived from these sources.
The seedling recruitment, later survival and establishment are crucial for the assessment of
successful restoration management and it can’t be evaluated without long-term monitoring.
However in most studies dealing with the natural regeneration of grassland species the
emerged seedlings are removed after the census, although it is generally accepted that the
seedling stage is the most sensitive (Silvertown 1981, Špačková & Lepš 2004). These studies
imitate real management by creating artificial gaps (Kiviniemi & Eriksson 1999, Kalamees &
Zobel 2002) or by litter and moss removal (Keizer et al.1985, Špačková et al. 1998), in order
to increase the microsite availability.
The seedling survival at least to the next vegetation season is followed thoroughly only in the
seed sowing experiments of chosen species, where the spontaneous recruitment of that
particular species serves only as a control (eg. Hofmann & Isselstein 2004, Kupferschmied et
al. 2000, see Turnbull et al.2000 for review).
The success of long-term survival of spontaneously established seedlings under real
management is not known so far. The often cited work of Oosterheld & Sala (1990) actually
compares only 2 rosette species in response to seed and microsite availability changed by
grazing management. The effect on species composition and number of species of established
seedlings wasn’t studied so far.
The aim of this paper is: (i) to estimate the intensity of natural seed germination and the
success of seedling survival under different management regimes, (ii) to compare the species
composition of seedling recruitment and survival between different management regimes, (iii)
to assess the effect of microsite conditions (litter, biomass) on the recruitment success, (iv) to
describe the relationship between the species composition of the established vegetation, soil
seed bank and recruited seedlings.
Results from two experiments are presented in this paper to answer these questions. These 2
experiments were conducted in the same region (Walachia) in eastern Moravia, Czech
Republic and followed the same methods. This region was chosen because sheep grazing has
been traditional management regime here for centuries and it was recently reintroduced to the
abandoned grasslands. We established permanent plots with different treatments: grazed,
mown and abandoned, we examined the soil seed bank and observed the spontaneous seedling
recruitment and survival of dicots over 2 vegetation seasons.
Methods
Study sites and management
The first experiment was performed in a species rich pasture Losovy near Vsetin
(49°19′02″N, 18°05′48″E, 570 m.a.s.l.), Czech Republic. The traditional management of this
site involves sheep and cattle grazing. The site used to be managed in the past (10 years ago)
and then it was abandoned. The vegetation can be described as pasture belonging to
Cynosurion with the features of Bromion erecti (mean number of species per sq m 34). The
community is dominated by grasses (Brachypodium pinnatum, Festuca rubra, Cynosurus
2
Příloha 3
cristatus) and herbs (Leontodon hispidus, Trifolium repens, Potentilla reptans). The site is
proposed as a nature reserve because of the presence of many termophilous species rare in this
region, above all the orchids (Anacamptis pyramidalis, Orchis mascula subsp. signifera,
Orchis militaris, Orchis ustulata subsp. aestivalis).
In 2002 the shrubs were cut and removed from the site and the rotation sheep grazing
management regime was introduced. Grazing was very intensive (150 sheep in small
enclosures shifting every two days) in order to prevent scrub encroachment and natural
succession to woodland.
The second experiment was established in semi-natural grassland situated within traditional
orchard in Brumov (49° 5' 4" N, 18° 1' 28 E, 520 m.a.s.l.), 35 km distant from the first
locality. The traditional management of this site involves summer mowing and aftermath
sheep grazing. The vegetation can be described as grassland belonging to Bromion erecti
(number of species 113, mean per sq m 30). The community is dominated by graminoids
(Brachypodium pinnatum, Festuca rubra, Poa pratensis, Carex flacca) and herbs (Galium
verum, Trifolium medium, Fragaria viridis). The site is significant because of the presence of
many termophilous species rare in this region (Teucrium chamaedrys, Trifolium
ochroleucon).
In 2003 the shrubs were cut and removed from the site and the rotation sheep grazing
management regime was introduced. Grazing was not very intensive for the whole grazing
season (100 sheep in 2 ha enclosures).
Experimental design
The first experiment was set up in May 2002, before the grazing begun. 8 blocks of treatment:
grazing, cutting and abandoned were arranged as 1m x 1m permanent plots for estimating the
species composition. The plots were divided into 3 x 3 subplots and the cover of vascular
plants was estimated using Braun-Blanquet scale (+, r, 1, 2, 3, 4, 5) in May 2002, 2003, 2004.
Nomenclature followed Rothmaler (2000). The abandoned and mown plots were enclosed by
1.2 m high wire fence, leaving a 0.5 m corridor between the plots and the fence. The grazed
plots were marked out in the vicinity (2-5m) from the fence within homogenous vegetation.
The second experiment was set up in May 2004 following the same methods. The
experimental design was slightly altered. 10 blocks of permanent plots were established. The
abandoned and mown plots (5*5m each with permanent plot in the centre) were fenced in
larger enclosures.
Losovy pasture was grazed by the herd of 150 sheep in June and September 2002, only in
June 2003 (because of extreme drought) and in June and September 2004. Permanent plots
with mowing regime were cut by scissors at 5 cm above the ground in the same periods.
Brumov pasture was grazed rotationally by 100 sheep from May to October 2004 and 2005
leaving enough time for biomass growth. The mown plots were scythed in July 2004 and
2005.
Other 1m x 1m plots for the biomass removal were marked out in the neighbourhood of
grazed and abandoned plots (the biomass from the cut plots was taken when cutting) in
Losovy pasture only. The biomass was cut by scissors about 5 cm above ground. (May 19
2003, May 13 2004). Both the living biomass and the litter were sampled. It was sorted to 4
categories: dicots, monocotyledonous species (mainly grasses and sedges), litter and woody
species. The biomass was dried 60 hours in the laboratory oven at 55 0C and weighted.
3
Příloha 3
Seedling recruitment
The same permanent plots, used for estimating the species composition, were used for
monitoring the seedling recruitment in both pastures. One of the corner subplots was
randomly selected. It was fixed with 10 cm long nails and metal tubes which were inserted
into the ground to improve the precision of placing the wooden frame in each census. This
33cm x 33cm square was divided into a grid of 25 small subplots 6,6cm x 6,6cm each and the
seedlings were recorded in a micromap. Only the seedlings of dicots (with cotyledons present)
were marked when they first appeared, because the seedlings of grasses could not be
distinguished from clonal recruits. All seedlings were marked with ring of coloured wire
and/or coloured pin in order to be found easily in the next census.
The seedlings censuses were conducted: May 9, June 18, August 11, September 19 (2003),
May 13 and September 2 (2004) in Losovy and on June 24, August 11, November 14 (2004)
and in June 24, August 25 (2005) in Brumov. The last seedling census in Losovy could be
conducted at 5 blocks of permanent plots only, because 3 blocks remained incomplete after
the damage caused by the sheep. Nevertheless the survival of the first cohort germinated in
May 2003 could be assessed anyway because the mortality at those 3 destroyed permanent
plots was 100% already in the previous census.
Seed bank composition
We decided to use germination method for the rough estimate of the number and species
composition of the seeds that are likely to germinate in our experimental site after the
disturbance by grazing animals.
Two sets of soil cores (100 cm3) were taken outside at the corners of each 1m x 1m plot in
October 2002 in Losovy. The first set of the soil samples was stratified in the fridge for 2
months at the temperature of 5 0C to break the seed dormancy by chilling (Gross 1990) and
then treated as latter.
All roots, rhizomes, stone were removed from the samples and the soil was spread over the
dishes, which were half-filled with sterile substrate. The samples from the first set were
placed in unheated greenhouse in September (temperature varied between15-25 0C) and for
the winter moved to the heated greenhouse. The germination was finished in January for the
most of the samples and the second set was placed in the heated greenhouse. The temperature
in the greenhouse may occasionally rise up to 35 0C in sunny days, and the soil dried out. Due
to this some of the seedlings died of drought before identification. Seedlings were identified
using Csapody 1968, counted and removed weekly. Seedlings, which could not be identified,
were removed and planted to maturity in separate pots. After a period of 2 weeks when no
seedling appeared in the dish, the soil was stirred thoroughly to promote germination of
remaining seeds. The experiment was finished in June 2003 and the seedlings, which we
weren’t able to identify to species, were joined to groups on the genus taxonomic level.
The soil seed bank from Brumov pasture was treated similarly. But as the experiment started
in April 2004 only, we sampled the soil, which has been naturally stratified by chilling during
the previous winter. The germination experiment was finished in September 2004.
Data analysis
The effect of treatment on the total number of emerged seedlings was analysed by GLM with
Poisson distribution. The effect of treatment on the number of emerging seedling species was
analysed by GLM with binomial distribution using number of seedling species/number of
seedling individuals ratio as a dependent variable weighted by the number of seedling
individuals.
4
Příloha 3
The effect on the seedling survival was tested using GLM with binomial distribution and logit
function. The variable tested was the proportion of number of seedlings in the second census
/number of seedlings in previous census. For comparison between 3 treatments Chi square test
with the Bonferonni corrected P-value was evaluated.
The effect of treatment on the number of surviving species was analysed only for the May
cohort in Losovy. Matrix of samples and species emerged in May 2003were compared to the
matrices of samples and species surviving to June 2003 and to May 2004 respectively.
Randomisation test in Matlab () with 1000 permutations was used. The known probability of
the death of the seedling individual with known species identity was compared to the
probability of death chosen at random in each permutation. This resulted in expected number
of species of surviving individuals (with the probability of death lower than random), which is
then compared to the observed number of species at the end of the census (June 2003, May
2004 respectively).
The effect of microsite conditions on the total number of emerged seedlings was analysed by
GLM with Poisson. Also the effect of microsite conditions on the number of surviving
seedlings was tested analogously as the effect of treatment. The values were compared within
the block of treatments in each analysis.
The data on the species composition of the emerged seedlings were analysed for the first
cohort (seedlings emerged in May) in 2003 and 2004 and for the first cohorts (emerged in
June) in 2004 and 2005 in Brumov. Data on seedling counts were square root transformed.
The effect of treatment on the species composition of emerged seedlings was analysed by
RDA, with and without the standardisation by species.
The effect of treatment on the species composition of surviving species was tested for 5
censuses only (from May 2003 to May 2004 in Losovy). The interaction between treatment
and time of the census was tested.
The similarity between the species composition of the soil seed bank, emerged seedlings and
established vegetation was assessed by Jaccard similarity index. For the comparison with
emerged seedlings only the data on dicotyledonous species (which were recognisable as
seedlings in the field) were used.
The effect of treatment on the similarity index was tested by ANOVA.
Results
Seedling establishment and survival
At Losovy experiment 1434 individuals of 34 species or seedling types emerged in May 2003
(first cohort), 348 individuals of 28 species in June 2003 (second cohort) and 1513 individuals
of 40 species in May 2004. The mean number of emerged seedlings in the first cohort 2003
was 57.8 seedlings per plot (520 seedlings per m2), the mean number of surviving seedlings at
the end of the survey was 2.25 seedlings per plot (20.25 seedlings per m2) and the mean
mortality rate (93.4%) was very high.
The effect of treatment on the seedling emergence was significant for both the first cohort
(germinated in May) and the second cohort (germinated in June). The effect on survival was
significant for the first cohort and in the first year only (Tab.1). In May 2003 both the
management regimes promoted seedling germination of the first cohort and the effect of
mowing remained significant till September 2003. The highest number of seedlings was found
in the mown plots at the end of the survey, but this result was insignificant (Fig.1). The
seedling emergence of the second cohort was highest at the abandoned plots, but the survival
was better at the mown plots, although this result is not significant (Fig.2).
5
Příloha 3
At Brumov experiment 734 individuals of 31 species or seedling types emerged in June 2004
and 290 individuals of 16 species. The mean number of emerged seedlings in 2004 was 28.3
seedlings per plot (255 seedlings per m2). The mean number of surviving seedlings at the end
of the survey was 4 seedlings per plot (36 seedlings per m2). The mean mortality rate
(88.7%) was very high.
At the beginning of the season the recruitment was equal at all treatments. There was a
significant effect of treatment in the next censuses (Tab.1). In August severe mortality both at
grazed and abandoned plots appeared. so the survival was significantly higher at mown plots.
At the end of the survey the number of surviving seedlings was insignificantly higher at
mown plots (Fig.3).
The results of randomisation test show that there was no selection effect on the particular
seedling species. It means that the mortality of species simply reflects the mortality of
seedling individuals. Therefore the effect of treatment wasn’t analysed.
Microsite conditions (amount of biomass, presence of moss layer)
The amount of biomass affected positively both the seedling recruitment (Fig.4) and survival
in the early stage (Fig.5). The effect in the other censuses was insignificant, only the results
for first and second census are shown (Tab.3). There was a positive effect of the presence of
moss layer too (Figure not shown.)
Species composition of seedlings
Treatment had no significant effect on the species composition of emerged seedlings in both
years and both localities (Tab.4). When analysing the effect of treatments separately, the
significant result was only found for year 2005 in Brumov Tab.5). There was a significant
effect of the time*treatment interaction on the species composition of species germinated in
both cohorts. (Tab.6). The resulting pattern of the species composition of surviving seedlings
is shown in Fig.6. The different management regimes formed different communities of
surviving seedlings. The most sensitive seedlings such as Stellaria graminea and Campanula
patula survived only in the abandoned plots due to severe summer draught. Only the big
seeded species (Agrimonia eupatoria, Pimpinella seedling type) survived in the managed
plots.
The species composition of emerged seedlings varied between years both in Losovy and in
Brumov (Tab.7). The seedling community was dominated by Veronica chamaedrys in 2003,
while Ranunculus sp., Viola hirta and Lotus corniculatus were more frequent in 2004 in
Losovy (Figure not shown). The seedling community was much more diverse in 2004, while
in 2005 it was dominated only by Achillea milllefolium. The significant effect of
treatment*year interaction (Tab.7) means, that each year the treatment affected the species
composition in the different way.
There was a significant effect of the cohort (Tab.8). Seedling community of individuals
germinated in June was much less diverse.
Similarity
The Jaccard similarity index was lowest for the comparison of species composition of seed
bank and emerging seedlings in both experiments (Tab.9). Species composition of seedlings
resembled more the composition of vegetation in Losovy. There wasn’t any significant effect
of treatment on the observed similarity indices (Tab.10).
6
Příloha 3
Discussion
Seedling recruitment
We found a significant effect of the different management regimes on the seedling
recruitment in one experiment (Losovy), while there was no such an effect in the other one
(Brumov). This could be caused by the fact, that we censused the seedling community already
in the first year after the management was introduced to the localities. Also the sheep grazing
was more intensive in Losovy experiment and resulted in more open sward and biomass
removal. We even found a negative effect of both management regimes for the June seedling
cohort in Losovy, which germinated immediately after the treatment. This contradicted our
expectations, that the opening of the sward induced by management enhances the seedling
recruitment (eg. Losvik & Austad 2002). Because we haven’t found such effect for the May
seedling cohort, it is unlikely, that there was a seed limitation in the managed plots as reported
elsewhere (Falinska 1999).
When comparing the effect of treatments, grazing enhanced the recruitment in May cohort
2003 and 2004 in Losovy, in June cohort 2004 in Losovy the difference was insignificant.
The seedlings in the grazed plots in Losovy then suffered from higher mortality during
August probably due to more profound effect of the severe draught at the plots with open
vegetation. Mowing was the most favourable management regimes for the seedling
recruitment in both localities, but its difference from other treatments in the second season
was insignificant. There has been the evidence for the positive effect of both grazing
(Silvertown et al. 1992, Bullock et al.1994) and mowing (Bakker et al. 1980, Špačková et al.
1998), but these were only compared with abandoned control and not with each other so far.
What more the above-mentioned studies haven’t followed the seedling survival, which is
crucial for the result of any restoration project.
For the assessment of particular management its effect on the number of established species
should be evaluated, but this is quite difficult when the species or surviving individuals and
the number of species are too low. The species mortality merely reflected the mortality of
seedling individuals and there was no selection effect in favour of any species. We haven’t
found any significant effect of treatment on the number of emerging and surviving species,
but the grazing and mowing management seems to affect positively at least the number of
emerging seedlings.
The high mortality caused by severe drought during the summer months explains the positive
effect of the amount of biomass. The negative effects of biomass are often reported from the
manipulative experiments (see Xioung & Nilsson 1999 for metaanalysis) above all from the
wet meadows (Špačková & Lepš 2004), however the opposite effect is found in dry
grasslands (Ryser 1990).
Species composition
The species composition of the seedling community was quite difficult to evaluate due to the
high mortality as well. But still there is evidence that different management regimes form
different seedling communities. Treatment didn’t affect the species composition of emerged
seedlings, with the exception of the results from second year in Brumov, where both grazing
and mowing formed species composition of germinated seedlings different from species
composition in abandoned plots. This result doesn’t correspond with that of Špačková et
al.1998, who found significant effect of treatment on the species composition of seedlings
already in the first year of their study. Their treatment consisting in mowing and moss
removal had probably more profound impact on the change of microsite conditions than the
management applied in our study.
7
Příloha 3
Our result implies that the promoting of seedling germination lags behind the introduction of
management and the effect is probably detectable in later seasons only. However the different
treatment led to differences during the seedling survival. Only the large seeded species
(Pimpinella seedling type, Agrimonia eupatoria, Centaurea jacea) resistant to draught and the
hemiparasites (Euphrasia rostkoviana, Linum catharcticum) finishing their life cycle already
in summer were able to survive under the management regimes. Abandoned plots provided
safe sites for survival of even less species, especially those sensitive to draught (Campanula
patula, Stellaria graminea). These seedlings nevertheless remained in the seedling stage till
the end of our study, surviving only in the bank of seedlings and not really establishing
(personal observation).
The seedling communities differ between years and cohorts as well as a result of different
seed source availability and microsite availability during the season. This indicates the
importance of long-term field experiments, which are needed in order to assess the suitability
of management regimes for restoration projects.
Grazing didn’t lead to similar species composition with the soil seed bank, as we would
expect. No substantial soil disturbances probably appeared which would force the seeds from
seed bank to germinate. The results from Losovy show grazing create safe sites for
germination of species present in the actual established vegetation. The introduction of a new
species, which would be before absent from the site, wasn’t recorded in the experiments.
Our study demonstrates the differences in the impact of particular management regime during
the seedling survival and clearly shows the usefulness of distinguishing 2 types of safe sites:
the safe site for seed germination and for the seedling survival (Isselstein et al. 2002). These
safe site characteristics are doubtless species-specific according to our results on the species
composition.
The paper clearly shows the limitations of short-term restoration projects in the respect of
enriching the local community.
Acknowledgement: Research was supported by the grant VaV 620/11/03 of the Ministry of
Environment of the Czech Republic.
Literature
BAKKER J. P., DEKKER, DEVRIES W.(1980): The effect of different management practices on a
a grassland community and resulting fate of seedlings. Acta Bot. Neerl.29 (5-6): 469482
BEKKER R. M., VERWEIJ G. L., SMITH R. E. N., REINE R. , BAKKER J. P., SCHNEIDER S.(1997):
Soil seed banks in European grasslands: does land use affect regeneration perspectives?
Journal of Applied Ecology 34 (5): 1293-1310.
DIERSCHKE H. (1985): Experimentale Untersuchung zur Bestandesdynamik von
Kalkmagerrasen (Mesobromion) in Südniedersachsen. - In: Schreiber K.-F.: Sukzession
auf Gründlandbrachen. Münsterische Geogr. Arbeiten 20, Schöninghen, Paderborn, pp.
9-24.
DUTOIT T. & ALARD D.(1995): Permanent seed banks in chalk grassland under various
management regimes - their role in the restoration of species rich plant communities.
Biodiversity and Conservation 4: 939-950.
8
Příloha 3
FALINSKA K.(1999): Seed bank dynamics Seed bank dynamics in abandoned meadows during
a 20-year period in the Bialowieza National Park. Journal of Ecology 87: 461-475.
FISCHER S. F., POSCHLOD P. & BEINLICH B. (1996): Experimental studies on the dispersal of
plants and animals on sheep in calcareous grasslands. Journal of Applied Ecology 33(5):
1206-1222.
GROSS K. L.(1990): A comparison of methods for estimating seed numbers in the soil. Journal
of Ecology 8: 1079-1093.
HOFMANN M., ISSELSTEIN J.(2004): Seedling recruitment on agriculturally improved mesic
grassland: the influence of disturbance and management schemes. Applied Vegetation
Science 7(2): 193-200.
ISSELSTEIN, J. TALLOWIN, J.B. SMITH, R.N.(2002): Factors affecting seed germination and
seedling establishment of fen-meadow species. Restoration Ecology 10 (2): 173-184.
JEFFERSON R.G.& USHER M.B.(1989): Seed rain dynamics in disused chalk quarries in the
Yorkshire Woods, England, with special reference to nature conservation. Biological
Conservation 47:123-136.
KIVINIEMI K, ERIKSSON O (1999): Dispersal, recruitment and site occupancy of grassland
plants in fragmented habitats. Oikos 86(2): 241-253.
KRAHULEC F., SKÁLOVÁ H., HERBEN T., HADINCOVÁ V., WILDOVÁ R. & PECHÁČKOVÁ
S.(2001): Vegetation changes following sheep grazing on abandoned mountain
meadows. Applied Vegetation Science 4:97-102.
KUPFERSCHMID A.D., STAMPFLI A., NEWBERY D.M. (2000): Dispersal and microsite
limitation in an abandoned calcareous grassland of the southern Prealps. Folia
Geobotanica 35 (2): 125-141.
LOSVIK M.H. & AUSTAD I. (2002): Species introduction through seeds from an old, specierich hay meadow: Effects of management. Applied Vegetation Science. 5:185-194.
MATĚJKOVÁ I., VAN DIGGELEN R., PRACH K.(2003): An attempt to restore a central European
species-rich mountain grassland through grazing. Applied Vegetation Science 6: 161168
MATHSOFT, INC (1999): S-Plus 2000 Professional Release 2. Data Analysis Product Division.
MathSoft. Seattle.
MOOG D., POSCHLOD P., KAHMEN S., SCHREIBER K. F.(2002): Comparison of species
composition between different grassland management treatments after 25 years. Applied
Vegetation Science 5 (1): 99-106.
OOSTERHALD M. & SALA O.E.(1990): Effects of grazing on seedling establishment: the role
of seed and safe-site availability. Journal of Vegetation Science 1:353-358.
POSCHLOD P.,DEFFNER B., BEIER B. & GRUNICKE U.(1991): Untersuchungen zur
Diasporenbank von Samenpflanzen auf beweideten, gemahten, brachgefellenen und
aufgeforsteten Kalkmagerrasen.Verhandlungen Ges. Fur Oekologie 20:893-904.
RYSER P.(1990) Influence of gaps and neighbouring plants on seedling establishment in a
limestone grassland: Experimental field studies in nothern Switzerland.
Verroffentlichungen des Geobotanischen Institutes der Eidg. Tech. Hochschule, Stiftung
Rubel, Zurich 104: 71pp.
RYSER P.(1993): Influences of neighbouring plants on seedling establishment in limestone
grassland. Journal of Vegetation Science 4: 195-202.
SCHREIBER, K. F.(1985): Sukzession auf Gründlandbrachen. Münsterische Geogr. Arbeiten
20, Schöningh, Paderborn.
9
Příloha 3
SILVERTOWN J.& SMITH B.(1989): Mapping the microenvironment for seed germination in the
field. Annals of Botany 63: 163-167.
STAMPFLI A. & ZEITER M.(1999): Plants species decline due to abandonment of meadows
cannot easily be revesed by mowing. A case study from the Southern Alps. Journal of
Vegetation Science 10:151-164.
STANNERS D. & BORDEAUX P. (1995): Europe's Environment. The Dobris Assessment.
European Environmental Agency. Copenhagen.
and dominant removal in an oligotrophic wet meadow. Folia Geobotanica 33:17-30.
ŠPAČKOVÁ I. & LEPŠ J. (2004): Variability of seedling recruitment under dominant, moss, and
litter removal over four years. Folia Geobotanica 39: 41-55.
TER BRAAK C. J F. & ŠMILAUER P. (1998): Canoco Windows version 4.1, CanoDraw for
TURNBULL L.A., CRAWLEY M.J. & REES M.( 2000): Are plant populations seed-limited? A
review of seed sowing experiments. Oikos 88: 225-238.
VERKAAR H. J., SCHENKEVELD A. J.& VAN DE KLASHORST (1983): The Ecology of ShortLived forbs in chalk grasslands: Dispersal of Seeds 95(2): 335-344.
VINTHER E. & HALD A. B.(2000): Restoration of an abandoned species-rich fen-meadow in
Denmark: changes in species richness and dynamics of plant groups during 12 years.
Nordic Journal of Botany. 20(5):573-584.
WAGNER M., POSCHLOD P., SETCHFIELD R. P. (2003): Soil seed bank in managed and
abandoned semi-natural meadows in Soomaa National Park, Estonia. Annales Botanici
Fennici 40 (2): 87-100.
WILLEMS J.H.(1983): Species composition and above ground phytomass in chalk grassland
with different management. Vegetatio 52:171-180.
WILLEMS J.H.(1995): Soil seed bank, seedling recruitment and actual species composition in
an old and isolated chalk grassland. Folia Geobotanica 30:141-156.
WILLEMS J.H. & BIK L.P.M.(1998): Restoration of high species density in calcareous
grassland: the role of seed rain and soil seed bank.Applied Veg. Science 1:91-100.
10
Příloha 3
Figures
Recruitment and survival
ab b a a a b
abc
a ab b
aaa
aaa
Fig.1: Seedling emergence and survival under different treatments for the first cohort (emerged in
May 2003) in Losovy. Equal letters mean no significantly difference (Chi quadrat test: Bonferonni
corrected Pvalue<0.05).
70
a a a
a b b a a a a a a
a a a
60
Number of seedlings per plot
50
40
30
treatment
20
Mown
10
Grazed
Abandoned
0
N=
10 10 10
10 10 10
10 10 10
10 10 10
10 10 10
June04
Aug04
Nov04
June05
Aug05
Fig.3: Seedling emergence and survival under different treatments for the first cohort (emerged in
June 2004) in Brumov. Equal letters mean no significantly difference (Chi quadrat test: Bonferonni
corrected Pvalue<0.05)
11
Příloha 3
Tab.1: GLM effect of treatment on the recruitment and survival of the first cohorts
locality
year
census
May03
Df Deviance P(Chi)
block
7
500.100 0.000
treatment
2
8.000 0.019
Residual
12
block
Jun03/May03 treatment
Residual
2003
block
Aug03/Jun03 treatment
Residual
Losovy
block
Sep03/Aug03 treatment
Residual
block
May04/Sep03 treatment
Residual
2004
block
Sep04/May04 treatment
Jun04
32.800 0.000
14
99.500
7
101.400 0.000
2
17.900 0.000
14
78.200
7
36.300 0.000
2
9.000 0.011
14
30.500
7
16.800 0.019
2
3.600 0.167
11
18.600
7
11.200 0.130
2
3.800 0.150
8
9
172.300 0.000
treatment
2
0.857 0.651
Residual
18
Residual
Nov04/Aug04 treatment
Residual
block
Jun05/Nov04 treatment
2005
2
block
block
Brumov
37.700 0.000
Residual
block
2004
239.300
7
Residual
block
Residual
18.000
170.360
9
98.100 0.000
2
13.700 0.001
18
84.790
9
15.600 0.074
2
6.570 0.037
17
29.900
9
9.180 0.032
2
6.380 0.041
14
19.900
9
19.300 0.023
2
6.200 0.044
12
19.600
12
Příloha 3
60
abb
aba
aaa
aaa
50
Number of seedlings per plot
40
30
20
treatment
Abandoned
10
Grazed
Mown
0
June 03
August 03
September 03
May 04
Fig.2: Seedling emergence and survival under different treatments for the second cohort (emerged in
June 2003) in Losovy. Equal letters mean no significantly difference (Chi quadrat test: Bonferonni
corrected Pvalue<0.05).
Tab.2: GLM effect of treatment on the recruitment and survival of the second cohort in Losovy
locality year census
Df Deviance P(Chi)
June 03
block
7
87.900 0.000
treatment
2
19.300 0.000
Residual 14 205.700
block
2003 Aug03/Jun03 treatment
7
67.700 0.000
2
8.200 0.158
Residual 13
Losovy
block
Sep03/Aug0
treatment
3
Residual
block
May04/Sep0
2004
treatment
3
Residual
37.000
7
8.500 0.283
2
0.320 0.849
9
15.200
7
7.100 0.417
2
4.500 0.105
9
11.600
Microsite conditions
Tab.3
May 2003 (GLM Poisson)
Df
block
biomass
moss
treatment
Resid
7
1
1
2
12
June 2003 /May 2003 (GLM binomial distribution, logit
function)
Deviance P(Chi)
500.1
0
25
0
35.6
0
6.9
0.031
179.7
Df
block
biomass
moss
treatment
Resid
13
7
1
1
2
12
Deviance P(Chi)
37.7
0
6.9
0.008
22.9
0
15.8
0
86.6
Příloha 3
200
Number of emerged seedlings per plot
180
160
140
120
100
80
60
40
20
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
Biomass (g per sq m)
Fig.4: The effect of biomass on the seedling emergence in May 20003
Number of surviving seedlings per plot
100
80
60
40
20
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
Biomass (g per sq m)
Fig.5: The effect of biomass on the seedling survival in the early stage (June 2003/May 2003)
Species composition
Tab.4: Effect of treatment on the species composition of emerged seedlings (RDAanalysis)
standardisatio
P
locality year n
F
value
no
0.982 0.512
2003
by species
0.928 0.720
Losovy
no
0.689 0.962
2004
by species
0.774 0.906
no
0.579 0.948
2004
by species
0.885 0.884
Brumov
no
0.469 0.814
2005
by species
1.058 0.388
14
Příloha 3
Tab.5
locality year
2003
Losovy
2004
2004
Brumov
2005
P
comparison F
value
AG
1.02 0.47
AM
1.15 0.30
GM
0.62 0.94
AG
0.87 0.66
AM
1.07 0.38
GM
0.71 0.83
AG
1.08 0.37
AM
0.48 0.94
GM
0.51 0.91
AG
2.12 0.03
AM
3.14 0.03
GM
2.11 0.09
0.5
Tab.6: Effect of treatment on the species composition of surviving seedlings in Losovy (RDAanalysis:
interaction treatment*time of census)
standardisatio
P
variability explained by both
value axis
year cohort n
F
no
1.795 0.130
1
by species
1.784 0.010
3.70%
2003
no
2.283 0.002
6.20%
2
by species
1.434 0.010
4.00%
time*mown
Med lup
Hyp per
Cer juv
Agr eup
Leo sp.
Dau car
Cen jac
Pru vul
San min
Thy pul Ran
Lin cat
Rum ace hemiparasite
Chae aro
Cam pat
Ste gra
PasPim
Gal sp.
Pot sp.
Cir sp.
Pri ver
Achi mil
-0.3
time*abandoned
Trif
time*grazed
-0.4
0.4
Fig.6: RDA analysis: interaction treatment*time of census, both cannonical axis explained 3,7% of
total variability. Only results for 24 species, which were the most important for the analysis, are
shown.
15
Příloha 3
Tab.7: Effect of year and year *treatment on the species composition of emerging seedlings
F
P
Losovy
year
5.772 0.002
treatment*ye
ar
1.749 0.002
Brumov
year
13.07 0.002
treatment*ye
ar
5.369 0.002
Tab.8: Effect of cohort and cohort *treatment on the species composition of emerging seedlings in
Losovy 2003
F
P
Cohort
6.559 0.002
treatment*coho
rt
2.491 0.002
Similarity
Tab.9: Values of Jaccard similarity index for both experiments
Losov Brumo
y
v
only dicots seedlings and SB
0.271 0.227
seedlings and
vegetation
0.377 0.250
all species SB and vegetation
0.302 0.348
Tab.10: Effect of treatment on Jaccard similarity index
type of comparison
Df F
P
Losovy SB and seedlings
2/14 0.11 0.895
vegetation and
seedlings
2/14 0.24 0.789
Brumov SB and seedlings
2/18 0.37 0.697
vegetation and
seedlings
2/18 0.68 0.516
16
Příloha 4
Příloha 4:
Vegetation dynamics of the dung patches and the efficiency of seed
dispersal by endozoochory
(on cattle pastures, case study from White Carpathians, Czech republic)
Kateřina Čiháková1, Zuzana Münzbergová1 & Jana Richterová2
1
2
Katedra botaniky, Přírodovědecká fakulta, UK Praha
Katedra botaniky, Přírodovědecká fakulta, UP Olomouc
Abstract:
Endozoochory is recently discussed as an important tool for restoration management of
pasture communities. Large proportion of common meadow and pasture species is known to
be dispersed by dung of grazing animals, but virtually nothing is known about the efficiency
of this dispersal mode. We performed field experiment assessing recruitment possibilities at
different microsites. We recorded seedling germination and survival of dicots during one
vegetation period at mountain cattle pasture in Czech Republic, White Carpathians.
Germinable content of dung and soil samples was determined at the same time. We found
significant difference in the number of the surviving seedlings between the microsites
(cowpat, decomposed cowpat and control). The number of seedlings was highest at the
decomposed cowpat patches, but the seedlings were probably predominantly derived from
actual seed rain and just partially from the dung. The most suitable microsite for seedling
survival appeared to be the heavily grazed control plot without any dung deposited. Thus the
efficiency of endozoochorous dispersal should not be overemphasized.
Nomenclature: Rothmaler (2000)
Key words: endozoochory, heterogeneity, grazing, seedling recruitment
Introduction
Grazing of cattle has been recently involved in restoration and deliberate management of
species rich grasslands communities (Pykala 2003). These grasslands, once connected by
grazing herds of animals, which served as mobile links (Couvreur et al.2004), tend to suffer
from isolation nowadays.
Endozoochory is often discussed as an important process for restoration management of
pasture communities. Recent studies dealing with endozoochory have proven that much larger
proportion of species can be dispersed by dung than was previously thought (Stender et
al.1997, Pakeman et al.2002, Bonn 2004), but virtually nothing is known about the efficiency
of this dispersal mode (but see Matějková et al.2003). This dispersal mode results in very
uneven seed input, which varies among different communities at one grazing site (Cosyns et
al. 2005). It differs naturally also among the microsites depending on the defecation pattern.
The mosaic of dung patches and the heavily grazed surroundings creates whole set of
different microsites. This heterogeneous environment is highly dynamic as the behaviour of
grazing animals varies in successive years (Kohler et al. 2004). The dung patches are enriched
by both the seeds and the nutrients. What’s more they constitute an empty space, which can
serve as a safe site for germination of seeds derived from neighbouring vegetation and empty
niche for vegetative spread of the buried and neighbouring plants individuals.
1
Příloha 4
The positive role of disturbances caused by grazing animals is taken for granted in many
studies, which suggest the importance of grazing for the seedling establishment (Oesterheld &
Sala 1990, Eriksson & Eriksson 1997). The manipulative experiments have shown the
positive effect of the vegetation, litter and moss removal on the seedling establishment
(Špačková et al. 1998, Kiviniemi & Eriksson 1999, Kalamees & Zobel 2002). But the
naturally occurring small-scale disturbances can differ in their size and intensity from the
disturbances created within the experimental design and few studies so far have focused on
assessing the actual success of recolonisation of these microsites such as hoof-prints (but see
Bullock et al.1994, Stammel & Kiehl 2004) or dung patches (Malo & Suarez 1995, Dai 2000).
Furthermore the dung patches represent both the vegetation removal (or burial) and nutrient
enrichment incomparable to bare soil exposure. The negative effect of manuring on species
richness is well documented (Kohler et al. 2004).
Whether a species or genotype not actually appearing in the vegetation establishes from
endozoochorously-dispersed seeds is very uncertain. Answering this question requires the
results from long-term studies and/or following the spontaneous seedling establishment in the
field.
The endozoochorously-dispersed species were recorded to overgrow the decomposed dung
and form the patch of their own in Mediterranean grassland (Malo et Suarez 1995) and in
alvar limestone grassland (Dai 2000), but there are no such studies for Central European
mesic grasslands so far. In the mesic grassland the input of nutrients can lead to vigorous
growth and litter accumulation, which can prevent the establishment of emerged seedlings.
Thus the positive effect of increased seed input can be outweighed by the unsuitable microsite
conditions.
The seeds dispersed in the dung can enrich the soil seed bank (Malo et al.1995, Malo et
Suarez 1995), but this applies only for the species that are able to survive both the passage
through cattle guts and the decomposition process (Dai 2000). The results of the abovementioned studies suggest that the role of naturally occurring disturbances in establishment of
new or rare species has been overemphasized.
The overgrown dung patches are frequently neglected by the animals and thus remain
ungrazed. They can represent the only chance for the flowering and seed set of the erect plant
species. The role of ungrazed dung patches can be however both negative (as a seedbed of
weeds) and positive, when they encompass rare species or species providing fodder and
shelter for invertebrates (Mortimer 1998). The persistence of such dung patches is of great
importance in management. The decomposition period of the dung of 8 years has been
documented for alvar limestone grassland (Dai 2000), but it is not known for the mesic
grassland.
We recorded seedling germination and survival of dicots and the change of species
composition of the established vegetation at 2 mountain cattle pastures in Czech Republic,
White Carpathians. Germinable content of dung and soil samples was determined at the same
time. We have focused at the following questions: 1) what is the course of the development of
the established vegetation after the dung deposition?
2) what is the main recolonisation process in the dung patches in mesic grassland?
3) does a dung patch serve as safe site for seedling establishment, do the endozochorouslydispersed species establish?
Study site
The study site is located at cattle pasture near Lopeník, White Carpathians, Czech Republic
(48° 56' 29" N, 17° 45' 47 E). It is continuously grazed by cattle from May to October. The
community can be assigned to Cynosurion with some features of Violion caninae. It is
2
Příloha 4
dominated by grasses (Festuca rubra, Festuca pratensis, Cynosurus cristatus) and herbs
(Ranunculus acris, Leontodon hispidus, Centaurea jacea). The community is relatively
species rich (22 species per sq m) and contains rare species such as Crepis praemorsa and
Hypochaeris maculata.
Methods
Ten blocks of permanent plots (0.5 x 0.5 m), consisting of 3 different microsites: new dung
patch, decomposed dung patch and heavily grazed surroundings were established in 2004.
The plots were marked in the corners with metal nails enabling the precise positioning of the
wooden frame at the following censuses. The plots were chosen arbitrarily at places, where
all three microsites co-occurred in the vicinity (no more than 5m distant from each other).
The plots were divided into 9 subplots in that way, that the middle subplot contained the
dung. Species composition of the established vegetation was recorded using percentage scale
at all subplots in August 2004 and in June 2005. The middle subplot was used for census of
seedling germination and survival. All emerged seedlings of dicotyledonous species were
marked with coloured pins and drawn into micromap, so that fate of individual seedlings
could be followed. The censuses were conducted in May, August and October 2005.
The data on the soil seed bank based on the seedling emergence method were available
(Richterová 2005). Forty soil seed samples consisting of 4 subsamples (100 cm3 each) taken
from 4 corners of 1m2 plot used for another survey were collected in April 2004 after the
snowmelt, so they were naturally stratified by chilling. The samples were spread on the pots
over a layer of sterile vermiculite and germinated in greenhouse. Pots without the soil samples
were placed for control of contamination through current seed rain. Seedlings were removed
immediately after identification in order to avoid competition for light. Seedlings that could
not be identified were transplanted to separate pots and identified as mature plants. Some
species that were difficult to determine in the seedling stage were merged into groups
(Ranunculus sp., Potentilla sp., Trifolium sp., Agrostis sp.) After 3 weeks when no new
seedling emerged the soil was stirred to enhance the germination. The seed bank survey was
finished in September after 3 weeks when no new seedling appeared.
The data on the germinable seed content of the dung (dung seed bank) were gained in similar
way. 60 dung samples were taken randomly in the field in November 2004. Only fresh
cowpats were sampled, but still the contamination from the seed rain could not be avoided.
The samples were divided into 2 sets of subsamples (100 cm3 each) and one set was stored in
the fridge at 4oC for 4 weeks in order to break the dormancy through chilling. The samples
were treated as the soil seed bank samples during the germination in the greenhouse.
Statistical analysis
The data on the species composition were square root transformed. All multivariate analyses
were conducted using CANOCO 4.1 (ter Braak & Šmilauer 1998). The effect of the microsite
type was tested by RDA with block taken as a covariable for each year separately.
The effect of year*microsite interaction was tested by RDA, the time and the identity of plot
were taken as covariables.
The effect of microsite type on the species composition was tested by RDA for the seedlings
germinated in May 2005 only.
The effect of microsite type on the number of emerged seedlings was analysed by GLM with
Poisson distribution. The effect on the seedling survival was tested using GLM with binomial
distribution and logit function. The variable tested was the proportion of number of seedlings
in the second census /number of seedlings in previous census. For comparison between 3
treatments Chi square test with the Bonferonni corrected P-value was evaluated.
3
Příloha 4
Results
The data on species frequencies in the seedling community, established vegetation, dung seed
abnk and soil seed bank are presented in Appendix 1.
Totally 8462 seedlings of 58 species germinated from soil seed bank (mean density 206
germinable seeds per soil sample). The soil seed bank was dominated by Hypericum
perforatum and Agrostis capillaris, other frequent species were Campanula patula, Cerastium
holosteoides and Stellaria graminea.
Totally 1553 seedlings of 36 species germinated from the dung samples (mean density 26
germinable seeds per dung sample). The seed content of the dung was dominated by Agrostis
capillaris (61%) and Urtica dioica (11,5%). Other frequent species were graminoids (Poa
pratensis, Luzula campestris) and herbs (Veronica chamaedrys, Veronica officinalis,
Plantago lanceolata). Neither weedy species (apart from Urtica dioica) nor legumes were
abundant in the dung.
We found 448 seedling individuals of 21 species or seedling types in May 2005. Leontodon
hispidus, Ranunculus sp, Alchemilla sp. and Trifolium sp seedling types were most abundant.
The mean seedling density was 16.8 seedlings per plot (e.g. 605 seedlings per m2). The mean
seedling mortality per plot was 59% in October 2005.
Species composition of different microsites
The effect of different microsites (new dung, decomposed dung, control) on the species
composition on the subplot level was only marginally significant (tab.1). In the first year the
effect was detectable with no standardisation only, e.g. only the dominant species were
affected. On the contrary in the second year only the subordinate species were affected.
In the first year the difference (Fig.1) was profound between the plots with decomposed dung,
where the legumes prevail (Trifolium repens, T. pratense, T. medium), and the control plots
with dominance of oligotrophic graminoids (Festuca rubra, Luzula campestris) and prostrate
herbs (Alchemilla sp.). The plots with new dung were overgrown by clonal species such as
Stellaria graminea in both years. There wasn’t significant effect of time*microsite interaction
on the whole plot level, whereas the effect on the subplot level can be considered as
marginally significant (Tab.2). It means that at least on the subplot level there was a change of
species composition in different direction on each type of microsite.
This is illustrated by the PCA graph (Fig.2) with microsites displayed as supplementary
variable, which shows a shift in the species composition between the two records. The
vegetation of decomposed dung patches became more similar to the heavy grazed control
plots. Analogously the patches with fresh dung became more similar to the patches with
decomposed dung in the following year.
Recolonisation process
The species composition of recruited seedlings was significantly affected by the type of
microsite. The species recruited at the dung patches (Trifolium sp., Stellaria graminea) are
species present also in our dung samples. These are also the species which distinguished the
species composition of established vegetation on dung patches from control plots (Fig.1).
Suitability of different microsites for seedling establishment
Type of microsite affected significantly the seedling recruitment (Tab.3). The significant
effect on the survival was detected in the July census only. The seedling recruitment is
promoted at the decomposed dung patch, but this microsite is unsuitable for the seedling
survival. Seedlings survived more successfully on the control plots (Fig.4).
Figures
4
Příloha 4
Tab.1: RDA: effect of microsite, square root transformed data, results of Monte Carlo permutation test and % of
variability explained by both canonical axes.
2004 2005
4.29 4.5
0.07 0.22
3.2
2.43 2.95
0.31 0.07
2.2
1.0
standardisation
no
F
P
%
by species
F
P
%
new dung
Ste gra
Tri fla
Fes rub
Tri pra
Tri
med
Luz
cam Bri med
Ran rep
Dan
dec
Tri
rep
Kna kit
Pla lan
Hyp mac
Rum acet Tra ori
Alche
Fil vul
control
Her sph Dac glo
-1.0
decomposed dung
-1.0
1.0
Fig.1: RDA: effect of different microsites on the species compostion in 2004. Cannonical axes explain 3.2% of
total variability. Only results for 19 species shown, which contributed most to the analysis.
Tab.2: RDA: effect of interaction microsite*year, square root transformed data, no standardization, results of
Monte Carlo permutation test.
F
P
subplot level 3.704 0.12
whole plot
level
1.116 0.265
5
0.6
Příloha 4
dung05
decomposed04
Poa prat
Cal epi
Agr cap dung04
Lat pra
Ely
rep
Fes pra Tri rep
Ver cham
Cyn cri
Ste gra
decomposed05
Ran rep
Alch sp.
Hyp mac
Ran
acri
Arrh ela Tri med
control05
Luz cam
Leo his
-1.0
Fes rub
control04
-0.8
1.0
1.0
Fig.2: PCA species composition of permanent plots in two years (2004,2005). First axis explained 21.3% and
second axis 13.4% of total variability.
decomposed dung
Tri sp
Cer hol
Ran sp
Leo his
Ste gra
Rum ace
Tar Rud
Cen jac
Cam pat
Pim sax
new dung
Alche
-1.0
control
-1.0
1.0
Fig.3: RDA effect of microsite on the species composition of recruited seedlings (May 2005). All canonical axes
explained 18.8 % of total variability. Only data for 11 species shown. Monte Carlo permutation test: F = 1.848, P
= 0.036.
6
Příloha 4
a a a
b a a
b b a
Fig.4: Seedling recruitment and survival in the different microsites. Different letters mean significant difference
(Bonferonni corrected P value<0).
Tab.3: The effect of microsite on seedling recruitment and survival (GLM with Poisson distribution for
recruitment and GLM with binomial distribution for survival)
census
microsit
e
May
Residual
microsit
e
July/May Residual
microsit
October/Ju e
ly
Residual
Devianc
e
P
Df
2 125.45
16 284.37
0
2
23
27.13 0.0004
85.89
2
22
27.36 0.7523
45.47
Discussion
Most studies on the restoration of mesic pastures focus on the different seed sources such as
seed bank and animal dispersal (Fischer et al. 1995, Pakeman et al. 2002 ). But there is a lack
of studies of the efficiency of these dispersal sources and modes. The recruitment success of
dispersed species clearly depends on the microsite conditions on the site. The heterogeneous
vegetation mosaic created by grazing, trampling and manuring provides such a set of different
microsites and affects the resulting community of recruited seedlings. The mosaic of grazed
and ungrazed patches can be maintained in that way and can lead to spread of pasture weeds
(Adler et al.2001, Novák & Slamka).
7
Příloha 4
In the present study differs the vegetation of cattle pasture between dung patches and heavily
grazed microsites mainly by sward structure and the proportions of species than by the
absolute species cover. In the mesic pastures there seem to be no such a species specialised
only for growing on the dung patches (Čiháková in prep.) as reported from Mediterannean
pastures (Malo & Suarez 1995). At the cattle pastures where no agressive weeds (e.g. Rumex
obtusifolius) are present, the dung patches don’t represent any threat to the community. They
are overgrown by common grassland herbs and graminoids already in the next season.
The dung patches are overgrown mainly vegetatively by grasses (Poa pratensis, Festuca
pratensis) and clonal prostrate herbs (Potentilla reptans, Stellaria graminea, Trifolium
repens). The recruitment from seeds plays only a minor role and the seeds are derived
predominantly from the neighbouring vegetation and they belong to species with good wind
dispersal ability (Leontodon hispidus, Centaurea jacea). For other species (Trifolium repens,
Trifolium pratense, Stellaria graminea, Ranunculus acris) that germinate frequently at the
dung patches we can’t exclude their endozoochorous origin, because their frequent dispersal
in the dung is well documented at least for Trifolium repens (Pavlů et al. 2005). Their relative
scarceness in our dung samples can be explained by the unsuitable season (October) of the
dung sample collecting. In the samples taken in summer in 2005 (data not presented here), we
found the seeds of these species very often.
On the other hand the seedlings of Alchemilla sp. and Campanula patula are confined to the
heavily grazed control plots. These species differentiate the heavily grazed plots and their
seeds are also abundant in the soil seed bank.
We determined the decomposed dung patch to be the most suitable microsite for seedling
emergence. This could be explained by both the enrichment of the substrate from the dung
(Dai 2000) and the actual seed rain from neighbouring vegetation. The seeds fallen onto the
ground in humid season (autumn, spring) can find suitable conditions in the wet substrate
mixed from soil and decomposing dung, where the vegetation is partly absent.
However the strong nutrient stimulus leads to vigorous growth during summer and together
with drying out of the substrate the decomposed dung patch provides very harsh environment
for the seedling survival. The heavily grazed control plots with no dung deposition showed to
be more favourable. According to our results the efficiency of endozoochorous dispersal is
very limited and thus its role should not be overemphasized.
Acknowledgement
Research was supported by the grant VaV 620/11/03 of the Ministry of Environment.
Literature
ADLER P.B., RAFF D.A. & LAUENROTH W.K. (2001): The effect of grazing on the spatial
heterogeneity of vegetation. OECOLOGIA 128 (4): 465-479.
BONN S. (2004): Dispersal of plants in the Central European Landscape – dispersal processes
and assessment of dispersal potential exemplified for endozoochory. Dis. Thesis.
Universitaet Regensburg. 156 pp.
COSYNS E, DELPORTE A, LENS L, ET AL.(2005): Germination success of temperate grassland
species after passage through ungulate and rabbit guts. JOURNAL OF ECOLOGY 93
(2): 353-361.
8
Příloha 4
COUVREUR M., BART CH., VERHEYEN K. & HERMY M. (2004): Large herbivores as mobile
links between isolated nature reserves through adhesive seed dispersal. Applied
vegetation science 7(2): 229-236.
CSAPODY V. (1968): Keimlingsbestimmungbuch der Dikotyledonen. Akademiai Kaido.
Budapest
DAI X. (2000): Impact of cattle dung deposition on the distribution pattern of plant species in
an alvar limestone grassland. Journal of Vegetation Science 11: 715-724.
ERIKSSON A. & ERIKSSON O.(1997): Seedling recruitment in semi-natural pastures: the effects
of disturnace, seed size. Phenology and seed bank.Nordic Journal of Botany.
FISCHER S.F., POSCHLOD P. & BEINLICH B. (1996): Experimental studies on the dispersal of
plants and animals on sheep in calcareous grasslands. Journal of Applied Ecology 33:
1206-1222.
MALO J. E. & SUAREZ F.(1995): Herbivorous mammals as seed dipersers in a Mediterranean
dehesa. Oecologia 104: 246-255.
MORTIMER S. R., HOLLIER J.A. & BROWN V. K.(1998): Interactions between plant and insect
diversity in the restoration of lowland calcareous grasslands in southern Britain. Applied
Vegetation Science, 1:101-114.
KIVINIEMI K, ERIKSSON O. (1999): Dispersal, recruitment and site occupancy of grassland
plants in fragmented habitats. Oikos 86(2): 241-253. .
KOEHLER F.,GILLET F, GOBAT J.M. ET AL. (2004): Seasonal vegetation changes in mountain
pastures due to simulated effects of cattle grazing. Journal of Vegetation Science. 15(2):
143-150.
MATĚJKOVÁ I. , VAN DIGGELEN R. & PRACH K.(2003): An attempt to restore a central
European species-rich mountain grassland through grazing. Applied Vegetation Science
6: 161-168.
NOVÁK J. & SLAMKA P.(2003):Degradation of seminatural pastures by local overmanuring
with cattle or sheep excreta. EKOLOGIA-BRATISLAVA 22 (2): 143-151.
OOSTERHALD M. & SALA O.E.(1990): Effects of grazing on seedling establishment: the role of
seed and safe-site availability. Journal of Vegetation Science 1:353-358.
PAKEMAN R.J., DIGNEFFE G & SMALL J.L.(2002): Ecological correlates of endozoochory by
herbivores. FUNCTIONAL ECOLOGY 16 (3): 296-304.
PAKEMAN R.J. HULME P.D., TORVELL L. ET AL.(2003): Rehabilitation of degraded dry heather
(Calluna vulgaris) moorland by controlled sheep grazing BIOLOGICAL
CONSERVATION 114 (3): 389-400.
PAVLU V., HEJCMAN M., PAVLU L. GAISLER P. (2005): Effect of strip seeding of Trifolium
repens on sward under continuous grazing. In Hejcman: Grassland management in
mountain and uppland areas of the Czech republic. Dis.práce. Depon In Knihovna ČZÚ
Praha Suchdol.
PYKALA J. (2003): Effects of restoration with cattle grazing on plant species composition and
richness of semi-natural grasslands. Biodiversity and conservation. 12:2211-2226.
STENDER (1996): Die Ausbreitung von Pflanzen durch Galloway-Rinder. Diploma tesis.
Universitaet Marburg, 104 pp.
and dominant removal in an oligotrophic wet meadow. Folia Geobotanica 33:
STAMMEL B. & KIEHL K.(2004): Do hoof prints actually serve as a regeneration niche for
plant species in fens? Phytocoenologia 34(2): 271-286.
9
Příloha 4
Appendix 1: Data on species frequencies in the established vegetation, dung seed bank, soil seed bank and
seedling community. Data for 33 most common species are shown (with the frequency in established vegetation
higher than 20%.
established
recruited
vegetation
soil seed bank
dung seed bank
seedlings
frequenc mean seedling frequenc seedling frequency seedling frequenc
y (%) cover (%) counts y (%)
counts
(%)
counts y (%)
Ranunculus sp.
100
2.72
11
22.5
1
1.7
37
60.0
Festuca rubra
98
36.37
15
30
1
1.7
Taraxacum sec. Rud.
95
4.60
0
0
0
0.0
5
6
Agrostis capillaris
93
7.76
1199
100
954
88.3
Achillea millefolium
88
1.30
3
7.5
0
0.0
0
0
Veronica chamaedrys
87
1.12
31
27.5
32
35.0
0
0
Alchemilla sp.
80
4.25
0
0
0
0.0
26
33.3
Leontodon hispidus
80
13.07
34
57.5
29
31.7
276
70.0
Rumex acetosa
80
1.06
5
10
0
0.0
5
6
Stellaria graminea
80
0.52
124
67.5
7
11.7
6
13
Festuca pratensis
78
3.00
0
0
0
0.0
Cruciata glabra
75
0.56
0
0
0
0.0
0
0
Trifolium repens
73
3.07
16
35
12
13.3
10
20
Centaurea jacea
60
5.33
18
20
0
0.0
28
20.0
Hypericum maculatum
60
1.46
6265
90
1
1.7
9
20.0
Viccia cracca
60
1.05
1
2.5
0
0.0
0
0
Cerastium holosteoides
57
0.50
84
70
17
18.3
3
10
Lathyrus pratensis
55
1.24
3
7.5
0
0.0
0
0
Dactylis glomerata
52
1.95
2
2.5
9
13.3
Cynosurus cristatus
48
2.61
0
0
0
0.0
Trisetum flavescens
48
0.33
0
0
0
0.0
Poa pratensis
45
1.06
21
25
69
48.3
Trifolium pratense
42
2.03
9
15
0
0.0
17
23.3
Luzula campestris
38
0.66
73
57.5
66
48.3
5
3
Plantago lanceolata
35
0.92
6
10
38
21.7
Knautia kitaibelii
33
2.76
5
7.5
1
1.7
1
3
Avenulla pubescens
27
1.17
0
0
0
0.0
Campanula patula
27
0.48
144
82.5
0
0.0
10
16
Anthoxanthum odoratum
25
0.40
0
0
0
0.0
Heracleum sphondylium
23
1.85
0
0
0
0.0
1
3
Arrhenatherum elatior
22
0.42
0
0
0
0.0
Phyteuma spicatum
22
0.54
0
0
0
0.0
0
0
Carum carvi
20
0.29
0
0
0
0.0
0
0
10
Příloha 5:
Effects of different management regimes and fertilization on species
composition and biomass production of plant functional groups in a chalk
grassland
Vojtěch Lanta, Jiří Doležal and Ondřej Mudrák
Faculty of Biological Sciences, University of South Bohemia, Branišovská 31, CZ - 370 05 České Budějovice,
Czech Republic
ABSTRACT
Monitoring of different management regimes on plant coexistence was studied many times because of
great interest of conservation administrations for planning of suitable conservation treatments. We
established a factorial experiment, where we combined three different treatments (mowing, grazing
and control) with fertilization. After three years from onset of the experiment, significant differences
in species compositions were found. Creeping forbs and rosettes persisted mainly in grazed plots, but
the grasses performed in all treatments very well. We found that the biomass of legumes was highest
in grazed plots, but other functional groups (annuals, forbs, rosettes and grasses) had similar biomass
in all treatments. This experiment showed that biomass sampling and sorting into plant functional
groups can help to found more complex insight into plant interaction relationships on conditions of
chalk grasslands.
INTRODUCTION
To evaluate different management approaches on pastures, a suitable manipulative experiment has
been mostly established (Scheiner and Gurevitch1993). There is possibility to combine environmental
factors by using hierarchical design. However, the effect of different management practices on
grassland vegetation depends on a wide range of predictable and random extrinsic factors.
Experiments manipulated on pastures need longer time to detect some trends in vegetation
succession (Bakker 1989). However, our study enables to compare more traditional management at the
studied site. The site was under extensive grazing regime for last 50 years which lead to decrease of
species diversity. This work can not say, if changes in management can affect species diversity, but
can elucidate changes in species composition. However, the survey of changes in plant traits
(McIntyre et al. 1995, Díaz et al. 1999) or in biomass of defined plant functional groups (Dodd et al.
2004) has been possible to monitore already after two years of management aplication because of
quick responses and high plasticity of plants.
Grazing or cutting frequently leads to increase of plant species diversity (Bakker 1989, Gaisler et
al. 2004). After abandonment of a meadow, an increase of nitrophilous herbs and tall grasses – strong
1
competitors has been observed in many times (Grime 2001). Hence, meadows gradually changed in
species poor communities. Therefore, such sites are under research focus of conservationist in recent
years.
We established comperative study by using permanent plots in three blocks in the grazed meadow.
The main question was, how changed proportion of plant functional groups in differently managed
plots of two nutrient levels. Data about aboveground and belowground biomass ere considered as a
response on applied treatments. The second aim was to study changes in plant composition by
sampling coverage data of each species in permanent plots.
METHODS
Study site
The study was conducted in pastures at the locality Lesná, Bílé Karpaty Mts., Czech Republic (700
m a. s. l.). Locality is situated 2 km east of Horní Němčí village. Landscape of the locality was used as
an extensive pasture from 50th until now, eventually hay production with overgrazing was applied
there. The pasture is considered according to phytosociological nomenclature as Bromion with some
elements of Arrhenatherion and Cynosurion. Dominant species is the grass Bromus erectus, further
the most frequent are forb Achillea millefolium, legumes Trifolium pratense and Trifolium repens,
grasses Agrostis tenuis and Trisetum flavescens and the creeping form Veronica chamaedrys.
Design of the experiment
In June 2003, the experiment was established in a completely randomised block design by using of
three blocks. Blocks were situated inside of the fenced pasture approximately 100 m apart of each
other. In each block two following treatments were applied: (i) fertilization and (ii) management. The
treatment fertilization had two levels: plots were or not fertilized by a commercial formula, NPK
(Nitrogen-Phoshorus-Kalcium in concentration 40 g per m2 per year). Different management regimes
were UP – unmanaged plots, MP – mown plots and GP – plots grazed by cattle. Combinations of both
treatments (fertilization and management) were performed in plots of 5 x 5 m, randomly within each
block with this arrangement: always four plots (two mown plots and two unmanaged) were fenced to
protect them against grazing of cattle, and two plots were situated nearby the fence. These two plots
were under grazing pressure during whole vegetation seasons 2003, 2004 and 2005. Mowing of the
plots was provided at the beginning of July 2003 and 2004 after data collecting. Fertilizer was applied
in July 2003 after the base line data sampling, in March 2004 and in April 2005.
2
Community composition
The sampling of data about plant species composition was made repeatedly in 2003, 2004 and
2005. The data collected before the applications of treatments in June 2003 were considered as base
line; in 2004 and 2005 were monitored first changes in plant composition. In central part of each 5 x 5
m plot was established a permanent 1 x 1 m plot that was further divided into nine subplots (33 x 33
cm) because of obtaining more exact data. In each subplot, data about presence of vascular plant
species and their coverages in % were collected. For evaluation of different management regimes on
changes in number of vascular plants, the number of species per 1 m2 square. Nomenclature of
vascular plants follows Rothmahler (1976).
Biomass sampling
Aboveground biomass of plant functional groups was provided in 2005 by clipping of five squares
(25 x 25 cm in diameter) at ground level, randomly sampled in each plot. Biomass was sorted into
these functional groups: grasses, rosette plants, annuals, legumes, other forbs; and litter. Plant were
dried and weighted.
Total belowground biomass was estimated from five random 10 cm deep soil cores. Cores were
rinsed thoroughly by water. Washed roots were than dried and weighted.
Data analysis
Redundancy analysis (RDA) was used to evaluate multivariate vegetation data which are
estimations of species covers in percent. RDA is a direct gradient method which suppose linear
response of species to applied treatments (ter Braak & Šmilauer 2002). The method was used because
the data set is relatively homogenous. Various combinations of environmental variables, covariables
and their interactions were used, with an appropriate permutation test, to confirm or reject tested
hypotheses. Experimental data are in the form of repeated measures and using a permutation scheme
adjusted to the repeated measures design provided opportunity to test particular effects. The split-plot
design was used. Whole plots were records of one 1 m2 monitoring plot repeated in time and were
permuted completely at random. The mean of nine subplots was used for statistical evaluation. The
significant effect of time and treatment interaction indicates divergent temporal development of plots
under different management or different nutrients. The biplot ordination diagram was used to visualise
the results of analyses. Only species of higher fit values are displayed in figures.
Univariate data of shoot and root biomass were evaluated by using ANOVA tests, where the blocks
were random factors. ANOVA for repeated measures was used to analyse number of species in plots
of different treatments. To evaluate biodiversity-productivity relationships, simple regressions
between number of species and root and shoot biomass were processed.
3
RESULTS
Total shoot biomass was not influenced by different management and fertilization (Table 1). Biomass
production was lowest in grazed and highest in unmanaged plots (Fig. 1). Total root biomass was
significantly affected by management (Table 1) with highest production in grazed plots (Fig. 1). No
significant effect of fertilization for biomass production of individual functional groups and litter was
detected (Table 2). Only significant effect of management for legumes production showed that the
highest production was in grazed plots, but in other plots production was very low (Fig. 1).
Management had effect on litter production indicating that the highest production was in unmanaged
plots (Fig. 1).
No applied treatment had an effect on the number of plant species (Table 3). Only difference
between investigated years was detected because of low values in 2005 (averages were shown in Fig.
2).
The relationship between shoot biomass and the number of species in plots was significantly
negative (adj. R2 = 0.18, r = -0.48, P = 0.043), although the relationship between root biomass and the
number of species was significantly positive (adj. R2 = 0.44, r = 0.69, P = 0.002). The trends for both
relationships are shown in Fig. 3.
Significant effect of different management on plant species composition was detected by using
RDA statistics (predictor: management x time; covariates: time, fertilization x time, plot identifiers;
the first canonical axis explained 4.6 %, F = 21.53, P = 0.022). Ordination diagram (Fig. 4) shows that
with grazing mostly correlated grasses Lolium perenne, Cynosurus cristatus and forbs Carum carvi
Plantago major and Trifolium repens. While in mown plots had high cover grasses Alopecurus
pratensis , Bromus mollis and Dactylis glomerata, in unmanaged plots forbs such as Fragaria
moschata, Centaurea scabiosa and Veronica chamaedrys had very high coverage.
Effect of fertilization on plant composition was not detected (predictor: fertilization x time;
covariates: time, management x time, plot identifiers; the first canonical axis explained only 0.7 %
variance, F = 3.33, P = 0.518). Fertlization had positive effect on Cirsium arvense, Fragaria
moschata, Centaurea jacea and Agropyron repens having higher cover in fertilized plots (Fig. 4).
Negatively were affected Alopecurus pratensis, Lathyrus pratensis, Taraxacum officinalis and
Ranunculus acris.
DISCUSSION
We found that composition of plant communities changed under different managements but not in
different nutrient levels during the study period 2003 - 2005. Proportion of individual functional
4
groups did not markedly differed between management treatments despite of legumes and litter
production. Fertilization had no effect on production.
Plant species composition was relatively similar in grazed plots. It was probably because temperate
plants were extremely adapted to grazing which can lead to fast regeneration after disturbance – these
plants reach higher (Lepš et al. 1982). Some species are able immediately turnover after grazing
impact. It was documented for annuals (Grime 2001). In our case, Veronica arvensis and Poa annua,
persist better in grazed plots. For regeneration needs gaps in vegetation, therefore in control and mown
plots quickly go out. However, amplitude of responses of species is lower in disturbed communities
when disturbance take effect for a long time (McIntyre et al. 1996, Bakker 1989). Though the
responses could be fast on certain treatment, mainly in the case when disturbance can lead to changes
in an ecosystem (Díaz et al. 1999). It is the reason, why we detected some difference between
management already after two years of investigation. Grazing abandonment lead to fast response by
some species because the treatments were applied in environment, where was high adaptability of
species to frequent defoliation.
Generally, higher rate of defoliation lead to an increase of creeping forbs and rosettes in a
community (e.g., McIntyre et al. 1995). But these species can be sensitive to grazing intensity (Pavlů
et al. 2003). However, we did not occur some differences between management for these functional
groups. We only detected higher coverage of Ajuga reptans, Veronica serpylifolia and Trifolium
repens, that species is very sensitive to shading, in grazed plots in 2004. Further, we occurred higher
coverage of rosettes of Plantago and Hieracium pilosella – plants that were present in grazed plots
only in 2005. Festuca pratensis – grass of broad leaves, was dominant in grazed plots probably
because of the preference of sites of higher nutrients from faeces. Dandelions were more frequent in
control unmanaged plots probably because of higher content of minerals from resolved plant litter
(Gaisler et al. 2004). The litter had the highest production especially in these plots. Furthermore, in
these environments established mainly species which were common in margins of pastures. They were
occurred on pastures only in vegetative stage and they sensitive to grazing. These species were broadleaved forbs Centaurea jacea and Centaurea phrygia.
The effect of different management did not influence the number of species in plots. We found only
a succession trend when the average numbers were higher in 2003 and 2004, while in 2005 the number
count decreased. This indicate that inter-annual variation in extrinsic factors can expressively
influence plant community, therefore there is need for long-term data sampling (Bakker 1989, Dodd et
al. 2004). We detected significant difference between blocks. It was because two blocks were
extensively grazed and hence had lower number of species on average (from 10 to 20 species), but the
third block had 25 species on average. By selecting of three different blocks for the experiment, we
attempted to share high variability in plant communities.
5
ACKNOWLEDGEMENTS
We are very indebted to Petra Svobodová for her significant help in the field. The experiment was
funded by the national grant VaV 620/11/03.
REFERENCES
Bakker, J.P. 1989. Nature managemnt by grazing and cutting. Kluwer, Dortrecht.
Díaz, S., Cabido, M., Zak, M., Martinez-Carretero, E. & Araníbar, J. 1999. Plant functional traits,
ecosystem structure and land-use history along a climatic gradient in central-western Argentina.
Journal of Vegetation Ecology 10: 651-660.
Dodd, M.B., Barker, D.J. & Wedderburn, M.E. 2004. Plant diversity effects on herbage production
and compositional changes in New Zealand hill country pastures. Grass and Forage Sciences 59:
29-40.
Gaisler, J., Hejcman, M. & Pavlů, V. 2004. Effect of different mulching and cutting regimes on the
vegetation of upland meadow. Plant, Soil and Environment 50: 324-331.
Grime, J.P. 2001. Plant strategies, vegetation processes and ecosystem properties. John Wiley & Sons.
Lepš, J & Šmilauer, P. 2003. Multivariete analysis of ecological data using CANOCO. Cambridge
Univ. Press.
Lepš, J., Osbornová, J. & Rejmánek, M. 1982. Community stability, complexity and species lifehistory strategies. Vegetatio 50: 53-63.
McIntyre, S., Barrett, G.W. & Ford, H.A. 1996. Communities and ecosystems. In: Spellenberg, I.F.
(ed.) Conservation biology. Longman, Harlow.
McIntyre, S., Lavorel, S. & Trémont, R. 1995. Plant life-history attributes: their relationship to
disturbance response in herbaceous vegetation. Journal of Ecology 83: 31-44.
Pavlů, V., Hejcman, M., Pavlů, L. & Gaisler, J. 2003. Efect of rotational and continuous grazing on
vegetation of the upland grassland in the Jizerské hory Mts., Czech Republic. Folia Geobotanica
38: 21-34.
Rothmaler, W. 1976: Exkursionsflora für die Gebiete DDR und der BDR. Kritischer band. - Volk und
Wissen, Berlin.
ter Braak, C.J.F. & Šmilauer, P. 2002. CANOCO reference manual. Centre of Biometry Wageningen
and České Budějovice.
Scheiner, S.M. & Gurevitch, J. 1993. Design and analysis of ecological experiments. Chapman &
Hall.
6
Table 1. ANOVA results for total aboveground and belowground biomass.
Shoot biomass
Root biomass
df
F
P
F
P
Block
2, 36
8.53
0.001
6.16
0.020
Management
2, 4
4.54
0.093
43.63
0.022
Fertilization
1, 2
7.05
0.117
1.08
0.487
Interaction (M x F)
2, 4
2.98
0.161
36.80
0.026
Table 2. ANOVA results for the aboveground biomass of a priori defined plant functional groups and litter.
df
Grasses
Rosettes
Annuals
Legumes
Forbs
F
F
F
F
F
P
P
P
F
Management
2, 4
4.48
0.182 0.31
0.762 0.97
0.508 19.36 0.049 3.07
0.245 91.14 0.011
Fertilization
1, 2
0.12
0.790 0.73
0.549 0.97
0.505 0.53
0.600 0.02
0.921 0.22
0.719
Interaction (M x F)
2, 4
0.26
0.407 2.27
0.305 1.05
0.487 0.46
0.687 0.19
0.838 0.08
0.928
df
F
P
Management (M)
2, 12
0.05
0.952
Fertilization (F)
1, 12
0.00
0.959
Time (T)
2, 24
13.13
0.000
MxF
2, 12
0.10
0.910
MxT
4, 24
1.55
0.220
FxT
2, 24
2.36
0.116
MxFxT
4, 24
0.75
0.569
7
0.161 0.02
P
2, 36 12.78 0.002 23.95 0.000 2.51
Number of species 2003-2005
0.695 2.09
P
Block
Table 3. ANOVA results for the number species in plots.
0.126 0.16
P
Litter
0.882
FIGURE CAPTIONS
Fig. 1. Total aboveground and belowground biomass for all investigated treatments; and results for biomass of
legumes and litter, both significantly affected by management.
Fig. 2. Changes in plant species diversity of differently managed plots.
Fig. 3. Relationships between shoot and root biomass and the number of species.
Fig. 4. Ordination diagrams for RDA analyses. Above graph for the analysis testing the effect of management,
below graph for the effect of fertilization.
8
Fig. 1
40
control plots
fertilized plots
control plots
fertilized plots
4
Root biomass (g)
Shoot biomass (g)
30
20
10
0
GP
UP
3
2
1
0
MP
Management
Biomass of litter (g)
Biomass of legumes (g)
16
0.10
0.05
0.00
GP
UP
UP
MP
Management
control plots
fertilized plots
0.15
GP
12
8
4
0
MP
control plots
fertilized plots
GP
UP
Management
Management
9
MP
Fig. 2
30
control plots
fertilized plots
Number of species
25
20
15
10
5
0
GP
UP
MP
GP
Year 2003
UP
MP
Year 2004
GP
UP
Year 2005
Fig. 3
40
roots
shoots
Biomass (g)
30
20
10
0
4
8
12
16
20
Number of species
10
MP
0.4
Fig. 4
UP *year
cent sca
frag mos
camp pat
agro rep
trif rep
plan maj
loli per
vero cha
cirs arv
lat pra
agro ten
tris fla
carum ca
cyno cri
trif rub
fest rub
GP *year
fest pra
brom mol
alop pra
dact glo
-0.4
MP *year
0.4
-0.4
0.3
leon aut
cent jac
leon his
control P*year
alop pra
lat pra
brac pin
fertilized P*year
cent sca
tara off
ranu acr
briz med
phle pra
frag mos
cirs arv
agro rep
trif rep
-0.8
fest rub
-0.6
0.6
11
Příloha 6
Příloha 6:
MATHEMATICAL PROGRAMMING
FOR AGRI-ENVIRONMENTAL POLICY ANALYSIS:
A CASE STUDY FROM WHITE CARPATHIANS
Abstract
BEGRAB_PRO.1 – a mathematical programming model for BEef and GRAssland
Biodiversity PRoduction Optimisation – elaborated for analysis of organic suckler cow farms
in the Protected Landscape Area White Carpathians, the Czech Republic, is presented and
applied to the analysis of jointness between several environmental goods. In this way, the
paper complements recent studies on jointness between commodities and non-commodities. If
these goods are joint in production, agri-environmental payments must be carefully designed
because they do not influence only production of the environmental good they are intended
for but also the production of other environmental goods. If jointness is negative, any increase
in the payment for an environmental good leads to a decrease in production of other
environmental goods.
Keywords: mathematical programming, jointness, agricultural policy, biodiversity, suckler
cow
1. Introduction
European model of multifunctional agriculture recognises the value of other agricultural
outputs than food and fibre. The Czech Administration adopted this model and is translating it
progressively into the national agricultural policy. In this paper, we present BEGRAB_PRO.1
– a mathematical programming model for BEef and GRAssland Biodiversity PRoduction
Optimisation – elaborated for analysis of organic suckler cow farms in the White Carpathians
PLA (Protected Landscape Area), the Czech Republic. This model describes the suckler cow
farm production system and enables to account not only for beef but also for biodiversity
production. Biodiversity production is in the model depicted by a system of technical
constraints which represent restrictions and tasks to be respected in order to produce
particular environmental goods. The number of hectares managed in compliance with these
prescriptions is used as a benchmark for the quantity of biodiversity produced. Prescriptions
from current agri-environmental measures aiming directly at biodiversity production are
applied with the hypothesis that they were properly designed and thus their respect increases
the quantity of biodiversity.
The aptitude of BEGRAB_PRO.1 to help the policy design aiming at promotion of
multifunctional agriculture is illustrated by focusing on jointness - one of the two basic
characteristics of multifunctionality according to OECD (2001). Recently, empirical studies
appeared on existence and type of jointness in production of agricultural commodities and
non-commodities (Peerlings and Polman (2004) or Havlík et al. (2004)). These studies
focused on jointness between commodities and non-commodities. The present paper
complements research in this area by adding an analysis of jointness among several noncommodities themselves. For various reasons, Governments may desire that a farmer
produces more than one environmental good on his farm, e.g. it is preferable that a French
farmer involved in a fertilisation control programme does not abandon maintenance of his
hedges. It will be demonstrated that in this case taking into account jointness among several
1
Příloha 6
environmental goods improves understanding of jointness between commodities and noncommodities and is essential for the design of cost efficient agri-environmental policies.
The Czech agri-environmental programme adopted after the EU accession in 2004 provides
an excellent opportunity to illustrate our statements. Its instrument designed directly for
grassland biodiversity promotion, is the “Sound Grassland Management” programme. The
measures involved in this programme distinguish between pastures and meadows, and it is
forbidden to graze grassland put under the meadow measures. The agreements are signed for
5 years and the type of grassland may not be changed from pasture to meadow or vice versa
during this period. This encourages development of different plant covers according to the
type of subscribed agreement. Expected outcomes of the programme are thus two
environmental goods which can be called “pasture biodiversity” and “meadow biodiversity”.
The overall biodiversity on the farm level increases if both types are produced. Therefore it is
desirable that both pasture and meadow agreements be subscribed.
The paper is structured in the following way: in section 2, the model is presented and some of
the basic results are given, section 3 provides jointness analysis and discusses its policy
implications, and section 4 concludes the paper by some qualifications of the model results
and gives perspectives for further research.
2. Model presentation
PLA White Carpathians is a mountainous area on the border between the Czech and the
Slovak Republic. Landscape and biodiversity in White Carpathians are recognised as high
natural values at national and international level. White Carpathians meadows belong to the
most speciesrich plant associations in Europe (about 70 species of vascular plants per m2) and
their importance is given by the total acreage of these meadows too. Their vegetation is
characterised by a huge mosaic of meadow, bordering and forest plant associations and by a
rich occurrence of both xerophile and humid species. (Pražan et al, 2002) These meadows are
mainly utilised for suckler cow and sheep rearing. Due to the importance of interaction
between agricultural activities and grassland biodiversity in the PLA, it was selected as one of
the 5 pilot areas for elaboration and implementation of agri-environmental agreements in the
EU (European Union) pre-accession programme SAPARD (Special Accession Programme
for Agriculture and Rural Development), and currently it is as a formally designated protected
area concerned by special measures involved in the new agri-environmental programme.
BEGRAB_PRO.1 is a linear annual deterministic farm level mathematical programming
model. It was designed on the basis of interviews on organic farms in White Carpathians. The
decision to analyse organic farms was motivated by the fact that they represent a well defined
and organised sample - they are registered in a publicly accessible register containing some of
their basic production characteristics - and IS Kopanice1, a local advisory centre, offered us its
help in organising the interviews. Thus in 2003, 28 organic farms covering 8 943 ha were
interviewed. According to personal communication from IS Kopanice, the total number of
organic farms in White Carpathians amounted to 46 and they cultivated 14 668 ha. The
analysed sample represented thus 61% of the total in terms of the number of farms as well as
in the area covered. Concerning grassland2, which is of major interest for this study, there are
1
IS Kopanice (Informační středisko pro rozvoj Moravských Kopanic) advices organic farmers in the region. The
authors are grateful to Milan Drgáč and Renata Vaculíková whose help in organising the field research was
indispesable for its successfull accomplishement.
2
If not stated otherwise by “grassland” is meant exclusively the permanent grassland.
2
Příloha 6
in total 14 579 ha in the White Carpathians PLA, and the interviews covered 5 766 ha of this
grassland, 40%.3
2.1 Model structure
Linear programming farm level model constitutes a simplified representation of a particular
farming system. The farming system represented in BEGRAB_PRO.1 is schematically
depicted in Figure 1. There are two subsystems: crop production and animal production.
These subsystems are linked to each other through the animal nutrition module, which
searches to connect nutritional requirements of animals with produced feedstuffs, and through
fertilisation, which relates fertiliser requirements of particular crops with manure production.
The system is open and so there are both purchases of inputs and sales of outputs. A
specificity of the suckler cow organic farm system is that internal linkages are fortified at the
expense of linkages to exterior. The system performance is to an important extent determined
by the agricultural policy. In what follows the particular system elements are presented as
they are formulated in the model.
Figure 1. Suckler cow farming system
Sales CP
Other
inputs CP
Purchased
feedstuffs
AGRICULTURAL
POLICY
Animal nutrition
Crop
production
Animal
production
Sales AP
Fertilization
AGRICULTURAL
POLICY
Purchased
fertilisers
Other
inputs AP
Animal production
The modelled farm is specialized in suckler cow production. In order to ensure sufficient
flexibility of the model, 33 animal activities were introduced differentiating the animals
according to their sex, age, breeding intensity and other aspects. The basis of the herd is
constituted by middle sized cows weighing 600 kg. (Young cows constitute a special category
as it is necessary to take into account their specific nutritional needs.) Cows calve the 15
March. According to the results obtained by our research, the number of weaned calves per
cow was set at 0.90. Calves are weaned at the age of 7 months, the 15 October. The
restocking rate was set at 15%. Cows with a dead calf are culled the 30 April, before
beginning of the pasture season; remaining culled cows are sold after weaning, the 15
October. Replacement heifers come exclusively from own breeding.
It is supposed that one half of weaned calves are females and another half males. A single
breeding strategy is considered for females before weaning, during this period the average
daily gain is 0.86 kg/day. After weaning, the farmer can decide how many heifers to sell and
3
The research was partially funded from the grant VaV/620/11/03 of the Ministry of Environment of the Czech
Republic.
3
Příloha 6
how to breed the remaining ones. Two breeding strategies are considered: 1) standard – this
breeding strategy leads to young cows calving for the first time at 24 months, 2) extensive –
resulting in young cows calving at 36 months. During the breeding, farmer can sell
supplementary heifers at 9 or 12 months. This results in 5 sale categories of heifers. Fattening
of heifers was nearly inexistent on interviewed farms therefore this option is not introduced.
All animal sale categories are described in Table A1 in Annexe.
Concerning males, the farmer decides about their breeding strategy for the first time already at
the age of 3 months. The breeding before weaning is pasture based for both strategies but the
daily gains and thus nutritional requirements differ. After weaning, males can be sold or held
for further feeding. Further feeding can be pursued according to three different intensities and
while the average daily gains are not dependent from the preceding pasture breeding intensity,
the weights are, and thus the animals must be differentiated also with respect to the preceding
pasture breeding intensity. After leaving the pasture, the 31 October, bulls are kept in the barn
till not sold. In all, 15 sale categories are included for bulls.
Crop production
Crop production on analysed farms was grassland based. Only 10% of land involved in the
research was constituted by arable land. Specialisation in forage crop production was nearly
complete. The average farm size was 319 ha. The model represents a farm cultivating 300 ha
constituted by 261 ha of grassland and 39 ha of arable land. (This proportion was the average
for farms having at least some arable land. The total observed percentage of grassland was by
3 points lower because several farms had no arable land at all.) The model can choose to
convert available arable land into grassland but the inverse is not allowed.
Each hectare of grassland can be cultivated according to one of the 25 basic management
strategies. First distinction is made between fertilised grasslands (100 kg of nitrogen /ha/year)
and non-fertilised grasslands. Management is further differentiated according to harvesting
strategies. Grassland is cut once or twice a year and it is or not grazed afterwards, or it is used
exclusively as a pasture. The forage is conserved as hay or silage. Yields are characterized by
three parameters: dry matter yield, energy and crude protein contents. The overall dry matter
yield was differentiated according to grassland type (meadows x pastures), fertilisation and
the date of the first cut. The energy and crude protein contents were similarly differentiated
taking into account the evolution of these parameters during the year. The numerical
parameters were estimated using data from Buchgraber et al. (1998), Hejduk (2000) and
Straka (1999). 16 basic management strategies are described in Table A2 in Annexe
(management strategies differing from those presented only by the fact that there is no grazing
of hay meadows, are omitted in the table). The basic management strategies are further
differentiated in order to distinguish grassland subscribed under particular agri-environmental
agreements and to control the corresponding restrictions. Thus in total 54 grassland activities
are depicted in the model.
Arable land management is not directly linked with grassland biodiversity production and is
in the model represented only schematically. Research results indicate that more than one half
of the arable land was cultivated with cereals, their most important representatives were
winter wheat and oats, another third of the arable land was cultivated with feeder greens,
mainly clover grass mixtures. Only these three crops are considered in the model. Fertilisation
corresponds to the average encountered level (67 kg nitrogen /ha/year). Each cereal represents
a single production activity with yields determined on the basis of collected data. Clover grass
mixtures are represented by 6 different activities differentiated with respect to harvesting
strategies. Clover grass dry matter yields and energy and crude protein parameters are
4
Příloha 6
calculated as for the grassland production. Rotation constraints determine that clover grass
mixtures must be preceded by oats, and that cereals should not remain on the same field for
more than two successive years, which is one of the constraints imposed on organic farms by
legislation.
Animal nutrition
The subsystem representing animal feeding is of special importance in the model because it
creates the linkage between the (grass)land management and beef production. It controls that
nutritional requirements of animals are satisfied. Available feedstuffs can be divided into four
groups: produced grassland forage, produced arable land forage, purchased forage and milk.
Concerning produced grassland forage, the three major types – pasture, hay and silage – are
further differentiated according to the harvesting period and grassland fertilisation in order to
express qualitative differences among the various options. In total 20 different types of
produced grassland forage are represented. For the arable land forage two subgroups can be
distinguished: clover grass mixtures and cereals. Clover grass forage is differentiated in a
similar way as the grassland forage, 7 types are distinguished. Only 4 types of forage can be
obtained from cereals: wheat and oats grain and straw. Surplus grain can be sold. Straw and
grain can be also purchased but no other purchases are available. Purchases or sales of
roughage, except straw, are not considered in the model. The last feedstuff accounted for is
milk. Milk is available for each calf in the quantity corresponding to an average daily yield of
8 kg per cow respecting the lactation curve. In total 34 feedstuffs are represented.
Animal feed requirements can be expressed in a programming model in two different ways.
The first one, adopted by for example Veysset et al. (2005) consists in a calculation of the
daily rations according to the nutritional needs of animals outside the model and in
introducing them afterwards into the model. The second approach consists in calculating the
daily rations directly in the model. We implement the second approach because given the
relatively high number of available feedstuffs too many pre-defined daily rations would be
necessary to provide sufficient model flexibility. Nutritional requirements are controlled by
means of three parameters: dry matter, energy and crude protein. These parameters were
retained also by Rawlins and Bernardo (1991) and with some adjustments by Meek and
Kilpatrick (1991) and others. The year is divided into 6 periods: 2 winter periods, in order to
take account of the difference in nutritional needs especially of cows during the first winter
months just after the weaning and the next months of high gravidity and starting lactation, and
4 summer periods in order to not only distinguish different animal requirements during the
pasture season but also the uneven distribution of available pasture. (The four summer periods
correspond to the pasture season, which lasts from April 1 to October 31.) Nutritional
requirements for each animal and each day were determined after the standards by Petrikovič
and Sommer (2001). The daily needs were summed up for each period and satisfaction of
feeding needs is controlled per periods. Nutritional requirements are controlled mainly by
minima and maxima on the dry matter, energy and protein uptake, and by minima and
maxima on energy concentration.
The basic feeding module is complemented by legal restrictions imposed on organic farms.
These restrictions determine the acceptable percentage of conventional feedstuffs in daily
(25%) and yearly (10%) rations for each animal (we consider that the purchased forage comes
from conventional farms), and the minimal percentage of the roughage in daily rations (60%).
Fertilisation
Only organic fertilisers are considered. No purchases are allowed and thus needs and
production of fertilisers constitute a direct linkage between the animal and crop production,
5
Příloha 6
similarly like needs and production of feedstuffs, but in the opposite direction. Two types of
fertilisers are produced by animals in the barn: manure and stale. Each field and grassland
management strategy is parameterised by nitrogen requirements. The model controls that
nitrogen requirements do not exceed nitrogen production.
Agricultural policy
Agricultural policies can be considered as a frame of the farming system because the
numerous prescriptions conditioning attribution of one or another payment determine to a
large extent farmer’s behaviour. Due to agricultural policy changes following the Czech
Republic EU accession in May 2004, two distinct policy frameworks are to be depicted in the
model: the policy framework of year 2002, the year for which the data was collected and
which is to be used for calibration and validation of the model, and the 2004 agricultural
policy, the one suitable for an up to date analysis. As the application presented in this paper
concerns the 2004 policies, we will focus on this part of the model here. Let us treat
separately policies not focusing on the environmental good production and the agrienvironmental programmes.
Following non agri-environmental policies are considered: SAPS (Single Area Payment
Scheme), LFA (Less Favoured Areas) payment and TOP UPs for the arable land, suckler
cows and cattle. If eligibility for a payment is conditioned by respect of some restrictions, the
pertinent restrictions are depicted in the model and it is decided during the optimisation
whether to follow the restrictions and to receive the payment, or to ignore them and give up
the payment. Such eligibility constraints are modelled using binary variables. Concerning
SAPS, TOP UP “arable land” and TOP UP “cattle”, no special conditions are involved. The
TOP UP “suckler cows” is limited solely by the number of individual payment rights. Thus
only the LFA payment requires application of a binary variable system, which in this case
controls the minimal and maximal stocking density.
Two agri-environmental programmes are accounted for: “organic farming” and “sound
grassland management”. Both agri-environmental programmes are signed for 5 years. As the
model is supposed to represent an organic farm, organic farming prescriptions are
exogenously imposed. These prescriptions concern basically fertilisation and animal feeding
as mentioned above but also the stocking density. “Sound grassland management” (SGM)
programme constitutes the basis for biodiversity production and thus represents an essential
part of the model. It will be developed in detail here.
SGM is a whole farm programme. There are two general prescriptions conditioning access to
this programme: minimum stocking density of 0.2 LU/ha of grassland and maximum average
arable land fertilisation of 170 kg of nitrogen /ha/year. More specific prescriptions are then
formulated in 6 pre-defined agreements. As it is a whole farm programme, all the permanent
grassland should be subscribed under one or another of these agreements. The agreements are
divided into two groups, the first one concerning meadows (meadows are defined for SGM as
exclusively mowed grassland with prohibition of pasture) and the second one concerning
pastures (pastures can be mowed but must be also grazed at least once a year). Each group
contains one general agreement, which can be subscribed by all farms willing to comply with
the prescriptions, and supplementary agreements which can be subscribed only by farms in
formally designated protected areas like the White Carpathians PLA.
In total four “Meadow SGM” agreements are proposed. The general one limits the nitrogen
fertilisation to an average of 40 kg /ha/year, demands that meadows are cut at least twice a
year, and imposes the first cut before the 15 July. The first supplementary agreement
6
Příloha 6
demands, besides the basic conditions, that fertilisation is completely excluded. The second
supplementary agreement retains the zero fertilisation prescription and adds postponing of the
first cut after the 15 July. These three agreements are depicted in the model. The third
supplementary agreement demands not mowing of strips of 6 to 12 meters large for the first
cut and mowing them next in the second cut. We suppose that the main cost induced by
adopting this management is linked to organisational difficulties of harvesting but we are not
able to estimate it in an appropriate way therefore this agreement is not incorporated in the
model.
Concerning “Pasture SGM”, only two agreements are proposed. Prescriptions involved in
these agreements contain both restrictions and additional tasks. Restrictions contain mainly
nitrogen fertilisation and instantaneous stocking density limits, obligatory mowing of refusals
after each pasture cycle represents an additional task. The general agreement limits the
nitrogen fertilisation to an average maximum of 40 kg/ha/year, and the instantaneous stocking
density is to be between 0.5 LU/ha and 1.0 LU/ha during the declared pasture season lasting
for 120 days. The supplementary agreement excludes nitrogen application and limits the
instantaneous stocking density to 0.4 – 0.8 LU/ha. Both agreements are precisely modelled.
The control of instantaneous stocking density, which is always a delicate task, is carried out
by indexing the pasture consumed in each period with respect to the management agreement
applied on the grassland it comes from and with respect to the animal, which ration the
pasture enters in. This makes it possible to literally track each animal and to find out on which
piece of grassland it was which day.
Objective function
We adopt the common approach in farm level programming and define the objective function
as the gross margin maximisation:
max GM = TIN – TDC
TIN = SA + SC + SAP + SAEP
TDC = DCAP + DCCP
The gross margin is defined as the difference between the total income (TIN) and total direct
costs (TDC). Sales of animals (SA) represent the unique market income from animal
production of a suckler cow farm. As there are no available statistics on farmer prices,
especially for store animals, averages for different sex and age categories from the data
obtained from farmers for the year 2002 were applied to parameterise the objective function.
Sales of crops (SC) are constituted by sales of surplus forage. Prices for these products were
introduced on the basis of the Czech Statistical Office data for the season 2002-2003.
Parameters for subsidies from agricultural non agri-environmental policies (SAP) and agrienvironmental programmes (SAEP) were introduced directly from the corresponding
legislation.
Total direct costs can be roughly divided into DC of animal production (DCAP) and DC of
crop production (DCCP). Animal production direct costs accounted for are: cost of produced
feedstuffs and litter, cost of purchased feedstuffs and litter, cost of feeding on the pasture,
breeding herd depreciation and “other” direct costs. The cost of produced feeding stuffs and
litter is not accounted explicitly for; this cost enters the objective function through the cost of
crop production. Purchase price of feedstuffs and litters is set equal to the corresponding sale
7
Příloha 6
price increased by 10%. The item of the cost of feeding on the pasture represented basically
the cost of transport of conserved forage on the pasture and it was calculated per tonne of the
forage. It was introduced in order to help the differentiation between systems relying on the
pasture during the summer periods and those more intensive ones which complement or even
substitute the pasture by conserved and concentrated forage. Depreciation of breeding animals
concerns exclusively cows in the model. It is not explicitly calculated but it enters the
objective function through the breeding cost of replacement heifers, which as mentioned are
all reared from own calves. “Other” direct costs involve following items: pharmaceuticals and
disinfectants, other direct material, other direct costs and services, labour costs and machinery
costs. These items were evaluated on the basis of “Survey on the costs of agricultural products
in FADN CZ 2002” (FADN – Farm Accountancy Data Framework), carried out under the
responsibility of VÚZE (Agricultural Economics Research Institute) in Prague.4
Crop production direct costs are composed of: produced seeds, purchased seeds, produced
fertilisers, fertiliser application and “other” direct costs. Produced seeds enter the objective
function indirectly as a reduction of grains available for feeding and sales. Purchase of seeds
concerns only clover grass mixtures production and is evaluated by its purchase price. (For
technical reasons, this item is in the result presentation involved under the item “other” direct
costs.) The cost of produced fertilisers is accounted for through the animal production direct
costs and the cost of its application is differentiated according to the fertiliser type and
determined after the Standards by Kavka et al. (2003a). FADN data are not suitable for
evaluation of “other” direct costs of crop production because they are not sufficiently detailed
concerning grassland; they distinguish only between meadows and pastures. As our model is
primarily concerned by optimisation among various grassland management strategies, these
strategies must be properly evaluated. We adopted the approach, which consists in specifying
all operations carried out on a specific grassland type during the year and in attributing to this
type of grassland the “other” direct costs equal to the sum of labour costs and other direct
materials and machinery costs of these operations after the Standards by Kavka et al. (2003a).
The list of activities was for currently used strategies determined on the grounds of the
research among farmers and completed when necessary after the Standards by Kavka et al.
(2003b). “Other” direct costs for crops on arable land are determined in the same way.
No special cost item in the objective function concerns agri-environmental programmes; if
additional activities like refusals cutting are demanded by the programmes, they are involved
among the operations belonging to the particular grassland management strategy, and enter
the objective function through the crop production direct costs. But the agreements involve
mainly restrictions of farming activities generating opportunity costs. Opportunity costs are
accounted for implicitly.
2.2 Model results
Model calibration was carried out using data collected for the year 2002, under the 2002
scenario, where both agricultural and agri-environmental policies were those in force in that
year. One calibration parameter was applied, a coefficient determining the permanent
grassland yield level. The optimal solution of the calibrated model is reported in summary in
the first column of Table 1 and in detail in Table A3 in Annexe. Concerning land use, the
available arable land is utilised as such, no land is converted to grassland. All the grassland is
grazed, pure pastures represent 109 ha, 130 ha are cut once for hay, and 22 ha are cut twice
4
Unfortunately, the cost is distinguished according to the production system, dairy or suckler, only for animal
category “cows” in FADN CZ. The authors are indebted to Zdeněk Mládek (VÚZE) for his comments, which
enabled them to adapt the cost to the suckler cow production system also for other animal categories.
8
Příloha 6
for silage. No meadows in the sense specified in the SGM programme are present. Average
nitrogen fertilisation is 23 kg/ha/year; all the produced manure is applied. Animal production
expressed in the number of livestock units (LU) amounts to 260 LU. 172 cows are present and
young animals are sold at the age of 9 months. The bulls rearing strategy corresponds to an
intensive one on the pasture and to a moderate one in the barn. The total income amounts to
some CZK5 4 905 000 constituted by 46% of sales and by 54% of various supports. The total
direct costs represented 53% of the total income, leaving the farmer with a gross margin of
CZK 2 295 000.
We realised two discrepancies when comparing model results with the information obtained
during our interviews. Firstly, in average one third of the permanent grassland is exclusively
cut in reality while all grassland is grazed in the model solution. Regarding individual data,
we can state that the strategy of grazing all the grassland is adopted by 43% of interviewed
farms and that farms belonging to this group are often rather small family farms, where the
limited land availability plays an important role. Also in the model, the only fixed production
factor is land. Considering other limiting factors like buildings would probably change the
results. Another plausible explanation is the fact that all the calvings take place in March in
the model while they are rather dispersed in reality, thus the need for conserved forage for the
winter is higher. This explains probably also the second deviation consisting in the fact that
all the young animals, except of replacement heifers, are sold in 9 months. In reality, this sale
category was present but it was less important than the category of 6 - 7 months. Here again
the fact that there are no calvings in the summer or autumn, reduces the need for conserved
forage in the winter and thus the weaners can be held several weeks longer than usual. These
observations should be kept in mind when considering the model results.
Table 1. Model solutions summary for basic scenarios
Structure
Arable land
Grassland
Livestock
Economics
Total income
ha
ha
LU
2002a
2004b
2004Bc
39
261
260
22
278
226
8
292
211
CZK 1000
4 905
5 634
Sales
CZK 1000
2 269
1 896
Supports
CZK 1000
2 636
3 738
Total direct costs
CZK 1000
2 610
2 263
Gross margin
CZK 1000
2 295
3 371
Environment
General “SGM meadow” agreement
ha
x
0
Supplementary “SGM meadow” agreement: No fertilisation
ha
x
0
Supplementary “SGM meadow” agreement: Late cutting
ha
x
0
General “SGM pasture” agreement
ha
x
71
Supplementary “SGM pasture” agreement: Extensive pasture
ha
x
207
a
2002 agricultural policy framework, b 2004 agricultural policy framework, c 2004 agricultural policy
framework + “Meadow SGM” payments increased by 30%
5 564
1 746
3 818
2 178
3 386
0
0
39
88
165
For simulations under the 2004 policy framework, individual suckler cow premium limit was
calculated from the solution obtained for year 2002, by multiplying the number of eligible
cows by 0.95 (coefficient in force for the LFA zone considered). The limit was set at 139
cows. Under the 2004 policy framework, there is a tendency to reduce arable land in favour of
grassland, 17 ha of the 39 ha available are converted to grassland. The nitrogen fertilisation
falls in average by 36% so that even not all the produced manure is applied. Another major
5
1 € = CZK 30
9
Příloha 6
change is a 13% decrease in the number of LU. This decrease is partially due to a decrease in
the number of cows – the individual suckler cow premium limit is not even entirely utilised –
and partially due to an extensification of weaner rearing – one third of males is reared already
on the pasture according to the standard intensity strategy. In comparison to the year 2002, the
total income increases by 15% and the direct costs fall by 13% resulting in a 47% higher
gross margin.
Concerning the SGM programme newly introduced in 2004, it turned out not to be very
restrictive for the modelled farm. Similarly as in the 2002 year solution, no grassland is
utilised as pure meadows in the year 2004 either. Thus the farmer is concerned by the
“Pasture SGM” agreements only. The model decides to subscribe 74% of the grassland under
the more severe supplementary agreement and 26% under the general one.
We can state that the 2004 policy framework promotes the multifunctional model of
agriculture better than the 2002 policy framework as it leads to a clear diversification from
agricultural commodities production to environmental good production, expressed not only by
certain extensification but also by changes in the income structure. While the portion of
income from animal sales decreased from 44% to 32%, the portion of income from
environmental good production by means of sound grassland management increased from
11% to 20% (here the income from the new SGM programme is compared with the former
programme “Sound grassland management through livestock grazing”.) But it could perform
even better. The overall biodiversity expressed not in terms of the number of species per a
square metre but in terms of the number of species per farm would be obviously higher if both
“Pasture SGM” and “Meadow SGM” agreements were subscribed and not only the “Pasture
SGM” agreements as it is the case under the 2004 scenario.
One way to motivate the farmer to subscribe a part of grassland under a “Meadow SGM”
agreement is to increase the payment level for these agreements holding the payment level for
“Pasture SGM” agreements constant. If the “Meadow SGM” agreement payment level is
increased by 30%, scenario 2004B, the model decides to decrease the area involved in the
supplementary “Pasture SGM” agreement by 42 ha, from 207 to 165 ha, but at the same time
39 ha are newly subscribed under the “Meadow SGM” agreement aiming at late first cutting,
see Table 1. 2004B scenario enhances the overall biodiversity production as the total area of
grassland subscribed under the supplementary agreements remains nearly unchanged and
production of biodiversity both on pastures and meadows is ensured, but it is probably
economically inefficient. In the next section, we will demonstrate this point applying the
concept of jointness.
3. Joint production of one agricultural commodity and two environmental
goods
Let us first briefly summarise the basic concept of jointness and of its types. We adopt the
jointness definition proposed by Shumway et al. (1984) stating that if production of outputs i
and j is joint, a change in the price of output j will result in a change in the supply of output i.
Two major sources of jointness are commonly considered: non-allocable (public) inputs
(Baumol et al. (1988)) and allocable fixed inputs. Moschini (1989) summarises properties of a
multiproduct technology joint by a non-allocable input as they were derived by Sakai (1974)
and adapts them to the case of jointness by an allocable fixed input:
1) Multiproduct technology joint by a non-allocable input is characterised by weak cost and
output supply complementarities. Thus in this case, the marginal cost of production of an
10
Příloha 6
output i decreases when the supply of another output j increases, and the supply of an output i
increases when the price of another output j increases. In the following text, this type of
jointness will be referred to as positive. 2) If the production process is joint by an allocable
fixed input, the marginal cost of production of an output i increases when the supply of
another output j increases, and the supply of an output i decreases when the price of another
output j increases. This type of jointness will be referred to as negative.
3.1 Jointness in beef and biodiversity production
When speaking about jointness in the context of multifunctionality, the linkage between
agricultural commodities and non-commodities is usually considered. In the case presented
here, commodities are represented by beef and two non-commodities are involved: “meadow
biodiversity”, increasing with the number of hectares subscribed under the supplementary
“Meadow SGM” agreement aiming at late cutting, and “pasture biodiversity” increasing with
the number of hectares subscribed under the supplementary “Pasture SGM” agreement. One
more agreement was subscribed by the model for scenarios presented above, the general
“Pasture SGM” agreement, but its outcome will be neglected in the following discussion as it
can be considered as maintenance of the status quo rather than production of additional
biodiversity. In order to simplify the presentation, the supplementary “Meadow SGM”
agreement aiming at late cutting will be called “meadow agreement”, the supplementary
“Pasture SGM” agreement will be called “pasture agreement”, and the general “Pasture
SGM” agreement will be called “general pasture agreement”.
Sensitivity analysis of the optimal model solution with respect to various beef price levels
enables to find whether there is some jointness between the beef and biodiversity production
and if so whether this jointness is positive or negative according to the definitions summarised
above. First, we analyse the joint production of beef and “meadow biodiversity”, and beef and
“pasture biodiversity” separately, by setting to zero the maximum number of hectares under
the “pasture agreement” and the “meadow agreement” respectively. Simulations in this
section are implemented under the “meadow agreement” payment increased by 30% in
comparison to its initial value, as under the scenario 2004B. The results are summarised in
Figure 2, the full line indicates the number of hectares subscribed under the “meadow
agreement” and the dashed line the number of hectares subscribed under the “pasture
agreement”. As jointness is analysed separately here, the two lines are outcomes of two
separate simulations.
Concerning “meadow biodiversity”, its quantity falls when beef prices rise: 234 ha are
subscribed under the “meadow agreement” when prices are reduced by 20% in comparison to
the 2002 level, but only 63 ha are subscribed when the 2002 price level is increased by 20%.
This evolution indicates negative jointness in beef and “meadow biodiversity” production.
This is not surprising because the postponing of the first cut reduces the beef production
capacity of grassland. But increasing beef prices lead to an increase in beef production and
thus supplementary grassland production is needed. As grassland is a relatively fixed factor
(supplementary hectares can be obtained only by converting the arable land), its increased
need for beef production is to be covered by diverting it from biodiversity production.
Grassland is an allocable fixed factor.
The same evolution is observable concerning “pasture biodiversity” production: 274 ha are
under the “pasture agreement” when the 2002 price level is decreased by 20%, but only
166 ha are subscribed when the price level is increased by 20%. Thus jointness is negative
also for beef and “pasture biodiversity” production. The explanation is similar to the
11
Příloha 6
“meadow biodiversity” case. One of the basic constraints in the “pasture agreement” is the
restriction concerning instantaneous stocking density, which should be included between 0.4
and 0.8 LU/ha of pasture. From the solutions depicted in Table 1, it is obvious that the upper
limit is binding. Thus subscription of the “pasture agreement” demands lowering of the
stocking density, and consequently of beef production.6
Figure 2. Joint production of beef and two biodiversity types: a separate analysis
Area 300
[ha]
250
200
150
100
50
0
0.80
0.85
0.90
0.95
1.00
"Meadow agreement"
1.05
1.10
"Pasture agreement"
1.15
1.20
Beef price
coefficient
The difference between the negative jointness in beef and “meadow biodiversity” production,
and the negative jointness in beef and “pasture biodiversity” production consists in their
intensity. While the quantity of “meadow biodiversity” falls by 73% when beef prices
increase from 80% to 120% of the 2002 price level, the “pasture biodiversity” production falls
over the same range by 39% only, and the area subscribed under the “pasture agreement” is
for the same price level systematically higher than the area subscribed under the “meadow
agreement”. But this information alone is not sufficient to explain the phenomenon observed
in Figure 3: if both supplementary agreements can be subscribed at the same time, the
jointness between beef and “meadow biodiversity” remains negative but the sign of the
jointness between beef and “pasture biodiversity” is indeterminate. In other words, while the
number of hectares subscribed under the “meadow agreement” falls systematically when beef
prices rise, the number of hectares subscribed under the “pasture agreement” sometimes falls
and sometimes rises when beef prices rise. The answer is proposed by considering jointness in
“meadow biodiversity” and “pasture biodiversity” production.
6
If the lower limit were binding, jointness would probably be positive.
12
Příloha 6
Figure 3. Joint production of beef and two biodiversity types: a simultaneous analysis
Area 300
[Ha]
250
200
150
100
50
0
0.80
0.85
0.90
0.95
1.00
"Meadow agreement"
1.05
1.10
1.15
"Pasture agreement"
1.2
Beef price
coefficient
3.2 Jointness in “meadow biodiversity” and “pasture biodiversity” production
Let us analyse the presence of jointness among several environmental goods like we usually
do it for agricultural commodities and environmental goods. Increasing the payment for the
“pasture agreement”, in fact the price for “pasture biodiversity”, while holding the payment
for the “meadow agreement” constant at its initial value, leads to: a fall in “meadow
biodiversity” production (9 ha are subscribed for the initial “pasture agreement” payment
decreased by 30%, 0 ha are subscribed for any higher level of this payment) and to an
increase in “pasture biodiversity” production (0 ha are subscribed under the “pasture
agreement” for the initial agreement payment reduced by 30% and 285 ha are subscribed for
the initial payment increased by 30%). These results are summarised in Figure 4. According
to the definitions given, we can state that there is a negative jointness between these two types
of biodiversity due to the presence of an allocable fixed factor. Not surprisingly, this fixed
factor is once again grassland which must be allocated between pastures and meadows as the
two supplementary agreements cannot be subscribed for the same plot.
Figure 4. Joint production of “meadow biodiversity” and “pasture biodiversity”: an analysis
via quantities
300
Area
[Ha] 250
200
150
100
50
0
-50
0.70
0.75
0.80
0.85
0.90
0.95
1.00
"Meadow agreement"
1.05
1.10
1.15
"Pasture agreement"
1.20
1.25
1.30
"Pasture agreement"
payment coef.
Figure 4 gave us clear but rather caricatural information about the type of jointness between
“meadow biodiversity” and “pasture biodiversity”. More persuasive demonstration of the
negative type of jointness is provided in Figure 5. We stated that negative jointness implies
13
Příloha 6
increasing marginal cost of production of an output if the supply of another output increases.
In Figure 5, we can observe changes in the number of hectares subscribed under the “pasture
agreement” when the payment for this agreement increases and when the area subscribed
under the “meadow agreement” is fixed at 39 ha, the value previously obtained under the
scenario 2004B. The number of hectares subscribed under the “pasture agreement” increases
when the “pasture agreement” payment rises and this increase influences the marginal cost of
compliance (MCC) with the “meadow agreement”, which rises for the 39th ha from
CZK 5 559 /ha, if 0 hectares are subscribed under the “pasture agreement”, to CZK 8 467 /ha
if 256 hectares are subscribed under the “pasture agreement” (an increase by 52%).7 Thus the
negative type of jointness is confirmed also in this way.
The type of jointness in “meadow biodiversity” and “pasture biodiversity” production
together with the previously obtained information on the intensity of jointness between beef
and the environmental goods explain the irregular behaviour of “pasture biodiversity”
production observed in Figure 3. An increase in beef prices influences “pasture biodiversity”
production by a negative direct and a positive indirect effect going through the “meadow
agreement” (the price increase leads to a decrease in the “meadow biodiversity” and thus to a
decrease in the marginal cost of “pasture biodiversity” production). Depending on which
effect is stronger, the “pasture biodiversity” production falls or increases when beef prices
rise. Jointness with beef production is more intensive for “meadow biodiversity” therefore it
is the joint beef and “pasture biodiversity” production whose sign is indeterminate.
Figure 5. Joint production of “meadow biodiversity” and “pasture biodiversity”: an analysis
via marginal costs
9000
MCC
[CZK/ha] 8000
300
Area
250 [Ha]
7000
6000
200
5000
150
4000
3000
100
2000
50
1000
0
0.7
0.75
0.80
0.85
0.90
0.95
1.00
"Meadow agreement" (MCC)
0
1.25 1.30
"Pasture agreement"
payment coef.
"Pasture agreement" (Area)
1.05
1.10
1.15
1.20
The notion not only of the evolution but also of the magnitude of the marginal cost is of
interest because if agri-environmental programmes are voluntary and the farmer can decide
how much of his land he subscribes under which agreement, he subscribes such an area that
the marginal cost of compliance of the last hectare subscribed is equal to the agreement
payment. Figure 5 presents a clear demonstration that the subscription of 39 ha, which was
obtained under the scenario 2004B by increasing the payment for “meadow agreement” by
7
There is a causal link between the number of hectares subscribed under the “pasture agreement” and the MCC
of the “meadow agreement”. This would be more transparent if the area under “pasture agreement” were graphed
on the x-axis, and if the “pasture agreement” payment coefficient were omitted. But we did not want to exclude
information about the “pasture agreement” payment level from the graph.
14
Příloha 6
30%, can be obtained more cheaply if the increase in the “meadow agreement” payment is
accompanied by a reduction of the “pasture agreement” payment.
Table 2 provides a numerical example comparing the results from scenario 2004B with results
from a new scenario 2004C. In the new scenario, the “pasture agreement” payment is reduced
by 20% and the payment for “meadow agreement” is set equal to the marginal cost of
compliance for the 39th ha. The overall public expenditure for the SGM programme falls by
CZK 190 948, 29 ha move from the “pasture agreement” to the “general pasture agreement”
and 1 ha is converted to arable land. The difference in value of biodiversity produced on the
30 ha withdrawn from the “pasture agreement” would have to be at least CZK 6 365 /ha/year
in order for the scenario 2004B to be superior to the scenario 2004C. This is not very probable
because regarding the initially proposed payments as an indicator of the biodiversity value,
we see that the payment proposed for the “pasture agreement” is CZK 4 330 /ha and that the
difference between the “pasture agreement” and the “general pasture agreement” is CZK
1 440 /ha only.
Table 2. Separate versus Simultaneous agri-environmental payment design
2004B
“Meadow Agreement”
“Pasture Agreement”
“General Pasture Agreement”
Total
Area
Payment
ha
39
165
88
292
CZK / ha
6 669
4 330
2 890
x
2004C
Public
expenditure
CZK
260 869
714 667
254 688
1 230 224
Area
Payment
ha
39
135
117
291
CZK / ha
5 980
3 464
2 890
x
Public
expenditure
CZK
233 216
468 087
337 973
1 039 276
4. Conclusion
Application of BEGRAB_PRO.1 illustrated that mathematical programming farm level
models may provide valuable insight in farmer’s decision making process concerning
production of environmental goods. It was demonstrated that if several environmental goods
are at stake, not only jointness between agricultural commodities and individual
environmental goods should be analysed but also jointness among the environmental goods
themselves. If these goods are joint in production, agri-environmental payments must be
carefully designed because they do not influence only the production of environmental good
they are intended for, but also of other environmental goods. If jointness is negative, any
increase in the payment for an environmental good leads to a decrease in production of other
goods. Simulations carried out by means of mathematical programming models may be useful
to determine payments leading to a desired structure of the environmental good supply. It
should not be forgotten that unsatisfactory area involved under one agreement does not
necessarily mean that the corresponding payment is too low but may be other payments are
too high.
Jointness in beef and biodiversity production identified in our application was rather negative
but this result should be considered with caution. Meadows in White Carpathians are the
result of agricultural activity existing there since the 16th century and their preservation is
conditioned by some positive level of this activity. Thus when analysing the simulation
results, we should bear in mind that two aspects are not accounted for in the model: grassland
heterogeneity and fixed costs. The applied grassland quality is an average one for all the
available grassland but the grassland is heterogeneous in reality. Then there is a danger that
the high quality land will be over-utilised and the marginal land, often the most valuable one
from the biodiversity point of view, will be abandoned. Concerning the long term, it would be
15
Příloha 6
important to take into account also fixed costs. If farming were not sufficiently profitable, the
old equipment would not be replaced and grassland abandonment could become a problem.
Further research should be done in order to incorporate these two aspects into the model.
16
Příloha 6
Bibliography
BAUMOL J.W., PANZAR C.J., WILLIG D.R., 1988. Contestable Markets and the Theory of
Industry Structure. Orlando, Harcourt Brace Jovanovich 540.
BUCHGRABER K., RESCH R., GRUBER L., WIEDNER G., 1998. Futterwerttabellen für
das Grundfutter im Alpenraum, Heft 2 (Roughage nutritional values for alpine regions,
Book 2). Der fortschrittliche Landwirt: Landwirtsonderbeilage.
HAVLÍK P., VEYSSET P., BOISSON J.M., LHERM M., JACQUET F., October 6, 2005.
Joint production under uncertainty and multifunctionality of agriculture: policy
considerations and applied analysis. Europ. Rev. Agr. Econ. 10.1093/erae/jbi027.
HEJDUK S., 2000. Vliv extenzivního obhospodařování pastevních porostů ve vztahu k
porostovým a hydropedologickým parametrům (Impact of extensive pasture
management in relation to plant cover and hydropedologic characteristics). PhD thesis,
Brno, MZLU: 167.
KAVKA M., 2003a. Normativy pro zemědělskou a potravinářskou výrobu (Standards for
agricultural and food production). Praha, ÚZPI: 344.
KAVKA M., 2003b. Normativy zemědělských výrobních technologií (Standards for
agricultural production technologies). Praha, ÚZPI: 355.
MEEK R.M., KILPATRICK D.J., 1991. An economic nutrition model of beef production.
Agr. Syst., 36: 105-116.
MOSCHINI G., 1989. Normal inputs and joint production with allocatable fixed factors. Am.
J. Agr. Econ., 71: 1021-1024.
OCDE, 2001. Multifunctionality : Towards an Analytical Framework. OCDE, Paris.
PEERLINGS J., POLMAN N., 2004. Wildlife and landscape services production in Dutch
dairy farming; jointness and transaction costs. Eur. Rev. Agric. Econ., 31: 427-449.
PETRIKOVIČ P., SOMMER A., 2002. Potreba živín pre hovädzí dobytok (Cattle nutritional
requirements). Nitra, Slovenský chov: 62.
PRAŽAN J., RATINGER T., KRUMALOVÁ V., 2002. Policy options for sustainable
agriculture and biodiversity – the case of protected landscape area White Carpathians.
CEESA, Humboldt University of Berlin.
RAWLINS R.B., BERNARDO D.J., 1991. Incorporating uncertainty in the analysis of
optimal beef-forage production systems. Southern J. Agr. Econ., 23: 213-225.
SAKAI Y. (1974): Substitution and expansion effects in production theory: The case of joint
production. J. Econ. Theory, 9: 255-74.
SHUMWAY C.R., POPE R.D., NASH E.K., 1984. Allocatable fixed inputs and jointness in
agricultural production: Implications for economic modeling. Am. J. Agr. Econ., 66: 7278.
STRAKA J., 1999. Vývoj travních porostů ve vztahu k ekologickým charakteristikám
(Grassland evolution in relation to ecological characteristics). PhD thesis, Brno,
MZLU: 137.
VEYSSET P., BEBIN D., LHERM M., 2005. Adaptation to Agenda 2000 (CAP reform) and
optimisation of the farming system of French suckler cattle farms in the Charolais area:
a model-based study. Agr. Syst., 83: 179-202.
17
Příloha 6
Annexe
Table A1. Animal sale categories
Live weight
(beginning)
kg
Live weight
(end)
kg
kg/day
standard
standard
intensive
35
40
40
219
235
293
0.86
0.91
1.18
standard
standard
extensive
extensive
219
261
219
250
261
320
250
295
0.69
0.66
0.51
0.50
extensive
extensive
extensive
standard
standard
standard
intensive
intensive
235
278
341
235
296
542
235
321
278
341
562
296
542
686
321
650
0.70
0.70
0.61
1.00
0.90
0.80
1.41
1.20
extensive
extensive
extensive
standard
standard
intensive
intensive
293
336
399
293
354
293
379
336
399
620
354
600
379
708
0.70
0.70
0.61
1.00
0.90
1.41
1.20
Breeding strategy
Weaners 7 months
Females
Males
Males
Heifers
Heifers 9 months
Heifers 12 months
Heifers 9 months
Heifers 12 months
Bulls
a) after standard pasture
Bulls 9 months
Bulls 12 months
Bulls 24 months
Bulls 9 months
Bulls 18 months
Bulls 24 months
Bulls 9 months
Bulls 18 months
b) after intensive pasture
Bulls 9 months
Bulls 12 months
Bulls 24 months
Bulls 9 months
Bulls 18 months
Bulls 9 months
Bulls 18 months
* Average Daily Gain
18
ADG*
Příloha 6
Table A2. Forage yields on permanent grassland in terms of disposable dry mater (DM) and energy and crude protein contents
Fertilised grassland
1
Disposable dry matter
(t/ha)
Hay
(1st cut)
Hay
(2nd cut)
Silage
(1st cut)
Silage
(2nd cut)
Pasture
(01/05 – 30/06)
Pasture
(01/07 – 14/08)
Pasture
(15/08 – 14/09)
Pasture
(15/09 – 31/10)
Energy (GJ NEL/t DM)
Hay
(1st cut)
Hay
(2nd cut)
Silage
(1st cut)
Silage
(2nd cut)
Pasture
(01/05 – 30/06)
Pasture
(01/07 – 14/08)
Pasture
(15/08 – 14/09)
Pasture
(15/09 – 31/10)
Crude protein (kg/t DM)
Hay
(1st cut)
Hay
(2nd cut)
Silage
(1st cut)
Silage
(2nd cut)
Pasture
(01/05 – 30/06)
Pasture
(01/07 – 14/08)
Pasture
(15/08 – 14/09)
Pasture
(15/09 – 31/10)
2
2.85
1.31
0.43
0.13
5.50
5.00
5.72
5.70
130
120
Non fertilised grassland
6
7
2.85
160
160
1
2.73
0.40
0.96
0.21
0.11
1.30
0.21
0.11
1.86
0.96
0.46
0.22
5.50
0.28
5.20
4.90
5.00
5.80
5.72
5.70
5.70
5.84
5.72
5.72
5.84
5.72
5.72
6.01
5.84
5.72
5.72
5.40
160
160
160
160
171
160
160
160
160
160
160
19
100
5
Late cutting
6
7
2.42
1.03
2.43
0.22
100
1
2
2.10
2.10
2.43
0.82
0.48
0.20
0.51
0.16
0.09
0.73
0.16
0.09
1.41
0.73
0.35
0.17
0.41
0.08
4.40
4.40
4.90
5.50
5.20
5.40
5.20
5.40
110
130
120
140
160
160
5.40
110
100
120
150
4
5.20
5.50
5.20
5.30
3
2.42
2.43
1.06
1.33
0.31
0.13
2
2.42
0.81
130
150
140
160
5
1.66
2.73
5.50
5.80
5.30
5.70
4
2.85
2.73
1.68
0.32
3
5.64
5.44
5.40
5.64
5.44
5.40
5.81
5.64
5.44
5.40
110
100
130
90
90
130
120
100
5.54
5.40
120
100
114
102
100
114
102
100
131
114
102
100
107
100
Příloha 6
Table A3. Detailed model solutions
CROP PRODUCTION
Arable land
Wheat
Oats
Clover grass mixtures: 2 cuts silage + grazing
Grassland
Non fertilised: 2 cuts silage + grazing
Non fertilised: 1 cut hay + grazing
Non fertilised: grazing
Fertilised: 1 cut hay + grazing
Fertilised: 1 cut silage + grazing
Fertilised: grazing
Late cutting: 1 cut hay + 1 cut silage
Late cutting: 1 cut hay + grazing
Late cutting: 1 cut hay
ANIMAL PRODUCTION
Livestock
Cows – total
Cows – premium eligible
Sales
Culled cows
Heifers 9 months: standard
Bulls 9 months: standard pasture + standard barn
Bulls 9 months: intensive pasture + standard barn
ENVIRONMENT
Sound grassland management programme
Supplementary “Meadow SGM” agreement:
Late cutting
General “Pasture SGM” agreement
Supplementary “Pasture SGM” agreement:
Extensive pasture
Nitrogen
Requirements
Production
ECONOMICS
Total income
Animal sales
Crop sales
Commodity support
LFA payment
Organic farming support
Sound grassland management support
Total direct costs
Purchased feedstuffs
Purchased litter
Feeding on pasture
“Other” direct costs - Animals
Fertiliser application
“Other” direct costs - Grassland
“Other” direct costs - Arable land
Gross margin
2002
2004
2004B
2004C
ha
ha
ha
ha
ha
ha
ha
ha
ha
ha
ha
ha
ha
ha
39.00
1.20
18.90
18.90
261.00
21.78
130.11
67.08
0.00
0.00
42.03
0.00
0.00
0.00
22.35
2.25
12.66
7.44
277.65
0.00
151.65
79.98
4.83
0.00
23.58
0.00
17.64
0.00
7.71
2.58
2.58
2.58
292.29
0.00
151.02
66.90
0.00
6.21
29.04
19.56
0.00
19.56
8.93
2.29
3.66
2.98
291.07
0.00
145.26
60.03
13.06
0.00
33.72
19.50
0.00
19.50
LU
nb
nb
260.19
172.17
146.34
225.57
149.73
127.26
210.57
139.50
118.56
215.49
142.59
121.20
nb
nb
nb
nb
25.83
51.66
0.00
77.46
22.44
44.91
23.01
44.37
20.91
41.85
7.68
55.08
21.39
42.78
0.00
64.16
ha
x
0.00
39.12
39.00
ha
x
70.98
88.14
116.95
ha
x
206.67
165.06
135.13
kg
kg
6802.83
6802.83
4328.49
5902.47
4038.69
5507.31
5272.70
5634.19
CZK 1000
CZK 1000
CZK 1000
CZK 1000
CZK 1000
CZK 1000
CZK 1000
CZK 1000
CZK 1000
CZK 1000
CZK 1000
CZK 1000
CZK 1000
CZK 1000
CZK 1000
CZK 1000
4905.27
2162.43
106.41
1162.08
587.25
339.00
548.10
2610.15
106.05
30.72
16.14
1462.02
61.77
723.63
209.82
2295.12
5633.88
1813.92
82.17
1254.09
999.57
384.06
1100.04
2262.54
88.29
26.67
11.85
1271.49
30.30
727.86
106.08
3371.34
5564.13
1729.80
16.68
1186.53
1052.25
348.66
1230.24
2178.18
87.87
24.87
11.55
1184.58
28.26
804.21
36.84
3385.98
5455.66
1790.94
23.76
1202.21
1047.87
351.60
1039.28
2228.96
93.62
25.45
12.38
1210.85
45.81
798.27
42.57
3226.71
20
Příloha 7:
Příloha 8: Přehled zjištěných druhů střevlíkovitých brouků (Carabidae, Coleoptera) na jednotlivých sledovaných
lokalitách
Brumov-Bylnice 2004
DRUH
3.4.7.5.
1.
2.
3.
4.
5.
6.
7.
8.
9.
10.
11.
12.
13.
14.
15.
16.
17.
18.
19.
20.
21.
22.
23.
24.
25.
26.
27.
Notiophilus palustris Duftschmid,1812
E
Carabus c.coriaceus Linnaeus,1758
A
Carabus g. granulatus Linnaeus, 1758
E
Carabus n. nemoralis O.F.Mueller, 1764
A
Carabus scheidleri Panzer,1799
A
Carabus u.ullrichi Germar,1824
A
Carabus v.violaceus Linnaeus,1758
A
Aptinus bombarda Illiger, 1800
R
Bembidion mannerheimi C.G.Sahlberg,1827 A
Bembidion properans Stephens, 1828
E
Trechus pilisensis pilisensis Csiki, 1918
A
Stomis pumicatus pumicatus panzer, 1796
A
Poecilus cupreus Linnaeus,1758
E
Poecilus versicolor Sturm,1824
E
Pterostichus melanarius Illiger,1798
E
Pterostichus niger Schaller, 1783
A
Pterostichus melas Creutzer,1799
A
Pterostichus ovoideus Sturm,1824
A
Pterostichus vernalis Panzer,1796
A
Abax carinatus Duftschmid, 1812
A
Abax ovalis Duftschmid,1812
A
Abax parallelus Duftschmid,1812
A
Abax parallelepipedus Piller et
Mitterpacher,1783
A
Molops p.piceus Panzer,1793
A
Calathus fuscipes Goeze,1777
E
Dolichus halensis Schaller, 1783
E
Anchomenus dorsalis Pontoppidan,1763
E
7.5.7.6.
7.6.8.7.
6
1
1
16
126
2
1
17
128
3
PASENÉ
8.7.6.8.6.8.
7.9.
7.9.7.10.
8
7
14
5
4
6
4
14
19
1
3.4.7.5.
7
2
1
1
22
1
44
290
34
1
7.5.7.6.
7.6.8.7.
2
3
2
10
116
22
53
7
1
1
1
1
1
4
1
1
4
2
1
1
4
8
1
1
19
124
4
NEPASENÉ
8.7.6.8.6.8.
7.9.
2
7.9.7.10.
2
1
8
7
9
3
13
4
4
1
7
1
9
102
5
1
73
17
1
1
1
1
5
8
1
1
21
1
2
5
1
3
7
1
1
4
28
16
32
2
14
22
3
5
1
3
1
6
55
115
4
1
2
7
32
312
55
1
4
1
1
1
18
2
1
1
1
1
1
1
54
177
18
2
1
3
15
27
24
3
1
2
1
2
Příloha 8
28.
29.
30.
31.
32.
33.
34.
35.
36.
37.
38.
Badister bullatus Schrank, 1798
Amara aulica Panzer, 1797
Amara convexior Stephens,1828
Amara communis Panzer,1797
Amara equestris Duftschmid,1812
Amara lunicollis Schioedte,1837
Amara montivaga Sturm,1825
Harpalus latus Linnaeus,1758
Pseudoophonus rufipes DeGeer,1774
Ophonus rufibarbis Fabricius, 1792
Drypta dentata Rossi, 1790
CELKEM EX.
A
E
E
A
A
A
E
A
E
E
E
1
1
2
3
1
1
2
1
1
1
5
1
4
1
4
1
1
1
1
1
204
186
80
57
2
58
1
1
2
19
604
2
5
1
1
3
1
1
1
6
285
210
3
1
6
3
121
42
65
8
12
1
1
5
1
4
10
27
750
Příloha 8
Brumov-Bylnice X.2004 – X.2005
Poř.
Č.
DRUH
1.
2.
3.
4.
5.
6.
7.
8.
9.
10.
11.
12.
13.
14.
15.
16.
17.
Carabus n. nemoralis O.F.Mueller, 1764
Aptinus bombarda Illiger, 1800
Bembidion lampros Herbst,1784
Mitterpacher,1783
Amara montivaga Sturm,1825
Amara nitida Sturm,1825
Ophonus nitidulus Stephens,1828
Ophonus schaubergerianus Puel,1937
18.
19.
20.
21.
22.
23.
24.
25.
26.
27.
28.
7.10.7.11.04
CELKEM EX.
E
A
A
A
A
A
R
E
E
E
E
A
A
A
A
A
A
A
E
A
A
A
E
A
E
A
E
E
7.11.04- 5.4.5.4.05
4.5.05
2
1
1
PASENÉ
3.6.4.7.4.7.05
6.8.05
4.5.3.6.05
2
3
50
1
1
3
8
36
3
12
18
6
6.8.7.9.05
2
8
7
1
7.9.6.10.05
2
2
7
11
1
2
2
13
1
1
1
1
1
4
1
1
2
1
1
1
17
1
1
8
8
13
6
15
7
3
4
10
1
2
3
1
6
1
3
1
1
2
1
1
3
1
1
5
1
2
1
1
1
2
1
1
5
2
94
72
3
64
45
39
1
10
2
25
122
29
1
2
13
1
4
4
4
2
1
66
26
14
335
Příloha 8
Poř.
Č.
DRUH
1.
2.
3.
4.
5.
6.
7.
8.
9.
10.
11.
12.
13.
14.
15.
16.
17.
18.
19.
20.
21.
22.
23.
24.
25.
26.
27.
28.
29.
30.
31.
32.
A
E
A
A
A
Cicindela c.campestris Linnaeus, 1758
A
Clivina fossor Linnaeus, 1758
E
Trechus quadristriatus Schrank, 1781
E
Stomis pumicatus pumicatus panzer, 1796
A
E
E
E
Pterostichus burmeisteri Heer,1841
A
A
A
A
A
Abax parallelepipedus Piller et Mitt.,1783
A
E
E
A
Amara aenea DeGeer, 1774
E
E
E
Amara curta Dejean, 1828
A
A
Amara similata Gyllenhal, 1810
E
A
E
Ophonus rupicola Sturm, 1818
E
Lebia chlorocephala Hoff. et al,1803
A
7.10.7.11.04
CELKEM EX.
7.11.04- 5.4.5.4.05
4.5.05
4.5.3.6.05
8
52
NEPASENÉ
3.6.4.7.6.8.7.9.4.7.05
6.8.05
7.9.05
6.10.05
1
1
9
7
1
1
15
17
1
7
1
1
1
9
14
1
1
1
1
7
4
1
1
21
55
3
3
37
2
6
5
1
7
13
1
1
6
10
6
3
1
1
1
1
3
1
1
1
2
8
1
2
1
3
1
1
1
1
1
1
1
2
1
1
2
4
2
1
1
1
2
2
1
1
2
5
1
23
66
59
1
12
6
150
73
4
18
18
2
41
61
24
1
2
1
1
1
31
129
29
2
1
2
2
19
3
1
1
6
1
8
2
1
1
1
6
7
1
1
407
Příloha 8
Lopeník
DRUH
22.4.25.5.
1.
2.
3.
4.
5.
6.
7.
8.
9.
10.
11.
12.
13.
14.
15.
16.
17.
18.
19.
20.
21.
22.
23.
24.
25.
26.
27.
28.
29.
30.
31.
32.
Leistus ferrugineus Linnauss,1758
E
Nebria brevicollis Fabricius,1792
A
E
A
E
Carabus linnei Panzer, 1813
A
Carabus h. hortensis Linnaeus, 1758
A
A
A
Cychrus c.caraboides Linnaeus, 1758
A
Bembidion lampros Herbst, 1784
E
E
E
E
Pterostichus foveolatus Duftschmid, 1812
A
E
A
A
Pterostichus oblongopunctatus Fabricius,1787 A
A
A
A
A
Mitterpacher,1783
A
A
E
Platynus assimilis Paykull, 1790
A
Agonum sexpunctatum Linnaeus, 1758
A
E
E
A
Amara familiaris Duftschmid,1812
E
Lopenické sedlo
30.6.- 7.8.9.9.7.8.
9.9.
8.10.
25.5.30.6.
22.4.25.5.
25.5.30.6.
30.6.7.8.
U Zvonice
7.8.9.9.9.9.
8.10.
1
1
3
1
2
1
4
2
1
1
5
1
1
2
2
7
93
2
2
1
4
1
9
4
3
6
111
4
21
2
22
8
54
7
58
43
2
5
2
27
301
2
112
1
8
9
1
2
1
1
5
1
3
21
4
38
2
3
2
11
14
2
7
1
1
3
2
1
5
1
1
1
1
1
2
2
2
1
1
5
3
2
7
2
1
1
8
1
8
1
4
7
1
16
82
13
18
5
1
1
12
4
4
1
3
1
2
1
9
2
1
1
2
5
4
5
1
1
1
11
1
2
1
2
3
6
1
3
1
Příloha 8
33.
34.
35.
36.
37.
38.
39.
Amara nitida Sturm, 1825
Trichotichnus laevicollis Duftschmid, 1812
Harpalus distinguendus Duftschmid, 1812
Drypta dentata Rossi, 1790
A
A
A
E
A
E
E
CELKEM EX.
Poř.
Č.
DRUH
1.
2.
3.
4.
5.
6.
7.
8.
9.
10.
11.
12.
13.
14.
15.
16.
17.
18.
19.
20.
21.
22.
23.
24.
E
Notiophilus pusillus G.R.Waterhouse, 1883
E
Leistus ferrugineus Linnaeus,1758
E
A
A
Bembidion lampros Herbst,1784
E
E
E
E
Pterostichu foveolatus Duftschmid, 1812
A
A
E
A
Pterostichus nigrita Paykull, 1790
E
Pterostichus oblongopunctatus Fabricius,1787 A
A
Pterostichus vernalis Panzer,1796
A
Agonum sexpunctatum Linnaeus, 1758
A
Calathus melanocephalus Linnaeus, 1758
E
A
E
E
E
A
2
1
1
3
1
2
1
5
8
1
1
1
2
1
120
133
1
23
17
117
90
2
1
1
44
1
73
533
34
LOPENICKÉ SEDLO
20.5.25.6.26.7.25.6.05 26.7.05 26.8.05
1
8.10.28.11.04 16.4.28.11.04 -16.4.05 20.5.05
1
2
40
1
1
3
4
4
2
1
3
14
3
33
1
1
1
17
124
1
1
1
1
1
1
1
1
8
87
2
5
73
11
5
65
36
2
2
2
2
28
21
1
1
1
1
2
2
1
1
6
3
105
41
1
9
9
13
233
26.8.28.9.05
1
2
5
6
1
1
1
3
11
2
1
38
370
3
1
128
1
2
3
7
1
1
1
1
1
2
3
1
Příloha 8
25.
26.
27.
28.
Amara nitida Sturm, 1825
CELKEM EX.
Poř.
Č.
1.
2.
3.
4.
5.
6.
7.
8.
9.
10.
11.
12.
13.
14.
15.
16.
17.
18.
19.
20.
21.
22.
23.
24.
25.
26.
A
A
A
E
1
1
21
39
155
1
1
3
8
12
122
163
68
1
5
2
23
4
57
U ZVONICE
8.10.28.11.04 16.4.20.5.25.6.26.7.26.8.28.11.04 -16.4.05 20.5.05 25.6.05 26.7.05 26.8.05 28.9.05
Nebria brevicollis Fabricius,1792
A
1
A
4
3
E
1
A
2
4
3
A
1
2
7
1
E
8
11
50
1
1
1
E
12
27
71
16
1
3
8
A
1
E
1
2
4
3
1
1
A
1
1
Pterostichus nigrita Paykull, 1790
E
1
A
3
3
5
A
1
1
A
3
8
A
2
1
6
2
2
4
A
1
10
2
3
7
1
Abax parallelepipedus Piller et Mitterpacher,
5
3
3
1
1783 A
A
4
2
3
E
1
Synuchus vivalis Illiger, 1798
E
1
E
1
E
1
E
1
1
1
E
2
1
A
1
Amara eurynota Panzer, 1797
E
1
615
DRUH
7
1
7
1
9
11
72
138
1
12
2
1
11
2
11
17
24
12
9
1
1
1
1
3
3
1
1
Příloha 8
27.
28.
29.
A
A
E
CELKEM EX.
31
45
149
3
4
1
1
3
3
1
3
3
5
10
7
50
48
35
17
375
Suchovské Mlýny – Balada
DRUH
4.4.6.5.
1.
2.
3.
4.
5.
6.
7.
8.
9.
10.
11.
12.
13.
14.
15.
16.
17.
18.
19.
20.
21.
22.
23.
24.
25.
26.
Notiophilus pusillus G.R.Waterhouse, 1833 E
A
A
A
E
Bembidion obtusum Audinet-Serville, 1821 E
Epaphius secalis Paykull, 1790
E
E
E
Pterostichus longicollis Duftschmid, 1812
A
E
A
Pterostichus vernalis Panzer, 1796
A
A
E
E
E
E
E
A
A
Amara littorea C.G.Thomson, 1857
E
A
Perigona nigriceps Dejean, 1831
E
Licinus depressus Paykull, 1790
A
6.5.8.6.
2
9
8.6.6.7.
2
2
PASENÉ
6.7.8.8.8.8.
11.9.
3
2
1
11.9.17.10.
4.4.6.5.
3
12
12
1
5
1
1
6.5.8.6.
2
12
8.6.6.7.
NEPASENÉ
6.7.8.8.8.8.
11.9.
5
9
3
1
1
1
1
2
1
1
50
1
1
1
11.9.17.10.
12
5
7
2
5
1
1
1
1
1
7
2
1
17
21
1
2
19
2
9
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
52
1
10
1
4
64
1
1
1
2
1
9
5
19
1
1
1
1
35
1
1
3
1
2
1
4
1
1
2
2
4
5
1
3
8
2
1
2
1
1
1
23
28
9
1
3
3
3
20
99
6
1
3
Příloha 8
27.
28.
29.
30.
31.
32.
Anisodactylus signatus Panzer, 1797
Harpalus subcylindricus Dejean, 1829
Microlestes minutulus Goeze, 1777
CELKEM EX.
Poř.
Č.
DRUH
1.
2.
3.
4.
5.
6.
7.
8.
Notiophilus pusillus G.R.Waterhouse, 1833
Carabus convexus Fabricius,1775
Mitterpacher,1783
Calathus ambiguus Paykull, 1790
Amara eurynota Panzer,1797
Amara familiaris Duftschmid,1812
Amara tibialis Paykull, 1798
Harpalus rubripes Duftschmid,1812
Syntomus truncatellus Linnaeus,1761
Microlestes maurus Sturm, 1827
9.
10.
11.
12.
13.
14.
15.
16.
17.
18.
19.
20.
21.
22.
23.
24.
A
E
A
A
E
E
1
1
2
1
4
2
19
14
1
1
5
9
20
23
87
1
1
2
1
19
3
12
175
1
57
PASENÉ
17.10.- 21.11.- 3.4.6.5.4.6.4.7.6.8.21.11.04 3.4.2005 6.5.05
4.6.05
4.7.05
6.8.05
8.9.05
E
1
A
1
1
A
7
A
4
2
A
1
E
1
A
1
1
A
A
E
4
1
9
54
E
1
8
3
1
1
E
E
1
A
2
1
5
E
1
A
3
1
A
1
A
1
1
A
2
2
1
E
1
1
E
1
8
8
E
E
2
2
1
E
1
1
9
2
2
1
1
7
1
3
5
2
11
40
71
25
36
4
233
8.9.7.10.05
1
2
2
8
6
1
1
1
1
1
17
1
87
14
1
1
8
1
4
1
2
5
3
18
1
5
2
1
2
1
1
1
1
Příloha 8
25.
Microlestes minutulus Goeze, 1777
CELKEM EX.
Poř.
Č.
1.
2.
3.
4.
5.
6.
7.
8.
9.
10.
11.
12.
13.
14.
15.
16.
17.
18.
19.
20.
21.
22.
23.
24.
25.
26.
27.
E
1
5
6
1
24
13
21
82
NEPASENÉ
17.10.- 21.11.- 3.4.6.5.4.6.4.7.6.8.21.11.04 3.4.2005 6.5.05
4.6.05
4.7.05
6.8.05
8.9.05
Notiophilus pusillus G.R.Waterhouse, 1833 E
1
A
3
4
3
A
13
4
3
A
1
3
E
1
1
2
1
Bembidion obtusum Audinet-Serville, 1821 E
1
Epaphius secalis Paykull, 1790
E
Trachus quadristriatus Schrank, 1781
E
1
E
10
2
1
1
E
24
33
44
11
E
1
A
A
1
1
Pterostichus vernalis Panzer, 1796
A
1
Abax parallelepipedus Piller et Mitt.,1783 A
1
Calathus melanocephalus Linnaeus, 1758
E
1
E
2
1
1
A
11
1
A
5
4
4
A
1
Bradycellus csikii Laczó, 1912
E
1
Anisodactylus signatus Panzer, 1797
E
1
A
1
Harpalus rubripes Duftschmid,1812
E
1
E
3
4
Philorhizus c. crucifer Lucas,1846
A
1
5
21
177
DRUH
CELKEM EX.
2
4
70
45
10
61
34
8.9.7.10.05
2
9
8
1
1
1
1
4
1
1
1
1
2
28
5
1
12
29
13
2
5
1
1
1
14
117
1
1
2
2
1
1
4
12
13
1
1
1
2
1
9
1
249
Příloha 8
Příloha 9
Příloha 9:
Tabelární přehled determinovaného materiálu ploštic (Heteroptera) za rok 2005:
Elasmucha grisea
Bošačky
"u Kafků"
hovězí pastvina, 200 smyků
24.7.2005
1
Kleidocerys resedae
Bošačky
"u Kafků"
24.7.2005
1
Nithecus jacobaeae
Bošačky
"u Kafků"
24.7.2005
2
Nysius thymi
Bošačky
"u Kafků"
24.7.2005
1
Adelphocoris lineolatus
Bošačky
"u Kafků"
24.7.2005
1
Adelphocoris seticornis
Bošačky
"u Kafků"
24.7.2005
2
Deraeocoris ruber
Bošačky
"u Kafků"
24.7.2005
3
Globiceps flavomaculatus
Bošačky
"u Kafků"
24.7.2005
3
Himacerus apterus
Bošačky
"u Kafků"
24.7.2005
17
Chlamydatus pulicarius
Bošačky
"u Kafků"
24.7.2005
1
Lygus pratensis
Bošačky
"u Kafků"
24.7.2005
8
Macrotylus paykulii
Bošačky
"u Kafků"
24.7.2005
1
Megaloceroea recticornis
Bošačky
"u Kafků"
24.7.2005
3
Megalocoleus tanaceti
Bošačky
"u Kafků"
24.7.2005
3
Oncotylus punctipes
Bošačky
"u Kafků"
24.7.2005
1
Orthops kalmii
Bošačky
"u Kafků"
24.7.2005
1
Plagiognathus chrysanthemi
Bošačky
"u Kafků"
24.7.2005
60
Stenodema laevigata
Bošačky
"u Kafků"
24.7.2005
8
Stenotus binotatus
Bošačky
"u Kafků"
24.7.2005
1
Trigonotylus caelestialium
Bošačky
"u Kafků"
24.7.2005
5
Nabis pseudoferus
Bošačky
"u Kafků"
24.7.2005
2
Nabis punctatus
Bošačky
"u Kafků"
24.7.2005
1
Dolycoris baccarum
Bošačky
"u Kafků"
24.7.2005
1
Rhopalus parumpunctatus
Bošačky
"u Kafků"
24.7.2005
1
Stictopleurus abutilon
Bošačky
"u Kafků"
24.7.2005
1
Stictopleurus crassicornis
Bošačky
"u Kafků"
24.7.2005
5
Bošačky
"u Kafků"
3.9.2005
13
Bošačky
"u Kafků"
3.9.2005
8
Campylomma verbasci
Bošačky
"u Kafků"
3.9.2005
1
Halticus apterus
Bošačky
"u Kafků"
3.9.2005
1
Bošačky
"u Kafků"
3.9.2005
16
Lygus pratensis
Bošačky
"u Kafků"
3.9.2005
6
Lygus rugulipennis
Bošačky
"u Kafků"
3.9.2005
6
Macrotylus paykulii
Bošačky
"u Kafků"
3.9.2005
1
Megalocoleus tanaceti
Bošačky
"u Kafků"
3.9.2005
5
Notostira erratica
Bošačky
"u Kafků"
3.9.2005
28
Orthops basalis
Bošačky
"u Kafků"
3.9.2005
1
Orthops kalmii
Bošačky
"u Kafků"
3.9.2005
6
Bošačky
"u Kafků"
3.9.2005
6
Nabis brevis
Bošačky
"u Kafků"
3.9.2005
5
Nabis flavomarginatus
Bošačky
"u Kafků"
3.9.2005
1
Nabis rugosus
Bošačky
"u Kafků"
3.9.2005
2
Dolycoris baccarum
Bošačky
"u Kafků"
3.9.2005
1
Eysarcoris aeneus
Bošačky
"u Kafků"
3.9.2005
1
Corizus hyoscyami
Bošačky
"u Kafků"
3.9.2005
1
Bošačky
"u Kafků"
3.9.2005
1
Stictopleurus abutilon
Bošačky
"u Kafků"
3.9.2005
1
Peritrechus geniculatus
Bošačky
"u Kafků"
3.9.2005
1
1
Příloha 9
Stygnocoris rusticus
Bošačky
"u Kafků"
3.9.2005
1
Eurygaster maura
Bošačky
"u Kafků"
3.9.2005
3
Berytinus minor
Bošačky
"u Kafků"
sad, 200 smyků
24.7.2005
1
Coreus marginatus
Bošačky
"u Kafků"
sad, 200 smyků
24.7.2005
1
Globiceps flavomaculatus
Bošačky
"u Kafků"
sad, 200 smyků
24.7.2005
1
Lygus pratensis
Bošačky
"u Kafků"
sad, 200 smyků
24.7.2005
4
Notostira erratica
Bošačky
"u Kafků"
sad, 200 smyků
24.7.2005
1
Strongylocoris leucocephalus Bošačky
"u Kafků"
sad, 200 smyků
24.7.2005
2
Eysarcoris aeneus
Bošačky
"u Kafků"
sad, 200 smyků
24.7.2005
1
Coptosoma scutellatum
Bošačky
"u Kafků"
sad, 200 smyků
24.7.2005
9
Bošačky
"u Kafků"
sad, 200 smyků
24.7.2005
4
Bošačky
"u Kafků"
sad, 200 smyků
24.7.2005
2
Catoplatus fabricii
Bošačky
"u Kafků"
sad, 200 smyků
24.7.2005
1
Berytinus clavipes
Bošačky
"u Kafků"
sad, 200 smyků
3.9.2005
2
Berytinus minor
Bošačky
"u Kafků"
sad, 200 smyků
3.9.2005
3
Geocoris dispar
Bošačky
"u Kafků"
sad, 200 smyků
3.9.2005
1
Halticus apterus
Bošačky
"u Kafků"
sad, 200 smyků
3.9.2005
7
Charagochilus gyllenhalii
Bošačky
"u Kafků"
sad, 200 smyků
3.9.2005
1
Bošačky
"u Kafků"
sad, 200 smyků
3.9.2005
6
Lygus pratensis
Bošačky
"u Kafků"
sad, 200 smyků
3.9.2005
1
Lygus rugulipennis
Bošačky
"u Kafků"
sad, 200 smyků
3.9.2005
1
Notostira erratica
Bošačky
"u Kafků"
sad, 200 smyků
3.9.2005
7
Nabis rugosus
Bošačky
"u Kafků"
sad, 200 smyků
3.9.2005
1
Kalama tricornis
Bošačky
"u Kafků"
sad, 200 smyků
3.9.2005
1
Berytinus clavipes
Brumov
"Klobucká"
kosená louka u tunelu, 200 smyků
28.7.2005
6
Berytinus minor
Brumov
"Klobucká"
28.7.2005
3
Spilostethus saxatilis
Brumov
"Klobucká"
28.7.2005
1
Brumov
"Klobucká"
28.7.2005
4
Brumov
"Klobucká"
28.7.2005
1
Deraeocoris ruber
Brumov
"Klobucká"
28.7.2005
1
Halticus apterus
Brumov
"Klobucká"
28.7.2005
2
Brumov
"Klobucká"
28.7.2005
29
Lygus pratensis
Brumov
"Klobucká"
28.7.2005
34
Notostira erratica
Brumov
"Klobucká"
28.7.2005
2
1
Orthops campestris
Brumov
"Klobucká"
28.7.2005
Orthops kalmii
Brumov
"Klobucká"
28.7.2005
7
Brumov
"Klobucká"
28.7.2005
31
Stenodema calcarata
Brumov
"Klobucká"
28.7.2005
1
Brumov
"Klobucká"
28.7.2005
12
Nabis brevis
Brumov
"Klobucká"
28.7.2005
1
Nabis pseudoferus
Brumov
"Klobucká"
28.7.2005
2
Nabis rugosus
Brumov
"Klobucká"
28.7.2005
1
Carpocoris purpureipennis
Brumov
"Klobucká"
28.7.2005
1
Piesma maculatum
Brumov
"Klobucká"
28.7.2005
1
Coptosoma scutellatum
Stictopleurus
punctatonervosus
Brumov
"Klobucká"
28.7.2005
1
Brumov
"Klobucká"
28.7.2005
2
Eurygaster maura
Brumov
"Klobucká"
28.7.2005
1
Berytinus clavipes
Brumov
"Klobucká"
4.9.2005
3
Coreus marginatus
Brumov
"Klobucká"
4.9.2005
1
Brumov
"Klobucká"
4.9.2005
20
Brumov
"Klobucká"
4.9.2005
6
Brumov
"Klobucká"
4.9.2005
8
2
Příloha 9
Brumov
"Klobucká"
4.9.2005
55
Lygus pratensis
Brumov
"Klobucká"
4.9.2005
7
Lygus rugulipennis
Brumov
"Klobucká"
4.9.2005
5
Megalocoleus molliculus
Brumov
"Klobucká"
4.9.2005
1
Notostira erratica
Brumov
"Klobucká"
4.9.2005
10
Orthops kalmii
Brumov
"Klobucká"
4.9.2005
7
Brumov
"Klobucká"
4.9.2005
1
Nabis brevis
Brumov
"Klobucká"
4.9.2005
1
Brumov
"Klobucká"
4.9.2005
16
Nabis pseudoferus
Brumov
"Klobucká"
4.9.2005
6
Nabis rugosus
Brumov
"Klobucká"
4.9.2005
2
Oxycarenus pallens
Brumov
"Klobucká"
4.9.2005
1
Brumov
"Klobucká"
4.9.2005
1
Dolycoris baccarum
Brumov
"Klobucká"
4.9.2005
1
Eysarcoris aeneus
Brumov
"Klobucká"
4.9.2005
3
Eurygaster maura
Brumov
"Klobucká"
4.9.2005
1
Kalama tricornis
Brumov
"Klobucká"
4.9.2005
1
Berytinus minor
Brumov
"Klobucká"
ovčí pastvina, 200 smyků
28.7.2005
1
Lygus pratensis
Brumov
"Klobucká"
28.7.2005
2
Megaloceroea recticornis
Brumov
"Klobucká"
28.7.2005
1
Nabis pseudoferus
Brumov
"Klobucká"
28.7.2005
3
Myrmus miriformis
Brumov
"Klobucká"
28.7.2005
3
Eurygaster testudinaria
Brumov
"Klobucká"
28.7.2005
1
Brumov
"Klobucká"
4.9.2005
1
Brumov
"Klobucká"
4.9.2005
1
Polymerus microphthalmus
Brumov
"Klobucká"
4.9.2005
1
Polymerus unifasciatus
Brumov
"Klobucká"
4.9.2005
4
Nabis brevis
Brumov
"Klobucká"
4.9.2005
6
Myrmus miriformis
Brumov
"Klobucká"
4.9.2005
4
Halticus apterus
Lopeník
PP U Zvonice
kosená louka, kvantita, 200 smyků: nekoseno
3.9.2005
1
Charagochilus gyllenhalii
Lopeník
PP U Zvonice
3.9.2005
1
Lygus rugulipennis
Lopeník
PP U Zvonice
3.9.2005
3
Notostira erratica
Lopeník
PP U Zvonice
3.9.2005
3
Lopeník
PP U Zvonice
3.9.2005
1
Stenodema holsata
Lopeník
PP U Zvonice
3.9.2005
1
Lopeník
PP U Zvonice
3.9.2005
1
Nabis brevis
Lopeník
PP U Zvonice
3.9.2005
8
9
Nabis pseudoferus
Lopeník
PP U Zvonice
3.9.2005
Carpocoris fuscispinus
Lopeník
PP U Zvonice
3.9.2005
1
Lopeník
PP U Zvonice
3.9.2005
13
Lopeník
PP U Zvonice
3.9.2005
1
3.9.2005
1
Eurygaster maura
Lopeník
PP U Zvonice
Vyškovec
PP Pod Hribovňou nepokosená část, 100 smyků
3.9.2005
2
Vyškovec
3.9.2005
3
Halticus apterus
Vyškovec
3.9.2005
23
Vyškovec
3.9.2005
2
Notostira erratica
Vyškovec
3.9.2005
4
Vyškovec
3.9.2005
2
Stenodema calcarata
Vyškovec
3.9.2005
3
Stenodema holsata
Vyškovec
3.9.2005
4
Stenodema laevigata
Vyškovec
3.9.2005
11
Nabis brevis
Vyškovec
3.9.2005
7
3
Příloha 9
Vyškovec
3.9.2005
1
Nabis pseudoferus
Vyškovec
3.9.2005
7
Nabis rugosus
Vyškovec
3.9.2005
2
Dolycoris baccarum
Vyškovec
3.9.2005
3
Peribalus vernalis
Vyškovec
3.9.2005
3
Picromerus bidens
Vyškovec
3.9.2005
1
Vyškovec
3.9.2005
5
Vyškovec
3.9.2005
8
Stygnocoris rusticus
Vyškovec
3.9.2005
4
Eurygaster testudinaria
Vyškovec
3.9.2005
7
Stenodema holsata
Vyškovec
PP Pod Hribovňou pokosená část, 100 smyků
3.9.2005
1
Vyškovec
PP Pod Hribovňou pokosená část, 100 smyků
3.9.2005
1
Celkem
786
4

Pastva jako prostředek údržby trvalých travních porostů v CHKO

Transkript

Podobné dokumenty

Pastevní preference ovcí v druhově bohatých společenstvech

2uprROZBORY BKvypořádání 14.9.

Vliv obhospodařování na druhovou skladbu a funkční charakteristiky

Strategie komunitně vedeného místního rozvoje území

Vliv pastvy na travinobylinnou vegetaci Bílých Karpat

UNIVERZITA PALACKÉHO

Dobřichovice ve vesmíru Sousede, váš komín mi smrdí

Interní výzkumný projekt - výstup (IVP)