ZARZ DZANIE OCHRON PRZYRODY W LASACH.

Transkrypt

1 ZARZ DZANIE OCHRON PRZYRODY W LASACH. TOM IV TUCHOLA 2010

2 RADA NAUKOWA: prof. dr hab. Jurij Czarnobaj Pañstwowe Muzeum Przyrodnicze Narodowej Akademii Nauk Ukrainy we Lwowie prof. dr hab. cz³. rzecz. PAN Andrzej Grzywacz prof. dr hab. Swiet³ana Konaszowa Baszkirski Uniwersytet Agrarny w Ufa prof. zw. dr hab. Jan Kopcewicz prof. dr hab. cz³. koresp. PAN Jacek Oleksyn prof. dr hab. Piotr Paschalis-Jakubowicz prof. dr hab. Lidia Tasienkiewicz Lwowski Uniwersytet im. Iwana Franko, Pañstwowe Muzeum Przyrodnicze Narodowej Akademii Nauk Ukrainy we Lwowie prof. dr hab. Wojciech Weso³y prof. dr hab. in. Tomasz Zawi³a-NiedŸwiecki REDAKTOR NACZELNY: dr Krzysztof Kannenberg dr hab. in. Hubert Szramka SEKRETARZ REDAKCJI: mgr Magdalena Myler RECENZENCI: dr hab. in. Bogus³aw Kamiñski dr hab. in. Andrzej Klimek dr hab. in. Janusz Kocel dr hab. in. Hubert Szramka dr hab. in. Roman Wojtkowiak ADRES REDAKCJI: ul. Pocztowa 13, Tuchola tel. (+48 52) wydawnictwo@tuchola.pl Czasopismo wydawane przez Wydawnictwo Wy szej Szko³y Zarz¹dzania Œrodowiskiem w Tucholi ISSN

3 SPIS TREŒCI OD REDAKCJI... 5 PRZYRODNICZE ASPEKTY OCHRONY PRZYRODY W LASACH Zastosowanie markerów ISSR do oceny zró nicowania genetycznego iglastych (Konrad Celiñski, Veronika Zbránková) Wykorzystanie analiz morfologicznych w diagnozowaniu stanu zdrowotnego drzew iglastych (Ewa Chudziñska) Stabilnoœæ próchnic i potencja³ ekologiczny g³ównych typów lasów Roztocza (Jurij Czernobaj) Czeremcha amerykañska Prunus serotina Ehrh. w polskich lasach na przyk³adzie drzewostanów Nadleœnictwa Doœwiadczalnego Zielonka oraz Nadleœnictwa Pañstwowego Szubin (Sylwester Grajewski, Karol Jankowski, Marek Licznierski) Problemy u ytkowania jadalnych grzybów w polskich lasach (Andrzej Grzywacz) Mo liwoœæ wykorzystania ektopróchnicy do rewitalizacji gleb szkó³ek leœnych (Andrzej Klimek) Natura 2000 a problem ochrony wa ek w Polsce (Andrzej abêcki, Artur Chrzanowski, Robert KuŸmiñski, Andrzej Mazur, Pawe³ Rutkowski) Jarz¹b brekinia (Sorbus torminalis) na terenie Nadleœnictwa Kaliska (Urszula Nawrocka- Grzeœkowiak, Krzysztof Frydel) Wp³yw zasiewów kukurydzy na wzmo on¹ rozrodczoœæ dziczych populacji, a problem odszkodowañ ³owieckich (Jakub Pa³ubicki, Jan Grajewski) Genetyczne zró nicowanie czterech rodów jod³y pospolitej (abies alba mill.) z Rezerwatu Tisovik z uprawy doœwiadczalnej w Nadleœnictwie Hajnówka wyra one w cechach morfologii i anatomii igie³ (Ewa Maria Pawlaczyk, Maria Anna Bobowicz, Paulina Lesiczka) Wystêpowanie oraz cele i mo liwoœci praktycznej ochrony dziuplaków w ró nych œrodowiskach ze szczególnym uwzglêdnieniem drzewostanów leœnych (Stefan Sikora) Natura 2000; ochrona przyrody w lasach niemieckich (Jolanta Slowik) Zagro enie drzewostanów sosnowych chorobami infekcyjnymi (Wojciech Szewczyk) Forests' part in biodiversity conservation (the Ukrainian Eastern Carpathians) (Lidia Tasienkiewicz)

4 EKONOMICZNE, PRAWNE, ORGANIZACYJNE I TECHNICZNE ASPEKTY OCHRONY PRZYRODY W LASACH Próba okreœlenia wp³ywu zmian w zakresie ochrony przeciwpo arowej w lasach na liczbê i wielkoœæ po arów w latach (Krzysztof Adamowicz) Próba wyceny spo³ecznej wartoœci lasu w drzewostanach chronionych na przyk³adzie Nadleœnictwa Gdañsk (Ma³gorzata Baran) Zarz¹dzanie zasobami leœnymi, na przyk³adzie Leœnego Kompleksu Promocyjnego - Lasy Mazurskie, ze szczególnym uwzglêdnieniem funkcji dydaktycznych, w latach (Tadeusz Bieniaszewski, Jan Karetko, Pawe³ Artych) Infrastruktura komunikacyjna Nadleœnictwa Ko³obuck (Sylwester Grajewski, Krzysztof Walczak) Zewnêtrzne Ÿród³a finansowania ochrony przyrody na obszarze Regionalnej Dyrekcji Lasów Pañstwowych w Krakowie (Anna Janusz) Rekultywacja wyrobisk pokopalnianych w Nadleœnictwie Koœcierzyna (Bogus³aw Kamiñski, Sylwester Grajewski, Bogdan Piankowski) Aktualizacja leœnej mapy numerycznej z wykorzystaniem GPS (Janusz Kwiecieñ, Tomasz Lewicki) Problemy ochrony drzew i krzewów pomnikowych w Polsce (Joanna Pietrzak) Analiza porównawcza wybranych kosztów, struktury sprzeda y drewna, uzyskiwanych cen œrednich oraz wyniku finansowego w dwunastu nadleœnictwach silnie i s³abo zró nicowanych przyrodniczo w RDLP Katowice (Marcin Piszczek, Krzysztof Lysik) Wp³yw systemów certyfikacji FSC i PEFC na ochronê przyrody w polskich lasach (Ewa Referowska- Chodak) Narzêdzia geomatyczne w badaniach stabilnoœci drzewostanów (Pawe³ Strzeliñski, Tomasz Zawi³a- NiedŸwiecki) Implementation of the recreational activities in the territory, adjacent to The Pavlovsky Reservoir (Rida Sultanova, Denis Hanov) Zadania i kompetencje regionalnego dyrektora ochrony œrodowiska w zakresie ochrony przyrody w lasach (Ma³gorzata Tarant)

5 OD REDAKCJI Mamy przyjemnoœæ poinformowaæ, e staraniem w³adz Wy szej Szko³y Zarz¹dzania Œrodowiskiem w Tucholi dosz³o do uznania, ukazuj¹cej siê od trzech lat, publikacji pt. ZARZ DZANIE OCHRON PRZYRODY W LASACH, za czasopismo naukowe (Za³¹cznik do komunikatu nr 13 Ministra Nauki i Szkolnictwa Wy szego z dnia 13 maja 2010 r.). Szeroki, pozytywny odzew na wydane dotychczas trzy tomy monografii pod tym samym tytu³em by³y przyczyn¹ starañ o uznanie tej publikacji za czasopismo naukowe. Wy sza Szko³a Zarz¹dzania Œrodowiskiem w Tucholi jest jedn¹ z nielicznych wy szych szkó³ niepublicznych, która wydaje czasopismo naukowe. W zwi¹zku z powy szym zachêcamy wszystkich autorów do umieszczania prac naukowych w tym czasopiœmie. Zakres tematyczny prac, które bêd¹ umieszczane jest bardzo szeroki, od badañ typowo leœnych przez ochronê œrodowiska leœnego do zarz¹dzania zasobami przyrodniczymi w³¹cznie. Uwa amy bowiem, e wszystkie prace badawcze prowadzone w lasach i na rzecz lasów, maj¹ bezpoœredni wp³yw na stan œrodowiska leœnego, jego ochronê i zarz¹dzanie przyrod¹ w lasach. Wszystkie prace bêd¹ recenzowane przez recenzentów-specjalistów z danej dyscypliny wiedzy. Prace do druku przyjmowane bêd¹ przez ca³y rok, natomiast kolejny tom czasopisma wydawany bêdzie raz w roku, we wrzeœniu, przy okazji odbywaj¹cej siê corocznie konferencji pt. Zarz¹dzanie ochron¹ przyrody w lasach. Wymagania stawiane tekstom prac przeznaczonych do publikacji zawarte s¹ na ostatniej stronie czasopisma. Pomimo krótkiego okresu istnienia wydawnictwa WSZŒ w Tucholi, mo emy poszczyciæ siê faktem, e prace przeznaczone do publikacji nap³ywaj¹ z ró nych oœrodków naukowych z ca³ego kraju i z zagranicy. Zapraszamy do wspó³pracy wszystkich naukowców i autorów prac pragn¹cych publikowaæ je w naszym czasopiœmie. Szanowni Pañstwo, Na proœbê Pana prof. dr hab. Wies³awa Kozaka Dziekana Wydzia³u Biologii i Nauk o Ziemi Uniwersytetu Miko³aja Kopernika w Toruniu, w zwi¹zku z opublikowan¹ z rzekomym naruszeniem praw autorskich prac¹ Anny Kannenberg Struktura biomasy nadziemnej sosny zwyczajnej w odnowieniach spontanicznych na przyk³adzie Nadleœnictwa W³oc³awek, zamieszczamy sprostowanie o ¹danej treœci: Praca Anny Kannenberg Struktura biomasy nadziemnej sosny zwyczajnej w odnowieniach spontanicznych na przyk³adzie Nadleœnictwa 5

6 W³oc³awek, zamieszczona w 2009 roku w III tomie Zarz¹dzania ochron¹ przyrody w lasach wydanym przez WSZŒ w Tucholi pod redakcj¹ Krzysztofa Kannenberga i Huberta Szramki zosta³a wydrukowana z naruszeniem praw autorskich w myœl Ustawy o prawie autorskim. W publikacji przedstawiono materia³y pracy magisterskiej, wykonanej przez Autorkê w ramach wiêkszego opracowania dotycz¹cego regeneracji lasu po po arze, w Zak³adzie Ekologii Roœlin i Ochrony Przyrody UMK w Toruniu pod kierunkiem profesora UMK dr hab. Adama Barcikowskiego. Przepraszamy równie za zamieszczenie w publikacji afiliacji WSZŒ w Tucholi. Wobec tak kategorycznie brzmi¹cej treœci sprostowania, redaktorzy publikacji: Zarz¹dzanie ochron¹ przyrody w lasach wydawanej przez WSZŒ w Tucholi, czuj¹ siê w obowi¹zku wyjaœniæ czytelnikom zaistnia³¹ sytuacjê. W naszej ocenie, mo na zgodziæ siê, e opublikowanie pracy Anny Kannenberg Struktura biomasy nadziemnej sosny zwyczajnej w odnowieniach spontanicznych na przyk³adzie Nadleœnictwa W³oc³awek w publikacji wydawanej przez WSZŒ w Tucholi, naruszy³o przepis art. 15a ustawy o prawie autorskim i prawach pokrewnych, jednak e wy³¹cznie w zakresie uchybienia 6- miesiêcznego terminu, podczas którego UMK w Toruniu przys³ugiwa³o pierwszeñstwo w opublikowaniu pracy dyplomowej studenta. W tym miejscu wyjaœniæ równie nale y, e Autorka opublikowa³a pracê ju nie bêd¹c studentk¹ UMK, ani te w stosunku pracy z UMK. Nadto, do chwili obecnej ani WSZŒ w Tucholi, ani Autorka nie otrzyma³a adnej informacji ze strony UMK, o zamiarze opublikowania jej pracy, b¹dÿ o fakcie, e pracê Autorki w ca³oœci lub w czêœci wykorzystano do opracowania szerszego dzie³a czy e jest ona czêœci¹ utworu zbiorowego, ani o terminie dokonania publikacji, jej tytule, czy wydawnictwie, w którym praca autorki lub jej czêœæ zosta³a opublikowana. W tej sytuacji trudno jest zrozumieæ i uznaæ tak stanowczo stawiane Autorce zarzuty ra ¹cego naruszenia przepisów prawa autorskiego, tym bardziej, e praca Autorki oparta jest na jej samodzielnie przeprowadzonych badaniach, obserwacjach i analizach. Zatem, prosimy o przyjêcie stanowiska, e opublikowane w ¹danej przez Dziekana Wydzia³u Biologii i Nauk o Ziemi UMK w Toruniu treœci sprostowanie jest wyrazem szacunku oraz woli utrzymania dalszej dobrej wspó³pracy miêdzy UMK w Toruniu i WSZŒ w Tucholi. Redaktorzy naczelni 6

7 PRZYRODNICZE ASPEKTY OCHRONY PRZYRODY W LASACH 7

8 Konrad Celiñski, Veronika Zbránková Uniwersytet im. Adama Mickiewicza w Poznaniu ZASTOSOWANIE MARKERÓW ISSR DO OCENY ZRÓ NICOWANIA GENETYCZNEGO IGLASTYCH APPLICATION OF ISSR MARKERS TO ESTIMATE GENETIC DIVERSITY OF CONIFERS S³owa kluczowe: markery molekularne, ISSR, zró nicowanie genetyczne, iglaste Key words: molecular markers, ISSR, genetic diversity, conifers Abstract: In this work we describe advantages and disadvantages of the inter simple sequence repeats (ISSR) technique for genetic diversity studies in conifers. We compare the basic genetic diversity indices estimated by the ISSR markers for selected genera included in Pinophyta division. We also compare levels of polymorphism of different DNA markers like: ISSR, allozymes, simple sequence repeats (SSR) and random amplification DNA polymorphism (RAPD). The ISSR markers are useful tool for conservation genetic studies, especially for genetic characterization of endemic or of low-industrial-importance of conifer species. 8 WSTÊP Zainteresowanie badaniami nad zró nicowaniem genetycznym gatunków w ramach tzw. genetyki zachowawczej (ang. conservation genetics) sukcesywnie wzrasta. Zmiany klimatyczne (zarówno te obserwowane jak i prognozowane), niszczenie i nadmierna eksploracja naturalnych siedlisk to tylko niektóre zagro enia skutkuj¹ce redukcj¹ liczebnoœci i ró norodnoœci organizmów. Redukcja liczebnoœci organizmów prowadzi z kolei do utraty zró nicowania genetycznego, zwiêkszonej wsobnoœci, a w konsekwencji - do wzrostu ryzyka wymierania gatunków [Frankham i in. 2002]. Poznanie struktury genetycznej powinno stanowiæ pierwszy i kluczowy etap opracowania odpowiednich d³ugoterminowych planów ochrony gatunków. Znajomoœæ naturalnego zró nicowania genetycznego gatunku pozwala w³aœciwie zarz¹dzaæ jego zasobami genowymi. Obecnie, najczêœciej stosowanymi technikami analizy zró nicowania genetycznego organizmów s¹ systemy oparte na markerach molekularnych identyfikuj¹cych zmiennoœæ sekwencji nukleotydowej kwasu deoksyrybonukleinowego - DNA (ang. Deoxyribonucleic Acid, DNA). Wybór odpowiedniego typu markera uzale niony jest m.in. od typu i poziomu wykrywanego polimorfizmu, powtarzalnoœci wyników, kosztów analiz oraz trudnoœci zwi¹zanych z jego aplikacj¹ [Bornet i Branchard 2001, Sztuba-Soliñska 2005].

9 Charakterystykê struktury genetycznej bardzo czêsto przeprowadza siê w oparciu o markery prostych sekwencji powtórzonych (mikrosatelitarnych) (ang. Simple Sequence Repeats, SSR). Markery te odznaczaj¹ siê, m.in.: dziedziczeniem kodominuj¹cym, wysokim poziomem polimorfizmu i powtarzalnoœci¹ wyników. Wysoki koszt opracowania de novo markerów SSR dla ka dego gatunku stanowi jednak powa ne ograniczenie w ich szerszym stosowaniu. W celu obni enia kosztów podejmuje siê próby wykorzystania starterów opracowanych dla jednego gatunku, do analizy polimorfizmu sekwencji mikrosatelitarnych gatunku pokrewnego (ang. cross- amplification) [González- Martínez i in. 2004, Celiñski 2008]. Ciekaw¹ alternatywê w stosunku do markerów SSR stanowi¹ markery polimorfizmu sekwencji miêdzymikrosatelitarnych (ang. ISSR, Inter Simple Sequence Repeats). Markery te coraz czêœciej wykorzystywane s¹ do analizy polimorfizmu DNA gatunków o du ym znaczeniu ekologicznym (w tym równie gatunków iglastych), dla których opracowanie markerów mikrosatelitarnych jest zbyt kosztowne. TECHNIKA ISSR Technika ISSR polega na amplifikacji fragmentu DNA zawartego miêdzy dwoma przeciwlegle skierowanymi, identycznymi regionami zawieraj¹cymi powtórzenia mikrosatelitarne [Pradeep Reddy i in. 2002]. Najczêœciej stosuje siê startery o d³ugoœci od 16 do 25 pz. Ich sekwencje odpowiadaj¹ motywowi danego powtórzenia mikrosatelitarnego. Startery wykorzystywane w technice ISSR mog¹ byæ dwojakiego rodzaju (Rycina 1): 1) jeœli sekwencje starterów sk³adaj¹ siê wy³¹cznie z powtórzeñ typu dwójkowego, trójkowego, czy czwórkowego, np. (CA), (ATG), (GACA) to s¹ to startery niezakotwiczone (Rycina 1.a); 2) jeœli natomiast oprócz motywów powtórzeniowych zawieraj¹ dodatkowo od 1 do 4 dodatkowych zasad na 3` lub 5` koñcu startera, np. (AG) T czy (AC) YA to s¹ to 8 8 startery zakotwiczone (Rycina 1.b/c). Startery niezakotwiczone np. (CA) (Rycina 1.a) mog¹ wi¹zaæ siê w 8 dowolnym miejscu powtórzenia (GT) na matrycy DNA. Przemieszczanie siê n starterów niezakotwiczonych w kierunku 3` b¹dÿ 5` skutkuje powstawaniem w reakcji PCR kilku produktów o nieznacznie ró ni¹cych siê d³ugoœciach zamiast jednego amplikonu o sta³ej d³ugoœci. Ró nice w d³ugoœci produktów powstaj¹ce podczas amplifikacji tego samego regionu skutkuj¹ powstaniem niewyraÿnych pr¹ ków na elu. Utrudnia to ich w³aœciw¹ interpretacjê [Pradeep Reddy i in. 2002]. Dodatkowe zasady na koñcu 3` lub 5` startera zakotwiczonego (Rycina 1.b/c) umo liwiaj¹ nie tylko specyficzne wi¹zanie siê startera do matrycy i tworzenie wyraÿnych pr¹ ków, lecz tak e pozwalaj¹ ograniczyæ liczbê powstaj¹cych w reakcji PCR produktów (amplikonów). W pojedynczej reakcji ISSR-PCR powstaje zazwyczaj od kilku do kilkudziesiêciu (nawet 60) produktów o d³ugoœci od 200 do 2000 pz. Produkty te najczêœciej rozdziela siê nastêpnie 9

10 10 Ryc.1. Schematyczne przedstawienie sekwencji startera w technice ISSR (CA) 8, niezakotwiczonego (a), zakotwiczonego na koñcu 3`(b), oraz zakotwiczonego na koñcu 5`(c). Starter (CA) 8 wi¹ e siê z powtórzeniem (GT) n i umo liwia amplifikacjê fragmentu DNA zawartego miêdzy dwoma identycznymi, skierowanymi przeciwlegle regionami z powtórzeniem (GT) n. ród³o: Opracowanie w³asne. elektroforetycznie w elu agarozowym, wybarwia bromkiem etydyny i analizuje w œwietle UV. Przyk³adowy obraz powsta³y po takim rozdziale przedstawia Rycina 2. Znacznie bardziej precyzyjny od rozdzia³u w elu agarozwym jest rozdzia³ amplikonów w elu poliakrylamidowym (ang. Polyacrylamide Gel Electrophoresis, PAGE). Wizualizacji produktów PCR dokonuje siê wówczas przez barwienie srebrem b¹dÿ wczeœniejsze znakowanie radioaktywne [Pradeep Reddy i in. 2002]. W praktyce, podejœcie to jest doœæ rzadko stosowane ze wzglêdu na du y nak³ad pracy oraz potencjaln¹ szkodliwoœæ zdrowotn¹. Alternatywê, w stosunku do wspomnianych wy ej metod wizualizacji, stanowi dodanie do reakcji PCR jednego, znakowanego fluorescencyjnie nukleotydu a nastêpnie rozdzia³ i detekcja powsta³ych amplikonów na sekwenatorze. Technika ta znana jest pod nazw¹ FISSR (ang. Fluorescence Inter Simple Sequence Repeat, FISSR) i w porówaniu do klasycznej metody ISSR pozwala wykryæ nawet dwa razy wiêcej produktów [Nagaraju i in. 2002, Yasodha i in. 2004]. Na podstawie obecnoœci (1) lub braku (0) na elu amplikonów o tej samej d³ugoœci konstruuje siê matrycê z danymi binarnymi. Matryca ta stanowi podstawê

11 Ryc. 2. Przyk³adowy obraz rozdzia³u elektroforetycznego amplikonów powsta³ych w reakcji ISSR-PCR w 1.2% elu agarozowym [Celiñski i in w przygotowaniu]. MM - GeneRuler 100 bp Plus DNA Ladder (Fermentas); osobniki Pinus mugo Turra. ród³o: Badania w³asne. do obliczeñ statystycznych i umo liwia przedstawienie zró nicowania badanych populacji (gatunków) za pomoc¹ ró nych parametrów genetycznych. Najwa niejsze z nich to: procent loci polimorficznych (P), procent produktów (pr¹ ków) polimorficznych (ang. Percentage of Polimorphic Bands, PPB), liczba alleli na locus obserwowana (A o) i efektywna (A e), heterozygotycznoœæ oczekiwana (H ). Na poziomie gatunku okreœla siê m.in.: wewn¹trzpopulacyjn¹ ró norodnoœæ e genetyczn¹ (H S), ca³kowite zró nicowanie genetyczne (H T), indeks Shannona (S) oraz wspó³czynniki: wzglêdnego zró nicowania genetycznego (G ), przep³ywu ST genów (N ), identycznoœci (I) i dystansu genetycznego (D) wg Nei`a. W celu m procentowego podzia³u obserwowanej zmiennoœci miêdzy populacjami stosuje siê analizê wariancji molekularnej (ang. Analysis of Molecular Variance, AMOVA). Wzajemne powi¹zania filogenetyczne miêdzy osobnikami w populacji oraz miêdzy populacjami przedstawia siê na podstawie dystansu genetycznego i analizy skupieñ metod¹ œrednich po³¹czeñ (ang. Unweighted Pair-Group Method with Arithmetic Averages, UPGMA). ZRÓ NICOWANIE GENETYCZNE ROŒLIN IGLASTYCH Do gromady iglastych (Pinophyta) zaliczanych jest obecnie oko³o 600 gatunków roœlin. Zdecydowan¹ wiêkszoœæ z nich stanowi¹ drzewa lub krzewy wiecznie zielone. Wœród nich znaleÿæ mo na gatunki o du ym znaczeniu gospodarczym, tj.: Pinus sylvestris, Abies nephrolepis jak i gatunki o du ym znaczeniu ekologicznym, tj. Araucaria cunninghamii, czy Pinus squamata. W Polsce iglaste reprezentowane s¹ przez dziesiêæ gatunków, tj.: Jod³ê pospolit¹ (Abies alba Mill.), Sosnê limbê (Pinus cembra L.), Sosnê górsk¹ - kosodrzewinê (Pinus mugo Turra), Sosnê zwyczajn¹ (Pinus sylvestris L.), Sosnê b³otn¹ (Pinus uliginosa Neumann), Cis pospolity (Taxus baccata L.), Ja³owiec pospolity (Juniperus communis L.), Ja³owiec sabiñski (Juniperus sabina L.), Modrzew europejski (Larix decidua Mill.) oraz Œwierk pospolity (Picea abies (L.). Zró nicowanie genetyczne wielu gatunków z tej gromady, jak np. Araucaria cunninghamii z rodziny Araukarciace [Pye i in 2009], Calocedrus 11

12 12 macrolepis [Wang i in. 2004], Cupressus chengiana [Hao i in. 2006] i Juniperus phoenicea [Meloni i in. 2006] z rodziny Cupressaceae, czy Pinus koraiensis [Feng et al. 2006] i Picea sitchensis (Bong.) Carr) [Gapare i in. 2005] z rodziny Pinaceae, okreœlono na podstawie polimorfizmu markerów ISSR. Szczegó³owa analiza wartoœci parametrów genetycznych, tj.: indeksu Shannon`a (S) czy ca³kowitego (H T) i wzglêdnego (G ST) zró nicowania genetycznego wskazuje na du e ró nice pomiêdzy wybranymi 16 gatunkami w obrêbie gromady iglastych (Pinophyta) (Tabela 1). Spoœród zebranych w tabeli gatunków, najwy sz¹ wartoœæ indeksu Shannon`a (S=0.515) odnotowano dla Taxus wallichiana var. mairei [Zhang i in. 2008] z rodziny Taxaceae a najni sz¹ (S=0.03) dla Pinus squamata [Zhang i in. 2005] z rodziny Pinanceae. Dla pozosta³ych gatunków wartoœci indeksu Shannon`a kszta³towa³y siê w zakresie od S=0.158 (Pinus sylvestris) do S=0.497 (Araucaria cunninghamii). Wartoœci ca³kowitego zró nicowania genetycznego (H ), podobnie jak T wartoœci indeksu Shannon`a, ró ni¹ siê doœæ znacznie miêdzy poszczególnymi gatunkami. Najwiêksze ró nice wartoœci H stwierdzono w rodzinie Pinaceae (Tabela T 1). Najwy sz¹ wartoœæ (H =0.415) odnotowano dla Pinus tabulaeformis [Wang i T in. 2010], a blisko czternaœcie razy ni sz¹ (H =0.029) dla Pinus squamata [Zhang i T in. 2005]. Dla pozosta³ych gatunków z rodziny Pinaceae, ró nice w wartoœciach H, T nie s¹ ju tak znaczne (H = ). Niska wartoœæ zró nicowania T genetycznego w przypadku Pinus squamata mo e byæ wynikiem niewielkiej liczebnoœci tego gatunku. Jak do tej pory opisano tylko jedno stanowisko na œwiecie (Chiny), licz¹ce zaledwie 31 osobników tego gatunku [Zhang i in. 2005]. W rodzinach: Cupressaceae i Taxaceae ró nice w wartoœciach H s¹ T znacznie mniejsze, ni te notowane dla rodziny Pinaceae. W rodzinie Cupressaceae najmniej zró nicowanym gatunkiem jest Juniperus phoenicea (H =0.148). T Dwukrotnie wy sze zró nicowanie stwierdzono dla Cupressus chengiana (H =0.313) z tej samej rodziny. Najbardziej wyrównane wartoœci ca³kowitego T zró nicowania genetycznego notuje siê w rodzinie Taxaceae, od H =0.141 dla T Amentotaxus yunnanensis, po H =0.212 dla Pseudotaxus chienii (Tabela 1). T Ró nice w wartoœciach wzglêdnego zró nicowania genetycznego (G ) w ST gromadzie iglastych s¹ tak e du e (Tabela 1) i wynosz¹ od G =0.042 dla ST Calocedrus macrolepis z rodziny Cupressace, do G =0.630 dla Torreya jackii z ST rodziny Taxaceae. Wartoœci polimorfizmu genetycznego opisywane na podstawie markerów ISSR s¹ zazwyczaj wy sze od tych stwierdzonych z u yciem markerów losowo amplifikowanego polimorficznego DNA (ang. Random Amplified Polymorphic DNA, RAPD), np. wartoœæ zró nicowania genetycznego okreœlona na podstawie

13 Tab.1. Wartoœci ca³kowitego zró nicowania genetycznego (H T), wzglêdnego zró nicowania genetycznego (G ST) oraz indeksu Shannon`a (S) dla wybranych rodzin i gatunków z gromady iglastch (Pinophyta). ród³o: Opracowanie w³asne markerów ISSR dla Pinus tabulaeformis jest znacznie wy sza od wartoœci uzyskanej dla tego gatunku we wczeœniejszych badaniach z zastosowaniem markerów RAPD [Wang i Gao 2009]. Ró nice te wynikaæ mog¹ zarówno z wy szego, w porównaniu do RAPD, stopnia polimorfizmu markerów ISSR jak i z odmiennych lokalizacji analizowanych populacji. Populacje z siedlisk bardziej zró nicowanych charakteryzuj¹ siê zazwyczaj wy szym stopniem polimorfizmu ni populacje rosn¹ce w warunkach jednorodnych [Wang i in 2010]. Markery ISSR wykrywaj¹ tak e nieco wy szy poziom polimorfizmu w porównaniu do markerów izoenzymatycznych. Poziom zró nicowania genetycznego populacji alpejskich i apeniñskich Pinus sylvestris okreœlony na podstawie markerów ISSR (H =0.263, Labra i in. 2006) jest porównywalny z T wynikami analiz polimorfizmu izoenzymatycznego populacji pochodz¹cych z tych samych regionów (H =0.219) [Puglisi i Attolico 2000] oraz z terenów Hiszpanii i T Francji [Prus-G³owacki i in. 2003] odpowiednio H T=0.314 i H T= W porównaniu z markerami SSR, markery ISSR prezentuj¹ jednak du o ni szy poziom polimorfizmu. Zró nicowanie genetyczne Pinus sylvestris z terenu Bu³garii okreœlone z zastosowaniem markerów SSR wynosi wynosi H =0.41 T [Neydenov i in. 2005] oraz H =0.991 [Provan i in. 1998]. T 13

14 14 PODSUMOWANIE Obecnie istnieje szereg ró nych metod analizy zró nicowania organizmów i ich genomów. Od mniej zaawansowanych technicznie jak RAPD, przez markery ISSR i SSR a po te najbardziej wymagaj¹ce, jak np. amplifikowany polimorfizm d³ugoœci fragmentów (ang. Amplied Fragment Lenght Polymorphism, AFLP). Wybór odpowiedniego narzêdzia do analiz uzale niony jest zawsze od wielu czynników, tj.: cel analizy, dostêpnoœæ opracowanych dla danego gatunku markerów i sekwencji nukleotydowych, liczba analizowanych populacji i osobników oraz (a czasami przede wszystkim) wysokoœci¹ œrodków finansowych przeznaczonych na badania. Przedstawione w tej pracy markery ISSR g³ównie z racji ich ³atwoœci aplikacji i niskich kosztów analiz znalaz³y szerokie zastosowanie m.in.: w mapowaniu genomów i opracowywaniu map sprzê eñ [Arcade i in. 2000, Chen i in. 2010], identyfikacji gatunków i mieszañców miêdzygatunkowych [Nkongolo i in. 2005, Mehes i in. 2007] czy ustalaniu wzajemnych relacji filogenetycznych [Liu i in. 2005]. Polimorfizm sekwencji miêdzymikrosatelitarnych najpowszechniej wykorzystywany jest jednak do okreœlania zmiennoœci genetycznej na poziomie wewn¹trz- i miêdzypopulacyjnym wielu gatunków, w tym równie tych z gromady iglastych, np. Araucaria, Calocedrus, Cupressus, Juniperus, Pinus, Picea, Abies, Amentotaxus, Pseudotaxus czy Taxus [Wang i in. 2004, Gapare i in. 2005, Ge i in. 2005, Li i in. 2005, Yang i in. 2005, Feng i in. 2006, Hao i in. 2006, Labra i in. 2006, Meloni i in. 2006, Lee i in. 2008, Li i in. 2008, Shah i in. 2008, Woo i in. 2008, Zhang i in. 2008, Pye i in. 2009, Su i in. 2009, Wang i in. 2010]. Uniwersalnoœæ techniki ISSR stanowi jeden z jej najwiêkszych atutów. Te same startery mog¹ byæ wykorzystane do analizy polimorfizmu DNA u ró nych, czasami bardzo odleg³ych filogenetycznie gatunków. ISSR ³¹cz¹ w sobie wiêkszoœæ zalet markerów SSR oraz AFLP z uniwersalnoœci¹ RAPD. W odró nieniu jednak od RAPD (10 nukleotydów), markery ISSR wykorzystuj¹ d³u sze startery (16-25 nukleotydów). Pozwala to na stosowanie wy szych temperatur wi¹zania startera (45-60 C). Wiêksza specyficznoœæ wi¹zania prowadzi do wy szej, w porównaniu do RAPD, powtarzalnoœci wyników. Badania prowadzone nad powtarzalnoœci¹ wyników pokazuj¹, e jedynie te pr¹ ki, które s¹ s³abo widoczne (ang. ghost) s¹ ma³o powtarzalne. Oko³o 92-95% zliczonych fragmentów mo e byæ powtórzona w próbach DNA [Fang i Roose 1997, Moreno i in. 1998, za Pradeep Reddy i in. 2002]. Technika ISSR nie wymaga drogiej i specjalistycznej aparatury laboratoryjnej. Aby przeprowadziæ analizê zró nicowania genetycznego z zastosowaniem tych markerów wystarczy posiadaæ termocykler, wirówkê, aparat do elektroforezy oraz system do dokumentacji eli lub zwyk³y aparat cyfrowy. Mo liwoœæ wykonywania analiz nawet na podegradowanym DNA to kolejna zaleta markerów ISSR. D³ugoœæ amplifikowanych fragmentów najczêœciej

15 nie przekracza 2000 pz. Iloœæ matrycy niezbêdna do reakcji PCR zawiera siê zazwyczaj w przedziale od ng na 20 µl mieszaniny reakcyjnej. Poziom polimorfizmu wykrywanego dziêki markerom ISSR jest zazwyczaj wy szy od poziomu polimorfizmu wykrywanego markerami RAPD, ni szy natomiast od markerów SSR. Wysoki poziom polimorfizmu markerów SSR i ISSR, za który odpowiada wysokie tempo mutacji sekwencji mikrosatelitarnych, pozwala na stosowaniem obu tych markerów w analizie gatunków i populacji, które w swojej historii przesz³y drastyczny spadek liczebnoœci (ang. bottleneck). Technika ISSR ma jednak i swoje wady. Najwa niejsz¹ z nich, podobnie jak w markerach RAPD, jest taka sama mobilnoœæ elektroforetyczna fragmentów (amplikonów), które nie pochodz¹ z regionów homologicznych. Brak mo liwoœci rozró nienia tych niehomologicznych fragmentów prowadzi do wypaczenia wyników analiz. Sporym mankamentem ISSR jest tak e koniecznoœæ optymalizacji, w zasadzie dla ka dego charakteryzowanego genetycznie gatunku z osobna. Optymalizacja warunków prowadzenia reakcji PCR jest procedur¹ doœæ czasoch³onn¹. Obejmuje m.in.: ustalenie ste ênia matrycy ( ng/reakcjê), starterów ( µm), jonów magnezu (1.5-4 mm), czasu ( sek.) i temperatury wi¹zania startera (45-60 C) oraz liczby cykli (25-45). Warunki rozdzia³u elektroforetycznego tak e wymagaj¹ ustalenia rodzaju elu (poliakrylamidowy czy agarozowy) i jego procentowoœci, d³ugoœci rozdzia³u ( min.) oraz systemu buforowego (TAE, TBE). Podsumowuj¹c, markery ISSR, stanowi¹ przydatne narzêdzie do oceny zró nicowania genetycznego ró nych gatunków roœlin, tak e iglastych. Markery te znajduj¹ czêsto zastosowanie w przypadku gatunków mniej znanych lub o niewielkim znaczeniu przemys³owym. Dziêki tym markerom mo liwa jest szybka i niedroga wstêpna analiza polimorfizmu DNA z zachowaniem wysokiej powtarzalnoœci wyników. Pe³na charakterystyka struktury genetycznej danego gatunku pozwalaj¹ca na okreœlenie m.in. heterozygotycznoœci obserwowanej czy poziomu wsobnoœci wymaga zastosowania bardziej zaawansowanych markerów (np. SSR), które dostarczaj¹ znacznie wiêkszej iloœci informacji ni markery ISSR. LITERATURA Arcade A., Anselin F., Faivre Rampant P., Lesage M.C., Pâques L.E., Prat D Application of AFLP, RAPD and ISSR markers to genetic mapping of European and Japanese larch. Theor Appl Genet 100: Bornet B., Branchard M Nonanchored Inter Simple Sequence Repeat (ISSR) Markers: Reproducible and Specific Tools for Genome Fingerprinting. Plant Molecular Biology Reporter 19: Celiñski K Struktura genetyczna populacji Pinus mugo Turra ze zróýnicowanych siedlisk w Tatrach badana markerami molekularnymi. (Rozprawa doktorska). Uniwersytet im. Adama Mickiewicza w Poznaniu 15

16 16 Chen M.-M., Feng F., Sui X., Li M.-H., Zhao D., Han S Construction of a framework map for Pinus koraiensis Sieb.et Zucc. using SRAP, SSR and ISSR markers. Trees. Published online: 27 kwietnia 2010 r. Feng F.-J., Han S.-J., Wang H.-M Genetic diversity and genetic differentiation of natural Pinus koraiensis population. Journal of Forestry Research 17(1): Frankham R., Ballou J.D., Briscoe Introduction to Conservation Genetics. Second edition. Cambridge: Cambridge University Press. González-Martínez S.C., Robledo-Arnuncio J.J., Collada C., Díaz A., Williams C.G., Alía R., Cervera M.T Cross-species transferability and mapping of genomic and cdna SSRs in pines. Theor Appl Genet 109: Gapare W.J., Aitken S.N., Ritland C.E Genetic diversity of core and peripheral Sitka spruce (Picea sitchensis (Bong.) Carr) populations: implications for conservation of widespread species. Biological Conservation 123: Ge X.-J., Zhou X.-L., Li Z.-C, Hsu T.-W., Schaal B.A., Chiang T.-Y Low genetic diversity and significant population structuring in the relict Amentotaxus argotaenia complex (Taxaceae) based on ISSR fingerprinting. J Plant Res 118: Hao B., Li W., Linchun M., Li Y., Rui Z., Mingxia T., Weikai B A Study of Conservation Genetics in Cupressus chengiana, an Endangered Endemic of China, Using ISSR Markers. Biochemical Genetics 44(1/2):31-45 Labra M., Grassi F., Sgorbati S., Ferrari C Distribution of genetic variability in southern populations of Scots pine (Pinus sylvestris L.) from the Alps to the Apennines. Flora 201: Li C., Chai B., Wang M Population Genetic Structure of Pinus tabulaeformis in Shanxi Plateau, China. Russian Journal of Ecology 39(1): Li H.-Y., Jiang J., Liu G.-F., Ma X.-J., Dong J.-X., Lin S.-J Genetic variation and division of Pinus sylvestris provenances by ISSR markers. Journal of Forestry Research 16(3): Li J., Jin Z Genetic variation and differentiation in Torreya jackii Chun, an endangered plant endemic to China. Plant Science 172: Li Y., Lu S.-B., Liu X.-Y., Jiang Y.-M., Li S.-G., Zhu D ISSR Analysis on Genetic Diversity of Endanged Plant Pseudotsuga gaussenii Flous. Journal of Wuhan Botanical Research 28:(1): Liu G.-F., Dong J.-X., Jiang Y., Lu Y.-F, Jiang J., Zhao G.-Y Analysis of genetic relationship in 12 species of Section Strobus with ISSR markers. Journal of Forestry Research 16(3): Mehes M.S., Nkongolo K.K., Michael P Genetic analysis of Pinus strobus and Pinus monticola populations from Canada using ISSR and RAPD markers: development of genome-specific SCAR markers. Pl. Syst. Evol. 267: Meloni M., Perini D., Filigheddu R., Binelli G Genetic Variation in Five Mediterranean Populations of Juniperus phoenicea as Revealed by Inter-Simple Sequence Repeat (ISSR) Markers. Annals of Botany 97: Nagaraju J., Kathirvel M., Subbaiah E.V., Muthulakshmi M., Kumari L.D FISSR- PCR: a simple and sensitive assay for highthroughput genotyping and genetic mapping. Molecular and Cellular Probes 16: 67 72

17 Nkongolo K.K., Michael P., Demers T Application of ISSR, RAPD, and cytological markers to the certification of Picea mariana, P. glauca, and P. engelmannii trees, and their putative hybrids. Genome 48: Nowakowska J.A Zastosowanie markerów DNA (RAPD, SSR, PCR-RFLP i STS) w genetyce drzew leúnych, entomologii, fitopatologii i ùowiectwie. Leúne Prace Badawcze 1: Pradeep Reddy M., Sarla N., Siddiq E.A Inter simple sequence repeat (ISSR) polymorphism and its application in plant breeding. Euphytica 128: 9 17 Provan J., Soranzo N., Wilson N.J., McNickol J.W., Forrest G.I., Cottrell J., Powell W Gene-pool variation in Caledonian and European Scots pine (Pinus sylvestris L.) revealed by chloroplast simple-sequence repeats. Proc. R. Soc. Lond. B. 265: Prus-Gùowacki W., Stephan B.R., Bujas E., Alia R., Marciniak A Genetic differentiation of autochthonous populations of Pinus sylvestris (Pinaceae) from the Iberian peninsula. Plant Syst. Evol. 239: Puglisi S., Attolico M Allozyme variation in natural populations of the Italian range of Pinus sylvestris L. Forest Genetics 7(3): Pye G.P., Henwood M.J., Gadek P.A Differential levels of genetic diversity and divergence among populations of an ancient Australian rainforest conifer, Araucaria cunninghamii. Plant Syst Evol 277: Su Y., Wang T., Ouyang P High genetic differentiation and variation as revealed by ISSR marker in Pseudotaxus chienii (Taxaceae), an old rare conifer endemic to China. Biochemical Systematics and Ecology 37: Sztuba-Soliñska J Systemy markerów molekularnych i ich zastosowanie w hodowli roúlin. Kosmos. 54(2-3): Wang D.-L., Li Z.-C., Hao G., Chiang T.-Y., Ge X.-J Genetic diversity of Calocedrus macrolepis (Cupressaceae) in southwestern China. Biochemical Systematics and Ecology 32: Wang M.B., Gao F.Q Genetic variation in Chinese pine (Pinus tabulaeformis), a woody species endemic to China. Biochem Genet 47(1): Wang M.-B., Hao Z.-Z Rangewide Genetic Diversity in Natural Populations of Chinese Pine (Pinus tabulaeformis). Biochem Genet 48: Woo L.S., Hoon Y.B., Don H.S., Ho S.J., Joo L.J Genetic variation in natural populations of Abies nephrolepis Max in South Korea. Ann. For. Sci. 65(3): 302 Yang C.P., Wei L., Jiang J., Liu G.F., Zhou G.Y Analysis of Genetic Diversity for Nineteen Populations of Pinus sibirica Du Tour with Technique of ISSR. J. Northeast For. Univ. 33: 1-3. Yasodha R., Kathirvel M., Sumathi R., Gurumurthi K., Sunil Archak, Nagaraju J Genetic analyses of Casuarinas using ISSR and FISSR markers. Genetica 122: Zhang Z.-Y., Chen Y.-Y., Li D.-Z Detection of Low Genetic Variation in a Critically Endangered Chinese Pine, Pinus squamata, Using RAPD and ISSR Markers. Biochemical Genetics 43 [5/6]:

18 STRESZCZENIE Zainteresowanie badaniami nad zróýnicowaniem genetycznym gatunków w ramach tzw. genetyki zachowawczej sukcesywnie wzrasta. Redukcja liczebnoúci organizmów na skutek naturalnych siedlisk prowadzi do utraty zróýnicowania i wzrostu ryzyka wymierania gatunków. Poznanie struktury genetycznej stanowi pierwszy etap opracowania odpowiednich dùugoterminowych planów ochrony gatunków. Obecnie, zróýnicowanie genetyczne analizuje siæ przy uýyciu markerów molekularnych identyfikujàcych zmiennoúã na poziomie DNA. Jednymi z czæúciej stosowanych sà markery SSR, odznaczajàce siæ wysokim poziomem wykrywanego polimorfizmu. Wysoki koszt opracowania de novo markerów SSR dla kaýdego analizowanego gatunku stanowi jednak powaýne ograniczenie w ich szerszym stosowaniu. Ciekawà alternatywæ w stosunku do markerów SSR stanowià markery polimorfizmu sekwencji miædzymikrosatelitarnych (ISSR). Technika ISSR polega na amplifikacji fragmentu DNA zawartego miædzy dwoma przeciwlegle skierowanymi, identycznymi regionami zawierajàcymi powtórzenia mikrosatelitarne. Najczæúciej stosuje siæ startery o dùugoúci od 16 do 25 pz. Ich sekwencje odpowiadajà motywowi danego powtórzenia mikrosatelitarnego. W pojedynczej reakcji ISSR-PCR powstaje zazwyczaj od kilku do kilkudziesiæciu produktów (amplikonów) o dùugoúci od 200 do 2000 pz. Produkty te najczæúciej rozdziela siæ elektroforetycznie w ýelu agarozowym, wybarwia bromkiem etydyny i analizuje w úwietle UV. Rzadko stosuje siæ bardziej precyzyjny rozdziaù w ýelu poliakrylamidowym i barwienie produktów srebrem ze wzglædu na duýy nakùad pracy oraz potencjalnà szkodliwoúã zdrowotnà. Na podstawie obecnoúci (1) lub braku (0) na ýelu amplikonów o tej samej dùugoúci konstruuje siæ matrycæ z danymi binarnymi. Matryca ta stanowi podstawæ do obliczeñ statystycznych i umoýliwia przedstawienie zróýnicowania analizowanych gatunków za pomocà róýnych parametrów genetycznych. Do gromady iglastych (Pinophyta) zaliczanych jest obecnie okoùo 600 gatunków roúlin. Zdecydowanà wiækszoúã z nich stanowià drzewa lub krzewy wiecznie zielone. Wúród nich znaleêã moýna gatunki o duýym znaczeniu gospodarczym, tj.: Pinus sylvestris, Abies nephrolepis jak i gatunki o duýym znaczeniu ekologicznym, tj. Araucaria cunninghamii, czy Pinus squamata. Na podstawie analizy polimorfizmu markerów ISSR okreúlono/poznano zróýnicowanie genetyczne wielu gatunków z tej gromady, jak np. Araucaria cunninghamii z rodziny Araukarciace, Calocedrus macrolepis, Cupressus chengiana i Juniperus phoenicea z rodziny Cupressaceae, czy Pinus koraiensis i Picea sitchensis (Bong.) Carr z rodziny Pinaceae. Szczegóùowa analiza wartoúci parametrów genetycznych, tj.: indeksu Shannon`a (S) czy caùkowitego (H T) i wzglædnego (G ST) zróýnicowania genetycznego wskazuje na doúã duýe róýnice pomiædzy wybranymi 16 gatunkami w obræbie gromady iglastych (Pinophyta). Markery ISSR z uwagi na szereg zalet m.in.: uniwersalnoúã gatunkowa, wysokà powtarzalnoúã, ùatwoúã aplikacji oraz niskie koszty analiz znalazùy szerokie zastosowanie do okreúlania zmiennoúci genetycznej na poziomie wewnàtrz- i miædzypopulacyjnym wielu gatunków. Stanowià przydatne narzædzie do oceny zróýnicowania genetycznego róýnych gatunków roúlin, takýe iglastych. Markery te znajdujà czæsto zastosowanie w przypadku wstæpnej analizy polimorfizmu DNA gatunków mniej znanych lub o niewielkim znaczeniu przemysùowym. 18

19 SUMMARY Research in genetic diversity of species in the frame of conservation genetics is receiving significant interest. The reduction in number of organisms due to damage of natural habitats entails loss of diversity and risk of species extinction. Determination of genetic structure constitutes the first stage of development of long-term strategies of species protection. Currently, genetic diversity is analyzed through molecular markers that identify diversity at the DNA level. Among the most frequently used are the SSR markers, characterized by high level of polymorphism. However, high cost of de novo development of the SSR markers for each analyzed species, causes serious limitation of broad usage of this marker. Markers of inter simple sequence repeats (ISSR) are an interesting alternative to the SSR markers. The ISSR technique consists of amplification of DNA fragment located between two inversely oriented, identical regions of microsatellites repeats. Sequence of ISSR starters corresponds to a motif of a particular microsatellite repeat. Starters of 16 to 25 bp in length are most frequently used. Usually, in a single ISSR-PCR reaction, few to few dozen of amplicons of 200 to 2000 bp in length are generated. These products are subsequently separated in an agarose gels, stained with ethidium bromide and analyzed in the UV light. More precise separation in polyacrylamide gels and silver staining are rarely used due to potential harmfulness to health and substantial workload. Based on the presence (1) or the absence (0) of amplicons of the same length, a matrix of binary data is constructed. This matrix constitutes a basis to statistical calculations and enables presentation of diversity of analyzed species by the means of various genetical parameters. Ca. 600 of plant species are classified as a division of conifers (Pinophyta). Most of these are ever-green trees or shrubs. Among them, species of economic importance, i.e. : Pinus sylvestris, Abies nephrolepis, as well as species of ecological significance, i.e.: Araucaria cunninghamii, or Pinus squamata can be found. Based on the analysis of the ISSR markers polymorphism, genetic diversity of many species from this division was determined, e.g.: Araucaria cunninghamii (family: Araukarciace), Calocedrus macrolepis, Cupressus chengiana i Juniperus phoenicea (family: Cupressaceae), or Pinus koraiensis i Picea sitchensis (Bong.) Carr (family: Pinaceae). The detailed analysis of genetic parameters, i.e.: Shannon index (S), or total (H T) and relative (G ST) genetic diversity, indicates that the 16 selected species from a division of conifers (Pinophyta) differ significantly. The ISSR markers, due to multiple merits, e.g.: species versatility, high reproducibility, and low costs of the analyses, have found broad application in determination of genetic diversity at the within and among-population level of many plant species, also conifers. These markers are frequently applied in preliminary analysis of DNA polymorphism of less known species or of low industrial/economic significance. 19

20 Ewa Chudziñska Uniwersytet im. Adama Mickiewicza w Poznaniu 20 WYKORZYSTANIE ANALIZ MORFOLOGICZNYCH W DIAGNOZOWANIU STANU ZDROWOTNEGO DRZEW IGLASTYCH MORPHOLOGICAL ANALYSES USED IN CONIFERS STANDS SALUBRITY DIAGNOSING Sùowa kluczowe: morfologia igieù, asymetria fluktuacyjna, stan zdrowotny drzew, zanieczyszczenia Key words: needles morphology, fluctuating asymmetry, trees salubrity, contamination Abstract: In the case of conifers, the condition of a tree crown can be described by means of the following parameters: the level of defoliation, the number of needle age classes, discoloration and the presence of the secondary shoot increments. Simple morphological features like the needle length, fluctuating asymmetry as well as the number and distribution of stomata belong to other parameters which are useful for characterizing the symptoms of needle damage. These parameters are occasionally used in monitoring. Still, each morphological feature proves very useful in determining in a simple way the level of stress which affects trees. The examples quoted in the current paper taken both from literature and the author s personal research illustrate the scope of diagnostic possibilities of the described parameters. WSTÆP W biomonitoringu stanu zdrowotnego lasów igùy mogà byã wykorzystywane na trzy gùówne sposoby; do pomiaru zawartoúci substancji toksycznych, do pomiaru zawartoúci metabolitów (np. bædàcych wskaênikami stresu) oraz w ocenie stopnia defoliacji i uszkodzeñ [Giertych 2002]. Przedmiotem analiz trzeciego z wymienionych aspektów jest morfologia igieù drzew naleýàcych do gromady Pinophyta, która ma bezpoúredni zwiàzek z wystæpowaniem tych roúlin strefie umiarkowanej i borealnej, gdzie szczególnie korzystne jest wyksztaùcenie odpornoúci na stresy wywoùane suszà czy niskimi temperaturami. W sytuacji, gdy czynniki te uzupeùniajà stresy wywoùane zanieczyszczeniami pochodzenia antropogenicznego, zmiany w budowie igieù sà pierwszym symptomem pogarszania siæ kondycji drzew. Typowa igùa to organ wieloletni wykazujàcy szereg przystosowañ do úrodowiska ýycia poprzez np. silnie

21 zredukowanà powierzchniæ parowania, grubà warstwæ kutikuli czy aparaty szparkowe umieszczone w zagùæbieniach epidermy. Badanie igieù to jeden z najprostszych i jednoczeúnie najbardziej nieprecyzyjnych sposobów oceny stanu zdrowotnego drzew i bioindykacji skaýeñ [Cape 1990; Ferreti 1998; De Vries i in 2000; Holoubek i in. 2000; Di Guardo i in. 2003; Innes i Skelly 2002; Bùocka i Staszewski 2007;Klanowa 2009]. Parametrami wykorzystywanymi w monitoringu lasów sà przede wszystkim; poziom defoliacji, odbarwienie liúci, liczba roczników igliwia i dùugoúã igliwia. Na tej podstawie podaje siæ, ýe na przykùad w Polsce u sosny i domieszkowych gatunków iglastych najliczniej reprezentowanym symptomem uszkodzenia byù ubytek igieù (od 33 do 55% w 2003 r. - Raport o stanie lasów, 2003), natomiast bardzo niskim udziaùem wúród wszystkich symptomów uszkodzenia cechowaùy siæ nienaturalne rozmiary igieù. Moýna sobie postawiã pytanie: co rozumie siæ przez naturalny rozmiar igieù i czy niski poziom tego parametru nie jest wynikiem bùædów w ocenie? Stosowanie wymienionych wskaêników wymaga szczegóùowych instrukcji [np. Metodyka programu monitoringu lasu w Polsce oparta na metodyce rekomendowanej przez ICP-Forests, Borecki i Keczyñski 1992; Beker 1993] i jest obarczone dozà subiektywizmu [Fedorkov 2001; Stæpieñ i Orzechowski 2002], czego dobitnie dowodzi fakt, ýe oceny wedùug zaleceñ powinno dokonywaã jednoczeúnie dwóch, doúwiadczonych obserwatorów. [Miædzynarodowy Program Koordynacyjny Ocena i monitoring wpùywu zanieczyszczeñ powietrza na lasy ]. Poniýej zestawione zostaùy wybrane rzadziej wykorzystywane parametry, na podstawie których moýna monitorowaã drzewa iglaste wraz z ocenà ich przydatnoúci do oceny stanu zdrowotnoúci. WYBRANE CECHY MORFOLOGICZNE DÙUGOÚÃ IGÙY Dùugoúã igùy to cecha, której pomiar jest najprostszy i nie wymaga posiadania specjalistycznego sprzætu analitycznego, stàd od poczàtku badañ jest wykorzystywana w ocenie kondycji drzew. Mimo, ýe wykazano genetyczne podùoýe warunkujàce wyksztaùcenie siæ igieù o okreúlonej dùugoúci i zaliczono jà do cech o wysokim stopniu odziedziczalnoúci [Bobowicz i Korczyk 1994; Shutyaev i in. 2002; Novikova i Milyutin 2006], dùugoúã igieù podatna jest na bardzo wiele czynników i waha siæ w szerokich granicach, nawet w obræbie jednego drzewa. Najdùuýsze szpilki znajdujà siæ zazwyczaj w dolnej czæúci korony, a dùugoúã igieù na pædach ýeñskich jest nieco wiæksza niý na pædach mæskich jest to róýnica rzædu 5-7 mm [Mamaev 1972]. Róýnice w dùugoúci igieù wystæpujà takýe w obræbie jednego pædu, dùugoúã igieù zmienia siæ w poszczególnych latach [Pravdin 1964; Mamaev 1972]. W przypadku np. sosny zwyczajnej igùy drzew rosnàcych w takich samych 21

22 warunkach majà porównywalne rozmiary. W naturalnych populacjach obserwuje siæ zaleýne od szerokoúci geograficznej przedziaùy dùugoúci igieù: krótkie (<31 45 mm), úrednie (45 60 mm) i dùugie (>60 mm). Przy wykonywaniu pomiarów naleýy przestrzegaã konsekwentnie zasad opracowanych w instrukcjach, zwracajàcych uwagæ na pobieranie prób z najbardziej nasùonecznionej strony, z okreúlonej wysokoúci, w tym samym okresie roku, mierzyã igùy z jednego rocznika itd. Stosowanie siæ do tych zasad umoýliwia róýnego rodzaju porównania. Na przykùad w prowadzonych w latach pomiarach dùugoúci igieù sosny zwyczajnej i sosny czarnej [Chudziñska niepubl.] na obszarze o podniesionym poziomie metali ciæýkich w glebie wykazano istnienie dwóch typów drzew; odpornych (T) i wraýliwych (S). Drzewa odporne w kaýdym roku obserwacji charakteryzowaùy siæ wystæpowaniem dùuýszych igieù w stosunku do drzew wraýliwych. Cecha ta w sposób wysoce istotny statystycznie róýnicowaùa obie grupy (Ryc.1.). Nakatani i in. [2004] zaobserwowali zmniejszanie dùugoúci igieù u Abies firma rosnàcej w bezpoúrednim sàsiedztwie aglomeracji miejskich i wykazali, ýe przyczynà tego jest wystæpowanie w tych rejonach kwaúnych deszczy i zwiàzanych z nimi niedoborów skùadników odýywczych. Zmniejszajàcà siæ dùugoúã igieù odnotowano teý w przypadku sosen Pinus contorta Dougl i P. sylvestris rosnàcych wokóù êródeù zanieczyszczenia i ubytek dùugoúci byù proporcjonalny do poziomu koncentracji zanieczyszczeñ [Norgren i Elfving 1994; Rautio i in. 1998d; Lamppu i Huttunen 2001, 2003]. Stwierdzono natomiast, ýe polepszenie ýyznoúci gleby i 22 Ryc. 1. Úrednie dùugoúci igieù sosny czarnej (PN) i sosny zwyczajnej (PS) rosnàcych na terenie strefy ochronnej w Miasteczku Úlàskim mierzone w latach Êródùo: Opracowanie wùasne.

23 Tab. 1. Wartoúci testu t Studenta dla szeúciu cech morfologicznych igieù sosny zwyczajnej (1-dùugoúã igùy, 2-liczba rzædów aparatów szparkowych na wypukùej stronie igùy, 3-liczba rzædów aparatów szparkowych na pùaskiej stronie igùy, 4-liczba aparatów szparkowych na dùugoúci 2 mm na wypukùej stronie igùy, 5-liczba aparatów szparkowych na dùugoúci 2 mm na pùaskiej stronie igùy i 6-iloraz linii szparkowych (cecha 2/ cecha 3). ** - wartoúã istotna na poziomie istotnoúci = 0.01 * - wartoúã istotna na poziomie istotnoúci = 0.05 Êródùo: Opracowanie wùasne. wzrost trofizmu moýe wpùywaã na zwiækszanie dùugoúci igieù róýnych gatunków [Shaver 1981; Balster i Marshall 2000]. W analizie wpùywu CO 2 [Lin i in. 2001] obserwowano na przykùad wydùuýanie siæ igieù sosny zwyczajnej i úwierka wraz ze wzrostem stæýenia CO, a w badaniach nad wpùywem NO na igùy sosny czarnej 2 obserwowano ich wyraêne skrócenie pod wpùywem tego czynnika [Giertych i in., 1999] podczas gdy w badaniach przeprowadzanych w Turcji, w rejonie o znacznie podwyýszonym stæýeniu SO dùugoúã igieù zmniejszyùa siæ o 30-40% w stosunku do 2 ekologicznie czystych rejonów [Makineci i Sevgi 2006]. Bioràc pod uwagæ przytoczone przykùady moýna uznaã, ýe dùugoúã igieù to parametr niosàcy w sobie istotne informacje wskazujàce na dobry lub zùy stan drzew, przy jego stosowaniu naleýy jednak uwzglædniã szereg czynników, z których gatunek drzewa i rodzaj czynnika úrodowiskowego dominujàcego na terenie badawczym jest punktem wyjúcia do obserwacji i ewaluacji. ASYMETRIA FLUKTUACYJNA IGIEÙ Z dùugoúcià igieù wiàýe siæ kolejny parametr wykorzystywany przy ocenie stanu zdrowotnego drzew: asymetria fluktuacyjna FA (ang. fluctuating asymmetry). Jest to efekt zakùócenia równomiernego rozwoju obserwowany jako róýnica dùugoúci igieù w parze, który jest wyrazem zmniejszenia stabilnoúci rozwoju, wynikajàcego z oddziaùywania czynników stresowych na organizm. Milner i in. [2007] wskazujà, ýe wystæpowanie asymetrycznoúci wúród organizmów, a tym samym wysoka wartoúã wskaênika asymetrii fluktuacyjnej w warunkach stresowych, bazuje na specyficznym biologicznym mechanizmie realizowanym przez organizmy. W warunkach niesprzyjajàcych rozwojowi, organizmy realizujà koncepcjæ minimum energii. Uzyskiwanà energiæ 23

24 wykorzystujà na podstawowe procesy pozwalajàce na przeýycie i funkcjonowanie w niesprzyjajàcych warunkach, równoczeúnie ograniczajàc utratæ energii potrzebnà do wzrostu na dùugoúã. FA jest to niewielkie odstæpstwo od dwustronnej symetrii i w przypadku drzew iglastych wyraýa siæ stosunkiem róýnicy w dùugoúci dwóch igieù z pary do úredniej ich dùugoúci, stàd wskaênik ten nadaje siæ idealnie do analizowania drzew iglastych posiadajàcych dwie igùy w krótkopædzie, jak choãby Pinus sylvestris, P. mugo, czy P. nigra [Kozlov i Niemela 1999; Kozlov i in. 2002; Bùocka i Staszewski 2007]. Wzrost wartoúci FA obrazuje rosnàcy wpùyw czynników stresowych na organizm. Osobniki symetryczne szybciej rosnà, majà wyýszà pùodnoúã oraz lepsze zdolnoúci adaptacyjne w porównaniu do jednostek asymetrycznych [Palmer i Strobeck 1986; Møller i Swaddle 1997]. Wskaênik FA dziæki swojej wysokiej wraýliwoúci na dziaùanie czynników stresowych moýe peùniã rolæ niespecyficznego indykatora stresu i, poúrednio, stanu zdrowotnego drzew. Kumulatywny wpùyw zanieczyszczeñ w obræbie populacji w zaleýnoúci od jej odlegùoúci od êródùa emisji byù przedmiotem licznych badañ [Kozlov i Niemela 1999]. Z obserwacji wùasnych prowadzonych na silnie zanieczyszczonym terenie wokóù Huty Cynku w Miasteczku Úlàskim wynika, ýe róýnice w FA pomiædzy drzewami P. nigra rosnàcymi w odlegùoúci 150 metrów od emitora (A), na glebie najsilniej skaýonej, a drzewami rosnàcymi w oddaleniu powyýej 1,5 km (B) sà wysoce istotne statystycznie (tab. 2). Úrednia wartoúã FA dla osobników z grupy B (FA úrednie = 0,0068) byùa blisko dwukrotnie niýsza od wartoúci obliczonej dla grupy 1 (FA úrednie =0,0126). Istotnoúã otrzymanych wyników oscylowaùa na poziomie á= 0,01, gdzie p= 0, Wartoúã testu t- studenta okreúlona dla oceny róýnic pomiædzy analizowanymi grupami przyjæùa wartoúã t= -3,57. Analiza wariancji pozwoliùa równieý stwierdziã, iý w grupach drzew rosnàcych bliýej emitora (A) i dalej od niego (B) pomiædzy osobnikami brak jest istotnych róýnic. Kozlov i Niemela [1999] prowadzili badania FA nad rosyjskà populacjà sosny zwyczajnej, rosnàcà w odlegùoúci 5-65 km od huty niklowo-cynkowej. Swoje badania oparli na pomiarze Tab. 2. Úrednie wartoúci asymetrii fluktuacyjnej igieù (FA) sosny czarnej dla grupy A i B. Ocena istotnoúci otrzymanych wyników z pomiaru FA dla osobników z grupy S i T. - istotnoúã na poziomie á= 0,01; -istotnoúã na poziomie á= 0, Êródùo: Opracowanie wùasne.

25 3400 par igieù, a dla zminimalizowania bùædów dokonali ich z dokùadnoúcià 0,5 mm. Stwierdzili wzrost asymetrii igieù wraz ze wzrostem poziomu zanieczyszczeñ, a co za tym idzie równoczeúnie wyýszà wartoúã FA wraz z malejàcà odlegùoúcià od huty. FA zwiækszyù siæ dwukrotnie w bezpoúrednim sàsiedztwie huty w porównaniu do pomiarów dokonanych na drzewach najdalej poùoýonych od êródùa zanieczyszczeñ. Róýnica oscylowaùa na poziomie 0,73 mm, przy czym w odlegùoúci 60 km od huty úrednia dùugoúã igieù wynosiùa 34 mm, a w bezpoúrednim sàsiedztwie êródùa emisji 27 mm. Na podstawie tych i wielu innych analiz uznaje siæ, ýe wzrost asymetrii fluktuacyjnej jest wywoùany gùównie wzrostem róýnicy dùugoúci miædzy dwoma igùami z tej samej pary, a róýnica ta moýe byã praktycznym wskaênikiem wpùywu zanieczyszczeñ na drzewa z rodzaju Pinus. Warto podkreúliã, ýe na wartoúã tæ nie ma wpùywu wiek mierzonych igieù, uùoýenie gaùæzi w koronie drzew i temperatura. Wzrost asymetrii wraz ze wzrostem poziomu zanieczyszczeñ byù zgodny z obserwacjami prowadzonymi wczeúniej u drzew liúciastych [Kozlov i in. 2002]. ROZMIESZCZENIE APARATÓW SZPARKOWYCH W badaniach morfologicznych duýy nacisk kùadzie siæ teý na rozmieszczenie i liczbæ aparatów szparkowych ze wzglædu na ich udziaù w procesie transpiracji. Aparaty szparkowe u drzew szpilkowych sà uùoýone w rzædach. Do pomiarów morfologicznych uýywa siæ zwykle takich cech jak; liczba rzædów z aparatami szparkowymi na pùaskiej i wypukùej stronie igùy, liczba rzædów z aparatami szparkowymi na wypukùej stronie igùy podzielona przez liczbæ rzædów z aparatami szparkowymi na pùaskiej stronie igùy i zagæszczenie aparatów 2 szparkowych na powierzchni 2 mm wypukùej i pùaskiej strony igùy w poùowie jej dùugoúci. Komórki epidermy i aparaty szparkowe u szpilkowych tworzà siæ w merystemach u podstawy igùy i rozwijajà siæ wraz z jej wydùuýaniem [Croxdale 2000 za Kouwenberg 2003], stàd czæsto obserwowana korelacja pomiædzy liczbà aparatów szparkowych a dùugoúcià igùy (tab.1). Liczba i wielkoúã aparatów szparkowych jest róýna u róýnych gatunków i zaleýna w duýym stopniu zarówno od uwarunkowañ genetycznych, jak i od czynników zewnætrznych, co sprawia, ýe moýna jà wykorzystywaã w opisie stanu drzew. Obserwowano na przykùad, ýe niskie stæýenie metali ciæýkich moýe powodowaã zwiækszenie liczby aparatów szparkowych wynikajàce ze zmniejszenia powierzchni liúci w takich warunkach [Prasad 2010], a reakcjà na wysokie stæýenia metali byùo ich ograniczenie (Chudziñska niepubl.]. Na zmniejszonà gæstoúã szparek u sosny zwyczajnej rosnàcej w warunkach podwyýszonej temperatury i zwiækszonej zawartoúci CO czy ozonu [Alvarez i in ] zwraca siæ szczególnà uwagæ w kontekúcie zmian klimatycznych. Obserwowane reakcje wskazywaã mogà na duýà czuùoúã tego parametru na zmiany 25

26 26 zachodzàce w úrodowisku [Bäck i in. 1994; Pritchard i in. 1998; Apple i in. 2000; Luomala i in. 2005]. W cytowanych juý badaniach morfologii igieù sosny zwyczajnej cechy zwiàzane z aparatami szparkowymi równieý umoýliwiaùy ocenæ stanu zdrowotnego drzew rosnàcych na obszarze o podniesionym poziomie metali ciæýkich w glebie (tab. 1). Szczególnie przydatnà wielkoúcià okazaùa siæ w tym przypadku liczba rzædów aparatów szparkowych na pùaskiej stronie igùy, wyraênie niýsza u drzew charakteryzujàcych siæ sùabszà kondycjà. W porównaniu z dùugoúcià igùy i wskaênikiem FA analiza rozmieszczenia aparatów szparkowych wydaje siæ najmniej przydatna w monitoringu zdrowotnoúci lasów. Wymaga nie tylko dobrej klasy mikroskopu w celu zebrania danych, ale teý niejednoznacznie charakteryzuje kierunek zmian, którym podlegajà igùy; trudno jest bez dodatkowych analiz dotyczàcych m.in. stanu atmosfery okreúliã, na ile róýnice w rozmieszczeniu i liczbie aparatów szparkowych korelujà z dobrym lub zùym stanem zdrowotnym drzew [Beerling 1997; Lin i in. 2001]. PODSUMOWANIE Wykorzystywane w biomonitoringu obserwacje stanu ulistnienia w przypadku drzew iglastych sà szczególnie wartoúciowe. Wiækszoúã naleýàcych tu gatunków utrzymuje kilka roczników igieù, co samo w sobie jest wskaênikiem kondycji drzewa i dodatkowo umoýliwia porównywanie kilku sezonów wegetacyjnych przy jednym zbiorze materiaùu. Najpospolitszy w Polsce gatunek sosna zwyczajna, ze wzglædu na maùe wymagania siedliskowe wystæpuje na caùym obszarze kraju, z czym wiàýe siæ ùatwoúã pozyskania prób do badañ o charakterze porównawczym. Z drugiej strony, wraýliwoúã na dziaùanie niekorzystnych czynników pochodzenia antropogenicznego sprawia, ýe zarówno sosna zwyczajna jak i úwierk czy jodùa, jako jedne z pierwszych wykazujà symptomy uszkodzenia wywoùane tymi czynnikami. Pomiary cech morfologii igieù mogà dostarczaã wielu istotnych informacji o stanie zdrowotnym badanych drzew. Musi byã jednak úciúle przestrzegana procedura, wedùug której zbierany jest materiaù. Wytyczne zawarte w licznych instrukcjach kùadà nacisk na takie elementy jak: minimalna liczba badanych drzew nie mniejsza niý 50 z danego obszaru czy gatunku; okreúlona wysokoúã z której pobiera siæ próby; porównywalne nasùonecznienie lub próby z róýnych stopni nasùonecznienia; okreúlony czas zbioru (w naszych warunkach klimatycznych wrzesieñ/paêdziernik) itd. Badania pokazujà, ýe nie tylko stopieñ defoliacji koron czy przebarwienia igieù nadajà siæ do oceny stanu zdrowotnego lasów iglastych, ale równieý te rzadziej stosowane w monitoringu parametry jak; dùugoúã igùy, asymetria fluktuacyjna czy liczba i rozmieszczenie aparatów szparkowych, dobrze charakteryzujà symptomy uszkodzeñ. Kaýdy z nich w ùatwy do zbadania sposób okreúla stopieñ natæýenia niespecyficznego stresu jakiemu poddawane jest dane drzewo. Wzrost asymetrii igieù jest wyrazem zmniejszenia

27 stabilnoúci rozwoju, wynikajàcego z oddziaùywania czynników stresowych na organizm. Odstæpstwo od typowej dla danego gatunku dùugoúci igieù jest rezultatem zakùóceñ procesu normalnego wzrostu, co moýe byã spowodowane zarówno zmienionym trofizmem jak i dziaùaniem róýnego typu zanieczyszczeñ. Róýnice w rozmieszczeniu i zagæszczeniu aparatów szparkowych z duýà czuùoúcià reagujà na zmiany zachodzàce w úrodowisku np. pod wpùywem suszy, wzrostu stæýenia dwutlenku wægla w powietrzu czy oddziaùywaniem ozonu. Przedstawione przykùady dowodzà, ýe istniejà dziú róýne, ùatwe do zaobserwowania i zmierzenia parametry, na podstawie których udaje siæ z duýà dokùadnoúcià diagnozowaã stan zdrowotny lasów iglastych. LITERATURA Apple M.E., Olszyk D.M., Ormrod D.P., Lewis J., Southworth D., Tingey D.T. 2000: Morphology and stomatal function of Douglas fir needles exposed to climate change: elevated CO 2 and temperature, International Journal of Plant Science, 161: Alvarez D., Laguna G., Rosas I. 1998: Macroscopic and microscopic symptoms in Abies religiosa exposed to ozone in a forest near Mexico City, Environmental Pollution, 103: Balster N.J., Marshall J.D. 2000: Decreased needle longevity of fertilized Douglas fir and grand fir in the northern Rockies, Tree Physiology, 20: Bäck J., Neuvonen S., Huttunen S. 1994: Pine needle growth and fine structure after prolonged acid rain treatment in the sub-arctic, Plant Cell and Environment, 17: Beerling D.J. 1997: Carbon isotope discrimination and stomatal responses of mature Pinus sylvestris L. trees exposed in situ for three years to elevated CO 2 and temperature, Acta Oecologica, 18: Beker C. 1993: Ocena defoliacji drzew jako podstawowe kryterium klasyfikacji stanu zdrowotnego lasu, Prace IBL, seria B, 18: Borecki T., Keczyñski A. 1992: Atlas ubytku aparatu asymilacyjnego drzew leúnych, Generalna Dyrekcja Lasów Pañstwowych, Agencja Reklamowa Atut, Warszawa, Bùocka A., Staszewski T. 2007: Asymetria fluktuacyjna igliwia - niespecyficzny wskaênik stresu sosny zwyczajnej (Pinus sylvestris L), Leúne Prace Badawcze, 4: Bobowicz M. A., Korczyk A. F. 1994: Interpopulational variability of Pinus sylvestris L. in eight Polish localities expressed in morphological and anatomical traits of needles, Acta Societatis Botanicorum Poloniae, 63 (1): Cape J. N. 1990: Objective measures of tree health in the field. In: Proc. 19th IUFRO World Congress, Montreal, 1990, Div. 2, IUFRO, Vienna, De Vries W., Klap J. M., Erisman J. W. 2000: Effects of environmental stress on forest crown condition in Europe. Part I: Hypotheses and approach to the study. Water, Air and Soil Pollution, 119(1/4):

28 28 Di Guardo A., Zaccara S., Cerabolini B., Acciarri M., Terzaghi G., Calamari D. 2003: Conifer needles as passive biomonitors of the spatial and temporal distribution of DDT from a point source, Chemosphere, 52: Fedorkov A.L. 2001: Retrospective assessment of the parameters of needle retention in Scotch Pine, Russian Journal of Ecology, 33(6): Ferretti M. 1998: Potential and limitation of visual indices of tree condition, Chemosphere, 36: Giertych M.J. 2002: Wykorzystywanie igieù sosny w bioindykacji skaýonego úrodowiska, W: IV Krajowe Sympozjum REAKCJE BIOLOGICZNE DRZEW NA ZANIECZYSZCZENIA PRZEMYSÙOWE Poznañ-Kórnik, , red. Siwecki R. Bogucki Wydawnictwo Naukowe, Poznañ, 1: Giertych M.J., Karolewski P., Temmerman L. 1999: Folliage age and pollution alter content of phenolic compounds and chemical elements in Pinus nigra needles, Water, Air and Soil Pollution, 110: Holoubek I., Korinek P., Seda Z., Schneiderova E., Holoubkova I., Pacl A., Triska J., Cudlin P., Caslavsky J. 2000: The use of mosses and pine needles to detect persistent organic pollutants at local and regional scales, Environmental Pollution, 109: Innes J.L., Skelly J. M. 2002: Forest decline and air pollution: an assessment of forest health in the forests of Europe, the Northeastern United States, and Southeastern Canada (J. N. B Bell, and M. Treshow ed.). [W:] Air pollution and plant life. 2nd edition. John Wiley, London, Klánowá J., Èupr P., Baráková D., Šeda Z., Andìl P., Holoubek I. 2009: Can pine needles indicate trends in the air pollution levels at remote sites? Environmental Pollution 157, 12: Kozlov M.V., Niemela P. 1999: Difference in needle length a new and objective indicator of pollution impact on Scots pine (Pinus sylvestris), Water, Air and Soil Pollution, 116: Kozlov M. V., Niemela P., Malkonem E. 2002: Effects of compensatory fertilization on pollution- induced stress in Scots pine, Water, Air and Soil Pollution, 134: Kouwenberg L.R., McElwain J.C., Kûrschner W.M., Wagner F., Beerling D.J., Mayle F.E., Visscher H. 2003: Stomatal frequency adjustment of four conifer species to historical changes in atmospheric CO, American Journal of Botany, 90: Lamppu J., Huttunen S. 2003: Relations between Scots pine needle element concentrations and decreased needle longevity along pollution gradients, Environmental Pollution, 122: Lamppu J., Huttunen S. 2001: Scots pine longevity and gradation of needle shedding along pollution gradients, Canadian Journal of Forest Research, 31 (2): Lin J., Jach M.E., Ceulemans R. 2001: Stomatal density and needle anatomy of Scots pine (Pinus sylvestris) are effected by elevated CO, New Phytologist, 150: Luomala E. M., Laitinen K., Sutinen S., Kellomäki S., Vapaavuori E. 2005: Stomatal density, anatomy and nutrient concentrations of Scots pine needles are affected by elevated CO and temperature. Plant, Cell and Environment, 28: Makineci E., Sevgi O. 2006: Investigation of some needle characteristics between dead and healthy Austrian Pine (Pinus nigra Arnold.) trees in forest decline sites around the airpolluted Kütahya Province, Fresenius Environmental Bulletin, 15(6):

29 Mamaev S.A. 1972: Formy vnutrividovoi izmenchivosti drevesnykh rastenii (Forms of intraspecific variations in woody plants), Moscow: Nauka, Milner D., Raz S., Hel-Or H., Keren D., Nevo E. 2007: A new measure of symmetry and its application to classification of bifurcating structures, Source Pattern Recognition, Elsevier Science Inc., New York Møller A. P., Swaddle J. P. 1997: Asymmetry, Developmental, Stability and Evolution. Oxford University Press, Oxford Nakatani N., Kume A., Kobayashi T., Hirakawa T., Sakugawa H. 2004: Needle morphology related to chemical contents in the needles of Japanese fir (Abies firma) trees subjected to acidic depositions at mt. Oyama, eastern Japan. Water, Air and Soil Pollution, 152: Novikova T.N., Milyutin L. 2006: Variation in certain characters and properties of Scotch Pine needles. Russian Journal of Ecology, 37(2): Norgren O., Olfving B. 1994: Needle size and nitrogen concentration of Pinus sylvestris and Pinus contorta, Scandinavian Journal of Forest Research, 9(1) Palmer A.R., Strobeck C. 1986: Fluctuating asymmetry: measurement, analysis, patterns. Annual Review of Ecology and Systematics 17: Prasad M.N.V. 2010: Heavy Metal Stress in Plants: From Molecules to Ecosystems, Springer, 2nd edition, Pritchard S.G., Peterson C.M., Prior S.A., Rogers H. 1997: Elevated atmospheric CO 2 differentially affects needle chloroplast ultrastructure and phloem anatomy in Pinus palustris: interactions with soil resource availability. Plant, Cell and Environment, 20: Raport o stanie lasów 2003, Wydano na zlecenie Dyrekcji Generalnej Lasów Pañstwowych Warszawa 2004, Wydawca: Centrum Informacyjne Lasów Pañstwowych Rautio P., Huttunen S., Kukkola E., Peura R., Lamppu J. 1998d: Deposited particles, element concentrations and needle injuries on Scots pine along an industrial pollution transect in northern Europe. Environmental Pollution, 103: Shaver G.R. 1981: Mineral nutrition and leaf longevity in an evergreen shrub, Ledum palustre spp. Decumbens, Oecologia, 49: Shutyaev A.M., Sysoev N.V., Gorbachev V.V., Pleshakova N.V. 2002: Productivity of posterity in geographical populations of Scotch Pine in Penza Oblast, Lesokhozyaistvennaya Informatsiya, 4: 2-8. Stæpieñ E., Orzechowski M. 2002: Aktualne problemy diagnozowania stanu zdrowotnego drzew w inwentaryzacji lasu. W: IV Krajowe Sympozjum REAKCJE BIOLOGICZNE DRZEW NA ZANIECZYSZCZENIA PRZEMYSÙOWE Poznañ-Kórnik, , red. Siwecki R. Bogucki Wydawnictwo Naukowe, Poznañ, 1: STRESZCZENIE Stan zdrowotny lasów jest od koñca lat 80. dokùadnie monitorowany. Jednym z pierwszych efektów pogarszania siæ kondycji drzewostanów sà zmiany w aparacie asymilacyjnym i, co za tym idzie, degradacja ulistnienia. Szczególnie wnikliwej obserwacji poddawana jest wiæc korona drzewa. W przypadku drzew iglastych do jej opisu sùuýà takie 29

30 parametry jak: poziom defoliacji; liczba roczników igliwia; odbarwienia liúci czy obecnoúã wtórnych przyrostów igieù. Innymi, rzadziej stosowanymi w monitoringu parametrami dobrze charakteryzujàcymi symptomy uszkodzeñ igieù sà proste cechy morfologiczne: dùugoúã igùy, asymetria fluktuacyjna oraz liczba i rozmieszczenie aparatów szparkowych. Kaýda z nich w prosty do zbadania sposób okreúla stopieñ natæýenia niespecyficznego stresu jakiemu poddawane jest dane drzewo. Wzrost asymetrii igieù jest wyrazem zmniejszenia stabilnoúci rozwoju, wynikajàcego z oddziaùywania czynników stresowych na organizm. Odstæpstwo od typowej dla danego gatunku dùugoúci igieù wynika z zakùócenia procesu normalnego wzrostu, co moýe byã spowodowane zarówno zmienionym trofizmem jak i dziaùaniem róýnego typu zanieczyszczeñ. Róýnice w rozmieszczeniu i zagæszczeniu aparatów szparkowych z duýà czuùoúcià reagujà na zmiany zachodzàce w úrodowisku np. pod wpùywem suszy, wzrostu stæýenia dwutlenku wægla w powietrzu czy oddziaùywaniem ozonu. Jednoczesna weryfikacja maksymalnie wielu z wymienionych parametrów umoýliwia dokùadne diagnozowanie stanu zdrowotnego drzew i wskazuje z duýym prawdopodobieñstwem jaki czynnik stresowy w najwyýszym stopniu odpowiada za powstanie ewentualnych uszkodzeñ. Przytoczone w opracowaniu przykùady pochodzàce zarówno z literatury jak i z wùasnych badañ ilustrujà wachlarz moýliwoúci diagnostycznych opisywanych parametrów. SUMMARY Since the late 1980s the condition of forests has been carefully monitored. One of the first effects reflecting that the salubrity of stands is worsening, are changes in the assimilatory organs and, what follows, leaf degradation. That is why the tree crowns undergo particularly thorough observation. In the case of conifers, the condition of a tree crown can be described by means of the following parameters: the level of defoliation, the number of needle age classes, discoloration and the presence of the secondary shoot increments. Simple morphological features like the needle length, fluctuating asymmetry as well as the number and distribution of stomata belong to other parameters which are useful for characterizing the symptoms of needle damage. These parameters are occasionally used in monitoring. Still, each morphological feature proves very useful in determining in a simple way the level of stress which affects trees. The increase in needle asymmetry reflects the decrease in the stability of needle growth, which results from the influence of unspecified stress factors on a tree. Deviations from the usual needle length of a given species result from disturbances in the process of normal growth, which may be caused by changing trophism as well as the influence of different kinds of pollution. The differences in the distribution and density of stomata are sensitive to the environmental changes, for instance, drought, the increase in carbon dioxide concentration in the atmosphere or the influence of ozone. Simultaneous verification of the maximal number of the abovementioned parameters enables precise diagnosis of the tree condition and indicates with high probability which stress factor is the most responsible for the occurrence of potential damages. The examples quoted in the current paper taken both from literature and the author s personal research illustrate the scope of diagnostic possibilities of the described parameters. 30

31 Jurij Czernobaj Pañstwowe Muzeum Przyrodnicze NAN Ukrainy, Lwów STABILNOÚÃ PRÓCHNIC I POTENCJAÙ EKOLOGICZNY GÙÓWNYCH TYPÓW LASÓW ROZTOCZA LITTERS STABILITY AND ECOLOGICAL POTENTIAL IN MAIN TYPES OF FORESTS IN ROZTOCHE Sùowa kluczowe: potencjaù ekologiczny, indtkacja stanu, próchnica, lasy, Roztocze Key words: ecological potential, state indication, litter, forests, Roztoche Abstract. Comparative estimation of organochemical and humus state of litters in model forest communities in Roztoche with contrasting typological pecularities is given. It is constituted that on initial stages of organic transformation into detritus some tendencies connected with general state of ecosystem may be revealed. The conclusion is drawn about the possibility of using litter and soil organochemical and humus investigations for selection the objects which must be preserved. WSTÆP Pytanie oceny zdatnoúci lasu jako caùoúci (typu siedliska) do pewnego poziomu wydajnoúci, w pierwszym rzædzie, drewna, oddawna powstaje, jako zasada podejmowania decyzji gospodarczych. Dla Roztocza jako regionu intensywnej ekspùoatacji zespoùów pierwotnych i hodowli lasów uprawianych (zespoùy poræbne i kulturowe) pytaniem wprowadzenia indeksu potencjalu ekologicznego (EP) róýnych typów lasów po raz pierwzsy zadaù siæ absolwent Wyýszej Szkoùy Leúnej w Dublanach dr. Andrzej Piasecki [Piasecki 1942]. Pojæcie EP ten autor definiowaù jako przejaw zbiorowy wszystkich czynników ekologicznych których udziaù w systemie integralnej oceny moýe byã nawzajem zastàpiony lub dopeùniony. Na podstawie empirycznie ustawionego zwiàzku A. Piasecki zaprowadziù ocenæ stanu zespoùów gùównych typów lasów Roztocza na poziomie indeksacji numerycznej pojemnoúci ich potencjaùów ekologicznych. Wedùug A. Piaseckiego, waloryzacjæ EP prowadzi siæ odpowiednio do postulatów P.S.Pohrebniaka o decydujàcym znaczeniu wilgotnoúci i wydajnoúci gleb dla tworzenia siæ pewnego typu siedlisk leúnych. Do listy mierników wnosi siæ poziom wód glebowych i taksacyjny stan wilgotnoúci, z mierników glebowych odczyn gleby (ph), iloúã wapnia (CaO), azotu (N), czàstek pyùowych mniejszych od 0,10 mm, glæbokoúã strefy korzeniowej w profilu gleby. Do kaýdego z tych czynników byùy zastosowane 31

32 32 skale 5-útopniowe. Na podstawie skùadania ocen skalowych ustalono rozmiary EP dla jednej grupy typów siedlisk: bory 12-14, subory 15-17, sugràdy 18-21, gràdy Analiza literatury pózniejszej wskazuje, ýe ten integralny wskaênik lasu jako caùoúci nie wzbudziù naleýnej uwagi ze strony nastæpnych badawców przez nieznaczne rozpowszechnienie pracy A. Piaseckiego, opublikowanej pod czas Drugej wojny Úwiatowej w jæzyku ukraiñskim i szybkà po temu úmierã autora w obozie Janowskim we Lwowie. Tylko pod koniec lat 80-ch XX st. imiæ tego wybitnego leúnika pojawiùo siæ na stronach prac z tematów typologii i ekologii lasów. ÚCIÓÙKA I PRÓCHNICA W INDYKACJI STANU EKOSYSTEMU LEÚNEGO Ze wzglædu na zestaw mierników doùàczonych do obliczenia indeksu EP wyjaúnia siæ ogromna rola transformacji detrytusowej (rozkùadu) materii organicznej (fito-, zoo- i mikomasy), która w ekosystemie leúnym jest skupionà w warstwie úcióùki i próchnicy leúnej. W tym sensie nie ma potrzeby analizowaã wszystkie cechy ekosystemowe úcióùki, wystarczy przeanalizowaã zmiany organochemicznie w substratach niespecyficznych (organochemicznych) oraz zmiany w substratach specyficýnych (humusowych), jako przeciwstawnych procesach, poùàczonych w caùoúciowym mechanizmie tworzenia siæ puùu humusowego w ramach istniejàcych warunków ekologicznych. Zestaw zwiàzków organochemicznych byù zbadany za schematem klasycznym przepisów analitycznych [Puchalski, Prusinkiewicz 1990], równieý jak i zestaw zwiàzków specyficznych humusowych [Bednarek i in. 2004; Puchalski, Prusinkiewicz 1990]. Badania byùy przeprowadzone w latach i w ramach programu monitoryngu profilu ekologicznego gùównych typów lasów rezerwatu úcisùego (zapowidnyka) Roztocze w Obwodzie Lwowskim (Ukraina), odpowiadajàcych typom wymienionym przez A.Piaseckiego w latach 30-ch XX st. Przedmiotem badañ byùy úcióùki i gleby buczyny dæbowo-grabowej Querceto- Carpineto-Fagetum asarumoso-oxalidosum, równieý zespolów leúnych w typach úwieýych dàbrów i buczyn, mianowicie Fageto-Carpineto-Quercetum pulmonariosum oraz Querceto-Carpineto-Fagetum saniculosum. Przejúciowà pozycjæ od úwieýego do wilgotnego siedliska posiada sudàbrowa grabowo-sosnowa Carpineto-Pineto-Quercetum coryloso-caricosum pilosae, a wilgotna sudàbrowa jest przedstawionà zespoùem Carpineto Pineto-Quercetum stellariosum. Typy siedliskowe mianowane sà odpowiednio do klasyfikacji P.S.Pohrebniaka [Piasecki 1942], nazwy fitosocioligiczne wedùug tradycyjnej nomenkùatury ukraiñskiej. W buczynach, rosnàcych na rædzinach, úcióùki sà bardzo dynamiczne. W przekroju one skùadajà siæ z dwóch warstw mineralizacyjnych. Od wiosny do poùowy lata warstwa opadowa redukuje siæ i zlewa siæ z warstwà fermentacji. W czasie od jesiennego

33 listopadu do stapiania úniegu odwrotnie: warstwa fermentacyjno-humusowa przobrarza siæ na efemernà foliæ miædzy warstwà opadu a glebà. Zmiennoúã strukturowa kojarzy siæ z duýym wyùuhowaniem ruchomych zwiàzków organicznych, najpierw polifenoùów plyniàcych oraz cukrów (tab.1). Zestaw ligninu z celuùozà jest osùabiony i nie zabezpiecza duýej protekcji stosownie innych zwiàzków organochemicznych. Podobne tendencje sà obecne równieý w úcióùce lasów dæbowych na glebach darniowo-sùabobielicowatych. Transformacja materii martwej przebiega tutaj szybciej aniýeli w warunkach úwieýej buczyny mieszanej. Na stadium przejúciowym D2-C 2 w subuczynie úwieýej profil úcióùki zawiera trzy warstwy strukturowe z bardzo wyraênà warstwà humusowà. Warstwa opadowa w úcióùce mieszanego lasu bukowego mieúci najwiæciej polifenoùów, cukrów pùyniàcych oraz polisacharydów. Tylko w warstwie humifikacji zawartoúã zwiàzków organicznych we wszystkich zespoùach leúnych jest jednakowa. Za ocenà A. Piaseckiego buczyna úwieýa na darniowo-sùabobielicowatej glebie oraz na rædzinie ma najwiækszy potenciaù ekologiczny (EP), który wedùug ustalionej skali numerycznej siæga stopni. Gùównà odmianà podobnych warunków siedliskowych jest niska zawartoúã kwasów fulwowych w przekroju glebowym, który za sùabà dyferencjacjà profilu podobny do karpackich gleb brunatnych [Turski 2002]. Brak warstwy humusowej w úcióùce (mull) úwiadczy o tym, ýe procesy pierwotnej kondensacji humatów sà przeniesione do warstwy glebowej. Tab. 1. Podziaù niespecyficznych zwiàzków organicznych w úcióùkach leúnych roztocza Êródùo: Opracowanie wùasne. 33

34 Tab. 2. Stan humusowy úcióùek i gleb w lasach rezerwatu roztocze 34 ) * EP, indeks numeryczny potencjaùu ekologicznego za A.Piaseckim [Piasecki 1942]. ) ** zawartoúã czæúci organicznej w mortmasie úcióùki, %. Êródùo: Opracowanie wùasne.

35 Na korzyúã tej wersji úwiadczy wysoka iloúã humusu ogólnego w strefie glebowej A 1 (tab.2). Ze zmianà warunków siedliskowych, powiækszeniem wilgotnoúci i zmniejszeniem poziomu wydajnoúci gleby bielicowatej we wtórnym lesie bukowym (subuczyna grabowa D ), potencjaù ekologiczny nie zmienia siæ. 2 Natomiast ostro wzrasta iloúã kwasów fulwowych, co poznacza siæ w formie zbielicowania strefy glebowej A. Úcióùka w tym lesie ma peùny profil 2 trzechwarstwowy (moder), w którym odbywa siæ peùny cykù transformacji mortmasy od szczàtek roúlinnych do zwiàzków próchniczych [Puchalski, Prusinkiewicz 1990]. Jeszcze ostrzej wzrasta autonomia procesów detrytusowych w siedlisku przejúciowym D -C úwieýej sudàbrowy grabowej. Potencjaù 2 2 ekologiczny zostaje na tym samym poziomie, z czego wypùywa wniosek o peùnosprawnym dziaùaniu mechanizmów stabilizacyjnych (biocenotycznych), wùaúciwych dla pewnego typu lasu nawet przy istotnych zmianach w strukturze drzewostanów. Poúród badanych zespoùów drzewostan dæbowy z grabem i sosnà w warunkach siedliska C ma najnizszy poziom EP 18. W glebie danego lasu 3 wykazano nawyýszà zawartoúã kwasów fulwowych razem ze wzrostem relacji C:N. Z tego wypùywa, ýe proces transformacji wæglopojemnych zwiàzków jest zahamowany. W tej sytuacji úcióùka gromadzi duýà od 9,2 do 12,1 % iùoúã humatów ruchomych. Wiæc, przy zmieñszeniu potencjaùu ekologicznego úcióùka aktywizuje funkcjæ wytwarzania pierwotnego humusu, produkujàcego w glebie dojrzaùe specyficzne zwiàzki humusowe na przeciwagæ siedliskom z wiækszym potencjaùem ekologicznym. UZGODNIENIE POZIOMÓW INDYKACJI Z KATEGORJAMI TYPOLOGICZNYMY Brak prostych zaleýnoúci miædzy wskaênikami EP i stanem specyficznych zwiàzków humusowych i fulwowych jest skutkem wykorzystania mierników róýnych poziomów charakteryzacji obiektów. Jeúli miernik EP jest wùaúciwym dla obiektów typologicznych na poziomie krajobrazowym, to wskaêniki stanu humusowego sà wùaúciwe dla obiektów konkretnych biotopów lub zespolów, na konkretnych odmianach glebowych. Poziomowa nieuzgodnionoúã powoduje brak prostych zaleýnoúci miædýy stanem EP i stabilnoúcià procesów humusotworzenia siæ. Na gradacjæ potencjaùów zgodnie z poziomami ekosystemowyms wskazujà w literaturze polskiej M.Kistowski, a w ukraiñskiej M.Hoùubeã [Hoùubeã i in. 2003]. Dlatego nastæpnym krokem w badaniach byùa ocena stabilnoúci zwiàzków humusowych miernikami poziomu krajobrazowego. Taki mierniki oblicza siæ unikatowà metodà, wprowadzonà wægierskim gleboznawcà L.Hargitai dla oceny kadastrowej szaty glebowej na Wægrzech [Hargitai 1974, 1986]. Metoda Hargitai równieý zostaùa zmodyfikowana do úcióùek przy badaniach lasów Estonii [Kydar 1984]. Istota metody polega na tym, ýe 1%-owy pùyn NaF ekstraguje humaty 35

36 dojrzaùe, wiæc stabilnæ, a 1%-owy plyn NaOH wywalnia humusopodobne zwiàzki mniej kondensowane. Wiæc, im wiæksze bædzie znaczenie odniesienia gæstoúci optycznej (ekstynkcji) pierwszego ekstraktu do drugiego, tym wiækszym bædzie miernik stabilnoúci Q. Relacje miernika Q i pochodzàcych od niego wspóùvznników stabilnoúci z poziomem EP wskazaùy na dobrze wyraýony prosty zwiàzek miædzy tymi parametrami na jednej skali krajobrazowej (tabela 3). Tab. 3. Podziaù typologiczny mierników stabilnoúci. 36 Uwaga: *) miernik stabilnoúci Q=E NaF/E NaOH; ) ** zawartoúã materii organicznej utlienionej, %; ) *** wspóùczynnik stabilnoúci K=Q/H Êródùo: Opracowanie wùasne. Oprócz zawartoúci zwiàzków organicznych stabilnoúã procesów tworzenia siæ humusu zapewnia obecnoúã azotu (nitrogen). Udziaù tego perwiastka w reakcjach próchnicowych gwarantuje skutecznoúã transformacji szczàtek roúlinnych do fazy twórzenia siæ specyficznych substansji humusowych. Przez relacje C:N oceniamy ogólnà jakoúã úrodowiska ekochemicznego w úcióùkach lasów o róýnym EP. Zgodnie z wyliczonym wskaênikiem intensywnoúci twórzenia siæ humatów R [Pantosz-Derimowa 1990] najwiæksze napiæcie ekochemiczne istnieje na stadium fermentacji (warstwy FH i F), kiedy odczuwa siæ brak azotu (tabela 4). Relacja wspóùczynnik stabilnoúci humusowego puùu K do wskaênika jakoúci úrodowiska ekochemicznego (wystæpuje w danym przypadku jako relacja C:N) úwiadczy o stopniu peùnosprawnoúci mechanizmu tworzenia siæ humusu oraz jego ukierunkowaniu [Pantosz-Derimowa 1990]. Za wskaênikem R jakoúã warunków twórzenia siæ humusu w úwieýych wariantach úiedliskowych wzrasta na przejúciu od úcióùki do gleby, t.j. od poczàtkowego stanu do koñcowego. Przez zniýenie poziomu EP na 3 4 stopnie jakoúã warunków tworzenia siæ humusu w trakcie rozkùadu staje siæ gorsza na porzàdek bez wzglædu na stosunkowo przychylny stan úrodowiska ekochemicznego.

37 Tab. 4. Indeksacja warunków pierwotnego tworzenia siæ substancji humusowej w úcióùkach lasów roztocza Êródùo: Opracowanie wùasne. WNIOSKI - Juý na stadjach poczàtkowych transformacji detrytusowej materii organicznej jest moýliwoúã wyjawienia tendencji, zwiàzanych z ogólnym stanem ekosystemu leúnego. - Doúã ciasny zwiàzek indeksów stabilnoúci i jakoúci nowotworzonych zwiàzków humusowych z miernikami integralnymi EP pozwala planowaã szczegóùowà waloryzacjæ úcióùek w ekosystemach chronionych w porównianiu z innymi, któræ majà róýny stopieñ poruszeñ, w celach operatywnej oceny stanu ekosystemów zagroýonych. - Równieý ta metoda nadaje siæ do wyznaczenia obiektów monitoringu lub w celach ochrony cennych obszarów leúnych. LITERATURA Bednarek R., Dziadowiec H., Pokojska H., Prosinkiewicz Z Badania ekologicznogleboznawcze. Wyd-wo PWN, Warszawa,. 344 s. Hargitai L A new method for the complex evaluation of the humus quality and investigation on humification process. Proc. of the X Intern. Congr. Soil sci., v.2, Comission 2, Moscow: Hargitai L The equivalent humus value parameter and its importance in plant nutrition and environment protection. Transaction XIII Congress of the Intern. Society of Soil Sci, vol. III, Comission IV. Hamburg: Hoùubeã M.A., Maryskiewicz O.G., Krok B.O. i in. 2003, Ekologicznyj potenciaù nazemnych ekosystem. Wyd-wo POLLI, Lwiw, 179 s. (w jez. Ukraiñskim). Kydar M.M Transformacja uglerodsoderýaszczych soedinenij w organogennych gorizontach raznych tipow lesnych biogeocenozow. Ýurn. Poczwowedenie, No 8, Moskwa: (w jæz. Rosyjskim). 37

38 Pantosz-Derimowa T.D Kaczestwennaja ocenka gumusowych weszczestw lesnoj podstiùki w gorizonte A raznych biogeocenozow Wengrii. Izwestija AN SSSR, serja bioù., No 3: : 260- (w jæz. Rosyjskim). Piasecki A Pro pobuduwannja i biologiczny rozwytok rjadu typiw ykrainskiego lisu. - Praci z doswidnogo lisiwnyctwa, t.1, Wyd-wo Pryrodoznawczoi sekcii NTSz u Lwowi, Ukrainske wydawnictwo, 112 s. (w jez. Ukraiñskim). Puchalski T., Prusinkiewicz Z Ekologiczne podstawy siedliskoznawstwa leúnego. Wyd-wo PWRL,Warszawa, 619 s. Turski R Gleby. Praca zbiorowa Roztocze. Úrodowisko przyrodnicze pod redakcjà J.Buraczyñskiego, Wyd-wo Lubelskie, Lublin: STRESZCZENIE Zdatnoúã lasu jako caùoúci (typu siedliska) do pewnego poziomu wydajnoúci, w pierwszym rzædzie, drewna, ocenia sie jako jego potencjaù ekologiczny (EP). Ten wskaênik integracyjny w typologii lasów po raz pierwszy zastosowaù lwowski naukowiec A.Piasecki, definiujàc go jako przejaw zbiorowy wszystkich czynników ekologicznych których udziaù w systemie integralnej oceny moýe byã nawzajem zastàpiony lub dopeùniony. Na stadjach poczàtkowych transformacji detrytusowej materii organicznej jest moýliwoúã wyjawienia tendencji, zwiàzanych z ogólnym stanem ekosystemu leúnego. Ciasny zwiàzek indeksów stabilnoúci i jakoúci nowotworzonych zwiàzków humusowych z miernikami integralnymi EP pozwala planowaã szczegóùowà waloryzacjæ úcióùek w ekosystemach chronionych w porównianiu z innymi, któræ majà róýny stopieñ poruszeñ, w celach operatywnej oceny stanu ekosystemów zagroýonych. Metoda moze byã zastosowana do wyznaczenia obiektów monitoringu lub w celach ochrony cennych obszarów leúnych. SUMMARY Forest capacity, as a type of habitat, for certain level of productivity (in the first place of timber) is valued as its ecological potential (EP). This integral indicator for the first time was applied in forest typology by Lviv scientist A.Piasecki who defined it as a combined display of all ecological factors which participation in the system of integral evaluation can be reciprocally substituted or complemented. On the initial stages of organic transformation into detritus the possibility of revealing tendencies connected to general state of forest ecosystem exists. The close connection of stability and quality of newly produced humus compounds with integral criteria of EP makes it possible to plan the detailed evaluation of litter in the protected ecosystems comparatively with those bearing different level of disturbances. This method could be applied for selection of objects formonitoring or valuable forest areas for conservation. 38

39 Sylwester Grajewski Wyýsza Szkoùa Zarzàdzania Úrodowiskiem w Tucholi Uniwersytet Przyrodniczy w Poznaniu Karol Jankowski, Marek Licznierski Uniwersytet Przyrodniczy w Poznaniu CZEREMCHA AMERYKAÑSKA PRUNUS SEROTINA EHRH. W POLSKICH LASACH NA PRZYKÙADZIE DRZEWOSTANÓW NADLEÚNICTWA DOÚWIADCZALNEGO ZIELONKA ORAZ NADLEÚNICTWA PAÑSTWOWEGO SZUBIN BLACK CHERRY (PRUNUS SEROTINA EHRH.) IN POLISH FORESTS BASED ON STANDS IN THE ZIELONKA EXPERIMENTAL FOREST DISTRICT AND THE SZUBIN STATE FOREST DISTRICT Sùowa kluczowe: neofity, czeremcha amerykañska, Prunus serotina Ehrh., Nadleúnictwo Doúwiadczalne Zielonka, Nadleúnictwo Pañstwowe Szubin, Leúnictwo Kowalewo. Key words: neophytes, black cherry, Prunus serotina Ehrh., Zielonka Experimental Forest District, Szubin State Forests District, Kowalewo Forest District. Abstract. The study analyzed the process of spreading of black cherry Prunus serotina Ehrh. in Polish forests based on stands in the Zielonka Experimental Forest District and the Szubin Forest District from the moment of plantingthe first plants to contemporary times. The analyses were based primarily on information supplied by forest management plans prepared on a regular basis for forest management units. In order to estimate directions of further expansion of this species the developed model of a threatened stand was applied. It was used to identify forest subcompartments being at the biggest threat of colonisation by black cherry in the nearest future and these subcompartments, in which it will find convenient conditions for growth and development and thus its proportion will increase in the species composition, most frequently as an underbrush species. WSTÆP Czeremcha amerykañska Prunus serotina Ehrh., naturalnie wystæpujàca w Ameryce Póùnocnej, zostaùa sprowadzona do Europy na poczàtku XVII wieku [Starfinger 2006]. W tym czasie wykorzystywano jà, jako roúlinæ ozdobnà w nasadzeniach parkowych i ogrodowych. Sto lat póêniej w Niemczech rozpoczæto zakùadanie z jej udziaùem licznych leúnych powierzchni doúwiadczalnych [Wein 1930]. Pod koniec XIX wieku próbowano czeremchæ wykorzystywaã do produkcji drewna. W XX wieku europejscy leúnicy sadzili spore iloúci czeremchy 39

40 amerykañskiej tùumaczàc to dwoma powodami: ochronà przed wiatrem i ogniem lasów iglastych oraz odwracaniem niekorzystnego stosunku wægla do azotu poprzez opad liúci przyúpieszajàcych procesy glebowe [Tomanek 1997]. Do Polski czeremchæ amerykañskà introdukowano w 1813 roku [Hereêniak 1992, Tomanek 1997]. Zakùadano wówczas, ýe przyczyni siæ ona do uýyênienia ubogich siedlisk leúnych duýo skuteczniej niý rodzime gatunki drzew i krzewów, których lista wydawaùa siæ wówczas zbyt krótka. Wprowadzana do naszych lasów na szerokà skalæ szybko okazaùa siæ gatunkiem wysoce ekspansywnym skutecznie opanowujàcym powierzchnie leúne zlokalizowane na siedliskach ýyêniejszych od tych, na których pierwotnie byùa sadzona. Co prawda czeremcha amerykañska ma mniejsze wymagania glebowe i wilgotnoúciowe w stosunku do naszego rodzimego gatunku czeremchy zwyczajnej Prunus padus L. i zadowala siæ glebami bardziej suchymi, jednakýe optimum swojego wzrostu i rozwoju wykazuje na glebach ýyznych, gùæbokich i wilgotnych [Kluczyñski 2005]. Aktualnie czeremcha amerykañska jest rozprzestrzeniona na znacznej powierzchni Niemiec, Polski i Danii, miejscowo obficie wystæpuje na terytorium Litwy, Norwegii i Szwecji oraz w kilku rejonach Estonii i Rosji [Starfinger 2006]. W Polsce gatunek ten uwaýany jest za bardzo czæsty i wystæpuje praktycznie na terytorium caùego kraju. Jedynie w czæúci póùnocno-wschodniej oraz w Karpatach spotykany jest rzadziej (ryc. 1). Poczàtkowo zarówno úwiatowe, jak i polskie kierunki badañ, koncentrowaùy siæ nad biologià i moýliwoúciami róýnorakiego wykorzystania tego gatunku w gospodarce [m.in. Stypiñski 1977, Kocjan 1981, Faùtynowicz 1983, Ignatov i in. 1990, Chappelka i in. 1999, Gudžinskas 2000]. 40 Ryc. 1. Rozmieszczenie czeremchy amerykañskiej Prunus serotina Ehrh. w Polsce Êródùo: Zajàc i Zajàc 200.

41 Ryc. 2. Lokalizacja obiektów badawczych na tle granic nadleúnictw i zasiægu regionalnych dyrekcji lasów pañstwowych Êródùo: Opracowanie wùasne. Jednakýe w stosunkowo krótkim czasie ewoluowaùy one w stronæ oceny rozprzestrzeniania [m.in. Danielewicz 1994, Spaeth i in. 1994, Gubareva 1995, Starfinger 1997, Olsthoorn i van Hees 2001, Tokarska-Guzik 2003, Grigorevskaya i in. 2004, Deckers i in. 2005, Verheyen i in. 2007], a w konsekwencji poszukiwania metod zwalczania tego gatunku [m.in. Drogoszewski 1986, 1987, 1988]. Wspóùczeúnie wysiùek badawczy skupia siæ na okreúleniu czynników sprzyjajàcych rozprzestrzenianiu siæ czeremchy amerykañskiej oraz wypracowaniu skutecznych metod ograniczania jej wystæpowania [np. Marquis 1990, Rutkowski i in. 2002]. CEL, PRZEDMIOT I ZAKRES BADAÑ Zasadniczym celem przeprowadzonych badañ byùa analiza procesu rozprzestrzeniania siæ oraz okreúlenie dalszych potencjalnych kierunków ekspansji czeremchy amerykañskiej Prunus serotina Ehrh. z wykorzystaniem zaproponowanego modelu drzewostanu zagroýonego. Badaniami nad obecnoúcià czeremchy amerykañskiej w skùadach gatunkowych zespoùów roúlinnych objæto lasy centralnej czæúci Puszczy Zielonka administrowanymi przez Nadleúnictwo Doúwiadczalne Zielonka bædàce wùasnoúcià Uniwersytetu Przyrodniczego w Poznaniu oraz wybrane drzewostany Nadleúnictwa Pañstwowego Szubin Leúnictwa Kowalewo, bædàcego czæúcià Regionalnej Dyrekcji Lasów Pañstwowych w Toruniu. Oba obiekty oddalone sà od siebie w linii prostej o okoùo 70km (ryc. 2). 41

42 42 Fundamentem wykonanych analiz byùy bazy danych utworzone na podstawie zebranych informacji zawartych w róýnych dokumentach i opracowaniach, wúród których znalazùy siæ m.in. plany urzàdzenia, ochrony i hodowli lasu oraz materiaùy kartograficzne obejmujàce okres od zakoñczenia II wojny úwiatowej do czasów wspóùczesnych (ostatnie dane dla obu obiektów pochodziùy z 2004 roku). Wizualizacja wyników badañ nie byùaby moýliwa bez przygotowania licznych warstw map cyfrowych, których wersje podstawowe otrzymano z nadleúnictw lub sporzàdzono we wùasnym zakresie. METODY BADAÑ Do oceny stopnia pokrycia wydzieleñ leúnych czeremchà amerykañskà wykorzystano dane zawarte w bazach danych doùàczonych do operatów urzàdzania lasu. Podkreúliã naleýy, ýe informacje tam zawarte sà uproszczone i narzucajà przez to pewne ograniczenia odnoúnie interpretacji wyników. Na przykùad zgodnie z wymaganiami stawianymi przez instrukcje urzàdzania lasu opisu podszytu dokonuje siæ wówczas, gdy zajmuje on co najmniej 10% powierzchni pododdziaùu [Instrukcja 2003]. Liczbæ wymienionych w opisie gatunków ogranicza siæ do piæciu najliczniejszych, wymieniajàc je wedùug malejàcego udziaùu, a jeýeli sà one jednakowe, to na pierwszym miejscu w opisie podaje siæ ten, który jest bardziej uciàýliwy z punktu widzenia hodowli i uýytkowania lasu. Zatem materiaùy êródùowe podajà sumaryczny procent pokrycia powierzchni wszystkimi gatunkami podszytowymi. Bioràc pod uwagæ powyýsze, otrzymane wyniki naleýy traktowaã, jako pewne przybliýenie opisywanego zjawiska poprzez uzyskanie ogólnego obrazu moýliwoúci ekspansji wspomnianego gatunku. Niewàtpliwie najdokùadniejszym sposobem badañ w tym zakresie byùaby bezpoúrednia inwentaryzacja wystæpowania czeremchy amerykañskiej w poszczególnych warstwach drzewostanu kaýdego wydzielenia, jednak badania tego typu sà bardzo pracochùonne i kosztowne stàd miædzy innymi powstaù pomysù na wykorzystanie informacji zgromadzonych w opisach taksacyjnych. Na podstawie zebranej literatury [Marquis 1990, Lehwark 1991, Lewiñski 1991, Tomanek 1997, Rutkowski i in. 2002] opracowano model drzewostanu zagroýonego ekspansjà czeremchy amerykañskiej dla wydzieleñ leúnych Nadleúnictwa Zielonka, który wykorzystano równieý do oceny kierunków ekspansji tego gatunku w lasach Nadleúnictwa Szubin Leúnictwie Kowalewo. Ustalono, ýe szczególnie podatne na zasiedlenie przez czeremchæ sà pododdziaùy charakteryzujàce siæ: typem siedliskowym lasu úwieýego, lasu mieszanego úwieýego lub boru mieszanego úwieýego; jednowiekowym i jednogatunkowym drzewostanem gospodarczym; glebami o kwaúnym odczynie; glebami porolnymi, rdzawymi, rdzawymi o zapoczàtkowanym procesie bielicowania lub zbielicowanymi; nadmiernie przeúwietlone; leúnymi

43 zbiorowiskami zastæpczymi upodobniajàcymi siæ do zdegenerowanych postaci kwaúnych dàbrów Calamagrostio arundinace Qercetum petraeae z Pteridium aquilinum L. lub pokryte roúlinnoúcià okreúlanà jako Galio sylvatici Carpinetum, podzespóù G. s. C. holcetosum mollis. Na podstawie tych zaùoýeñ kaýdej z cech taksacyjnych, uùatwiajàcych ekspansjæ czeremchy amerykañskiej w okreúlonym wydzieleniu leúnym, przydzielono wartoúci liczbowe tym wiæksze, im dana charakterystyka bardziej sprzyjaùa wkraczaniu czeremchy. Zdaniem autorów obliczona suma wszystkich cech wskazuje pododdziaùy podatne na ekspansjæ tego gatunku oraz informuje o stopniu tego zagroýenia. Sposób punktowania przedstawiaù siæ nastæpujàco: 1. Siedliskowy typ lasu: las úwieýy, las mieszany úwieýy 2 punkty, bór mieszany úwieýy 1 punkt; pozostaùe siedliska 0 punktów; 2. Budowa pionowa drzewostanu: jednopiætrowa 1 punkt; inna 0 punktów; 3. Zwarcie drzewostanu: luêne (tutaj równieý zræby i halizny) 2 punkty, przerywane 1 punkt; peùne i umiarkowane 0 punktów; 4. Wystæpowanie sosny w skùadzie gatunkowym w udziale: % 2 punkty; 70-80% 1 punkt; 5. Zgodnoúã skùadu gatunkowego drzewostanu z gospodarczym typem drzewostanu: niezgodny 2 punkty; czæúciowo zgodny 1 punkt; zgodny 0 punktów; 6. Zespoùy roúlinne: Calamagrostio arundinace Qercetum petraeae (zamiast nierozróýnianego w opisach taksacyjnych Calamagrostio arundinace Qercetum petraeae typicum) oraz Galio-Carpinetum calamagr. Polytrichetosum, lathyretosum, luzuletosum (zamiast niepodawanego w bazach danych Galio sylvatici Carpinetum holcetosum mollis) 1 punkt; inne 0 punktów (cechæ tà pominiæto przy ocenie wydzieleñ Nadleúnictwa Szubin, gdyý nie uwzglædniaùy jej zgromadzone materiaùy êródùowe); 7. Drzewostany na gruntach porolnych: tak 1 punkt; nie 0 punktów; 8. Typy gleb leúnych: gleby rdzawe 1 punkt; pozostaùe 0 punktów; 9. Dotychczasowa obecnoúã czeremchy amerykañskiej w skùadzie gatunkowym: tak 1 punkt; nie 0 punktów. CHARAKTERYSTYKA OBIEKTÓW BADAWCZYCH Nadleúnictwo Doúwiadczalne Zielonka Powierzchnia tego Nadleúnictwa wynosi 4550,37ha, z czego 3993,66ha stanowià grunty leúne zalesione. Dominujàcymi typami siedliskowymi sà: las mieszany úwieýy zajmujàcy 62,92% powierzchni leúnej, bór mieszany úwieýy 21,47% oraz las úwieýy 11,22%. Pozostaùe siedliska to: ols jesionowy (1,17%), bór úwieýy (0,90%), ols (0,76%), las mieszany wilgotny (0,72%), las ùægowy (0,55%), las wilgotny (0,21%), las mieszany bagienny (0,04%) oraz bór mieszany wilgotny (0,07%). 43

44 44 Na terenie Nadleúnictwa zdecydowanie przewaýa typ gleb rdzawych (85,83%), z których najwiæcej jest podtypu rdzawych brunatnych (33,74%) i wùaúciwych (30,09%), oraz pùowych (5,06%) i bielicowych (2,99%). Charakterystyczny dla tego obszaru jest wysoki wskaênik gleb o charakterze porolnym, który wynosi aý 63,72%. Najpowszechniej wystæpujàcym zespoùem roúlinnym jest Calamagrostio arundinacae-quercetum (41,81%), Galio-Carpinetum calamagr. Polytrichetosum, lathyretosum, luzuletosum (39,05%), Galio-Carpinetum typicum (5,66%), Leucobryo-Pinetum (4,06%) i Fago-Quercetum typicum (3,77%). W skùadach gatunkowych drzewostanów zdecydowanie przewaýa sosna. Jako gatunek dominujàcy w drzewostanie wystæpuje ona aý na 82,81% powierzchni lasów Nadleúnictwa. Kolejne miejsca zajmujà dàb (11,87%) i olsza (1,90%). Spoúród pozostaùych gatunków ýaden swoim udziaùem powierzchniowym nie przekracza 1%, a sumarycznie zajmujà one 3,42% caùkowitej powierzchni lasów Nadleúnictwa. Tak znaczny udziaù sosny przekùada siæ w duýej mierze na niedostosowanie skùadów gatunkowych do gospodarczego typu drzewostanu. Takà niezgodnoúã oznaczono dla 19,18%, a czæúciowà niezgodnoúã dla 57,38% drzewostanów. Zjawisko to nie jest równieý obojætne dla siedlisk. Jedynie 39,65% uznano za zbliýone do naturalnego, natomiast 59,94% okreúlono jako znieksztaùcone, a 0,37% jako zdegradowane. W Nadleúnictwie zewidencjonowano najwiæcej drzewostanów jednopiætrowych (89,59%), dwupiætrowych (5,37%), w klasie odnowienia (4,44%) oraz w klasie do odnowienia (0,59%). Zazwyczaj charakteryzujà siæ one zwarciem umiarkowanym (53,04%), przerywanym (34,42%) lub peùnym (7,60%). W strukturze wiekowej przewaýajà drzewostany II (21,09%), VI i starszych (20,76%) oraz III (20,31%) klasy wieku. Najmniejszy areaù zajmujà drzewostany w wieku do 20 lat (7,42%) oraz w V klasie wieku (14,41%). Nadleúnictwo Pañstwowe Szubin Nadleúnictwo Szubin obejmuje swoim zasiægiem obszar okoùo ha, w tym powierzchnia gruntów bezpoúrednio zarzàdzanych to ha usytuowanych w 382 kompleksach leúnych. Najwiækszy udziaù powierzchniowy w Nadleúnictwie majà typy siedliska leúnego: boru mieszanego úwieýego (37,14%), lasu mieszanego úwieýego (21,65%), boru úwieýego (16,77%) oraz lasu úwieýego (16,61%). Stosunkowo duýy obszar zajmujà równieý: las wilgotny (2,97%), ols jesionowy (2,48%) i las mieszany wilgotny (1,29%). Na terenie Nadleúnictwa zdecydowanie przewaýajà gleby rdzawe (63,75%), bielicowe (14,83%) i brunatne (5,91%). Charakterystyczny dla tego obszaru jest równieý znaczny udziaù gleb o charakterze porolnym, który wynosi 42,70%. W skùadach gatunkowych drzewostanów zdecydowanie przewaýa sosna. Jako gatunek dominujàcy w drzewostanie wystæpuje ona aý na 82,7%

45 powierzchni lasów Nadleúnictwa. Kolejne miejsca zajmujà: dàb (7,5%), olsza (4,0%), brzoza (2,7%) i jesion (1,8%). Spoúród pozostaùych gatunków ýaden swoim udziaùem powierzchniowym nie przekracza 1%, a ùàcznie zajmujà one 1,3% caùkowitej powierzchni lasów. Tak znaczny udziaù sosny przekùada siæ w duýej mierze na niedostosowanie skùadów gatunkowych do gospodarczego typu drzewostanu. Takà niezgodnoúã oznaczono dla 13,77%, natomiast czæúciowà niezgodnoúã dla 26,58% drzewostanów. Zjawisko to nie jest równieý obojætne dla siedlisk. Aý 50,78% ich powierzchni uznano za znieksztaùcone, 46,03% okreúlono jako zdegradowane, a 1,08% jako silnie zdegradowane. W Nadleúnictwie zewidencjonowano najwiæcej drzewostanów jednopiætrowych (96,78%), dwupiætrowych (0,07%), w klasie odnowienia (2,33%) oraz w klasie do odnowienia (0,82%). Zazwyczaj charakteryzujà siæ one zwarciem umiarkowanym (43,18%), przerywanym (34,73%) lub peùnym (20,73%). W strukturze wiekowej przewaýajà drzewostany III (25,28%), II (19,66%) oraz I (17,60%) klasy wieku. Mniejszy areaù zajmujà drzewostany w wieku ponad 100 lat (9,38%) oraz w V klasie wieku (11,70%). WYNIKI BADAÑ Nadleúnictwo Doúwiadczalne Zielonka Historia introdukcji czeremchy amerykañskiej na terenie Nadleúnictwa Doúwiadczalnego Zielonka siæga 1949r. (ryc. 3). Wówczas to odnotowano pierwsze przypadki wprowadzania tego póùnocnoamerykañskiego gatunku do podszytów w jednym z oddziaùów. W kolejnych latach uýywano czeremchy, jako gatunku podszytowego (np. w oddziaùach 2, 5, 28, 32, 49, 63, 71, 108), ale równieý stosowany byù do poprawek (np. w oddziale 98) i zadrzewieñ (np. w oddziale 96) oraz do zalesieñ terenów porolnych (ryc. 3). Na 1974r. datowany jest poczàtek zwalczania czeremchy amerykañskiej w lasach Nadleúnictwa. Jednak dotychczas stosowane metody nie spowodowaùy zmniejszenia areaùu jej wystæpowania (ryc. 4), a wræcz przeciwnie obserwuje siæ jej dalszà ekspansjæ (ryc. 5). W 1994 roku zewidencjonowano 1838,15ha drzewostanów, w których skùadzie gatunkowym wystàpiùa czeremcha amerykañska. Areaù ten stanowiù znaczny (44,9%) odsetek powierzchni leúnej Nadleúnictwa. W roku 2004 powierzchnia pododdziaùów z czeremchà amerykañskà zwiækszyùa siæ do 3088,93ha stanowiàc juý 77,3% wszystkich drzewostanów. W stosunku do roku 1994 areaù wystæpowania tego gatunku wzrósù o okoùo 32%. Nieznacznie zwiækszyù siæ równieý odsetek wydzieleñ leúnych pokrytych podszytem w iloúci powyýej 70%. W tym przedziale wzrost wyniósù 1,1% z 49,8% w 1994 do 50,9% w 2004 roku. Wyliczono równieý, ýe czeremcha wymieniana jest w opisach taksacyjnych jako gùówny gatunek podszytowy w wydzieleniach o ùàcznej powierzchni 2190,51ha, co stanowi 70,91% ogóùu powierzchni drzewostanów Nadleúnictwa. 45

46 46 Ryc. 3. Etapy wprowadzania Prunus serotina Ehrh. w Nadleúnictwie Doúwiadczalnym Zielonka Êródùo: Opracowanie wùasne. Przeprowadzone analizy pozwalajà na stwierdzenie, iý zdecydowana wiækszoúã powierzchni Nadleúnictwa Doúwiadczalnego Zielonka jest w róýnym stopniu zagroýona dalszà ekspansjà czeremchy amerykañskiej (ryc. 6). Jedynie 27,63% wydzieleñ, o ùàcznej powierzchni 859,73ha, uznaã moýna za niezagroýone lub zagroýone w niewielkim stopniu stopieñ zagroýenia maùy, 0 6 punktów w przyjætej skali. 47,08% wydzieleñ o sumarycznej powierzchni 1923,16ha wykazaùo úredni stopieñ zagroýenia uzyskujàc 7-9 punktów, natomiast duýe zagroýenie dotyczy 25,29% liczby wydzieleñ obejmujàcych blisko jednà trzecià powierzchni (1210,88ha) przydzielono im od 10 do 12 punktów w przyjætej skali oceny. Powierzchnie szczególnie zagroýone ekspansjà czeremchy, zarówno poprzez zwiækszenie dotychczasowego udziaùu w skùadzie gatunkowym, jak i wkraczanie na dotychczas niezajmowane tereny, prezentuje ryc. 6. Celem zwiækszenia jego przejrzystoúci usuniæto z niego te wydzielenia, w których czeremcha w 2004 roku wystæpowaùa w podszycie o pokryciu ³30% i wymieniana byùa w opisie taksacyjnym na miejscu pierwszym. Nadleúnictwo Pañstwowe Szubin Leúnictwo Kowalewo Etapy rozprzestrzeniania siæ czeremchy amerykañskiej zrekonstruowano, podobnie jak w poprzednim obiekcie badawczym, na podstawie planów urzàdzenia gospodarstwa leúnego. Naleýy jednak wziàã pod uwagæ fakt, iý informacje o wystæpowaniu czeremchy nanoszone byùy na aktualnà mapæ Leúnictwa Kowalewo, które wielokrotnie w swojej historii zmieniaùo swoje granice. Dodatkowo kaýda

47 Ryc. 4. Pokrycie wydzieleñ leúnych podszytem z udziaùem Prunus serotina Ehrh. w Nadleúnictwie Doúwiadczalnym Zielonka wg stanu na 1994r. Êródùo: Opracowanie wùasne. Ryc. 5. Pokrycie wydzieleñ leúnych podszytem z udziaùem Prunus serotina Ehrh. w Nadleúnictwie Doúwiadczalnym Zielonka wg stanu na 2004r. Êródùo: Opracowanie wùasne. rewizja urzàdzeniowa modyfikowaùa znacznie powierzchnie wydzieleñ leúnych. Dlatego teý przedstawionà graficznà ilustracjæ wystæpowania czeremchy amerykañskiej naleýy traktowaã jako przybliýenie opisywanego zjawiska. 47

48 Ryc. 6. Wydzielenia leúne zagroýone ekspansjà czeremchy amerykañskiej w Nadleúnictwie Doúwiadczalnym Zielonka (na rysunku pominiæto wydzielenia, w których czeremcha wystæpowaùa w 2004 roku w podszycie o pokryciu ³30% i wymieniana byùa w opisie na miejscu pierwszym). Êródùo: Opracowanie wùasne. Za poczàtek introdukcji czeremchy amerykañskiej do Leúnictwa Kowalewo uznano lata 60. ubiegùego wieku (ryc. 7). We wczeúniejszych materiaùach brak jest jakichkolwiek wzmianek o tym gatunku. Oszacowano, iý pod koniec tej dekady czeremcha wystæpowaùa w 2 wydzieleniach na okoùo 26ha. 10 lat póêniej czeremchæ zinwentaryzowano w 24 pododdziaùach na powierzchni 48 Ryc. 7. Etapy wprowadzania Prunus serotina Ehrh. w Nadleúnictwie Szubin Leúnictwo Kowalewo w latach Êródùo: Opracowanie wùasne.

49 144,79ha. Do lat 80. czeremchæ sadzono w miejscach, w których obecnie jest jej najwiæksze zagæszczenie, tzn. w úrodkowej oraz w poùudniowo-wschodniej czæúci Leúnictwa (ryc. 7). Przez kolejne 20 lat areaù wystæpowania tego gatunku zwiækszyù siæ ponad trzykrotnie do 166 wydzieleñ i 490ha (ryc. 8). W latach 90. ubiegùego wieku wystæpowanie czeremchy wyraênie roúnie w czæúci úrodkowej Leúnictwa. Z mapy przedstawiajàcej stan pokrycia czeremchà w roku 2004 widaã, ýe opanowaùa ona wiækszoúã drzewostanów reprezentujàcych 210 wydzieleñ o ùàcznej powierzchni 884ha (ryc. 9). Warunki panujàce na terenie tego obiektu badawczego sà bardzo podobne do wystæpujàcych w Puszczy Zielonka, stàd czeremcha równieý i tutaj znalazùa sprzyjajàce miejsce dla swojego rozwoju. W porównaniu do reszty Nadleúnictwa Ryc. 8. Pokrycie wydzieleñ leúnych podszytem z udziaùem Prunus serotina Ehrh. w Nadleúnictwie Szubin Leúnictwo Kowalewo wg stanu na 1994r. Êródùo: Opracowanie wùasne. Ryc. 9. Pokrycie wydzieleñ leúnych podszytem z udziaùem Prunus serotina Ehrh. w Nadleúnictwie Szubin Leúnictwo Kowalewo wg stanu na 2004r. Êródùo: Opracowanie wùasne. 49

50 50 Ryc. 10. Wydzielenia leúne zagroýone ekspansjà czeremchy amerykañskiej w Nadleúnictwie Szubin Leúnictwo Kowalewo (na rysunku pominiæto wydzielenia, w których czeremcha wystæpowaùa w 2004 roku w podszycie o pokryciu ³30% i wymieniana byùa w opisie na miejscu pierwszym) Êródùo:Opracowanie wùasne. Szubin, Leúnictwo Kowalewo poùoýone jest na najuboýszych siedliskach, ale wprowadzane w przeszùoúci monokultury sosnowe sprzyjajà ekspansji tego gatunku. Na wiækszoúci terenu Leúnictwa wystæpujà kwaúne gleby rdzawe. Nie brakuje tu równieý drzewostanów zaùoýonych na glebach porolnych. Potencjalnie najlepsze warunki siedliskowe i drzewostanowe do rozwoju czeremchy panujà w úrodkowej czæúci Leúnictwa, co znajduje swoje odzwierciedlenie w jej aktualnym rozsiedleniu. To wùaúnie w tej czæúci odnotowano najwiækszy procent pokrycia podszytem z czeremchà (ryc. 9). W wyniku przeprowadzenia procedury oceny stopnia zagroýenia pododdziaùów ekspansjà czeremchy amerykañskiej ustalono, ýe wiækszoúã wydzieleñ (52,69% liczby i 57,12% powierzchni) posiada wysoki, 6. lub 7., stopieñ tego zagroýenia. Jedynie 9,95% pododdziaùów (4,75% powierzchni) wykazaùo niewielkie zagroýenie wkroczenia lub dalszego opanowywania swojej powierzchni czeremchà (suma punktów 0 3). Za zagroýone w wysokim stopni (suma punktów wynoszàca 7, 8, 9 i 10) uznano 38,98% wydzieleñ Leúnictwa Kowalewo (50,02% powierzchni). Graficznà ilustracjæ uzyskanych rezultatów zamieszczono na ryc. 10, na której, podobnie jak dla Nadleúnictwa Zielonka, pominiæto pododdziaùy, w których czeremcha wystæpowaùa w 2004 roku w podszycie o pokryciu ³30% powierzchni pododdziaùu i wymieniana byùa w opisie taksacyjnym na miejscu pierwszym. DYSKUSJA Czeremchæ amerykañskà sprowadzono do Europy liczàc na peùnienie przez ten gatunek funkcji podobnych do tych, jakie odgrywaùa w swojej ojczyênie.

51 Jednak nie tylko, ýe nie speùniùa pokùadanych w niej nadziei, jako gatunek produkcyjny, czy fitomelioracyjny, ale okazujàc siæ niezwykle ekspansywna zajæùa nisze ekologiczne cenionych gatunków rodzimych, takich jak dàb, grab, czy buk [Kluczyñski 2005]. Optymalnymi siedliskami dla wzrostu i rozwoju czeremchy sà siedliska lasu mieszanego úwieýego oraz lasu úwieýego i tam teý jest ona najbardziej inwazyjna [Tokarska-Guzik 2003]. Natomiast na siedliskach boru mieszanego úwieýego jest duýo mniej dynamiczna pod wzglædem wzrostu i osiàga zazwyczaj pokrój krzewu. Czeremcha rozmnaýa siæ drogà pùciowà poprzez nasiona, jak i bezpùciowà przez odroúla korzeniowe. W Niemczech zauwaýono, iý odlegùoúã ekspansji ograniczona jest do mniej niý 1km na 40 lat [Starfinger i in. 2003], jednakýe w naszych warunkach tezæ tæ trudno potwierdziã. Poczynione obserwacje wskazujà na to, ýe w polskich lasach proces ten moýe przebiegaã znacznie szybciej. Nadleúnictwo Zielonka rozciàgniæte na obszarze 16 x 8km praktycznie w caùoúci zostaùo opanowane w niespeùna 50 lat. W uzupeùnieniu dodaã naleýy, ýe rozprzestrzenianie siæ czeremchy jest skuteczniejsze w ekosystemach otwartych [Deckers i in. 2005], natomiast prowadzone w drzewostanach zabiegi gospodarcze wpùywajà na przyspieszenie tego procesu [Starfinger i in. 2003]. Zdaniem Rutkowskiego i in. [2002] do ekspansji czeremchy przyczyniùo siæ m.in. stosowanie ræbni zupeùnej pasowej (Ib), która zapewniaùa czeremsze sprzyjajàce warunki úwietlne. Warstwa podszytu, czæsto w 100% opanowana przez czeremchæ, nie tylko stanowi konkurencjæ dla rodzimych gatunków drzew i krzewów, ale równieý skutecznie utrudnia dziaùania z zakresu gospodarki leúnej, takie jak zabiegi pielægnacyjne, pozyskanie drewna czy odnowienie drzewostanu, które w niektórych sytuacjach jest caùkowicie niemoýliwe. Dobrà informacjà jest to, iý wpùyw czeremchy na podszyt i runo leúne maleje wraz ze wzrostem bogactwa gatunków wspóùtworzàcych te warstwy i drzewostan [Schepker 1998, Starfinger 1997]. Przeprowadzone badania potwierdzajà jednoznacznie, ýe czeremcha amerykañska od czasów jej introdukcji permanentnie poszerza swój areaù wystæpowania. Wedùug Rutkowskiego [2002] gatunek ten osiàga pokrycie powyýej 25% na blisko 20% powierzchni wszystkich typów siedliskowych lasu Nadleúnictwa Doúwiadczalnego Zielonka, a faktyczne wystæpowanie tego gatunku na terenie Nadleúnictwa jest jeszcze wyýsze. Dotychczas stosowane fizyczne i chemiczne metody zwalczania przynosiùy sùabe efekty i tylko w niewielkim stopniu ograniczaùy rozprzestrzenianie siæ czeremchy amerykañskiej. Gatunek ten szczególnie dogodne warunki do rozprzestrzeniania siæ znajduje na siedliskach gràdowych, na których obecnie rosnà zastæpcze drzewostany sosnowe. Natomiast skutecznie wkraczaniu czeremchy amerykañskiej przeciwstawiajà siæ drzewostany, w których przynajmniej w jednej z 51

52 52 warstw (I, II piætro, podrost) dominujà grab, buk lub dàb. Jako przyczynæ ekspansji czeremchy amerykañskiej podaje siæ m.in. zastàpienie przez czùowieka naturalnych zbiorowisk leúnych, w których pierwotnie dominowaùy dàb bezszypuùkowy Quercus petraea Matt., dàb szypuùkowy Quercus robur L. lub grab zwyczajny Carpinus betulus L., monokulturami sosnowymi. W tym kontekúcie jednym z najlepszych rozwiàzañ walki z czeremchà amerykañskà wydaje siæ byã prowadzenie polityki zmierzajàcej do zmiany skùadów gatunkowych drzewostanów na zgodne z wùaúciwà dla nich roúlinnoúcià potencjalnà gùównie na siedliskach boru mieszanego úwieýego, lasu mieszanego úwieýego i lasu úwieýego. Pomóc powinna przebudowa drzewostanów na wielopiætrowe z domieszkami dæbu, buka, grabu, czy lipy na ww. siedliskach, gdyý taki skùad i struktura drzewostanu jest w stanie skutecznie przeciwstawiã siæ wzrostowi i dalszej ekspansji czeremchy amerykañskiej. WNIOSKI Ustalono, ýe w 2004 roku czeremcha amerykañska Prunus serotina Ehrh. wystæpowaùa w skùadach gatunkowych podszytów na 77% powierzchni lasów Nadleúnictwa Doúwiadczalnego Zielonka i 67% Nadleúnictwa Pañstwowego Szubin Leúnictwa Kowalewo. Analiza potencjalnego zagroýenia dalszà ekspansjà czeremchy amerykañskiej wykazaùa, ýe w wysokim stopniu zagroýonych jest blisko 33% drzewostanów Nadleúnictwa Zielonka i 60% Leúnictwa Kowalewo. Gatunek ten ma swoje wyraêne centra wystæpowania, które generalnie pokrywajà siæ z miejscami pierwotnej introdukcji. Pokrycie podszytem z udziaùem czeremchy na takich obszarach osiàga najwyýszy stopieñ. Rozpoznanie czasu, miejsca i form introdukcji oraz opis zjawiska rozprzestrzeniania siæ czeremchy amerykañskiej w praktyce okazuje siæ bardzo trudne do realizacji w Lasach Pañstwowych pomimo tego, ýe czynnoúci gospodarcze podlegajà tam skrupulatnemu planowaniu, sprawozdawczoúci i ewidencji. W celu uzyskania bardziej wiarygodnych rezultatów badañ nad zmiennoúcià podszytu postuluje siæ o zmiany w metodyce prowadzenia jego opisu na etapie prac taksacyjnych. Polegaã one miaùyby na podawaniu skùadu gatunkowego podszytu niezaleýnie od stopnia pokrycia tà warstwà wydzielenia leúnego, a optymalnie na okreúlaniu udziaùu kaýdego gatunku podszytowego w skùadzie gatunkowym tego piætra roúlinnoúci. LITERATURA Chappelka A., Skelly J., Somers G., Renfro J., Hildebrand E. 1999: Mature Black Cherry used as a Bioindicator of Ozone Injury, Water, Air, and Soil Pollution, Volume 116, Number 1-2, November 1999:

53 Danielewicz W. 1994: Rozsiedlenie czeremchy amerykañskiej (Prunus serotina Ehrh.) na terenie Nadleúnictwa Doúwiadczalnego Zielonka. PTPN, Prace Kom. Nauk Roln. i Leú., t. LXXVIII: Deckers B., Verheyen K., Hermy M., Muys B. 2005: Effects of landscape structure on the invasive spread of black cherry Prunus serotina in an agricultural landscape in Flanders, Belgium. Ecography 28: Drogoszewski B. 1986: Stosowanie herbicydów z grupy 2,3,5-T do niszczenia czeremchy amerykañskiej (Prunus serotina Ehrh.). Cz. I. Dawki Tormony 80 i Lignopuru Forte do niszczenia drzewek i krzewów. PTPN, Pr. Kom. Nauk Roln. i Leún., T. 62: Drogoszewski B. 1987: Stosowanie herbicydów z grupy 2,3,5-T do niszczenia czeremchy amerykañskiej (Prunus serotina Ehrh.). Cz. II. Dobór odpowiednich dawek do Tormony 80 i Lignopuru Forte do niszczenia drzewek. PTPN, Pr. Kom. Nauk Roln. i Leún., T. 64: Drogoszewski B. 1988: Stosowanie herbicydów z grupy 2,3,5-T do niszczenia czeremchy amerykañskiej (Prunus serotina Ehrh.). Cz. III. Dobór odpowiednich dawek do Tormony 80 i Lignopuru Forte do niszczenia krzewów. PTPN, Pr. Kom. Nauk Roln. i Leún., T. 66: 9-16 Faùtynowicz W. 1983: Zmiany we florze roúlin naczyniowych w borze suchym wywoùane wprowadzaniem podszytu. Sylwan 3: Grigorevskaya A. Ya, Starodubceva E. A., Khlyzova N. Yu., Agafonov V. A 2004: Adwentivnaya flora Voronezhskoy oblasti: istoricheskiy biogeograficheskiy, ekologicheskiy aspekt. Izd-vo VGU, Voronezh, pp Gudžinskas Z. 2000: Conspectus of alien plant species of Lithuania. 16. Rosaceae. Botanica Lithuanica, 6 (4): Gubareva I. Yu. 1995: Floristicheskie Nachodki na Vislinskoy kose (Kaliningradskaya oblast) Botanicheskiy zhurnal 80 (8): Hereêniak J. 1992: Amerykañskie drzewa i krzewy na nizinach polskich. W: Ùawrynowicz M., Warcholiñska A. U.: Roúliny pochodzenia amerykañskiego zadomowione w Polsce. Ùódzkie Towarzystwo Naukowe. Szlakami Nauki 19: Ignatov M. S., Makarov W. W., Chichew A. W. 1990: Konspekt flory adventivnykh rastenij Moskovskoj oblasti. W sb. Floristicheskie issledowaniya v Moskovskoj oblasti. Nauka, Moskva: Instrukcja urzàdzania lasu 2003: CILP, Warszawa. Kluczyñski B. 2005: Dziú w naszej kolekcji. Czæúã 1. Czeremchy Pospolita i póêna. Biuletyn RDLP w Toruniu, nr 5(35). Kocjan H. 1981: Wzrost i rozwój gatunków domieszkowych na uprawie w warunkach boru suchego Puszczy Noteckiej. Roczniki AR w Poznaniu 1323: Lehwark I. 1991: Rozsiedlenie dæbu bezszypuùkowego Quercus petraea Liebl. w poùudniowej czæúci Puszczy Zielonka. Maszynopis. Bibl. UP w Poznaniu. Lewiñski P. 1991: Warunki, przebieg i skutki neofityzacji fitocenoz leúnych poùudniowej czæúci Puszczy Zielonki wskutek introdukcji czeremchy amerykañskiej Prunus serotina Ehrh. Maszynopis. Bibl. UP w Poznaniu. Marquis D. A. 1990: Prunus serotina Ehrh. Black cherry. In: Burns R. M., Honkala B.H. (Eds.): Silvics of North America, vol. 2, Hardwoods. Agricultural Handbook 654. Tech Cords. US Dept. of Agriculture, Forest Service, Washington:

54 Olsthoorn A., van Hees A. 2001: 40 years of Black Cherry (Prunus serotina) control in the Netherlands: lessons for management of invasive tree species in Biological Invasions in Germany A Challenge to Act? Contributions and results of a conference in Berlin, th th October 4-7, Starfinger U. and Kowarik I., Editors 2001, Federal Nature Conservation Agency: Bonn: Rutkowski P. 2002: Operat typów siedliskowych lasu, roúlinnoúci rzeczywistej i potencjalnej Nadleúnictwa Doúwiadczalnego Zielonka. Maszynopis. LZD Murowana Goúlina. Rutkowski P., Maciejewska-Rutkowska I., Ùabædzka M. 2002: Wùaúciwy dobór skùadu gatunkowego drzewostanów jako jeden ze sposobów walki z czeremchà amerykañskà (Prunus serotina Ehrh.) na przykùadzie Nadleúnictwa Doúwiadczalnego Zielonka. Acta Scien. Polon. 1 (2): Schepker H. 1998: Wahrnehmung, Ausbreitung und Bewertung von Neophyten. Eine Analyse der problematischen nichteinheimischen Pflanzen in Niedersachsen. Ibidem, Stuttgart. Spaeth I., Balder H., Kilz E. 1994: Das Problem mit der Spätblühenden Traubenkirsche in den Berliner Forsten. Allgemeine Forst- und Jagdzeitung, 11: Starfinger U. 1997: Introduction and naturalization of Prunus serotina in Central Europe. In: Starfinger, U., Edwards, K., Kowarik, I., Williamson, M. (eds.) (1998): Plant Invasions: Ecological mechanisms and human responses. Backhuys Publishers, Leiden, The Netherlands: Starfinger U. 2006: Nobamis Invasive Alien Species Fact Sheet Prunus serotina From: Online Database of the North European and Baltic Network on Invasive Alien Species NOBANIS Date of access Starfinger U., Kowarik I., Rode M., Schepker H. 2003: From desirable ornamental plant to pest to accepted addition to the flora? The perception of an alien plant species through the centuries. Biological Invasions 5: Stypiñski P. 1977: Odnawianie siæ czeremchy amerykañskiej (Padus serotina (Ehrh) Borh) w lasach na Pojezierzu Mazurskim. Sylwan 10: Tokarska-Guzik B. 2003: The expansion of some alien plant species (neophytes) in Poland. In: Child L.E., Brock J.H., Brundu G., Prach K., Pysek P., Wade P. M., Wiliamson M. (eds.): Plant invasions: Ecological treats and management solutions. Backhuys Publishers, Leiden, The Netherlands: Tomanek J. 1997: Botanika leúna. PWRiL Warszawa, ss Verheyen K., Vanhellemont M., Stock T., Hermy M. 2007: Predicting patterns of invasion by black cherry (Prunus serotina Ehrh.) in Flanders (Belgium) and its impact on the forest under storey community. Diversity & Distributions, Vol. 13, Number 5, 09/2007: Wein K. 1930: Die Erste Einführung nordamerikanischer Gehölze in Europa. Mitteilungen der Deutschen Dendrologischen Gesellschaft 42: Zajàc A., Zajàc M. 2001: Atlas rozmieszczenia roúlin naczyniowych w Polsce. Pracownia Chorologii Komputerowej Instytutu Botaniki Uniwersytetu Jagielloñskiego, Kraków, ss

55 STRESZCZENIE W niniejszej pracy analizie poddano przebieg procesu rozprzestrzeniania siæ czeremchy amerykañskiej Prunus serotina Ehrh. w lasach Polski na przykùadzie drzewostanów Nadleúnictwa Doúwiadczalnego Zielonka oraz Nadleúnictwa Pañstwowego Szubin od momentu posadzenia pierwszych sadzonek po czasy wspóùczesne. W badaniach w gùównej mierze wykorzystano informacje podawane przez plany urzàdzenia lasu sporzàdzane cyklicznie dla gospodarstw leúnych. Do szacowania kierunków dalszej ekspansji tego gatunku wykorzystano opracowany model drzewostanu zagroýonego. Posùuýyù on do wytypowania wydzieleñ leúnych najbardziej naraýonych w najbliýszym czasie na zasiedlenie przez czeremchæ amerykañskà oraz tych pododdziaùów, w których znajdujàc dogodne warunki do wzrostu i rozwoju, bædzie ona zwiækszaã swój udziaù w skùadzie gatunkowym najczæúciej, jako gatunek podszytowy. Rozpoznanie czynników sprzyjajàcych ekspansji tego gatunku czeremchy oraz wskazanie ekosystemów najbardziej zagroýonych wydatnie pomóc moýe w podejmowaniu skutecznych dziaùañ zaradczych powstrzymujàcych jej dalsze rozprzestrzenianie, a docelowo ograniczyã areaù wystæpowania tego neofita w naszych lasach. SUMMARY The study analyzed the process of spreading black cherry Prunus serotina Ehrh. in Polish forests based on stands in the Zielonka Experimental Forest District and the Szubin Forest District from the moment of planting the first plants to contemporary times. The analyses were based primarily on information supplied by forest management plans prepared on a regular basis for forest management units. In order to estimate directions of further expansion of this species the developed model of a threatened stand was applied. It was used to identify forest subcompartments being at the biggest threat of colonisation by black cherry in the nearest future and these subcompartments, in which it will find convenient conditions for growth and development and thus its proportion will increase in the species composition, most frequently as an underbrush species. Identification of factors promoting expansion of this wild cherry species and indication of most threatened ecosystems will considerably support the decision-making process concerning effective preventive actions stopping its further spread and eventually will reduce the area on which this neophyte is found in our forests. 55

56 Andrzej Grzywacz Szkoùa Gùówna Gospodarstwa Wiejskiego w Warszawie PROBLEMY UÝYTKOWANIA JADALNYCH GRZYBÓW W POLSKICH LASACH PROBLEMS OF USE OF EDIBLE MUSHROOMS IN POLISH FORESTS 56 Sùowa kluczowe: róýnorodnoúã biologiczna grzybów w lasach, ochrona gatunkowa grzybów, skup i eksport grzybów, wartoúã rynkowa zbiorów grzybów leúnych. Key words: biodiversity of forest mushrooms, protection of fungi species, purchase and export of mushrooms, market value of harvested forest mushrooms Abstract. The paper presents the tradition of harvesting mushrooms in the forest on the background of their great biodiversity of species. It enumerates the formal (official) list of species of fungi accepted for trading and processing industry and the species collected by the local population. It describes the conservation of species of fungi and the Red list of endangered fungi. We analyzed the buying and exporting, selling in the market and on the roads, as well as a collection by individuals.the market value of the total harvest of mushrooms in Polish forests is in years of good harvest of about 740 million PLN, and the total volume of about 100 thousand tonnes of fresh mushrooms. WSTÆP Nie udaùo siæ ustaliã i chyba juý siæ nie uda, kiedy i gdzie czùowiek po raz pierwszy, przypadkowo czy teý úwiadomie zebraù w lesie i zjadù grzyby. Zapewne jakiú daleki nasz praprzodek zaobserwowaù zwierzæta jedzàce grzyby i postanowiù spróbowaã równieý. Czynià to liczne úlimaki, wije, owady, ptaki, ssaki (np. myszy, wiewiórki, króliki, sarny, jelenie, ùosie, renifery, ýubry, nawet miæsoýerne wilki), a takýe liczne zwierzæta z innych grup systematycznych. Metodà prób i bùædów zapoznawaù siæ czùowiek z grzybami jadalnymi i trujàcymi, robiù to na pewno ostroýnie, gdyý dùugo uwaýano grzyby za organizmy nieprzyjazne, groêne, magiczne, tak jak np. ropuchy, gady, nietoperze byùy symbolem zùa, choroby, úmierci, rozkùadu, czegoú diabelskiego (Grzywacz 1997). Prasùowianie zamieszkujàcy obszar na wschód od Wisùy i Dniestru nie znali i nie nazwali drzew, które nie rosùy w ich praojczyênie. Dopiero póêniej rozprzestrzeniajàc siæ na zachód i stykajàc z nowymi drzewami (buk, jawor, modrzew, cis, brekinia, jodùa i inne) nadawali im obce nazwy, przewaýnie germañskiego pochodzenia (Moszyñski 1957). Natomiast starosùowiañski wyraz

57 gaba (grzyb) przeszedù w róýnych odmianach do nowoýytnych jæzyków sùowiañskich: biaùoruskiego, buùgarskiego, chorwackiego, czeskiego, polskiego, rosyjskiego, serbskiego, sùowackiego, sùoweñskiego, ukraiñskiego, ale takýe zapoýyczyùy go od Sùowian jæzyki niesùowiañskie litewski, (grupa baùtycka) i wægierski (grupa ugrofiñska). Moýe to poúrednio zaúwiadczaã, ýe Prasùowianie i dawni Sùowianie uýytkowali juý niektóre grzyby (Klàn 1989). Pierwszym pisanym dokumentem dotyczàcym obszarów dzisiejszej Polski, zaúwiadczajàcym o uýytkowaniu dziko wystæpujàcych grzybów w lasach, jest Pasja Úwiætego Wojciecha Mæczennika, tzw. Pasja z Tegernsee, powstaùa prawdopodobnie w 1004 r. (Spieý 1997). Fragment tej pasji brzmi: A kiedy zakoñczyli nieszporne oficium, on oddaliù siæ nieco od nich i chodzàc tu i tam po leúnych polanach tyle przyniósù smacznych grzybów i zióù, ýe wszyscy mogli cieszyã siæ obfitoúcià urozmaiconego posiùku. Szczegóùowe interpretacje tego wydarzenia zawierajà prace Dunin-Wàsowicz (1997) i Grzywacza (1997), opublikowane w 1000 rocznicæ úmierci úw. Wojciecha. Wiedza o grzybach, stosunek do nich spoùeczeñstwa, zestaw gatunków traktowanych jako jadalne i trujàce, zmieniaùy siæ znacznie w czasie. Jeszcze okoùo 200 lat temu wiedza o grzybach, choãby zawarta w Dykcynarzu roúlinnym ( ) autorstwa ksiædza Krzysztofa Kluka, byùa bardzo skromna. Na poczàtku XIX wieku w Królestwie Polskim pojawiùy siæ pierwsze akty prawne dotyczàce zasad zbioru grzybów w lasach oraz okreúlajàce zestaw gatunków dopuszczonych do handlu i obrotu w miastach (Grzywacz 1997). TRADYCJE GRZYBOBRANIA Najdawniejsze dane o grzybach jadalnych pochodzà ze staroýytnej Grecji i Rzymu, gdzie uwaýano potrawy z grzybów za jedzenie wyszukane, delikatesowe zbierano muchomory cesarskie, borowiki, maúlaki, trufle i purchawki. O grzybach jadalnych i trujàcych pisali miædzy innymi Teofrast z Eresos ( p.n.e.) i Pliniusz Starszy (23-79 n.e.). Jeden z pierwszych opisów zatrucia grzybami przekazaù Eurypides (ok lub 406 p.n.e.), ten dramatopisarz grecki przedstawiù wùasna tragediæ, to jest úmierã ýony i jej rodziny po zjedzeniu grzybów, najprawdopodobniej muchomorów sromotnikowych. Ze znanych postaci historycznych o których wiemy, ýe zmarli po konsumpcji trujàcych grzybów, warto przykùadowo wymieniã Klaudiusza (10 p.n.e. 54 n.e.) cesarza rzymskiego, bratanka Tyberiusza, którego wg Tacyta otruùa grzybami ostatnia z ýon Agrypina Mùodsza; Guliana de Medici, póêniejszego papieýa Klemensa VII ( ); Karola IV Szalonego, króla Francji z dynastii Walezjuszy ( ). O grzybobraniu wspomina wierszowana, pierwsza napisana w jæzyku czeskim Kronika Dalimila, powstaùa niedùugo po 1311 r., zachowana w licznych rækopiúmiennych odpisach (Klàn 1989). 57

58 58 W okresie úredniowiecza nastàpiù zastój rozwoju wiedzy o grzybach. Chociaý znakomity botanik Józef Rostawiñski w swoim 2-tomowym dziele Úredniowieczna historia naturalna w Polsce (1900), zwróciù uwagæ na tzw. glossy i sùowniczki przyrodniczo-lekarskie oraz antydotaria (ówczesne farmakopee), gdzie zawartych jest wiele informacji o leczniczych wùaúciwoúciach roúlin, zwierzàt i mineraùów, w tym grzybów. W dzieùach tych zawarta jest doúã bogata wiedza botaniczna, liczne polskie nazwy roúlin i grzybów. W dobie renesansu twórcy herbarzy wspominajà o leczniczych i trujàcych wùaúciwoúciach niektórych grzybów. Dla przykùadu naleýy wymieniã Marcina z Urzædowa (ok ), botanika i lekarza, ksiædza i profesora Akademii Krakowskiej, który w znakomitym, ilustrowanym dziele Herbarz Polski to jest o przyrodzeniu zióù i drzew rozmaitych... ksiàg dwoje, wydanym dopiero po jego úmierci w 1959 r., wymienia takýe grzyby. Szymon Syreñski (ok ) przyrodnik, lekarz, profesor Akademii Krakowskiej opisuje grzyby w dziele z 1611 r. Zielnik herbarzem z jæzyka ùaciñskiego zowià (Grzywacz 1997). Wydaje siæ, ýe do XVIII wieku na terenach ówczesnej Polski zbierano grzyby w celach spoýywczych niezbyt czæsto, robiùa to wyùàcznie ludnoúã wiejska, robotnicy leúni, ukrywajàcy siæ w lasach podczas tzw. morowego powietrza, biedota zwùaszcza w okresach gùodu i wojen. Dopiero na przeùomie XVIII i XIX wieku, gdy rozwinæùy siæ badania naukowe w zakresie botaniki, systematyki i geografii grzybów w Europie i w Polsce zainteresowanie grzybami znacznie wzrosùo. Jeszcze w znakomitym, na europiejskim poziomie dziele K. Kluka Dykcyonarz roúlinny ( ) informacji o zbiorach grzybów jadalnych znajdujemy niewiele, a przecieý byù to przyrodnik-praktyk, który z wùasnych badañ, terenowych obserwacji i rozmów z miejscowà ludnoúcià czerpaù wiele wiedzy wiækszoúã ýycia spædziù na terenie Podlasia i Mazowsza, obszarach o znaczniej lesistoúci. Dykcyonarz roúlinny, w którym podùug ukùadu Linneusza sà opisane roúliny nie tylko kraiowe, dzikie, poýyteczne, albo szkodliwe: na roli, w ogrodach, oranýeryach, utrzymywane: albo oraz i cudzoziemskie, któreby w kraiu poýyteczne byã mogùy; albo z których mamy lekarstwa, korzenie, farby, itd. albo które jakowà nadzwyczajnoúã w sobie maià: ich zdatnoúci lekarskie, ekonomiczne dla ludzi, koni, bydùa, owiec, pszczóù itd., z poprzedzajàcym wkùadem sùów Botanicznych i kilkokrotnym na koñcu Reiestrem to peùna nazwa dzieùa, podkreúlajàca praktyczny charakter opisów botanicznych. To 3-tomowe dzieùo zawiera opis 10 rodzajów i 52 gatunków grzybów wystæpujàcych w Polsce i znanych ks. K. Klukowi. Generalnie o grzybach pisaù Jest gatunków w kraiu wiele, lecz nie wszystkie mi wiadome, wypiszæ niektóre tylko, powszechnie ostrzegaiàc, ýe zaýywaã ich trzeba bardzo ostroýnie. Jedne sà wprawdzie pokarmem dla ludzi, lecz albo niebezpiecznym, albo zawsze nieuýytecznym: drugie, a po wiækszey czæúci, sà truciznà. Za jednoznacznie jadalne uznaù tylko pieczarkæ, rydza (gàskæ) zielonà,

59 kozià bródkæ (szmaciak gaùæzisty), hubkæ grzyba (borowik), o innych grzybach jadalnych pisaù bardzo ogólnie moýna go zaýywaã. Najczæúciej jednak opisy grzybów opatrywaù takimi komentarzami: do wszystkich zaýywanych bedùek trzeba bardzo zdrowego ýoùàdka, wieúniacy zaýywajà go pospolicie na pokarm bez boiaêni, trzeba niemaùey úmiaùoúci, aby tych skorkowatych bedùek zaýywaã iak czynià wieúniacy ( o opieñkach), w niektórych mieyscach na pokarm zaýywajà, wielkie w tym jest niebezpieczeñstwo, czæstokroã bowiem czyni wielkie bóle w ýoùàdku, i biegunki (o kurce, pieprzniku), w podobnym duchu pisaù takýe o innych grzybach jadalnych. Przy okazji moýna dowiedzieã siæ o ówczesnych zwyczajach, np. W lasach przy wielkich miastach, dokàd wieúniacy smardze na sprzedaý noszà, trzeba mieã pilna bacznoúã. Ci bowiem wiedzà, ýe na miejscach wypalonych smardze siæ rodzà, czæstokroã dla smardzów pustoszà lasy, a o grzybie jelenicy pisze: Zapach nieprzyjemny, wielki. Smak obrzydliwy. Zaýycie iey bardzo pobudza do sprawy maùýeñskiey. W niektórych kraiach daià one krowom, gdy nie maià chæci do byka (Grzywacz 1997). Mimo generalnie niewysokich ocen o grzybach jako produkcie spoýywczym, jakie daje Kluk, co byùo zapewne odbiciem poglàdów warstw wyksztaùconych, to musiaù nastæpowaã wzrost zbiorów, spoýycia, handlu oraz zatruã grzybami, bo na poczàtku XIX wieku w Polsce pojawiajà siæ pierwsze regulacje prawno-urzædowe dotyczàce zbioru grzybów. W tomie I Zbioru urzàdzeñ leúnych wydanym w 1823 r. z polecenia Komisji Rzàdowej Przychodów i Skarbu (odpowiednik dzisiejszego Dziennika Urzædowego) w akcie Urzàdzenie Manipulacyi i Rachunkowoúci leúney art. 123 stanowi Dochód z zbioru Mchu, Grzybów bædzie pobierany albo za ogólnemi umowami, albo za szczególnemi Assygnacyami dla poiedynczych Osób na caùy rok sùuýàcymi, taxa zaú stanowionà bydê ma od osoby. Assygnacye te okazywane bædà na kaýde ýàdanie Podleúnym, a w koñcu roku przez nich odbierane i w Kontrollæ zapisane bydê maià. Oznacza to, ýe juý prawie 190 lat temu w lasach rzàdowych za zgodæ na zbiór grzybów przez pojedyncze osoby naleýaùo wykupiã asygnatæ, a w przypadku zbioru w wiækszych iloúciach, na handel spisaã umowæ z administracja leúnà (ýaùowaã naleýy, ýe praktycznie nie ma obecnie takich uregulowañ prawnych w zakresie zbioru grzybów). Radca stanu, Prezydent Municypalnoúci i Policyi Miasta Stoùecznego Warszawy... podaje przez Radæ ogólnà Lekarskà sporzàdzony opis grzybów do publicznej wiadomoúci, dnia 13 maja 1818 r.). Ten urzædowy spis grzybów zalecanych do konsumpcji ukazaù siæ w dodatkach do gazety Korespondent Warszawski (1818), zawieraù 10 rodzajów grzybów jadalnych (pisownia oryginalna): pieczarka pospolita, pieczar, rydz, goùàbek, chrzàszcz, grzyb, podgrzybek, smardz, kozia broda, trufla oraz 2 gatunki trujàce: muchar czyli muchomor czerwony i czarto-pùoch. W stosunku do obecnej wiedzy i zwyczajów 59

60 60 amatorów grzybobrania jest to spis bardzo skromny, nie zawiera tak pospolitych grzybów jadalnych jak pieprznik-kurka, gàski, koêlarze, czubajka kania, maúlaki, pùachetka koùpakowata, opieñki, twardzioszek, sarniak, lejkowiec, kolczak, boczniak i inne. Wiæksze jeszcze zdziwienie wywoùuje brak w wykazie najgroêniejszych grzybów trujàcych: muchomora sromotnikowego i jadowitego, strzæpniaków, zasùonaków, wieruszek i innych. Muchomor czerwony jest raczej grzybem halucynogennym niý trujàcym i stàd sùusznie Kluk (1805) pisze zaýyty przynosi utracenie zmysùów, drýenie, szaleñstwo i úmierã. Nie sà obecnie znane úmiertelne wypadki zatruã tym grzybem, chociaý nadal jest uwaýany wræcz za najbardziej znanego i typowego grzyba trujàcego. Stara, ludowa nazwa czartpùoch (czartopùoch) nie wystæpuje juý w oficjalnym nazewnictwie grzybów, jest to najprawdopodobniej goùàbek wymiotny, ale z opisu jaki znajdujemy u Kluka (1805) nie jest to pewne. Jest tam bardzo nieprecyzyjny opis, raczej dotyczàcy ogólnej nazwy grzybów kapeluszowych, o hymenoforze blaszkowym, o trzonie bez pierúcienia (Kluk nazywa to trzon bez gatek ), moýe to byã ogólna nazwa na goùàbki, zasùonaki, wieruszki, lejkówki i krowiaki (Grzywacz 1997). Austriacka Ustawa lasowa z dnia 3 grudnia 1852 r. obowiàzujàca na terenach polskich wùàczonych do tego cesarstwa stanowiùa, ýe Zbieranie soków z drzewa (ýywicy, terpentyny, soku brzozowego i jaworowego), owoców leúnych (nasienia leúnego, pùonek, jagód), grzybów i czeru, spróchniaùek, tudzieý kopanie korzeni, bez przyzwolenia wùaúciciela lasu (rzàdowego, gminnego i prywatnego) jest zabronione i bædzie karane. W zaùàczniku D do ustawy pt. Zasady wedùug których taryfa wynagrodzenia szkód leúnych ma byã sporzàdzonà i szkoda wynagrodzonà dokùadnie opisuje sposoby i wysokoúci kar pieniæýnych za zbiór grzybów bez zezwolenia i wykupionej asygnaty. W ustawodawstwie leúnym pruskim i rosyjskim regulacje prawne w tym wzglædzie byùy podobne i dotyczyùy równieý znajdujàcych siæ pod zaborem polskich obszarów leúnych. Zasady zbioru grzybów regulowane byùy do czasu I wojny úwiatowej przez ustawy leúne pañstw zaborczych. Po odzyskaniu przez Polskæ niepodlegùoúci regulacje w tym zakresie obowiàzywaùy od wydania rozporzàdzenia Prezydenta RP (1928) o zagospodarowaniu lasów pañstwowych (Grzywacz 1997). RÓÝNORODNOÚÃ GATUNKOWA GRZYBÓW LEÚNYCH W Polsce nie posiadamy jeszcze caùoúciowego wykazu wystæpujàcych gatunków grzybów. Szacujemy, ýe moýe potencjalnie wystæpowaã ich okoùo 14,4 tys. gatunków, z czego 320 grzyboroúli (Mycoprotoctista), 340 grzybopùywek (Chromista) i grzybów wùaúciwych (Fungi). Oznacza to, ýe gatunkowa róýnorodnoúã biologiczna grzybów skùada siæ prawdopodobnie z okoùo 8 tys. gatunków grzybów mikroskopijnych (micromycetes), 4,5 tys. grzybów wielkowocnikowych (macromycetes) oraz 1900 grzybów zlichenizowanych

61 (porostów) i grzybów naporostowych (lichenes). Przedmiotem zainteresowania amatorów grzybobrania sà grzyby wielkoowocnikowe, gùównie kapeluszowe podstawczaki, w mniejszym stopniu niektóre duýe workowce. Wúród grzybów wielkoowocnikowych jest okoùo grzybów jadalnych o bardzo zróýnicowanej wartoúci konsumpcyjnej, trujàcych, gatunków grzybów uznanych za niejadalne, nieszkodliwe. Zestaw sprawdzonych, smacznych grzybów jadalnych, chætnie zbieranych, wynosi w Polsce co najmniej kilkadziesiàt gatunków, bardzo wytrawni amatorzy grzybobrania zbierajà w lasach gatunków, a tylko bardzo nieliczni wiæcej. Przeciætny amator grzybobrania zbiera zwykle tylko kilka-kilkanaúcie gatunków (Grzywacz 2003). Grzybów trujàcych w porównaniu z gatunkami jadalnymi i nieszkodliwymi, wbrew potocznej opinii, nie jest tak duýo, okoùo 5%, w tym kilka gatunków bardzo niebezpiecznych, úmiertelnie trujàcych. Jako sprawców zatruã pokarmowych, zarówno tych lýejszych jak i powaýniejszych oraz koñczàcych siæ zgonem przypadkowych i niezwykle rzadkich u nas umyúlnych (samobójstwa i zabójstwa), w Polsce zanotowano jak do tej pory 35 gatunków grzybów, w tym halucynogenne i narkotyczne (Grzywacz 2003, 2008). Mimo duýej liczby gatunków grzybów potencjalnie jadalnych do oficjalnego zbioru i obrotu handlowego Minister Zdrowia dopuszcza stosunkowo niewiele, spoúród wielkiego bogactwa gatunkowej róýnorodnoúci biologicznej grzybów wystæpujàcych mniej, czy bardziej pospolicie w naszych lasach. W skùadzie systematycznym 18 rodzajów grzybów zawierajàcych gatunki dopuszczone do handlu i obrotu (zgodnie z rozporzàdzeniem z 2008 r.), jest aý 312 gatunków wystæpujàcych w naszym kraju. Najwiæcej róýnych mleczajów, lejkówek, gàsek, pieczarek i twardzioszków (tabela 1). Tylko 33 z nich dopuszczonych jest urzædowo do obrotu i przetwórstwa, jednak w sensie mikologicznym jest ich 57 gatunków. Rozporzàdzenie stanowi, ýe borowik szlachetny (prawdziwek) z wszystkimi odmianami jest dopuszczony do skupu, przerobu i spoýycia. Obecnie te podgatunki i odmiany traktuje siæ jako odræbne gatunki (Wojewoda 2003). Sà to: borowik brzozowy (Boletus betulicolus), b. ciemnobràzowy (B. aereus), b. sosnowy (B. pinophilus), b. szlachetny (B. edulis) i b. usiatkowany (B. reticulatus). Wúród koêlarzy 3 gatunki dopuszczono do obrotu: koêlarz babka (wszystkie odmiany), k. grabowy, k. czerwony (wszystkie odmiany). W rzeczywistoúci w naszym kraju zanotowano wystæpowanie 13 gatunków koêlarzy (Laccinum) wszystkie jadalne, z których 7 jest czæúciej wystæpujàcych, na ogóù przez zbieraczy nie rozróýnianych, traktowanych ogólnie jako koêlarz (kozak). Mleczaje sà dopuszczone dwa, sà to mleczaj rydz i mleczaj smaczny (Lactarius volemus), jednak pod pojæciem mleczaja rydza (L. deliciosus) amatorzy grzybobrania rozumiejà wiækszoúã gatunków z czerwonawym mleczkiem: mleczaj czerwieniejàcy (L. sanguifluus), m. jodùowy (L. salmanicolor), m. delikatny (L. 61

62 Tab. 1. Gatunki grzybów dopuszczonych do obrotu handlowego i przerobu na tle wystæpujàcych w Polsce z danego rodzaju oraz w stosunku do gatunków jadalnych, prawnie chronionych i zagroýonych, umieszczonych na Czerwonej liúcie Êródùo: Opracowanie wùasne. 62

63 mitissimus), m. pomarañczowy (L. aurantiacus) i m. úwierkowy (L. deterrimus), sà to doúã podobne gatunki. Rozporzàdzenie dopuszcza do zbioru i skupu opieñki (bez wymieniania gatunków), ale w naszych lasach wystæpuje 5 gatunków, morfologicznie róýnych, najczæúciej (niesùusznie) nazywanych zbiorowo opieñkà miodowà, chociaý ten gatunek w sensie úcisùym, wæýszym, jest doúã rzadki, a najliczniej w drzewostanach sosnowych, úwierkowych i mieszanych wystæpuje opieñka ciemna (Armillaria ostoyae). Raz jeszcze powtórzmy spoúród 312 gatunków analizowanych, aý 130 jest uznanych za jadalne, ale dopuszczonych do handlu i obrotu jest 57, zapisanych w 33 pozycjach rozporzàdzenia Ministerstwa Zdrowia z 2008 r. (Wojewoda 2003). Rozporzàdzenie to dopuszcza jeszcze grzyby (od stosunkowo niedawna) znajdujàce siæ w obrocie w naszym kraju, gùównie jako skùadniki innych niý tradycyjne potrawy polskie - kuchni azjatyckiej i úródziemnomorskiej, nie wystæpujàcych w naszym kraju w stanie naturalnym: twardziak jadalny (shii-take), ùuskawiak nameko, trufle (letnia, zimowa, czarnozarodnikowa), trzæsak morszczynowaty, uszak gæstowùosy (grzyb mun) oraz wystæpujàce w naszym kraju ale do obrotu dopuszczone wyùàcznie z uprawy: ùuszczak zmienny, pochwiak pochwiasty (wielkopochwowy), ucho bzowe. Wúród 42 pozycji wykazu gatunków grzybów dopuszczonych do handlu i obrotu 31 pozycji to grzyby wystæpujàce tylko w lasach lub takýe w lasach czyli gatunki leúne. W opinii mikologów rozporzàdzenie Ministra Zdrowia z 2008 r. jest niekonsekwentne i zawiera bùædy w nazewnictwie, zapewne nie byùo konsultowane ze specjalistami grzyboznawcami. Listy grzybów handlowych ulegajà zmianom, w miaræ wzrostu wiedzy o odýywczych i toksycznych wùaúciwoúciach grzybów. Wyraênie widaã to przy analizie wykazów z poczàtku XIX wieku, z okresu przedwojennego, powojennego oraz zawartych w kolejnych rozporzàdzeniach Ministra Zdrowia z 1959, 1993, 2002 i 2008 r. (aktualnie obowiàzujàcego). To samo dotyczy wykazu grzybów zalecanych do zbioru w popularnych atlasach i poradników, gdzie za jadalne wczeúniej uznawano np. krowiaka podwiniætego (olszówkæ), piestrzenicæ kasztanowatà, mleczaja weùniankæ i inne dzisiaj traktowane jako zdecydowanie trujàce. Kolejne rozporzàdzenia nie zawierajà gatunków dawniej dopuszczonych do oficjalnych zbiorów ale obecnie objæte ochronà prawnà lub bardzo rzadkie, zagroýone np. wszystkie gatunki smardzy, napastniczek, szmaciaka gaùæzistego, dwupierúcieniaka jadalnego. Z drugiej strony ostatnie rozporzàdzenia z 2002 i 2008 r. sà doúã konserwatywne, nie zawierajà szeregu gatunków zbieranych przez amatorów grzybobrania na uýytek wùasny, grzybów znanych, sprawdzonych, smacznych i pospolicie wystæpujàcych w lasach (Grochowski 1990, Grzywacz 1990). 63

64 ZARZÀDZANIE I KONTROLA ZASOBÓW GRZYBÓW I GRZYBOWISK Ustawa o lasach (1991), wielokrotnie nowelizowane, stanowi w art. 26, ýe 1. Lasy stanowiàce wùasnoúã Skarbu Pañstwa, z zastrzeýeniem ust. 2 i 3, sà udostæpnione dla ludnoúci. 2. Staùym zakazem wstæpu objæte sà lasy stanowiàce: 1) uprawy leúne do 4 m wysokoúci; 2) powierzchnie doúwiadczalne i drzewostany nasienne; 3) ostoje zwierzàt; 4) êródliska rzek i potoków; 5) obszary zagroýone erozjà. 3. Nadleúniczy wprowadza okresowy zakaz wstæpu do lasu stanowiàcego wùasnoúã Skarbu Pañstwa, w razie gdy: 1) wystàpiùo zniszczenie albo znaczne uszkodzenie drzewostanów lub degradacja runa leúnego; 2) wystæpuje duýe zagroýenie poýarowe; 3) wykonywane sà zabiegi gospodarcze, zwiàzane z hodowlà, ochronà lasu lub pozyskiwaniem drewna. Art. 27 mówi, ze Lasy stanowiàce wùasnoúã Skarbu Pañstwa sà udostæpnione z uwzglædnieniem zakazów zawartych w art. 26 i art. 30, do zbioru pùodów runa leúnego: 1) na potrzeby wùasne; 2) dla celów przemysùowych z zastrzeýeniem ust. 2 i Zbiór pùodów runa leúnego dla celów przemysùowych wymaga zawarcia umowy z nadleúnictwem. 3. Nadleúniczy odmawia zawarcia umowy w przypadku gdy zbiór runa leúnego zagraýa úrodowisku leúnemu. 4. Lokalizowanie pasiek w lasach stanowiàcych wùasnoúã Skarbu Pañstwa jest nieodpùatne. 5. Minister wùaúciwy do spraw úrodowiska okreúli, w drodze rozporzàdzenia, szczegóùowe zasady ochrony i zbioru pùodów runa leúnego oraz zasoby lokalizowania pasiek na obszarach leúnych. Rozporzàdzenie Ministra Ochrony Úrodowiska, Zasobów Naturalnych i Leúnictwa z dnia 28 grudnia 1998 r. w sprawie szczegóùowych zasad ochrony i zbioru pùodów runa leúnego oraz zasad lokalizowania pasiek na obszarach leúnych (Dz. U r., nr 6, poz. 42), jest krótkie, 1 stronicowe. W 1. stanowi, ýe Runo leúne powinno byã obserwowane pod kàtem oceny zagroýenia zniszczenia jednego lub wiæcej gatunków wchodzàcych w jego skùad. Nie dotyczy to lasów objætych staùym zakazem wstæpu. 2. Zbiór pùodów runa leúnego na wùasne potrzeby dopuszczany jest w lasach nie objætych staùym lub okresowym zakazem wstæpu. 3. Skup pùodów runa leúnego moýe byã prowadzony jedynie od osób fizycznych i prawnych, na podstawie umowy z nadleúnictwami na dokonywanie zbioru dla celów przemysùowych. Skup tych pùodów powinien odbywaã siæ zgodnie z zawartymi umowami. 4. Przy zbiorze pùodów runa leúnego dopuszcza siæ wyùàcznie: 1) zbiór owocników grzybów jadalnych bez oznak rozkùadu, 2) zbiór owoców ræcznie (bez uýycia jakichkolwiek narzædzi i urzàdzeñ niszczàcych lub uszkadzajàcych roúliny), 3) przy pozyskiwaniu caùych roúlin lub ich czæúci stosowanie maùych ùopatek, noýy ogrodniczych lub sekatorów, siatek i pùacht. W dniu 18 listopada 1999 r. Minister Úrodowiska wydaù rozporzàdzenie zmieniajàce rozporzàdzenie w sprawie szczegóùowych zasad ochrony i zbioru pùodów runa leúnego oraz zasad lokalizowania pasiek na obszar leúnych (Dz. U. 64

65 1999, nr 94, poz. 1096), w którym zdecydowano o skreúleniu punktu 2 w paragrafie regulujàcym lokalizacjæ pasiek w lasach. Z p rzytoczonych tu dosùownie fragmentów ustawy i rozporzàdzeñ jednoznacznie wynika, ýe jakichú szczegóùowych regulacji prawnych w zakresie zarzàdzania zasobami grzybów i ochrony grzybowisk w Polsce nie ma. Zbiory przemysùowe powinny mieã umowy, których siæ w ogóle nie realizuje. Nie zostaùo zresztà nigdzie sprecyzowane czego konkretnie taka umowa miaùaby dotyczyã: iloúci zebranych grzybów i asortymentu gatunkowego, opùat na rzecz nadleúnictwa (od kilogramów, iloúci dni zbiorów, iloúci zbieraczy)? Nikt nie wykonuje obserwacji stanu zagroýenia runa leúnego przez jego nadmiernà eksploatacjæ. Nie zanotowano nigdy choãby jednego przypadku w caùych Lasach Pañstwach, gdzie nadleúniczy odmówiùyby zgody na zawarcie umowy lub zabroniù grzybobrania, w przypadku gdy zbiory zagraýaùyby úrodowisku leúnemu. Moýna wiæc jednoznacznie stwierdziã, ýe zarzàdzania i kontroli zasobów grzybów i ochrony grzybowisk w Lasach Pañstwowych nie prowadzi siæ. W okresie przedwojennym na zbiory grzybów w Lasach Pañstwowych naleýaùo mieã waýnà asygnatæ, wykupionà w nadleúnictwie. Wedùug ustawy o lasach (1991) plan urzàdzania lasu powinien zawieraã w szczególnoúci opis lasów i gruntów przeznaczonych do zalesienia, analizæ gospodarki leúnej w minionym okresie, program ochrony przyrody, okreúlenie przyszùych zadañ (pozyskiwanie drewna, gospodarki ùowieckiej, potrzeb w zakresie infrastruktury technicznej). Nie ma zaleceñ do planu urzàdzania lasu co do tzw. ubocznego uýytkowania lasu, w tym poziomu i rozmiaru eksploatacji i wykorzystania zasobów runa leúnego. PROBLEMY OCHRONY GATUNKOWEJ GRZYBÓW Dziaùaniem majàcym zwróciã wagæ spoùeczeñstwa na zagroýenie grzybów byùo objæcie ich gatunkowà ochronà prawnà. Pierwsze rozporzàdzanie w tej sprawie wydano w 1983 r. Polska byùa jednym z pierwszych w úwiecie pañstw, które objæùy ochronà grzyby. Wedùug aktualnie obowiàzujàcego Rozporzàdzenia Ministra Úrodowiska z dnia 9 lipca 2004 r. w sprawie gatunków dziko wystæpujàcych grzybów objætych ochronà, lista zawiera 7 caùych rodzajów oraz 45 wymienionych gatunków, co oznacza 90 gatunków objætych ochronà úcisùà i 1 gatunek objæty ochrona czæúciowà. Wykaz chronionych rodzajów z podaniem iloúci objætych ochronà gatunków zawiera tabela 2. Ochronie úcisùe podlega 15 gatunków z 7 rodzajów grzybów workowych oraz 75 gatunków z 34 rodzajów grzybów podstawkowych. Sà to grzyby wielkoowocnikowe, grzyby mikroskopijne takà formà ochrony nie sà objæte, ze wzglædu na brak wiedzy o stopniu ich zagroýenia i potrzebach ochrony, jak równieý z braku doúwiadczenia i wiedzy co do konkretnych form i metod dziaùañ ochronnych. W stosunku do 1983 r., gdy ochronie úcisùej podlegaùy 23 gatunki, 65

66 nastàpiùo zwiækszenie chronionych gatunków, co wynika z faktu lepszego rozeznania ale równieý koniecznoúci uwzglædnienia propozycji europejskiej listy chronionych grzybów, zgodnie z Konwencjà Berneñskà i zaleceniami Unii Europejskiej. Zestaw chronionych grzybów objætych pierwszym rozporzàdzeniem z 1983 r. budziù wúród grona mikologów wàtpliwoúci oraz uczucie niedosytu. Grzybów, które na ochronæ prawnà zasùugiwaùy, byùo w naszym kraju znacznie wiæcej. Dotyczyùo to zwùaszcza takich gatunków, które majà okazaùe i osobliwe owocniki, odbiegajàce od typowych, przyciàgajàce swoim ksztaùtem, barwà i z tego powodu czæsto bezmyúlnie niszczone. Wymienione wówczas takie gatunki (Grzywacz 1989), z których czæúã znajduje siæ w obowiàzujàcym teraz wykazie Tab. 2. Gatunki dziko wystæpujàcych grzybów wielkoowocnikowych objætych prawnà ochronà úcisùà i czæúciowà 66 Êródùo: Zestawiono wg Rozporzàdzenia MÚ (Dz. U. z 2004 r., nr 168, poz

67 taksonów chronionych. Zadecydowaùy wtedy wzglædy spoùeczne, to znaczy bardzo sùaba znajomoúã gatunków grzybów w ogóle, a co dopiero grzybów rzadkich, zagroýonych. Aktualne rozporzàdzenie równieý nie zawiera wszystkich grzybów na ochronæ zasùugujàcych. W sytuacji jednak maùej wiedzy spoùeczeñstwa, zbyt liczny wykaz gatunków chronionych, znalazùby siæ, jak to okreúla siæ poza percepcjà spoùeczeñstwa. Wszystkie gatunki grzybów objætych ochronà prawnà naleýà do gatunków obligatoryjnie lub fakultatywnie wystæpujàcych w lasach. Sà wúród nich grzyby o wùaúciwoúciach leczniczych (lakownica lúniàca, pniarek (modrzewnik) lekarski, wùóknouszek ukoúny), jadalne, o wysokich walorach smakowych (borowik królewski, szmaciak gaùæzisty, smardze, trufla wgùæbiona), jadalne (np. dwupierúcieniak cesarki, maúlak dæty, trydencki i ýóùtawy, soplówki, ozorek dæbowy), jadalne ale o braku tradycji zbioru (gàska olbrzymia, siatkolist maczugowaty, szyszkowiec ùuskowaty, podgrzybek pasoýytniczy) oraz gatunki niejadalne. Ochrona prawna oznacza zakaz zrywania owocników, niszczenia ich siedlisk i ostoi, dokonywania zmian stosunków wodnych, stosowania úrodków chemicznych, niszczenia úcióùki leúnej i gleby w ostojach. Rozporzàdzenie (2004) okreúla sposoby ochrony, miædzy innymi polegajàce na: zabezpieczaniu ostoi i stanowisk, zapewnieniu obecnoúci i ochronie róýnego rodzaju podùoýu (drzew, drewna), wykonywaniu zabiegów ochronnych (zapewnieniu korzystnych warunków wzrostu, koszeniu siedlisk i regulowanym wypasie zwierzàt gospodarskich, prowadzeniu monitoringu, translokacji z hodowli ex situ do úrodowiska przyrodniczego, zabezpieczaniu reprezentatywnej czæúci populacji przez ochronæ ex situ (banki genów, herbaria, kolekcje grzybów). Do form ochrony grzybów leúnych, oprócz ochrony gatunkowej, sporzàdzania czerwonych list, prowadzenia badañ i monitoringu, naleýy równieý zaliczyã: obejmowanie okresowà ochronà przyrody najlepiej zachowanych grzybowisk w rezerwatach przyrody, parkach narodowych i krajobrazowych; poprzez indywidualnà ochronæ przyrody, polegajàcà na wyznaczaniu sædziwych drzew i stanowisk szczególnie interesujàcych gatunków (np. trufle, biaùoczyr, flagowiec), jako pomników przyrody; dbanie o dobry stan zdrowotny lasów co jest gwarancjà zachowania grzybów mikoryzowych, w tym chronionych; ksztaùtowanie róýnorodnego skùadu gatunkowego drzewostanów, co jest dziaùaniem zapewniajàcym równieý bogactwo gatunkowe grzybów; regulacji wymaga organizacja masowych, eksploatujàcych grzybobrañ w lasach (takýe skupu i obrotu grzybami); dziaùalnoúã edukacyjna obejmujàca ksztaùcenie o roli i znaczeniu grzybów w ekosystemach leúnych, w tym równieý wiedzæ o zachowaniu siæ w lesie, o zbiorze pùodów runa leúnego, w celu wzrostu poziomu kultury pobytu w lasach w trakcie wypoczynku i rekreacji; nauka znajomoúci grzybów jadalnych w celu ochrony przed zatruciami. Pierwsze wydanie Czerwonej listy grzybów wielkoowocnikowych zagroýonych w Polsce zawieraùo wykaz 800 gatunków (Wojewoda, Ùawrynowicz 67

68 1986). Po dokonaniu uzupeùnieñ w drugim wydaniu Listy znalazùo siæ 1013 gatunków, czyli ok. 25% gatunkowej róýnorodnoúci grzybów wielkoowocnikowcyh (Wojewoda, Ùawrynowicz 1992). Najnowsze wydanie (Wojewoda, Ùawrynowicz 2006) Listy zawiera 963 gatunki, z czego 53 uznano za wymarùe i zaginione, 425 za wymierajàce, 175 naraýone, 270 rzadkie i 40 o nieokreúlonym zagroýeniu (tabela 3). Grzyby w znacznej czæúci sà organizmami efemerycznymi, mogà pojawiaã siæ bardzo nieregularnie, np. co kilka lat. W niekorzystnych warunkach mogà przetrwaã w dùugich fazach spoczynku w postaci zarodników lub róýnego typu przetrwalników i sklerot. Nie wytwarzajàc plechy wegetatywnej, bez owocników, sà trudne do zauwaýenia i wykrycia. Dlatego do oceny zagroýenia grzybów potrzebne sà informacje z dùugich okresów czasu, a takich dostarczaã moýe jedynie systematyczny, obejmujàcy obszar caùego kraju monitoring. W ramach programu Monitoring przyrody opracowano metodykæ i zaùoýenia organizacyjne zbioru obserwacji o grzybach wielkowocnikowych (w znacznej czæúci oparty na wolontariuszach), ale ze wzglædów na brak úrodków finansowych do tej pory monitoring grzybów nie rozpoczàù siæ. Na poczàtku zaplanowano obserwacje tylko 20 gatunków wybranych grzybów, charakterystycznych dla róýnych siedlisk, póêniej zestaw ten miaù byã rozszerzany (Grzywacz, Bujakiewicz, Ùawrynowicz, Wojewoda 1997). Brak wùaúciwego finansowania badañ mikologicznych, zwùaszcza z zakresu systematyki i geografii grzybów, niedostateczna liczba mikologów, brak obsady kadrowej dla wielu grup grzybów, niedocenianie praktycznych aspektów mikologii w wielu dziaùach gospodarki i dziaùalnoúci spoùecznej, mikrobiologii technicznej, biotechnologii, farmacji, ochronie lasu, ochronie roúlin, medycynie i weterynarii, ochronie przyrody, powoduje, ýe grzyby sà doúã sùabo poznane, w tym równieý stopieñ ich zagroýenia (Grzywacz 2003). Ýaden z obszarów Polski, mezoregionów leúnych, czy teý okrægów lub choãby podokrægów geobotanicznych nie jest zadowalajàco zbadany z punktu widzenia wystæpujàcych tam gatunków grzybów Dotyczy to równieý najbardziej Tab. 3. Zestawienie porównawcze czerwonych list grzybów wielkoowocnikowych zagroýonych w Polsce 68 Êródùo: Wg Wojewody i Ùawrynowicz (1986, 1992, 2006).

69 cennych obszarów pod wzglædem przyrodniczym: parków narodowych, parków krajobrazowych, rezerwatów przyrody. Sà co prawda nieliczne wyjàtki. Dobrym przykùadem jest Biaùowieski PN, gdzie od lat wykonuje siæ badania mikologiczne, organizuje wystawy grzybów. W jednym tylko oddziale (256), na powierzchni 144 ha, stwierdzono 1380 gatunków grzybów (Faliñski, Muùenko 1995). Jest to bardzo duýo, choã na pewno rzeczywista liczebnoúã gatunków grzybów bytujàcych na tym obszarze jest znacznie wiæksza. Byã moýe aý o 1,5 3 razy wiæksza, gdyý nie badano tam jeszcze licznych grzybów mikroskopijnych glebowych, ryzosferowych, endoficznych, naporostowych, chorobotwórczych roúlin i zwierzàt, rozkùadajàcych drewno w koñcowych fazach jego dekompozycji oraz grzybów wielkoowocnikowych, które podczas lustracji terenowych nie wytworzyùy owocników - mikoryzowych, saprotroficznych i pasoýytniczych. Badania obecnoúci grzybów mikroskopijnych wymagajà zastosowania odpowiednich procedur laboratoryjnych i izolacji, hodowli na sztucznych poýywkach, oznaczania za pomocà metod mikroskopowych, a obecnie coraz czæúciej za pomocà technik biologii molekularnej, analizowania genów, struktury DNA. WIELKOÚÃ SKUPU I EKSPORTU GRZYBÓW Urodzaje (wysypy) grzybów leúnych podlegajà znacznym wahaniom w poszczególnych latach. Na podstawie wielkoúci skupu o których mamy doúã pewne dane, moýna oszacowaã urodzaje grzybów od okresu po II wojnie úwiatowej aý do czasów wspóùczesnych. Gdy przyjmie siæ pewne zaùoýone wielkoúci skupu (obejmujàce tylko kilka kilkanaúcie gatunków najbardziej popularnych), to moýna wielkoúci wysypu grzybów uporzàdkowaã w 4 kategorie: skup do 2 tys. ton sùaby rok grzybny, 2-4 tys. ton úredni, 4-6 tys. ton obfity, ponad 6 tys. ton bardzo obfity urodzaj grzybów. Szacunkowe wielkoúci urodzaju grzybów w ostatnich 65 latach przedstawiono w tabeli 4. Z danych tam zawartych wynika, ýe bardzo obfite zbiory byùy tylko w 7 sezonach, obfite w 15, úrednie w 16, a sùabe urodzaje byùy aý w 27 latach, liczàc od 1945 r. Z tego zestawienia nie moýna siæ dopatrzeã jakiejú prawidùowoúci, cyklicznoúci w urodzaju grzybów leúnych. W ostatnim dziesiæcioleciu, w latach skup grzybów wahaù siæ od 1,48 tys. t (1999) do 6,92 tys. t (2008). Przeciætnie rocznie w tym okresie skupowano okoùo 4 tys. t o wartoúci rynkowej 40,8 mln zù, przy przeciætnej cenie za 1 kg 10,20 zù (tabela 5). Ceny skupu sà doúã zmienne w ciàgu sezonu oraz pomiædzy poszczególnymi latami za ten sam rodzaj asortymentowy úwieýych grzybów. Zmienny jest równieý asortyment skupionych grzybów. Kurki skupowano w analizowanych latach od 22 do 58% caùoúci, borowików od 9 do 33%, podgrzybków od 12 do 55%, inne gatunki ùàcznie stanowiùy tylko 2 9% caùego skupionego asortymentu grzybów (tabela 4). 69

70 Tab. 4. Urodzaje (wysypy) jadalnych grzybów leúnych oszacowane na podstawie wielkoúci skupu w caùym kraju w latach Êródùo: Opracowanie wùasne. Jak wynika z zebranych danych i przedstawionych w tabeli 6, zmienia siæ w dùuýszym okresie czasu asortyment skupu. W analizowanym okresie skup kurki podlegaù wahaniom ale utrzymujàcym siæ na doúã podobnym poziomie, maleje skup borowików w porównaniu do okresu , choã w ostatnim okresie poprawiù siæ, systematycznie wzrasta udziaù w skupie podgrzybków, maleje skup innych rodzajów grzybów w caùej masie zakupionego asortymentu. Dane o skupie dotyczà grzybów leúnych úwieýych, grupowanych metodà wedùug siedziby dostawców. Obowiàzek sprawozdawczoúci, w tym zakresie Tab. 5. Wielkoúã i wartoúã skupu oraz przeciætna cena 1 kg grzybów leúnych úwieýych w dziesiæcioleciu Êródùo: Wg GUS. 70

71 Tab. 6. Skup jadalnych grzybów leúnych wedùug asortyment (w%) w latach Êródùo: Na podstawie danych GUS. dotyczy od 1999 r. osób prawnych i jednostek organizacyjnych bez osobowoúci prawnej prowadzàcych w ramach dziaùalnoúci gospodarczej skup produktów leúnych, nie dotyczy natomiast osób fizycznych. Skup podawany jest w úwieýej masie. Dla produktów w stanie suszonym dokonuje siæ zamiany na úwieýà masæ, stosujàc umowne wskaêniki przeliczeniowe dla poszczególnych gatunków (Leúnictwo GUS ). Do 1988 r. badaniem skupu byùy objæte Przedsiæbiorstwa Produkcji Leúnej Las, póêniej podlegùe prywatyzacji, ulegùy przeksztaùceniu w spóùki. Za lata nie ma danych o asortymencie skupu. Tab. 7. Skup úwieýych grzybów leúnych wedùug województw ùàcznie w latach Êródùo: Wyliczono na podstawie danych GUS. 71

72 Tab. 8. Eksport i import úwieýych grzybów leúnych Êródùo: Wg GUS. Tab. 9. Wartoúã eksportu z Polski leúnych produktów niedrzewnych (w mln zù) 72 Êródùo: Wg GUS. Od 1999 r. GUS rozszerzyù zbiorowoúã badanych jednostek poprzez wprowadzenie informacji o skupie ubocznych produktów leúnych oraz zmieniajàc metodykæ zbioru informacji. Skup grzybów leúnych odbywa siæ na terenie kraju z róýnà intensywnoúcià. W niektórych regionach Polski poùudniowej nie ma tradycji skupu przemysùowego (opolskie, podkarpackie, maùopolskie), w innych województwach jest niska lesistoúã lub istniejàce obszary leúne sà maùo grzybne. W latach najwiæcej grzybów leúnych skupiono z terenu województwa wielkopolskiego, w szczególnoúci z Puszczy Noteckiej. Znaczny skup grzybów obejmuje równieý województwa: pomorskie, zachodniopomorskie, lubuskie i podlaskie. Z tych 5 województw pochodzi ok. 85% caùoúci skupu grzybów (w analizowanym okresie). Szczegóùowe dane w tym wzglædzie zawiera tabela 7. Skup w stosunku do potencjalnych moýliwoúci nie jest wysoki, wynosi on w przodujàcych województwach przeciætnie tylko ok. 1 kg úwieýych grzybów z 1 hektara lasu (wszystkich form wùasnoúci) w ciàgu sezonu. Jest to wartoúã úrednia, obejmujàca wszystkie klasy wieku drzewostanów, skùady gatunkowe, typy siedliskowe lasu, w tym równieý tereny maùo grzybne (olsy, ùægi, zræby, polany, mùodniki, tereny bagienne, lasy rejonów przemysùowych o wysokich koncentracjach zanieczyszczeñ powietrza, itd.).

73 Eksport úwieýych grzybów leúnych w latach miaù tendencjæ wzrastajàca od 6,7 tys. t (2002) do 24,6 tys. t (2007). Wartoúã eksportu grzybów np. w 2007 r. wyniosùa 187,4 mln zù (67,2 mln dolarów USA). Najwiæcej importowaùy grzybów z Polski: Niemcy, Wielka Brytania, Wùochy, Litwa, Grecja, Szwecja i inne pañstwa, ùàcznie krajów (prawie wszystkie europejskie z wyjàtkiem Kanady). Na tym tle import grzybów byù niewielki (ok. 3% eksportu). W analizowanym okresie byù najwiækszy w 2008 r., wyniósù 1,3 tys. t o wartoúci 16,4 mln zù (7,3 mln dolarów USA). Grzyby przywoýono do Polski z Ukrainy, Rosji, Biaùorusi i innych, ùàcznie z 5 pañstw (GUS 2009). Nie ma informacji czy, ewentualnie jaka czæúã importowanych grzybów byùa dalej przewoýona z Polski na rynki zachodniej Europy reeksportowana (tabela 8). Wúród gùównych grup leúnych produktów niedrzewnych eksportowanych z Polski pod wzglædem wartoúciowym dominujà grzyby. Dopiero dalsze miejsca zajmuje dziczyzna, jagody leúne i choinki (tabela 9). WARTOÚÃ RYNKOWA ZBIORU GRZYBÓW Z LASÓW Nie jest ùatwo choãby szacunkowo podaã jaka jest wartoúã rynkowa zbioru grzybów z polskich lasów. Posiadamy tylko bardziej lub mniej precyzyjne informacje o skupie i eksporcie, podawane przez Gùówny Urzàd Statystyczny w ramach corocznych opracowañ Leúnictwo. Informacje te pochodzà ze sprawozdañ o symbolu R-10 O skupie produktów rolnych. Obowiàzek sprawozdawczy nie dotyczy osób fizycznych które skup grzybów prowadzà, stàd podawane wielkoúci skupu sà raczej mniejsze od rzeczywistych. Nie wiemy równieý czy, ewentualnie jako czæúã, skupu jest nastæpnie eksportowana w stanie úwieýym lub przetworzonym, a takýe jako skùadnik gotowych artykuùów spoýywczych. Obecna wielkoúã eksportu grzybów wielokrotnie przewyýsza skup przemysùowy. Dziaùalnoúcià skupy oraz eksportu grzybów zajmujà siæ zwykle maùe przedsiæbiorstwa. Badania statystyczne jednostek maùych prowadzone sà na formularzu SP-3, a jednostki takie dobierane sà w sposób losowy, i to tylko dotyczy zakùadów zatrudniajàcych ponad 10 osób. Zapewne jakàú czæúcià eksportu grzybów zajmujà siæ osoby fizyczne oraz firmy bardzo maùe, zatrudniajàce do 9 osób, bædàce poza sprawozdawczoúcià objætà zainteresowaniem GUS. Jaka wielkoúã eksportu grzybów jest niedoszacowana ze wzglædu na technologiæ zbierania informacji tego nie wiemy. Caùoúã zbioru grzybów leúnych moýemy podzieliã na 3 czæúci, ze wzglædu na jego przeznaczenie: skup przemysùowy i eksport; sprzedaý na targowiskach (bazarach) i sprzedaý przydroýna; zbiór indywidualny na uýytek wùasny (takýe dla rodziny i znajomych). Co prawda niepeùne, raczej niedoszacowane dane, posiadamy tylko co do skupu i eksportu z corocznych opracowañ GUS. Nie ma 73

74 74 szacunków co do wielkoúci sprzedaýy na targowiskach i przy drogach oraz zbiorów na wùasne potrzeby. Przez róýnego typu obserwacje, rozmowy z osobami zajmujàcych siæ obrotem grzybami leúnymi, przyjæto prowizorycznie do wyliczeñ szacunkowych, nastæpujàce proporcje miædzy tymi czæúciami zbioru caùkowitego (Grzywacz 2010). Zbiór indywidualny wynosi ok. 60% caùoúci. W grzybne lata setki tysiæcy, a nawet miliony osób w sposób sporadyczny, wakacyjny, rzadki, a takýe czæsty lub bardzo czæsty (zwùaszcza uboýsza czæúã ludnoúci wiejskiej) zbiera grzyby w lasach. Zbiór ten ma bogatszà róýnorodnoúã asortymentów od skupu, gdyý lokalnie i regionalnie zbiera siæ takýe gatunki nie bædàce przedmiotem zainteresowania handlowego i przemysùowego np. inne niý kurka pieprzniki, inne niý prawdziwek gatunki borowików, wodnichy, inne gàski niý zielonka, gàsówki, gæúnice (majówki), lakówki, lejkówki, lejkowca dætego, pieniàýki, pùomiennicæ (zimówkæ), rycerzyka, czubajki (kanie), czernidùaki, pùachetkæ koùpakowatà, mleczaje, goùàbki (surojadki), trujàce piestrzenice (po ugotowaniu i odlaniu wody jadalne) i szereg innych gatunków. Sprzedaý przydroýnà i na targowiskach oszacowano na 10% caùoúci zbiorów. Ta czæúã obrotu zbioru grzybów rozwija siæ, co widaã w trakcie sezonu, po zwiækszajàcej siæ iloúci sprzedawców z peùnymi koszykami grzybów przy drogach, w szczególnoúci na terenach o duýej lesistoúci i przy drogach prowadzàcych do wiækszych miast. Takà sprzedaýà trudnià siæ bezrobotni, uboýsza czæúã mieszkañców wsi, mùodzieý korzystajàca z wakacyjnej przerwy w zajæciach szkolnych. Do tej czæúci obrotu grzybami naleýy zaliczyã tzw. sprzedaý bezpoúrednià. W trakcie której od zbieraczy kupujà grzyby ze zbioru porannego w lesie lub z dnia poprzedniego, osoby prowadzàce restauracje, pensjonaty i inne formy ýywienia zbiorowego. Na róýnego typu mniejszych lub wiækszych gieùdach grzybów, o lokalnym lub regionalnym charakterze, bez poúredników dokonuje siæ zakupu grzybów w úrednich iloúciach (kilka kilkanaúcie kg úwieýych grzybów) od zawodowych zbieraczy. Jest to obrót grzybami bez dokumentacji statystycznej i podatkowej. W taki sposób takýe nastæpuje obrót bezpoúredni w czæúci na eksport, co moýna obserwowaã na wiækszych gieùdach np. przy stacji kolejowej PKP Miaùy, na trasie Wronki Krzyý, na terenie bardzo grzybnej Puszczy Noteckiej. Czæúã zbiorów przeznaczonà do skupu przemysùowego i na eksport oceniono na 30% caùoúci zbiorów grzybów leúnych. Informacje co do wielkoúci tej czæúci obrotu grzybami sà znane z opracowañ GUS, równieý co do przeciætnej ceny za 1 kg grzybów, sumarycznej wartoúci skupu i eksportu w mln zùotych i dolarach USA. Te dane posùuýyùy do wyliczeñ zaprezentowanych w tabeli 10. Wynika z nich, ýe úrednio, corocznie w grzybnych latach zbiory grzybów w lasach moýna oszacowaã na ok. 100 tys. ton, o wartoúci rynkowej

75 Tab.10. Szacunkowa wartoúã rocznego zbioru grzybów jadalnych w polskich lasach (przeciætna w latach ). Êródùo: Opracowanie wùasne i na podstawie danych GUS. ok. 740 mln zù. W latach sùabych urodzajów grzybów odpowiednio mniej. Do tej pory opracowania dotyczàce wartoúci zbioru grzybów leúnych dotyczyùy tylko danych ze skupu lub eksportu, co jest tylko czæúcià caùego obrotu grzybami (Gùowacki 2006). Wyliczone wielkoúci bardzo znacznie odbiegajà od dotychczasowych wyobraýeñ w tym wzglædzie. Jest to bardzo potæýny serwitut, dar, produkt lasów na rzecz spoùeczeñstwa. Statystycznie nie wyglàda to tak imponujàco, bo gdyby caùy roczny zbiór w grzybnym roku (ùàcznie z czæúcià eksportowanà), podzieliã na statystycznego Polaka, to wyniosùoby to tylko 2,6 kg grzybów na osobæ. Po odliczeniu dzieci, osób w podeszùym wieku, tych którzy grzybów w ogóle nie zbierajà (z braku umiejætnoúci, czasu lub zainteresowania), to wskaênik ten wyniosùyby 3,3 4,0 kg na osobæ (Grzywacz 2010). Úwiadomie napisano dar lasu, bo grzyby to nie tylko darmowy produkt spoýycia, to takýe dochody osób zbierajàcych grzyby na sprzedaý (skup, eksport, sprzedaý na targowiskach i przy drogach), to takýe zarobki osób trudniàcych siæ obrotem handlowym grzybami. Jest to w znacznej czæúci tzw. szara strefa gospodarcza, bez kontroli wielkoúci obrotu, bez podatków na rzecz budýetu pañstwa. Nie jest znana stopa zysku z obrotu handlowego grzybami na rynku wewnætrznym i zewnætrznym. Na ogóù bezpoúredni zbieracze sprzedajàcy grzyby nie uzyskujà szczególnie wysokich dochodów za swojà pracæ, jest to raczej dodatkowy zarobek mùodzieýy, bezrobotnych, uboýszej czæúci mieszkañców wsi i maùych miast. Jakie sà dochody duýych ekspertów grzybów tego nie wiemy, takýe nie úledzi siæ cen pùaconych za 1 kg np. kurek, borowików lub podgrzybków bezpoúrednio zbieraczowi, a ceny tego samego kg polskich grzybów w hurcie lub detalu np. w Berlinie, Bremie, Hamburgu czy teý w Londynie. Ze zbioru grzybów dokonywanego przez spoùeczeñstwo nie majà dochodu Lasy Pañstwowe, organizacja gospodarcza, które administruje terenami leúnymi o powierzchni ponad 7 mln ha, która ponosi nakùady na hodowlæ i ochronæ lasu, ochronæ przeciwpoýarowà, na rekreacyjne i turystyczne zagospodarowanie lasów. Amatorzy grzybobrania o niskiej kulturze zachowania siæ w lesie dokonujà niekiedy zniszczeñ rozgrzebywanie úcióùki w poszukiwaniu maùych jeszcze 75

76 76 owocników grzybów, zaúmiecanie, zagroýenie poýarowe, kaleczenie drzew i krzewów, gùoúne zachowanie siæ niepokojàce zwierzynæ, niszczenie urzàdzeñ i sprzætu leúnego (ogrodzenia, wyposaýenia parkingów, úcieýek edukacyjnych) itd. Mówiàc dosadnie Lasy Pañstwowe ze zbiorów grzybów na swoim terenie nie majà nic, poza niekiedy powaýnymi kùopotami. Wystæpuje wyraêna dysproporcja, asymetria miædzy duýà wartoúcià rynkowà zbiorów grzybów leúnych w polskich lasach, a niedostatecznymi regulacjami prawnymi i faktycznym brakiem zarzàdzania grzybowiskami. Grzyby leúne sà dobrem wolnym, darmowà ýywnoúcià (free food), ale ýeby moýna byùo je zebraã muszà byã posadzone, pielægnowane i chronione drzewostany. Na to wszystko potrzeba okreúlonych nakùadów finansowych. Lasy Pañstwowe uzyskujà dochody prawie wyùàcznie ze sprzedaýy drewna, nie czerpià ýadnych korzyúci w obecnym systemie finansowym z ubocznej produkcji niedrzewnej, w tym z pùodów runa leúnego (grzybów, jagód, zióù itd.). PODSUMOWANIE Tradycje zbioru grzybów na ziemiach etnicznie polskich siægajà czasów dawnych Sùowian. Pisanym dokumentem zaúwiadczajàcym o uýytkowaniu grzybów w lasach jest Pasja Úwiætego Wojciecha Mæczennika powstaùa prawdopodobnie w 1004 r. Wiedza o grzybach, stosunek do nich spoùeczeñstwa, zestaw gatunków traktowanych jako jadalne i trujàce zmieniaùy siæ znacznie w czasie. Od okoùo 200 lat jest wiæksze zainteresowanie grzybami, wystæpujà pierwsze regulacje zasad zbioru oraz handlu i obrotu grzybami w miastach. Rzadkie i zagroýone grzyby znajdujà siæ pod ochronà gatunkowà, sporzàdzane sà takýe Czerwone listy grzybów wielkoowocnikowych w Polsce. Ochrona grzybów i grzybowisk, kultura zachowania siæ w lesie podczas grzybobrañ, wymagajà wiækszej popularyzacji i edukacji leúnej spoùeczeñstwa. Praktycznie nie istnieje zarzàdzanie i kontrola stanu zasobów grzybów w lasach. W Polsce wystæpuje ok. 4,5 tys. gatunków grzybów wielkoowocnikowych, potencjalnie do jadalnych moýna zaliczyã z nich. Wytrawni amatorzy grzybobrania zbierajà gatunków, rzadko wiæcej, natomiast przeciætni zwykle tylko kilka kilkanaúcie. Wystæpuje wiæc duýà dysproporcja miedzy teoretycznymi moýliwoúciami a rzeczywistym zbiorem. Do handlu i obrotu Minister Zdrowia dopuúciù 42 gatunki, w tym 33 zbierane w lasach. Wúród tej grupy w sensie mikologicznym jest 57 gatunków, gdyý w Rozporzàdzeniu z 2008 r. wymienione sà takýe caùe rodzaje lub gatunki zbiorowe. Urzædowy wykaz grzybów moýna zgrupowaã w 18 rodzajach, w których mieúci siæ 312 gatunków wystæpujàcych w Polsce, z czego 130 uznanych jest za jadalne. W grupie tej 77 gatunków jest zagroýonych, wpisanych na Czerwonà listæ oraz 7 gatunków pod úcisùà ochronà prawnà.

77 Urodzaje grzybów podlegajà wahaniom, w okresie (65 ostatnich lat) bardzo grzybnych lat byùo 7, z obfitymi zbiorami 15, úrednimi 16, a sùabe urodzaje byùy aý w 27 latach. Nie stwierdza siæ jakiejú prawidùowoúci, cyklicznoúci w wystæpowaniu urodzajów grzybów leúnych. W ostatnich 10 latach przeciætnie rocznie skupuje siæ 4 tys. t grzybów o wartoúci rynkowej 40,8 mln zù, z czego 44% stanowiùa kurka, 19% borowiki, 31% podgrzybki i tylko 6% caùoúci skupu inne rodzaje. Najwiækszy skup odbywa siæ z terenów województwa wielkopolskiego (Puszcza Notecka), póêniej pomorskiego, zachodniopomorskiego, lubuskiego i podlaskiego. Eksport grzybów w ostatnich 3 latach wynosiù przeciætnie ok. 24 tys. t, o wartoúci ok. 164 mln zù. Grzyby stanowiùy najwiækszà wartoúã eksportu z Polski wúród leúnych produktów nadrzewnych, na dalszych miejscach byùa dziczyzna, leúne jagody i choinki. Oszacowano wielkoúã skupu przemysùowego i eksportu na 30% caùoúci zbiorów, sprzedaý na targowiskach i przy drogach na 10%, a zbiór indywidualny przez ludnoúã na wùasne potrzeby na 60%. Na podstawie danych GUS o skupie i eksporcie wyliczono, ýe przeciætnie w ostatnich 3 latach caùkowite zbiory grzybów w lasach wynoszà ok. 100 tys. t rocznie, o wartoúci rynkowej ok. 740 mln zù. LITERATURA Dunin-Wàsowicz T Úwiæty Wojciech patron nowej Europy. Wiedza i Ýycie, nr 4. Faliñski J. B., Muùenko W. (red.) Cryptogamous plants in the forest communities of Biaùowieýa National Park. General problems and taxoromic groups analysis. Phytocoenosis. Archiwum Geobotanicum 4, Gùowacki S Znaczenie gospodarcze i rekreacyjne dolnych warstw lasu. Leúne Prace Badawcze, 3: Grochowski W Uboczna produkcja leúna. PWN, Warszawa. Grzywacz A Grzyby chronione. PWRiL, Warszawa. Grzywacz A Grzyby leúne. PWRiL, Warszawa, wyd. II. Grzywacz A Uýytkowanie grzybów leúnych dawniej i dziú. Postæpy techniki w leúnictwie, z. 63: Grzywacz A Róýnorodnoúã gatunkowa grzyby. [w:] R. Andrzejewski, A. Weigle (red.) Róýnorodnoúã biologiczna Polski. Narodowa Fundacja Ochrony Úrodowiska, Warszawa, Grzywacz A Róýnorodnoúã biologiczna grzybów w lasach. [w:] Zasoby przyrodnicze lasów polskich. Wydawnictwo PTL, Cedzyna k. Kielc, Grzywacz A Wartoúã rynkowa zbiorów jadalnych grzybów z polskich lasów. Sylwan (w druku). Grzywacz A., Bujakiewicz A., Ùawrynowicz M., Wojewoda W Monitoring grzybów wielkoowocnikowych. Narodowa Fundacja Ochrony Úrodowiska, Warszawa, maszynopis. 77

78 Klán J Co vime o houbách. Statni Pedagogické Nakladatelstvi, Praha. Kluk K Dykcyonarz roúlinny. Drukarnia Xiæýy Piiarów, Warszawa, t. I, II i III. Leúnictwo, Informacje i opracowania statystyczne. Gùówny Urzàd Statystyczny, Warszawa. Moszyñski K Pierwotny zasiæg jæzyka prasùowiañskiego. Wrocùaw Kraków. Rozporzàdzenie Ministra Ochrony Úrodowiska Zasobów Naturalnych i Leúnictwa w sprawie szczegóùowych zasad ochrony i zbioru pùodów runa leúnego oraz zasad lokalizacji pasiek na obszarach leúnych. (Dz. U. 1999, nr 6, poz. 42). Rozporzàdzenie Ministra Úrodowiska z dnia 18 listopada 1999 r. zmieniajàce rozporzàdzenie w sprawie szczegóùowych zasad ochrony i zbioru pùodów runa leúnego oraz zasad lokalizowania pasiek na obszarach leúnych (Dz. U. 1999, nr 94, poz. 1096). Rozporzàdzenie Ministra Úrodowiska z dnia 9 lipca 2004 r. w sprawie dziko wystæpujàcych grzybów objætych ochronà (Dz. U ). Rozporzàdzenie Ministra Zdrowia z 19 grudnia 2002 r. w sprawie grzybów dopuszczonych do obrotu lub produkcji przetworów grzybowych albo artykuùów spoýywczych zawierajàcych grzyby oraz uprawnieñ klasyfikatora grzybów i grzyboznawcy (Dz. U. z 2003 r., nr 21, poz. 178). Rozporzàdzenie ministra zdrowia z dnia 13 listopada 2008 r. w sprawie grzybów dopuszczonych do obrotu lub produkcji przetworów grzybowych oraz úrodków spoýywczych zawierajàcych grzyby oraz uprawnieñ klasyfikatora grzybów i grzyboznawcy (Dz. U nr 218, poz. 1399). Spieý J. A. (red.) W krægu ýywotów úwiætego Wojciecha. Wydawnictwo Benedyktynów Tyniec, Kraków. Ustawa o lasach z dnia 21 wrzeúnia 1991., wielokrotnie nowelizowana, tekst jednolity (Dz. U ). Wojewoda W Checklist of polish larger Basidiomycetes. W. Szafer Institute of Botany, Polish Academy of Science, Kraków. Wojewoda W., Ùawrynowicz M Czerwona lista grzybów wielkoowocnikowych w Polsce [w:] Z. Mirek, K. Zarzycki, W. Wojewoda, Z. Szelàg (red.) Red list of plants and fungi in Poland. W. Szafer Institute of Botany, Polish Academy of Science, Kraków, STRESZCZENIE Zaprezentowano polskie tradycje zbiorów grzybów w lasach na tle ich wielkiej bioróýnorodnoúci gatunkowej. Omówiono oficjalny (urzædowy) wykaz gatunków grzybów dopuszczonych do handlu i przerobu przemysùowego oraz gatunki zwyczajowo zbierane przez spoùeczeñstwo. Scharakteryzowano dziaùania w zakresie prawnej ochrony grzybów oraz Czerwonà listæ grzybów zagroýonych. W ostatnich 10 latach przeciætnie rocznie skupuje siæ na rynku wewnætrznym okoùo 4 tys. t grzybów, a eksportuje przeciætnie okoùo 24 tys. t. Oszacowano wielkoúã skupu i eksportu na 30% caùoúci zbiorów, sprzedaý na targach i przy drogach na 10%, a zbiór indywidualny na potrzeby wùasne na 60%. Wartoúã rynkowo caùkowitego zbioru grzybów w lasach wynosi w roku dobrego urodzaju okoùo 740 mln zù, przy wielkoúci zbioru okoùo 100 tys. t úwieýych grzybów rocznie. 78

79 SUMMARY The paper presents the tradition of harvesting mushrooms in the forest on the background of their great biodiversity of species. It enumerates the formal (official) list of species of fungi accepted for trading and processing industry and the species collected by the local population. It describes the conservation of species of fungi and the Red list of endangered fungi. We analyzed the buying (4 thousand tonnes/years) and exporting (24 thousand tonnes/years) = 30%, selling in the market and on the roads = 10%, as well as a collection individuals = 60% of the total harvest. The market value of the total harvest of mushrooms in Polish forests is in years of good harvest of about 740 million PLN, and the total volume of about 100 thousand tonnes of fresh mushrooms. 79

80 Andrzej Klimek Uniwersytet Technologiczno-Przyrodniczy w Bydgoszczy Wyýsza Szkoùa Zarzàdzania Úrodowiskiem w Tucholi 80 MOÝLIWOÚÃ WYKORZYSTANIA EKTOPRÓCHNICY DO REWITALIZACJI GLEB SZKÓÙEK LEÚNYCH POSSIBILITY OF USE OF ECTOHUMUS FOR REVITALIZATION OF SOILS IN FOREST NURSERIES Sùowa kluczowe: szkóùki leúne, rewitalizacja gleb, bioindykatory, Acari, Oribatida Key words: forest nursery, revitalization of soils, biological indicators, Acari, Oribatida Abstract. Investigations on revitalization of soils were carried out in the years in forest nurseries Biaùe Bùota (Forest District in Bydgoszcz) and Bielawy (Forest District in Dobrzejewice). The main factor of the study was mulching with ectohumus obtained from fresh coniferous forest. In addition, different kinds of compost and different ways for irrigation in forest nurseries were used. On the basis of the study on the soils conducted with bioindication method it was fund that organic fertilization with different composts did not influence distinctly on the improvement of biological activity of soils. Mulching with fresh ectohumus including the living edaphon was the factor improving the bioactivity. WSTÆP Jakoúã produkcji szkóùkarskiej znacznie uzaleýniona jest od stanu biologicznego gleb. Organizmy glebowe wpùywajà bowiem na ýyznoúã gleby i wzrost mùodych drzew, bioràc udziaù w procesach glebotwórczych oraz tworzàc liczne powiàzania z systemami korzeniowymi siewek. Niestety w starszych, intensywnie eksploatowanych szkóùkach leúnych obserwuje siæ procesy degradacyjne polegajàce zmniejszeniu róýnorodnoúci biologicznej, m.in. grzybów ektomikoryzowych [Aleksandrowicz-Trzciñska 2004]. Jest oczywistym, ýe wspóùýycie mikoryzowe warunkuje prawidùowy rozwój drzew, który jest szczególnie waýny w wieku mùodocianym. Pogorszenie stanu mikoryz w szkóùkach najczæúciej wiàýe siæ z nadmiernà alkalizacjà gleby, nawoýeniem, stosowaniem pestycydów i mechanicznà uprawà gleby. W takich warunkach jakoúã produkcji szkóùkarskiej na ogóù spada. Gatunki grzybów zaliczane do ektomikoryzowych to jednak tylko niewielka, choã bardzo waýna dla drzew, czæúã edafonu. Naleýy pamiætaã, iý w glebach leúnych mikroorganizmy te tworzà sieã zaleýnoúci, czæsto o charakterze troficznym, z innymi mikroorganizmami oraz z mikro- i mezofaunà glebowà.

81 Majàc na uwadze poprawæ róýnorodnoúci biologicznej gleb przez polepszenie warunków rozwoju dla edafonu, moýna wzbogacaã gleby szkóùek w materiæ organicznà m. in. przez nawoýenie organiczne oraz stosowaã úcióùkowanie, przy wykorzystaniu próchnicy nadkùadowej (ektopróchnicy) pochodzàcej z gleb leúnych. W szkóùkach leúnych najbardziej znanym zabiegiem i najczæúciej stosowanym jest nawoýenie specjalnie przygotowanymi do tego celu kompostami. Natomiast úcióùkowanie stosuje siæ rzadko zabieg ten znany jest i czæsto stosowany w sadownictwie i ogrodnictwie, oczywiúcie przy udziale innych substratów. W przypadku zastosowania do úcióùkowania ektopróchnicy leúnej problemem moýe byã jednak samo miejsce pozyskania materiaùu do tego zabiegu. Warstwa ta w glebach leúnych, szczególnie w borach sosnowych, jest gruba ma od kilku do kilkunastu cm miàýszoúci i niezmiernie waýna dla funkcjonowania caùego ekosystemu. Pozyskaã wiæc naleýy jà tak, by nie naruszyã delikatnej struktury ekologicznej borów sosnowych. Prowadzone i planowane w Polsce na duýà skalæ inwestycje komunikacyjne, usytuowane czæsto na terenach leúnych, dajà wyjàtkowà szansæ wykorzystania próchnicy nadkùadowej do rewitalizacji szkóùek leúnych. Z wierzchniej warstwy gleby leúnej moýna przygotowaã kompost [Rolbiecki i in. 2009] lub úwieýà, zawierajàcà ýywy edafon, spoýytkowaã do úcióùkowania. Gùównym zamierzeniem úcióùkowania, poza dostarczeniem do gleb cennej materii organicznej, jest zaszczepienie jej edafonem leúnym. Zabiegi te powinny pozytywnie wpùynàã na wzrost aktywnoúci biologicznej gleb i wiækszà efektywnoúã mikoryzacji. Z literatury wiadomo, ýe wzbogacanie gleb szkóùek leúnà úcióùkà wpùywa na wzrost mikoryzacji siewek nawet o 80% [Szoùtyk 2003]. Celem niniejszej pracy jest zaprezentowanie wybranych wyników badañ, prowadzonych od 2003 r. na terenach szkóùek leúnych w Biaùych Bùotach (Nadleúnictwo Bydgoszcz) oraz w Bielawach (Nadleúnictwo Dobrzejewice), nad rewitalizacjà gleb. Badania te dotyczyùy wpùywu zabiegów melioracyjnych nawoýenia róýnymi kompostami, úcióùkowania i nawadniania na wzrost siewek drzew leúnych, stan mikoryz oraz aktywnoúã biologicznà gleb [Klimek i in. 2008, 2009; Rolbiecki S. i in. 2009, 2010]. Podjæte badania zgodne sà z programem DGLP pt.: Kierunki rozwoju szkóùkarstwa w Lasach Pañstwowych na lata , w którym m.in. napisano, ýe w celu utrzymania produkcji dobrej jakoúci sadzonek w szkóùkach polowych naleýy wùaúciwie gospodarowaã materià organicznà przez systematyczne organiczne nawoýenie gleb oraz w sytuacji ograniczonych moýliwoúci stosowania úrodków chemicznych w leúnictwie poszukiwaã alternatywnych, biologicznych metod ochrony produkcji szkóùkarskiej [DGLP 2008]. Udatnoúã zaproponowanych zabiegów melioracyjnych oceniano za pomocà metody bioindykacyjnej z wykorzystaniem mechowców (Acari, Oribatida), jako wskaêników aktywnoúci biologicznej gleb. W tej pracy zostanà 81

82 przedstawione wybrane wyniki dotyczàce liczebnoúci i róýnorodnoúci gatunkowej mechowców w kolejnych doúwiadczeniach pod wpùywem róýnych czynników. 82 OPIS TERENU BADAÑ I METODY Ogólna charakterystyka prowadzonych badañ. Szkóùki leúne w Biaùych Bùotach i Bielawach poùoýone sà na terenie Regionalnej Dyrekcji Lasów Pañstwowych w Toruniu. W Biaùych Bùotach kolejne doúwiadczenia prowadzono na glebie rdzawej wùaúciwej wytworzonej z piasku luênego, a w Bielawach dominowaù piasek sùabo gliniasty. Szczegóùowe informacje na temat wùaúciwoúci badanych gleb moýna znaleêã we wczeúniej opublikowanych pracach [Klimek i in. 2008, 2009; Rolbiecki S. i in. 2009, 2010]. Wszystkie doúwiadczenia zostaùy zaùoýone metodà losowanych podbloków w ukùadzie zaleýnym (split-plot), w czterech powtórzeniach (replikacjach). W latach w szkóùce Biaùe Bùota w uprawach sosny zwyczajnej (So) (Pinus sylvestris L.) i brzozy brodawkowatej (Brz) (Betula pendula Roth) w dwuletnim cyklu prowadzono badania, w których czynnikiem pierwszego rzædu byùo nawadnianie zastosowane w trzech nastæpujàcych wariantach wodnych: bez nawadniania (kontrola), nawadnianie kroplowe i mikrozraszanie. Czynnik drugiego rzædu stanowiùo nawoýenie, zastosowane w dwóch wariantach: nawoýenie mineralne (standard stosowany w szkóùkach leúnych) oraz nawoýenie organiczne (kompost). Kompost wyprodukowany byù na bazie osadów úciekowych -1 (80%) i torfu wysokiego (20%) rozrzucono go wczesnà wiosnà w iloúci 100 t ha i przemieszano z wierzchnià warstwà gleby do gùæbokoúci 10 cm. Úcióùkowanie ektopróchnicà pozyskanà z powierzchni zræbowej na siedlisku boru úwieýego 3-1 przeprowadzono przed wysiewem nasion stosujàc dawkæ 100 m ha. Úwieýa úcióùka, w tym i nastæpnych doúwiadczeniach, zaraz po rozrzuceniu na powierzchni gleby byùa delikatnie zmieszana z wierzchnià (1-2 cm) jej warstwà, a nastæpnie bardzo intensywnie nawodniona. W latach w tej samej szkóùce w uprawach sosny zwyczajnej (ryc. 1) i modrzewia europejskiego (Md) (Larix decidua Mill.) pierwszym czynnikiem byùo nawoýenie organiczne zastosowane w dwóch wariantach: higienizowane osady úciekowe ( ) z dodatkiem ( ) kory (N ) bàdê trocin (N ). 1 2 Drugim czynnikiem byùo úcióùkowanie (S) stosowane równieý w dwóch wariantach: próchnicà nadkùadowà z boru úwieýego i bez úcióùkowania (kontrola C). Zastosowano takie same dawki jak w poprzednim doúwiadczeniu. Jednak w tym przypadku úcióùkowanie przeprowadzono w czerwcu po wschodach siewek, poniewaý wczeúniejsze úcióùkowanie nieco utrudniaùo siew. Úcióùkæ pobrano spod dojrzaùego drzewostanu w typie siedliskowym boru úwieýego. Caùa powierzchnia doúwiadczenia byùa nawadniana za pomocà mikrozraszaczy. W szkóùce Biaùe Bùota w latach w uprawach buka zwyczajnego (Bk) (Fagus silvatica L.) (ryc. 2), sosny zwyczajnej i lipy drobnolistnej (Lp) (Tilia

83 cordata Mill.) badano wpùyw nawoýenia kompostem (K) (osad úciekowy 60% + kora sosnowa 40%) i úcióùkowania próchnicà nadkùadowà (S), które przeprowadzono w tym przypadku w poùowie wrzeúnia, by uzyskaã wiækszà liczebnoúã aktywnego edafonu w tym okresie, w porównaniu z czerwcem, przewaýnie w glebach leúnych panujà korzystniejsze warunki wilgotnoúciowe. Zastosowano takie same dawki kompostu i úcióùki jak w latach W wariantach C i CS zastosowano standartowe nawoýenie mineralne przewidziane dla szkóùek leúnych. Równolegle z doúwiadczeniem w Biaùych Bùotach w latach przeprowadzono teý w szkóùce Bielawy w uprawie sosny wstæpne badania nad zastosowaniem kompostu (K) przygotowanego na bazie próchnicy nadkùadowej pochodzàcej z dojrzaùego drzewostanu z siedliska boru úwieýego z terenów budowanej autostrady A-1. Pobrany w 2007 r. ze zræbu materiaù glebowy byù najpierw rozdrobniony i skùadowany na pryzmach, a nastæpnie wczesnà wiosnà rozrzucony na terenie odpowiednich kwater. Drugim czynnikiem byùo úcióùkowanie (S) we wrzeúniu. W wariantach C i CS zastosowano, podobnie jak w Biaùych Bùotach, standartowe dla szkóùek nawoýenie mineralne. Metodyka badañ akarologicznych. Próbki gleby do badañ akarologicznych w kaýdym roku pobierano dwukrotnie: wiosnà w drugiej dekadzie czerwca oraz jesienià pod koniec paêdziernika. Wiosnà i jesienià z kaýdego wariantu kolejnych doúwiadczeñ pobrano po 12 (lata i ) lub 10 (lata ) 2 próbek gleby, kaýda z 17 cm do 3 cm gùæbokoúci. Próbki poddano ekstrakcji przez 7 dni w aparatach Tullgrena. Uzyskane w trakcie ekstrakcji roztocze koserwowano w alkoholu etylowym i nastæpnie preparowano. Mechowce oznaczono do gatunku lub rodzaju, ùàcznie ze stadiami mùodocianymi. Úrednie zagæszczenie (N) tych roztoczy 2 podano w przeliczeniu na 1 m gleby, a róýnorodnoúã gatunkowà okreúlono za pomocà úredniej liczby gatunków w próbce (s). Przed analizà statystycznà dane liczbowe poddano logarytmowaniu ln(x+1) [Berthet i Gerard 1965]. Obliczenia statystyczne wykonano za pomocà programu Statistica stosujàc test Tukeya. WYNIKI BADAÑ I ICH OMÓWIENIE Mechowce jako indykatory biologicznej aktywnoúci gleb. Uwaýa siæ, ýe zwierzæta glebowe mogà byã wykorzystane w procesach regeneracji gleb dwojako: po pierwsze mogà przyspieszaã metabolizm gleb, a po drugie mogà byã wykorzystane jako wskaêniki stanu biologicznego gleb [Haimi 2000]. Mechowce mogà byã dobrymi bioindykatorami, poniewaý tworzà liczne zgrupowania o duýym bogactwie gatunkowym, sà úciúle uzaleýnione od warunków úrodowiska, majà niewielkie rozmiary, ponadto sà szeroko rozpowszechnione w ekosystemach làdowych [Niedbaùa 1980]. Dotychczas okazaùy siæ one dobrymi wskaênikami stopnia rozkùadu i biologicznych wùaúciwoúci próchnic leúnych [Seniczak 1979], etapów sukcesji biocenoz [Rajski 1961] i wielu oddziaùywañ antropogenicznych [Axelsson i in. 1973, Klimek 2000]. Mechowce sà w wiækszoúci saprofagami. 83

84 Dotychczas opisano ok. 10 tys. gatunków tych roztoczy, a szacuje siæ, iý moýe istnieã od 50 do 100 tys. gatunków [Schatz 2002]. W literaturze brakuje informacji o skùadzie gatunkowym i liczebnoúci roztoczy w glebach szkóùek. Z badañ autora wynika, ýe w tym úrodowisku ýyjà nieliczne i maùo zróýnicowane gatunkowo roztocze [Rolbiecki R. i in. 2005, Rolbiecki S. i in. 2006]. Moýna tam spotkaã gatunki pospolite w glebach leúnych zaliczane do eurytopowych, takie jak Oppiella nova (Oudemans) i Tectocepheus velatus (Michael). Gatunki te sà liczne w dojrzaùych borach sosnowych z wyksztaùconà próchnicà typu mor. Wymienione gatunki najczæúciej dominujà teý w kilkuletnich uprawach leúnych po odnowieniach i zalesieniach, sà tam znacznie liczniejsze niý w szkóùkach, jednak nie tak liczne jak w starszych drzewostanach. W tych ostatnich róýnorodnoúã gatunkowa i liczebnoúã mechowców jest wysoka ( tys. osobn. m ). Przedstawiony ukùad wystæpowania, w róýnych stadiach rozwojowych lasu, pospolitych gatunków Oribatida wskazuje, ýe materiaù do introdukcji moýna pozyskiwaã z gleb drzewostanów przeznaczonych do wyciæcia, np. ze wzglædu na planowane drogi lub inne inwestycje. Mechowce, poza istotnym udziaùem w procesach glebotwórczych, speùniajà teý inne funkcje np. do powierzchni ich ciaù ùatwo przylepiajà siæ zarodniki grzybów, mechowce powodujà teý oýywienie starych i nieaktywnych kolonii grzybów, na których ýerujà. Stawonogi te nazywane sà katalizatorami aktywnoúci mikroorganizmów, a wspóùpraca mikroorganizmów i roztoczy przyspiesza od 2 do 5 razy proces rozkùadu materii organicznej. Introdukcja mechowców wraz ze úcióùkà, moýe wiæc pozytywnie wpùywaã na mikroorganizmy. Fauna glebowa ýerujàc na nich stymuluje ich wzrost [Hanlon i Anderson 1979, 1980], moýe teý zaszczepiaã glebæ zarodnikami grzybów przez defekacjæ i przenoszenie ich na nowe substraty [Lussenhop 1992]. Wiadomo, ýe mechowce ýerujà na niektórych grzybach ektomikoryzowych [Schneider i in. 2004, 2005], przyczyniajàc siæ do ich rozprzestrzeniania i stymulacji wzrostu [Setala 1995]. Úcióùkowanie i nawoýenie organiczne jako metoda rewitalizacji gleb. Jak juý wspomniano, gleby starszych szkóùek ulegajà stopniowej degradacji obserwuje siæ obniýenie poziomu kolonizacji mikoryzowej i zmniejszenie bioróýnorodnoúci grzybów mikoryzowych oraz zastæpowanie wùaúciwych dla drzew leúnych ektomikoryz, ektendomikoryzami [Aleksandrowicz-Trzciñska 2004]. Uwaýa siæ teý, ýe nawet w szkóùkach zaùoýonych na gruntach leúnych tylko do okoùo 10 roku ich uýytkowania nie wystæpujà zakùócenia w mikrotrofizmie sadzonek. Aby przeciwdziaùaã tym procesom w szkóùkach polowych najczæúciej stosuje siæ nawoýenie organiczne kompostami lub nawoýenie zielone. Zastosowane w szkóùce w Biaùych Bùotach komposty nie wpùywaùy na liczebnoúã i róýnorodnoúã gatunkowà mechowców [Klimek i in. 2008, 2009; Rolbiecki S. i in. 2009, 2010]. Czynnikiem, który wyraênie ksztaùtowaù te wskaêniki byùo úcióùkowanie. W doúwiadczeniu w latach zabieg ten przeprowadzono przed wysiewem 84

85 Ryc. 1. Œció³kowane siewki sosny w szkó³ce leœnej w Bia³ych B³otach (sierpieñ 2006r.) ród³o: Opracowanie w³asne Ryc. 2. Œció³kowane siewki buka w szkó³ce leœnej w Bia³ych B³otach (wrzesieñ 2008r.) ród³o: Opracowanie w³asne 85

86 nasion, a zagæszczenie mechowców na powierzchniach úcióùkowanych w uprawie -2 sosny wynosiùo od 1,20 do 4,77 tys. osobn. m (tab. 1). W brzozie w tym okresie ýyùo wyraênie wiæcej Oribatida, szczególnie w dwulatce 3,16-12,01 tys. osobn. -2 m. Wyýsza liczebnoúã i róýnorodnoúã gatunkowa tych roztoczy moýe wynikaã z warunków ekologicznych, jakie stwarza brzoza duýe siewki tego gatunku lepiej ocieniajà glebæ i zapobiegajà nadmiernemu przesuszaniu jej wierzchniej warstwy, które moýe byã bardzo szkodliwe dla fauny [Lindberg i Bengtsson 2005]. Ponadto brzoza juý w pierwszym roku uprawy (jesienià) dostarcza znacznej iloúci materii organicznej pod postacià opadùych liúci, które tworzà dobre warunki troficzne dla saprofagów. Wyniki uzyskane w niniejszych badaniach wskazujà na bardzo istotnà rolæ nawadniania przy introdukcji edafonu. W nienawadnianej soúnie po úcióùkowaniu nie odnotowano wzrostu liczebnoúci mechowców w porównaniu z tradycyjnà szkóùkà, która byùa deszczowana. Lepsze efekty introdukcji edafonu w uprawie brzozy mogà wskazywaã na pozytywny wpùyw tego gatunku na wùaúciwoúci biologiczne gleb. Zakùadanie upraw brzozy w szkóùkach leúnych w dwuletnim cyklu, w poùàczeniu z introdukcjà edafonu i intensywnym nawadnianiem, moýe mieã wiæc duýe znaczenie w rewitalizacji szkóùek. Úcióùkowanie wczesnà wiosnà, jeszcze przed wysiewem nasion, utrudnia niestety sam siew, dlatego w latach zabieg ten przeprowadzono zaraz po wzejúciu siewek (w czerwcu). W doúwiadczeniu tym w uprawach sosny i modrzewia poza úcióùkowaniem testowano komposty z dodatkiem kory i trocin. W pierwszym roku uprawy obydwu gatunków zagæszczenie i róýnorodnoúã gatunkowa mechowców w wariantach bez úcióùkowania byùy niskie (tab. 2). W tym -2 roku po úcióùkowaniu zagæszczenie wzrosùo do poziomu 4,16-6,65 tys. osobn. m -2 w soúnie i 2,51-4,01 tys. osobn. m w modrzewiu. W drugim roku w uprawie sosny liczebnoúã omawianych roztoczy osiàgnæùa poziom 20,47 na stanowisku SN i 1-2 Tab.1. Úrednia liczebnoúã (N w tys. osobn. m ) i róýnorodnoúã gatunkowa (s) mechowców w uprawach sosny i brzozy w szkóùce Biaùe Bùota w latach a Objaúnienia: te same litery oznaczajà brak róýnic istotnych statystycznie (p<0,05) Êródùo: Opracowanie wùasne.

87 -2 14,67 tys. osobn. m w wariancie SN 2, który naleýy uznaã za bardzo wysoki. Dla porównania w soúnie w latach maksymalne zagæszczenie wynosiùo 4,77-2 tys. osobn. m (tab. 1). W innych podobnych badaniach porównywano efektywnoúã introdukcji edafonu na gruntach porolnym i leúnym w róýnych warunkach pluwio-termicznych [Rolbiecki R. i in. 2007, 2008, 2009]. Niskà udatnoúã przeprowadzonej w czerwcu 2005 r. introdukcji na gruncie leúnym powiàzano z maùà iloúcià opadów wiosnà tego roku w miejscu pobrania úcióùki. W uprawie modrzewia w pierwszym roku badañ zagæszczenie Oribatida po úcióùkowaniu byùo nieco niýsze niý w soúnie (tab. 2). W drugim roku uprawy zagæszczenie to wzrosùo dwukrotnie tylko na stanowisku SN, a w wariancie SN 1 2 nieznacznie spadùo. Poprawa stanu biologicznego gleb w uprawie modrzewia po przeprowadzeniu úcióùkowania byùa jednak wyraêna i potwierdzona statystycznie, choã wzrost aktywnoúci biologicznej jest mniejszy niý w przypadku upraw sosny i brzozy. Ze wzglædu wystæpujàcà czæsto w czerwcu niskà wilgotnoúã úcióùki leúnej i trudnoúci z pozyskaniem odpowiedniego materiaùu do introdukcji, w latach w tej samej szkóùce w uprawach buka, sosny i lipy prowadzono badania nad efektami úcióùkowaniem we wrzeúniu. Dodatkowym czynnikiem w tych badaniach byùo nawoýenie kompostem z 40% dodatkiem kory. W wymienionych uprawach na stanowiskach bez úcióùkowania liczebnoúã i róýnorodnoúã gatunkowa mechowców byùa niska przez caùy cykl badañ (tab. 3). Natomiast na powierzchniach úcióùkowanych odnotowano istotny statystycznie wzrost obydwu wskaêników. W uprawie buka w drugim roku badañ zagæszczenie -2 mechowców wzrosùo do poziomu ok. 8 tys. osobn. m, w soúnie w tym samym -2 czasie byùo znacznie niýsze 2,35-4,46 tys. osobn. m. Inaczej ksztaùtowaù siæ ukùad liczebnoúci pod siewkami lipy: na stanowisku CS w trakcie cyklu -2 badawczego liczebnoúã wzrosùa z 5,33 do 12,67 tys. osobn. m, a na powierzchni Tab. 2. Úrednia liczebnoúã (N mechowców w uprawach sosny i modrzewia w szkóùce Biaùe Bùota w latach w tys. osobn. m ) i róýnorodnoúã gatunkowa (s) Objaúnienia jak w tab. 1 Êródùo: Opracowanie wùasne. 87

88 -2 Tab. 3. Úrednia liczebnoúã (N w tys. osobn. m ) i róýnorodnoúã gatunkowa (s) mechowców w uprawach buka, sosny i lipy w szkóùce Biaùe Bùota w latach Objaúnienia jak w tab. 1 Êródùo: Opracowanie wùasne. -2 KS byùa wyjàtkowo wysoka w pierwszym roku badañ (18,87 tys. osobn. m ) i w drugim roku spadùa do ok. 1/3 tej wartoúci. Z badañ tych wynika, iý przeprowadzona we wrzeúniu introdukcja edafonu daùa efekt zbliýony do tego, który uzyskano we wczeúniejszych badaniach úcióùkowanie w kwietniu lub czerwcu. Naleýy jednak pamiætaã, ýe okres oddziaùywania úcióùki na siewki jednoroczne ogranicza siæ jedynie do koñca wegetacji, ale ryzyko zwiàzane z nadmiernym przesuszeniem úcióùki przed introdukcjà jest znacznie mniejsze, a potencjalna udatnoúã tego zabiegu wiæksza. W latach w uprawie sosny w szkóùce Bielawy koùo Torunia przeprowadzono wstæpne badania nad rewitalizacjà gleby przy wykorzystaniu kompostu przygotowanego na bazie ektopróchnicy pozyskanej z siedliska boru úwieýego z miejsca wyciætego drzewostanu pod budowæ autostrady A-1 [Rolbiecki S. i in. 2009, 2010]. Wiosnà w glebach szkóùki ýyùo wyjàtkowo maùo mechowców -2 (0,06-0,18tys. osobn. m ), które byùy reprezentowane tylko przez dwa gatunki Oppiella nova i Tectocepheus velatus. Tak niewielki poziom liczebnoúci i róýnorodnoúci gatunkowej mechowców moýe úwiadczyã o niskiej aktywnoúci biologicznej gleb szkóùki w okresie wiosny oraz o celowoúci przeprowadzenia introdukcji edafonu. W roku 2008 úrednia liczebnoúã na powierzchniach úcióùkowanych byùa -2 wysoka okoùo 15 tys. osobn. m (tab. 4). Stosunkowo wysokie zagæszczenie Oribatida stwierdzono teý w wariancie z samym kompostem bez úcióùkowania. Z literatury wiadomo, ýe rekonstrukcja fauny glebowej moýe odbywaã siæ w dwoma sposobami przez polepszanie warunków ýycia i stymulacjæ rodzimych populacji zwierzàt glebowych (do których zaliczyã moýna samo nawoýenie organiczne) oraz przez introdukcjæ nowych, poýàdanych gatunków [Mazur i Tracz 1996]. Zabiegi te

89 -2 Tab. 4. Úrednia liczebnoúã (N w tys. osobn. m ) i róýnorodnoúã gatunkowa (s) mechowców w uprawie sosny w szkóùce Bielawy w latach Objaúnienia jak w tab. 1 Êródùo: Opracowanie wùasne. sà okreúlane mianem zoomelioracji [Szujecki 1990], która obejmuje szereg czynnoúci prowadzàcych do poprawy warunków funkcjonowania organizmów glebowych, a gùównym celem tego zabiegu jest przyspieszenie procesów glebotwórczych i polepszenie kràýenia materii. W szkóùce Bielawy w drugim roku badañ na powierzchniach úcióùkowanych úrednie zagæszczenie mechowców byùo znacznie niýsze niý w uprawie jednorocznej, a róýnorodnoúã gatunkowa tych roztoczy mocno spadùa (tab. 4). Najprawdopodobniej byùo to zwiàzane z brakiem nawadniania dwuletnich upraw w 2009 r., które wynikaùo z wytycznych nawadniania szkóùek leúnych [Rolbiecki S. i in. 2010]. Naleýy nadmieniã, iý doúwiadczenie w szkóùce Bielawy, inaczej niý w Biaùych Bùotach, byùo podùàczone do staùego systemu deszczujàcego szkóùki i nie byùo moýliwoúci zwiækszenia dawek wyùàcznie dla potrzeb niniejszych badañ. Z obserwacji autora wynika, ýe aby uzyskaã trwaùy efekt zoomelioracji konieczne jest zwiækszone, w porównaniu z normami wynikajàcymi z wytycznych, nawadnianie powierzchni gleby. Pamiætaã teý naleýy o tym, by natychmiast po rozrzuceniu úwieýej úcióùki silnie jà nawodniã, bowiem drobne zwierzæta glebowe sà bardzo wraýliwe na przesychanie [Lindberg i Bengtsson 2005]. Porównanie dynamiki liczebnoúci mechowców po zastosowaniu róýnych wariantów úcióùkowania i nawoýenia organicznego. W doúwiadczeniu prowadzonym w Biaùych Bùotach w latach w uprawie sosny mechowce maksimum zagæszczenia uzyskaùy w ostatnim terminie badañ 10,93 tys. osobn. -2 m (ryc. 3). W uprawie sosny najwyýsze zagæszczenie tych roztoczy stwierdzono -2 wiosnà 2004 r. (21,92 tys. osobn. m ). W nastæpnym doúwiadczeniu w latach w tej samej szkóùce w uprawie sosny, tym razem úcióùkowanej w czerwcu, uzyskano maksymalne -2 zagæszczenie na poziomie 37,47 tys. osobn. m w ostatnim terminie badañ. W uprawie modrzewia w kolejnych terminach zagæszczenie byùo na znacznie niýszym poziomie, jednak zaznaczyùa siæ wyraêna tendencja wzrostu liczebnoúci. W doúwiadczeniu w Biaùych Bùotach w latach , w którym porównywano efekty introdukcji edafonu w uprawach buka, sosny i lipy, wyraênie widaã, iý zabieg ten lepiej powiódù siæ pod siewkami gatunków liúciastych. W uprawie sosny jesienià 2009 r. odnotowano spadek liczebnoúci Oribatida do 89

90 So (lata ) Brz (lata ) I. II. III. IV. 0 I. II. III. IV. So (lata ) Md (lata ) I. II. III. IV I. II. III. IV. 10 Bk (lata ) 10 So (lata ) I. II. III. IV. 0 I. II. III. IV. 25 Lp (lata ) 30 So (Bielawy, lata ) I. II. III. IV. 0 I. II. III. IV. -2 Ryc. 3. Liczebnoœæ mechowców (w tys. osobn. m ) w kolejnych terminach badañ (I-IV) w szkó³kach leœnych w Bia³ych B³otach i Bielawach na stanowiskach nawo onych organicznie i œció³kowanych. ród³o: Opracowanie w³asne 90

91 poziomu, jaki stwierdzono przed úcióùkowaniem. W tym przypadku úcióùkowanie przeprowadzono w poùowie wrzeúnia, gdy siewki, szczególnie gatunków liúciastych, ocieniaùy juý czæúciowo powierzchniæ gleby, tworzàc lepsze warunki dla introdukcji edafonu (ryc. 2), a opad liúci jesienià dostarczyù dodatkowego pokarmu dla saprofagów. Caùa powierzchnia tego doúwiadczenia, takýe w drugim roku badañ, byùa nawadniana systemem niezaleýnym od reszty szkóùki. W tym samym roku w Bielawach nawadniania powierzchni nie prowadzono, co skutkowaùo wielokrotnym spadkiem liczebnoúci mechowców w porównaniu z jesienià 2009 r. Przeprowadzone metodà bioindykacyjnà badania szkóùek w Biaùych Bùotach i Bielawach wskazujà, iý dla rewitalizacji gleb samo nawoýenie organiczne jest niewystarczajàce, bowiem nie poprawia znaczàco róýnorodnoúci i liczebnoúci mezofauny glebowej, której wystæpowanie jest niezbædne dla prawidùowego funkcjonowania caùego ekosystemu szkóùki. By przyspieszyã proces kolonizacji gleb przez drobne zwierzæta naleýy prowadziã ich introdukcjæ oraz ksztaùtowaã warunki dla prawidùowego ich rozwoju przez dostarczenie materii organicznej. Dziaùania te okreúlane sà mianem zoomelioracji. Wydaje siæ, ýe w polowych szkóùkach leúnych najlepszym rozwiàzaniem jest úcióùkowanie poùàczone z nawoýeniem organicznym. Przy zabiegach tych niezmiernie waýne sà odpowiednie warunki wilgotnoúciowe, które zapewniajà rozwój introdukowanego edafonu oraz prawidùowy wzrost siewek. Zastosowanà do introdukcji úcióùkæ leúnà naleýy pobraã z wilgotnej gleby, która zawiera wiæcej aktywnych form mezofauny, úciúle powiàzanej z mikroorganizmami, m. in. z grzybami ektomikoryzowymi, które wystæpujàc razem powinny zapewniã prawidùowy wzrost mùodych drzew. Przy rewitalizacji gleb duýe znaczenie moýe teý mieã odpowiednie zmianowanie upraw i dobór gatunków liúciastych, które tworzà lepsze warunki dla rozwoju fauny glebowej niý sosna i modrzew. WNIOSKI Z przeprowadzonych metodà bioindykacyjnà badañ gleb szkóùek wynika, iý samo nawoýenie organiczne róýnymi kompostami nie wpùywa wyraênie na polepszenie aktywnoúci biologicznej gleb. Czynnikiem, który poprawia tæ aktywnoúã jest úcióùkowanie úwieýà ektopróchnicà zawierajàcà ýywy edafon.dobre efekty introdukcji edafonu za pomocà úcióùkowania uzyskuje siæ zarówno przy przeprowadzeniu jej przed wysiewem nasion, jak i po wzejúciu siewek w czerwcu lub wrzeúniu, przy zachowaniu duýej wilgotnoúci úcióùki. Przy rewitalizacji gleb szkóùek i introdukcji edafonu bardzo istotny jest odpowiedni dobór gatunków drzew dobre wyniki osiàga siæ w uprawach gatunków liúciastych (brzozie, buku i lipie), umiarkowane w soúnie, a sùabe w modrzewiu. 91

92 Podziækowania Za moýliwoúã przeprowadzenia niniejszych badañ oraz cenne wskazówki przy ich wykonywaniu skùadam serdeczne podziækowania pracownikom Nadleúnictw Bydgoszcz i Dobrzejewice oraz Regionalnej Dyrekcji Lasów Pañstwowych w Toruniu. LITERATURA Aleksandrowicz-Trzciñska M., 2004: Kolonizacja mikoryzowa i wzrost sosny zwyczajnej (Pinus sylvestris L.) w uprawie zaùoýonej z sadzonek w róýnym stopniu zmikoryzowanych, Acta Sci. Pol. Silv. Colendar. Rat. Ind. Lignar. 3, Axelsson B., Lohm U., Lundkvist H., Persson T., Sköglund J., Wiren A., 1973: Effects of nitrogen fertilisation on the abundance of soil fauna populations in a Scots pine stand, Research Notes, Royal Coll. of Forestry, 14, Berthet P., Gerard G., 1965: A statistical study of microdistribution of Oribatei (Acari) I. The distribution pattern, Oikos 16, Dyrekcja Generalna Lasów Pañstwowych, 2008: Program. Kierunki rozwoju szkóùkarstwa w Lasach Pañstwowych na lata Zaùàcznik do zarzàdzenia nr 27 Dyrektora Generalnego Lasów Pañstwowych, Warszawa, Haimi J., 2000: Decomposer animals and bioremediation of soils, Environmental Pollution 107, Hanlon R. D., Anderson J. M., 1979: The effects of Collembola grazing on microbial activity in decomposing leaf litter, Oecologia 38, Hanlon R. D., Anderson J. M., 1980: The influence of macroarthropod feeding activities on microflora in decomposing leaf litter, Soil Biol. Biochem. 12, Klimek A., 2000: Wpùyw zanieczyszczeñ emitowanych przez wybrane zakùady przemysùowe na roztocze (Acari) glebowe mùodników sosnowych, ze szczególnym uwzglædnieniem mechowców (Oribatida), Wyd. Uczln. ATR w Bydgoszczy, Rozprawy 99, Klimek A., Rolbiecki St., Rolbiecki R., Hilszczañska D., Malczyk P., 2008: Impact of chosen bare root nursery practices in Scots pine seedling quality and soil mites (Acari), Polish J. of Environ. Stud., Vol. 17, No. 2, Klimek A., Rolbiecki St., Rolbiecki R., Malczyk P., 2009: Impact of chosen bare root nursery practices on white birch seedling quality and soil mites (Acari), Polish J. of Environ. Stud., Vol. 18, No. 6, Lindberg N., Bengtsson J., 2005: Population responses of oribatid mites and collembolans after drought, Applied Soil Ecology 28, Lussenhop J., 1992: Mechanisms of microarthropod-microbial interactions in soil, Adv. Ecol. Res. 23, Mazur S., Tracz H., 1996: O znaczeniu i sposobach zoo- i fitomelioracji zalesianych gruntów porolnych, Post. Techn. Leún. 60, Warszawa, Niedbaùa W., 1980: Mechowce roztocze ekosystemów làdowych, PWN, Warszawa, Rajski A., 1961: Studium ekologiczno-faunistyczne nad mechowcami (Acari, Oribatei) w kilku zespoùach roúlinnych. I. Ekologia, Pr. Kom. Biol. PTPN 25,

93 Rolbiecki R., Podsiadùo C., Kli,chowców (Acari, Oribatei) jako indykator biologicznych wùaúciwoúci próchnic leúnych, Pr. Kom. Nauk. PTG V/37, Setala H., 1995: Growth of birch and pine seedlings in relation to grazing by soil fauna on ectomycorrhizal fungi, Ecology, Vol. 76, No. 6, Szoùtyk G., 2003: Rewitalizacja gleb w szkóùkach leúnych, CILP, Warszawa, Szujecki A., Ekologiczne aspekty odtwarzania ekosystemów leúnych na gruntach porolnych. Sylwan 3-12, Warszawa, STRESZCZENIE W latach w szkóùkach leúnych w Biaùych Bùotach (Nadleúnictwo Bydgoszcz) i Bielawy (Nadleúnictwo Dobrzejewice) prowadzono badania nad rewitalizacjà gleb. Gùównym czynnikiem w 4 oddzielnych doúwiadczeniach byùo úcióùkowanie ektopróchnicà pochodzàcà z boru úwieýego, a takýe stosowano komposty wyprodukowane na bazie komunalnych osadów úciekowych oraz ektopróchnicy, m.in. w róýnych systemach nawadniania szkóùek. Czynniki kolejnych doúwiadczeñ oceniano za pomocà metody bioindykacyjnej wskaýnikami byùy saprofagiczne mechowce (Acari, Oribatida). Z przeprowadzonych badañ wynika, iý samo nawoýenie organiczne róýnymi kompostami nie wpùywa wyraênie na polepszenie aktywnoúci biologicznej gleb. Czynnikiem, który poprawia tæ aktywnoúã jest úcióùkowanie úwieýà ektopróchnicà zawierajàcà ýywy edafon. Dobre efekty introdukcji edafonu uzyskuje siæ zarówno przy przeprowadzeniu jej przed wysiewem nasion, jak i po wzejúciu siewek w czerwcu lub wrzeúniu, przy zachowaniu duýej wilgotnoúci úcióùki. Przy rewitalizacji gleb szkóùek i introdukcji edafonu bardzo istotny jest odpowiedni dobór gatunków drzew dobre wyniki osiàga siæ w uprawach gatunków liúciastych (brzozie, buku i lipie), umiarkowane w soúnie, a sùabe w modrzewiu. SUMMARY Experiments on revitalization of soils were conducted in years at Biaùe Bùota forest nursery (Bydgoszcz Forest District) and at Bielawy forest nursery (Dobrzejewice Forest District). The main factor of the four different trials was mulching with ectohumus obtained from fresh coniferous forest, and additionally composts produced on the base of sewage sludge and ectohumus were applied under conditions of different irrigation systems of forest nurseries, too. These factors of the successive experiments were estimated with the use of bioindication method, and the saprophage oribatid mites (Acari, Oribatida) - were the indices. On the base of the study it was resulted that only organic fertilization with different composts did not affect distinctly on the improvement of bioactivity of soils. This bioactivity is improved by mulching with fresh ectohumus including the living edaphon. Positive results of the edaphon introduction were obtained when this measure was conducted before sowing, as well as after the emergence of seedlings (in June or in September) on condition of proper humidity of litter. For the revitalization of soils in forest nurseries and for the introduction of edaphon, the proper tree species selection is very important good results were obtained in cultivation of broad-leaved species (white birch, European beech, small-leaved linden), moderate in cultivation of Scots pine, and poor in the case of European larch. 93

94 Andrzej Ùabædzki, Artur Chrzanowski, Robert Kuêmiñski, Andrzej Mazur, Paweù Rutkowski Uniwersytet Przyrodniczy w Poznaniu 94 NATURA 2000 A PROBLEM OCHRONY WAÝEK W POLSCE THE NATURA 2000 SYSTEM AND THE PROBLEM OF DRAGONFLY PROTECTION IN POLAND Sùowa kluczowe: Natura 2000, waýki, Ophiogomphus cecilia, Leucorrhinia pectoralis, Coenagrion ornatum Key words: Natura 2000, Dragonflies, Ophiogomphus cecylia, Leucorrhinia pectoralis, Coenagrion ornatum Abstract. This work presents the analysis of dragonfly habitat survey results carried out in the years within the territory of State Forests in Poland as well as discussion and problems related to the analysis. WSTÆP W 2006 roku na podstawie Decyzji nr 61 Dyrektora Generalnego Lasów Pañstwowych z dnia 25 lipca 2006r. przyjæto zasady oraz sposoby inwentaryzacji gatunków roúlin i zwierzàt bædàcych w zainteresowaniu Unii Europejskiej. Przed pracownikami terenowymi postawiono zadanie, do którego nie byli dostatecznie przygotowani. W úrodowisku leúnym zapanowaù niepokój zwiàzany z konsekwencjami caùego tego zjawiska. Z perspektywy czasu widaã, ýe emocje z tym zwiàzane zaczynajà opadaã. Nie znaczy to wcale, ýe problem posiadania na swoim terenie okreúlonych siedlisk czy gatunków naturowych zszedù na plan dalszy. SPOSTRZEÝENIA DO WYNIKÓW INWENTARYZACJI W LASACH W efekcie inwentaryzacji leúnej prowadzonej w latach w lasach pañstwowych stwierdzono, ýe wiele gatunków owadów wystæpuje w liczbie stanowisk znacznie wiækszej aniýeli dotychczas sàdzono. Takimi gatunkami sà np. czerwoñczyk fioletek, czerwoñczyk nieparek, zgniotek cynobrowy, pachnica, jelonek rogacz czy kozioróg dæbosz. Sà to owady stosunkowo ùatwe do zauwaýenia lub odszukania w terenie. Zwiækszona liczba stanowisk úwiadczyã moýe bardziej o duýych lukach w dotychczasowym rozpoznaniu entomologicznym, a mniej o wpùywie gospodarki leúnej na dany gatunek. Luki te najczæúciej wynikajà z

95 niedostatecznej liczby specjalistów, którzy mogliby prowadziã badania. Po przeprowadzeniu dokùadnej analizy wszystkich podanych stanowisk stosunkowo ùatwo moýna zauwaýyã, ýe czæúã stanowisk wykazanych w trakcie inwentaryzacji w lasach byùa wykazana nie na podstawie stwierdzonych na nich owadów (imagines, larw lub poczwarek), a na podstawie wystæpowania roúlin ýywicielskich (motyle) czy mikrosiedlisk przydatnych do rozwoju danego gatunku (niektóre chrzàszcze lub waýki). W efekcie moýna przypuszczaã, ýe rzeczywista liczba czynnych stanowisk jest najprawdopodobniej niýsza od ogólnej liczby rekordów podanych dla poszczególnych nadleúnictw. O ile? Na podstawie dostæpnych danych trudno to oszacowaã. Jednoczeúnie, w przypadku owadów niezwiàzanych bezpoúrednio z gospodarkà leúnà, chociaý rozwijajàcych siæ w lasach (owady drapieýne przynajmniej czæúciowo przechodzà cykl rozwojowy w róýnego rodzaju zbiornikach wodnych), moýna zauwaýyã innà zaleýnoúã. O sukcesie inwentaryzacyjnym decydowaù czæsto skùad zespoùów prowadzàcych inwentaryzacjæ. Moýna posùuýyã siæ tu przykùadem waýek, gdzie w wyniku zupeùnego przypadku, w kilka miesiæcy po zakoñczeniu inwentaryzacji ukazaù siæ Atlas rozmieszczenia waýek w Polsce [BERNARD I IN., 2009] ze szczegóùowymi mapami wystæpowania poszczególnych gatunków. Porównujàc mapy ze stwierdzonymi stanowiskami z inwentaryzacji leúnej oraz mapy z Atlasu moýna z duýym prawdopodobieñstwem okreúliã, w których nadleúnictwach czy regionalnych dyrekcjach lasów pañstwowych inwentaryzacje wykonano siùami pracowników jednostek LP, a w których skorzystano z pomocy specjalistów. I tak, w przypadku trzepli zielonej (Ophiogomphus cecilia GEOFFROY IN FOURCROY) stanowiska zamieszczone w Poradniku ochrony siedlisk i gatunków Natura 2000 [Witkowski i Adamski, 2004] rozmieszczone sà na obszarze Polski stosunkowo równomiernie, z wyjàtkiem Polski poùudniowej i poùudniowowschodniej (ryc. 1). Inwentaryzacja leúna wykazaùa wystæpowanie trzepli w nadleúnictwach Polski zachodniej i póùnocno-zachodniej oraz w niewielkim stopniu w Polsce centralnej (RDLP Radom). Taki ukùad danych wynikaù najprawdopodobniej z faktu, ýe na tych obszarach pracowali specjaliúci zajmujàcy siæ waýkami albo przynajmniej konsultowano z nimi uzyskane wyniki i w ramach uzupeùnieñ przekazali oni Lasom Pañstwowym swoje dane badawcze. Obszar Polski na wschód od linii Wrocùaw Gdañsk, z wyùàczeniem RDLP Radom, jest czarnà dziurà. Brak jest jakichkolwiek stanowisk, ale to wynika najprawdopodobniej z faktu wykonywania inwentaryzacji siùami pracowników RDLP czy Nadleúnictw. Osoby prowadzàce inwentaryzacjæ w lasach bardzo czæsto nie rozróýniaùy owadów latajàcych w drzewostanach czy nad ùàkami úródleúnymi, bo nie miaùy odpowiedniego ku temu przygotowania. Dowodem na to moýe byã 95

96 96 zaùàczona mapa z Atlasu waýek Polski, gdzie na podstawie badañ specjalistów bardzo wyraênie widaã, jaki jest zasiæg trzepli zielonej w naszym kraju. W przypadku zalotki wiækszej (Leucorrhinia pectoralis (CHARPENTIER) sytuacja wyglàda podobnie. Na mapie zamieszczonej w Poradniku [Witkowski i Adamski, 2004] stanowiska zalotki sà rozmieszczone w miaræ równomiernie, z wyùàczeniem Polski centralnej (ryc.2). W inwentaryzacji leúnej gùówne skupiska stanowisk zalotki lokujà siæ w Polsce zachodniej i póùnocno-zachodniej, na terenie RDLP Olsztyn oraz RDLP Ùódê i Radom. Niemal caùkowicie brak jest informacji z Polski póùnocno-wschodniej i wschodniej (z wyùàczeniem okolic Lublina, Wùodawy i Sobiboru oraz Cheùma). Sytuacja taka równieý wynika z faktu pracy specjalistów tylko w niektórych rejonach Polski. Obszar Polski póùnocno-wschodniej i wschodniej wymaga ponownych badañ (przeprowadzenia weryfikacji przedstawionych rezultatów inwentaryzacji), ale to nie leýy w gestii Lasów Pañstwowych. Podkreúliã naleýy, ýe Lasy Pañstwowe wykonaùy olbrzymià pracæ, niewspóùmiernà i niejako na wyrost w stosunku do ich aktualnych potrzeb gospodarczych. Úwiadczy to tylko o dalekowzrocznym spojrzeniu na problematykæ ochrony przyrody i ochrony úrodowiska w realizacji celów gospodarczych. W przypadku kolejnej inwentaryzacji z ramienia LP powinien to koordynowaã specjalista majàcy rozeznanie w róýnych grupach inwentaryzowanych owadów. W inwentaryzacji pominiæto najbardziej zagroýonà wyginiæciem w Polsce ùàtkæ ozdobnà Coenagrion ornatum (SELYS). Z obszarów leúnych sà znane w ostatnich 15 latach przynajmniej 2 czynne stanowiska tego gatunku (na terenie Nadleúnictwa Ruszów) [ÙABÆDZKI 1995, Borkowski 1999 za ÙABÆDZKIM 1995] (ryc. 3.). Kolejne czynne stanowisko znajduje siæ równieý na obszarach leúnych, ale na gruntach prywatnych (torfowiska Nowotarsko Orawskie). Ùàtka zostaùa równieý stwierdzona na terenach otwartych w Polsce poùudniowo-wschodniej [Michalczuk 2007]. Poniewaý jest to gatunek aktualnie ginàcy na obszarze Polski, uratowanie jego dla fauny kraju wymaga ochrony czynnej i powinno byã jednym z priorytetów Generalnej Dyrekcji Ochrony Úrodowiska. Pewne korekty in plus wprowadziùy prace Wojewódzkich Zespoùów Specjalistycznych (WZS), które po zakoñczonej inwentaryzacji leúnej dokonaùy jej oceny, po uwzglædnieniu materiaùów z innych êródeù i w razie wàtpliwoúci korzystaùy ze wspóùpracy specjalistów z zakresu poszczególnych grup systematycznych inwentaryzowanych organizmów. Niestety, postàpiùy tak jedynie nieliczne WZS-y. Przykùadem takiego dziaùania jest Wojewódzki Zespóù Specjalistyczny w woj. lubuskim. W wyniku jego prac, po dokooptowaniu specjalistów okazaùo siæ, ýe liczba znanych i pewnych stanowisk niektórych gatunków wyraênie wzrosùa, a niektórych zmalaùa. W aktualnej sytuacji, przed

97 Ryc. 1. Stanowiska trzepli zielonej (Ophiogomphus cecilia GEOFFROY IN FOURCROY) na podstawie trzech opracowañ. 97

98 98 Ryc. 2. Stanowiska zalotki wiækszej (Leucorrhinia pectoralis (CHARPENTIER) na podstawie trzech opracowañ.

99 Ryc. 3. Stanowiska ùàtki ozdobnej Coenagrion ornatum (SELYS) na podstawie trzech opracowañ. 99

100 100 podjæciem jakichkolwiek decyzji gospodarczych, niezbædne wydaje siæ przeprowadzenie dodatkowych analiz wystæpowania i weryfikacji stwierdzonych stanowisk. GOSPODAROWANIE A OCHRONA GATUNKÓW Problemy i zagadnienia jakie pojawiaùy siæ przed i po inwentaryzacji byùy i sà róýnorakie. Oto najczæstsze z nich: Jakie konsekwencje pociàga za sobà posiadanie na swoim terenie stanowiska owada naturowego? Jaki ma to wpùyw na prowadzenie gospodarki leúnej o tzw. zrównowaýonym modelu gospodarowania? Co z faktem, iý za x lat, przy cyklicznym monitoringu okaýe siæ, ýe danego gatunku nie ma (wyginàù lub zniszczony zostaù jego biotop)? Jakie bædà tego skutki? Czy istniejà moýliwoúci zaradcze, jeúli tak, to jakie? Czy warto, czy naleýy lub trzeba podejmowaã próby uchronienia stanowiska lub gatunku przed jego zanikiem w danym terenie, a jak tak, to jakie? Pytañ podobnych i innych jest wiele. Na te kilka postawionych spróbujmy odpowiedzieã na przykùadzie zalotki wiækszej. Jest to waýka, która ze wzglædu na umiejscowienie biotopów, jest bardziej niý trzepla zwiàzana ze úrodowiskiem leúnym. Jakie konsekwencje pociàga za sobà posiadanie na swoim terenie stanowiska owada naturowego? Jest to jedno z kluczowych zagadnieñ, które wymusza okreúlone dziaùania na nadleúnictwie. Jednostka od tej chwili musi zaewidencjonowaã rekord w bazie danych, zaznaczyã go na mapach, wùàczyã do Planu Ochrony Przyrody. Aby objàã stanowisko odpowiednià ochronà powinno zidentyfikowaã najwaýniejsze zagroýenia. Niestety pojawia siæ tu problem, czy pracownicy nadleúnictwa majà wystarczajàce kompetencje do okreúlenia takich zagroýeñ. Z kolei w momencie opisania zagroýeñ jednostka powinna podjàã odpowiednie kroki zaradcze. I tu pojawiajà siæ wymierne problemy. Czy mierzyã siæ z naturalnà bàdê wtórnà sukcesjà zbiorników, miejsc rozwoju zalotki. Zdrowy rozsàdek oraz brak funduszów celowych poúwiæconych ochronie bezkrægowców w Unii Europejskiej wykluczajà takà moýliwoúã. Byùoby to moýliwe czæúciowo, gdyby refugium zalotki znajdowaùo siæ w terenie objætym programem ochrony siedlisk zwiàzanym np. z 4. lub 5. pakietem Programu Rolnoúrodowiskowego. Naturalnie, o ile nie kolidowaùoby to z ochronà przedmiotu ochrony. Jeýeli nie, zadania takie na obecnà chwilæ musiaùyby byã realizowane na koszt nadleúnictw. Jeýeli biotop jest typem dynamicznej sukcesji naturalnej to za kilka, kilkanaúcie lat zmienià siæ warunki do ýycia waýki i w sposób naturalny nie bædzie moýliwy jej dalszy rozwój na tym terenie. Dobrze zatem zidentyfikowaã i udokumentowaã stan refugium, aby mieã dowód na to, iý znikniæcie gatunku nie staùo siæ z winy zarzàdzajàcego terenem, a z przyczyn naturalnych. Duýym zagroýeniem, jakie obecnie przyspiesza procesy eutrofizacji zbiorników (zmieniajàc niekorzystnie warunki ýycia zalotki) jest niekontrolowane i

101 nieograniczone nawoýenie naturalne (zdarza siæ równieý bezpoúrednie wylewanie gnojowicy) do zbiorników lub na tereny podmokùe oraz nawoýenie sztuczne. Konsekwencje zaniku refugium gatunku naturowego, szczególnie z winy wùaúciciela terenu, nie sà jeszcze znane, aczkolwiek okreúlone sankcje wynikajà z rozporzàdzenia Ministra Úrodowiska i mogà byã skutecznie wykorzystywane przez róýnych pseudoekologów. Takim bezpoúrednim zagroýeniem refugiów zwiàzanym z realizacjà zadañ gospodarczych w lasach moýe byã zwalczanie szkodliwych owadów. Zalotki w wiækszoúci stanowisk zajmujà zbiorniki zlokalizowane na siedliskach borowych, miædzy drzewostanami sosnowymi. W Polsce zwalcza siæ owady szkodliwe zdecydowanie w takich drzewostanach. Dlatego z punktu widzenia prowadzonej gospodarki leúnej niezwykle istotne jest wùaúciwe postæpowanie w przypadku zwalczania. To, ýe obecnie mocno ogranicza siæ wykorzystanie insektycydów w leúnictwie (np. akty prawne UE: Rozporz¹dzenie nr 1107/2009 i Dyrektywa 2009/128/WE, FSC itp.) nie eliminuje do koñca moýliwoúã ich stosowania. Waýne, aby stosowaã siæ do wytycznych opracowanych na potrzeby GDLP [Ùabædzki i in. 2009]. Co moýna zrobiã, aby zachowaã na danym terenie stanowiska zalotki i czy jest to moýliwe? Otóý w wielu przypadkach jest to moýliwe. W czasie rozpoznawania stanowisk wystæpowania zalotki wiækszej w póùnocno-zachodniej czæúci Polski zauwaýono, iý sporà czæúã refugiów stanowià sztuczne i póùnaturalne zbiorniki budowane przez nadleúnictwa do celów przeciwpoýarowych. Drugim miejscem, w którym zalotki znajdujà úwietne moýliwoúci rozwoju, sà zbiorniki i tereny podmokùe powstajàce dziæki programom maùej retencji, które nadleúnictwa z sukcesem realizujà przy wsparciu z funduszy zewnætrznych. Te dwa rodzaje dziaùalnoúci dajà poúrednie moýliwoúci zachowania gatunku bez koniecznoúci celowego inwestowania w kosztowne i nie dajàce gwarancji zadania powstrzymujàce sukcesjæ w danym refugium. Fakt posiadania na swoim terenie miejsc rozwoju waýek nie jest bez znaczenia dla wzmacniania roli biologicznego oporu úrodowiska. Z badañ Katedry Entomologii Leúnej UP w Poznaniu wynika, iý waýki redukujà znaczne iloúci stadiów rozwojowych (imagines i larw) owadów uwaýanych za szkodliwe. W terenie niejednokrotnie obserwowano jak imagines zalotki zabijaùy setki rojàcych siæ w tym czasie korników drukarzy. W trakcie analizy wyników inwentaryzacji prowadzonej w Lasach Pañstwowych [Ùabædzki i in., 2009] zaproponowano nastæpujàce dziaùania majàce na celu ochronæ w/w gatunków waýek w trakcie wykonywanych planowych czynnoúci gospodarczych: 1. Negatywny wpùyw moýe przejawiaã siæ w momencie stosowania insektycydów do zwalczania szkodliwych owadów leúnych. Dla oszczædzenia osobników waýek (trzepli zielonej, zalotki wiækszej i ùàtki ozdobnej 101

102 102 intensywnie odýywiajàcych siæ dla uzyskania dojrzaùoúci pùciowej) przebywajàcych w drzewostanach oraz na ich skrajach, stosowanie insektycydów powinno byã ograniczone w okresie od poczàtku trzeciej dekady kwietnia do koñca sierpnia. 2. Do regulacji liczebnoúci szkodliwych owadów leúnych w drzewostanach graniczàcych z ciekami wodnymi, w których rozwijajà siæ trzepla, zalotka i ùàtka, dopuszczalne jest stosowanie biologicznych úrodków ochrony roúlin bez ýadnych ograniczeñ wynikajàcych z obecnoúci waýek. ANALIZA I KONKLUZJE W Polsce problemem jest rozdêwiæk pomiædzy czerwonà listà waýek Polski a postæpowaniem ochronnym wobec tych owadów [BERNARD i in. 2002, 2009]. Lista gatunków chronionych waýek w naszym kraju obejmuje juý wszystkie gatunki zagroýone, ale ma to niewielkie przeùoýenie na rzeczywistà politykæ ochronnà i dziaùania praktyczne. Dzieje siæ tak dlatego, ýe w róýnych, w duýym stopniu wymuszonych prawodawstwem miædzynarodowym, programach ochrony przyrody pod uwagæ sà brane tylko gatunki objæte Konwencjà Berneñskà i Dyrektywà Siedliskowà (zaùàczniki II i IV) oraz zwiàzanym z nià programem Natura W faunie Polski sà to w szczególnoúci trzepla zielona i zalotka wiæksza. Ùàtka ozdobna jest gatunkiem nowym w Dyrektywie Siedliskowej, dodanym jako propozycja polska po wstàpieniu Polski do Unii Europejskiej. Byã moýe wùaúnie ta úwieýoúã sprawia, ýe ùàtka jest niemal ignorowana w dziaùaniach ochronnych, w tym równieý w inwentaryzacji leúnej. A jest to jeden z najbardziej zagroýonych wyginiæciem gatunków owadów w faunie Polski. Wydaje siæ, ýe jeúli chodzi o waýki, powaýnym bùædem byùo wyznaczenie do inwentaryzacji w Lasach Pañstwowych trzepli zielonej i zalotki wiækszej. Instytucje czy osoby z nimi zwiàzane, które decydowaùy o takim a nie innym skùadzie gatunkowym do inwentaryzacji, podeszùy do problemu w sposób zupeùnie bezkrytyczny, bez uwzglædnienia areaùów wystæpowania tych gatunków w Europie. W efekcie duýe siùy i úrodki zostaùy skierowane na badania dwóch gatunków niezagroýonych, szeroko rozprzestrzenionych i rozpowszechnionych w kraju (co zresztà potwierdziùa inwentaryzacja). A zupeùnie pominiæto inwentaryzacje gatunków powaýnie zagroýonych, jak na przykùad wymierajàcej na naszych oczach ùàtki ozdobnej czy innego gatunku, najmniejszej w faunie Europy waýki: iglicy maùej (Nehalennia speciosa (Charpentier) bytujàcej w lasach i zwiàzanej z torfowiskami niskimi oraz niekiedy przejúciowymi. W pewnym sensie moýna jeszcze zaakceptowaã odpowiednio wywaýonà uwagæ przykùadanà do zalotki wiækszej. Jest ona gatunkiem tzw. parasolowym dla drobnych zbiorników dystroficznych oraz torfowisk niskich i swojà obecnoúcià moýe przyczyniaã siæ do zachowania tych cennych siedlisk i fauny z nimi zwiàzanej, w tym równieý iglicy

103 maùej. Natomiast prowadzenie szczególnej polityki ochronnej (a to przecieý ma na celu miædzy innymi Natura 2000) w stosunku do trzepli zielonej nie ma racjonalnego uzasadnienia w warunkach polskich. LITERATURA BERNARD R., 2004a: Coenagrion ornatum (Selys, 1850) Ùàtka ozdobna. W: ADAMSKI P., BARTEL R., BERESZYÑSKI A., KEPEL A., WITKOWSKI Z., (red.): Gatunki zwierzàt (z wyjàtkiem ptaków). Poradniki ochrony siedlisk i gatunków Natura 2000 podræcznik metodyczny. Ministerstwo Ochrony Úrodowiska, Warszawa, t. 6: BERNARD R., 2004b: Ophiogomphus cecilia (Geoffroy in Fourcroy, 1785) Trzepla zielona. W: ADAMSKI P., BARTEL R., BERESZYÑSKI A., KEPEL A., WITKOWSKI Z., (red.): Gatunki zwierzàt (z wyjàtkiem ptaków). Poradniki ochrony siedlisk i gatunków Natura 2000 podræcznik metodyczny. Ministerstwo Ochrony Úrodowiska, Warszawa, t. 6: BERNARD R., 2004c: Leucorrhinia pectoralis (Charpentier, 1825) Zalotka wiæksza. W: ADAMSKI P., BARTEL R., BERESZYÑSKI A., KEPEL A., WITKOWSKI Z., (red.): Gatunki zwierzàt (z wyjàtkiem ptaków). Poradniki ochrony siedlisk i gatunków Natura 2000 podræcznik metodyczny. Ministerstwo Ochrony Úrodowiska, Warszawa, t. 6: BERNARD R., BUCZYÑSKI P., ÙABÆDZKI A., TOÑCZYK G., 2002: Odonata Waýki. W: GÙOWACIÑSKI Z. (red.), Czerwona lista zwierzàt ginàcych i zagroýonych w Polsce. Instytut Ochrony Przyrody PAN, Kraków: BERNARD R., BUCZYÑSKI P., TOÑCZYK G., WENDZONKA J., 2009: Atlas rozmieszczenia waýek (Odonata) w Polsce. Bogucki Wydawnictwo Naukowe, Poznañ: 256 pp. BORKOWSKI A., 1999: Waýki (Odonata) byùego województwa jeleniogórskiego z uwagami do aktualnego stanu badañ, zagroýeñ oraz potrzeby ochrony. Przyroda Sudetów Zachodnich, 2: ÙABÆDZKI A., 1995: Fauna waýek (Odonata) wód bieýàcych województwa jeleniogórskiego jako wskaênik stanu i zmian zachodzàcych w nich. Maszynopis opracowania wykonanego na zlecenie Wojewódzkiego Konserwatora Przyrody w Jeleniej Górze. ÙABÆDZKI A., CHRZANOWSKI A., KUÊMIÑSKI R., MAZUR A., RUTKOWSKI P., 2009: Zasady zachowania chronionych gatunków zwierzàt bezkrægowych na obszarach Natura 2000 w warunkach zrównowaýonej gospodarki leúnej. Maszynopis opracowania zleconego przez Dyrekcjæ Generalnà Lasów Pañstwowych w Warszawie: 237 pp. MICHALCZUK W., 2007: Stwierdzenie ùàtki ozdobnej Coenagrion ornatum (Selys, 1850) na Wyýynie Woùyñskiej (Polska poùudniowo-wschodnia). Odonatrix, 3 (2): WITKOWSKI Z., ADAMSKI P., 2004: Bezkrægowce. W: ADAMSKI P., BARTEL R., BERESZYÑSKI A., KEPEL A., WITKOWSKI Z., (red.): Gatunki zwierzàt (z wyjàtkiem ptaków). Poradniki ochrony siedlisk i gatunków Natura 2000 podræcznik metodyczny. Ministerstwo Ochrony Úrodowiska, Warszawa, t. 6:

104 STRESZCZENIE W efekcie inwentaryzacji leúnej prowadzonej w latach w lasach pañstwowych stwierdzono, ýe wiele gatunków owadów wystæpuje w liczbie stanowisk znacznie wiækszej aniýeli dotychczas sàdzono. O sukcesie inwentaryzacyjnym decydowaù czæsto skùad zespoùów prowadzàcych inwentaryzacjæ. Bezpoúrednim zagroýeniem refugiów waýek zwiàzanym z realizacjà zadañ gospodarczych w lasach moýe byã zwalczanie szkodliwych owadów. W Polsce problemem jest rozdêwiæk pomiædzy czerwonà listà waýek Polski a postæpowaniem ochronnym wobec tych owadów [BERNARD i in. 2002, 2009]. Lista gatunków chronionych waýek w naszym kraju obejmuje juý wszystkie gatunki zagroýone, ale ma to niewielkie przeùoýenie na rzeczywistà politykæ ochronnà i dziaùania praktyczne. Gatunki: Leucorrhinia pectoralis oraz Ophiogomphus cecilia naleýà do niezagroýonych, szeroko rozprzestrzenionych i rozpowszechnionych w kraju, co potwierdziùa równieý inwentaryzacja. W inwentaryzacji pominiæto ùàtkæ ozdobnà Coenagrion ornatum (SELYS). Jest to gatunek aktualnie ginàcy na obszarze Polski, uratowanie jego dla fauny kraju wymaga ochrony czynnej i powinno byã jednym z priorytetów. SUMMARY As a result of forest habitat survey carried out in the years in State Forests, it was found that many insect species are present in a much higher number of sites than previously thought. The success of the survey was much due to the composition of teams that carried out the survey. Prevention of forest damaging insects connected with performance of forest management tasks may pose a direct threat to dragonfly refuges. In Poland there exists a dissonance between the red list of Polish dragonflies and the protection measures with respect to these insects [Bernard et al. 2002, 2009]. The list of protected species includes all endangered species, but only to a limited extent it translates to real protection policy and practical protection measures. The species Leucorrhinia pectoralis and Ophiogomphus cecilia are among those unthreatened which was confirmed in the course of the survey carried out. The scope of survey did not include the Coenagrion ornatum (Selys) species. Currently, it is a critically endangered species in Poland which, in order to be preserved in national habitats, requires active protection measures that should be undertaken as a priority. 104

105 Urszula Nawrocka-Grzeúkowiak Zachodniopomorski Uniwersytet Technologiczny w Szczecinie Krzysztof Frydel Nadleúnictwo Kaliska JARZÀB BREKINIA (SORBUS TORMINALIS) NA TERENIE NADLEÚNICTWA KALISKA SERVICE-TREE (SORBUS TORMINALIS) OF KALISKA FOREST DISTRICT Abstract. A service-tree (Sorbus torminalis) is a rare and perished species not only in Poland but also in the forests of Central Europe Natural renewing of service-tree is dependent on the access of light to posts of old specimens. Kaliska Forest District has carried out the recovery and reintroduction of the service-tree since On the 12 surfaces, observations on the plant growth are made. WSTÆP Jednymi z cenniejszych drzew ozdobnych w parkach, zieleni przydroýnej i w zadrzewieniach krajobrazowych sà jarzæby. Gùównà ozdobà tych drzew jest jesienne przebarwianie liúci i efektowne owoce. Znanych jest okoùo 80 gatunków rosnàcych na póùkuli póùnocnej, z czego 5 gatunków roúnie dziko w Polsce Sorbus aria, S. aucuparia, S. chamaemespilus, S. intermedia i S. torminalis [Bugaùa 2000]. Majà stosunkowo maùe wymagania glebowe i charakteryzujà siæ doúã duýà wytrzymaùoúcià na niskie temperatury. Wiækszoúã jarzæbów ùatwo siæ krzyýuje miædzy sobà oraz z gatunkami pokrewnymi. Znane sà mieszañce miædzyrodzajowe które powstawaùy spontanicznie w warunkach naturalnych czy w uprawie [Czekalski 2002]. Gatunkiem rzadkim i ginàcym nie tylko w Polsce, ale takýe w lasach Europy Úrodkowej jest brekinia (Sorbus torminalis). W Polsce jarzàb ten jest objæty ochronà gatunkowà na mocy rozporzàdzenia Ministerstwa Leúnictwa i Przemysùu Drzewnego z dnia 6 czerwca Roúnie na terenie caùego kraju a gùównie w zachodniej i czæúciowo poùudniowej czæúci Polski [Szeszycki 2008], w 29 rezerwatach przyrody oraz w Wielkopolskim i Drawieñskim Parku Narodowym [Bednorz 2001]. Brekiniæ, a szczególnie jej owoce, doceniano juý w Úredniowieczu i sadzono jà w ogrodach przyklasztornych i przy ulicach. Miaùy duýe znaczenie przy leczeniu biegunki i czerwonki, z czym wiàýe siæ jej nazwa gatunkowa pochodzàca od sùowa tormina czerwonka [Piæknoú-Mirkowa i Mirek 2003]. Cennym 105

106 materiaùem stolarskim, o maùym zastosowaniu, byùo drewno o piæknej czerwonobràzowej barwie [Stecki 1949], które byùo duýà rzadkoúcià. Odnawianie naturalne brekinii jest uzaleýnione od dostæpu úwiatùa do stanowisk starych okazów. W tym celu naleýy usuwaã drzewa innych gatunków rosnàce w pobliýu jarzæbów matecznych, a wówczas bædà one obficiej owocowaã. Sùabe odnawianie skùoniùo autorów do wprowadzenia Sorbus torminalis w wybrane siedliska na terenie Nadleúnictwa Kaliska, w którym wystæpowaùa i wystæpuje w niewielkich iloúciach. Celem badañ byùo takýe prowadzenie obserwacji rozwoju mùodych roúlin w zaleýnoúci od miejsca lokalizacji. MATERIAÙ I METODY Roúliny do sadzenia (2. letnie siewki) otrzymano z Nadleúnictwa Wejherowo i wysadzono na rok w szkóùce leúnej Nadleúnictwa Kaliska, w Miradowie. Pierwsze roúliny posadzono na miejsce staùe w 2005 roku w Leúnictwach: Kamienna Karczma w oddziale 117a, Sowidóù 138f, Wirty 20Ba i Borzechowo 13b. W roku 2007 posadzono dodatkowo w Wirtach: w oddziaùach 20Fi, 37n i 37 p (w dwóch miejscach) oraz w leúnictwie Borzechowo (oddziaù 17g i 48b) i Gaju (oddziaù 4a i 14c). Jarzæby wysadzono w wyznaczone miejsca w róýnych siedliskach, takich jak: las úwieýy (Lúw), las mieszany úwieýy (LMúw) oraz bór mieszany úwieýy (BMúw) gùównie na glebach oznaczonych jako piaszczysta i lekka (Glp), piasek luêny sùabo gliniasty (Pls), piasek sùabo gliniasty (Ps), piasek luêny (Pl) i piasek gliniasty (Pg). Najczæúciej byùy to miejsca o duýym nasùonecznieniu, po zræbie lub zacienione pod okapem drzewostanu gùównego (sosna, dàb, brzoza). Roúliny po wysadzeniu na miejsce staùe úcióùkowano kompostem korowym w celu zabezpieczenia gleby przed wysychaniem i zachwaszczeniem. Pod koniec wegetacji na powierzchniach prowadzone sà pomiary przyrostu jednorocznego pædów wierzchoùkowych. Na poletkach w zaleýnoúci od jego wielkoúci wysadzono róýnà iloúã jarzæbów, ale do analizy statystycznej wyznaczono losowo 18 drzew (3 powtórzenia po 6 roúlin). Statystycznà analizà wariancji objæto roúliny z 10 stanowisk a nie z wymienionych wczeúniej 12. (nie badano statystycznie stanowisk w Borzechowie 13b i w Wirtach 37n z uwagi na maùà liczbæ roúlin). Istotnoúã róýnic miædzy poszczególnymi powierzchniami badano za pomocà testu Tukeya w programie Statistica. W tabeli 1. podano úredni przyrost pædów u drzew rosnàcych na wszystkich stanowiskach. Obserwowano równieý ogólnà kondycjæ roúlin a szczególnie wybarwienie liúci i wystæpowanie chorób. 106 WYNIKI Na terenie Regionalnej Dyrekcji w Gdañsku jarzæby moýna spotkaã w 5 Nadleúnictwach (Lubichowo, Wejherowo, Kwidzyñ, Starogard i Kaliska), gdzie roúnie w naturalnych stanowiskach [Szeszycki 2008]. Wedùug Bednorza [2004] w

107 Ryc. 1. Stanowiska naturalne i restytucji Sorbus torminalis w Nadleúnictwie Kaliska Êródùo: Opracowanie wùasne. Nadleúnictwie Kaliska brekinia roúnie w leúnictwie Borzechowo i Trzechowo. Naleýy jednak zauwaýyã, ýe dane te nie sà aktualne, poniewaý jarzàb ten roúnie w Borzechowie i Wirtach a leúnictwo Trzechowo obecnie nie istnieje i jest wùàczone do Borzechowa. Oddziaùami na których moýna spotkaã te drzewa sà: 36 i 37 w Wirtach, gdzie roúnie w otulinie Arboretum oraz oddziaùy 30, 55, 61 i 76 znajdujàce siæ w Borzechowie. Nowe powierzchnie zaùoýono gùównie w miejscach gdzie brekinia wystæpuje lub wczeúniej rosùa (ryc. 1). Analizujàc przyrosty pædów u brekinii na wszystkich powierzchniach zaobserwowano, ýe najdùuýsze pædy uzyskano na roúlinach rosnàcych w Borzechowie oddziaù 13b, w Wirtach 20Ba oraz w Kamiennej Karczmie na siedlisku lasu mieszanego i lasu úwieýego (tab. 1). Tak dùugie przyrosty sà prawdopodobnie wynikiem wczeúniejszego wysadzenia roúlin w terenie, choã porównujàc z roúlinami z Sowiegodoùu 138f, gdzie úredni przyrost pædów wynosiù tylko 11,7 cm, moýna mieã wàtpliwoúci czy tylko ten czynnik decyduje o dobrym wzroúcie. Brekinia w Sowimdole roúnie na terenie boru mieszanego úwieýego na piasku luênym i byã moýe wùaúnie podùoýe ma wpùyw na sùabszy rozwój roúlin. Przeprowadzajàc analizæ statystycznà tylko na 10 porównywalnych powierzchniach stwierdzono, ýe najdùuýsze pædy u roúlin (35,70 cm) uzyskano na terenie 20Ba w Wirtach (tab. 2, ryc 2). Jest to siedlisko lasu úwieýego na piasku sùabo gliniastym. Podobnie dùugie pædy byùy u roúlin w Kamiennej Karczmie (32,33 cm) 107

108 Tab. 1. Restytucja Sorbus torminalis w Nadleúnictwie Kaliska 108 ród³o: Opracowanie w³asne na siedlisku lasu mieszanego úwieýego. Najsùabsze wyniki uzyskano u roúlin rosnàcych w Sowimdole (o czym wspomniano wczeúniej), w Gaju 4a oraz w Wirtach 20Fi. Na podstawie tych wyników moýna przypuszczaã, ýe na rozwój roúlin ma z pewnoúcià wpùyw siedlisko i gleba, ale takýe i to, ýe brekinia po wysadzeniu na miejsce staùe potrzebuje dùuýszego okresu by zaczàã dobrze rosnàã. Wedùug Szeszyckiego [2008 za Wiczanowskim 2007] najodpowiedniejszym dla brekinii sà siedliska Lúw, co potwierdzajà wyniki uzyskane w prowadzonym przez autorów doúwiadczeniu (powierzchnia 3, 10 i 11). Duýe znaczenie dla dobrego rozwoju roúlin ma nasùonecznienie. Porównujàc wyniki uzyskane na powierzchniach zaùoýonych w Wirtach w oddziaùach 37p (dwie powierzchnie) z oddziaùem 20Fi moýna zauwaýyã, ýe zapewnienie odpowiedniej iloúci úwiatùa jest bardzo istotne. Powierzchnia 20Fi jest o mniejszym nasùonecznieniu, na co ma wpùyw sàsiedztwo starych drzew - graby, buki i úwierki. Bugaùa [2000] uwaýa, ýe brekinia najlepiej roúnie na glebach ýyznych i wapiennych. Prowadzone doúwiadczenie jest na miejscach o glebach piaszczystych lub sùabo gliniastych. Analizujàc wyniki dla wiækszoúci powierzchni ten typ gleb jest odpowiedni dla rozwoju mùodych drzew brekinii. Obserwujàc roúliny w okresie wegetacji nie stwierdzono ýadnych uszkodzeñ przez szkodniki i grzyby. Mùode drzewa miaùy liúcie zdrowe, bez przebarwieñ i oznak np. parcha czy rdzy. PODSUMOWANIE I WNIOSKI Jarzàb brekinia jest drzewem o maùej zdolnoúci do naturalnego odnawiania z nasion, dlatego leúnicy powinni go wprowadzaã do lasów. Úcisùà ochronæ naturalnych stanowisk naleýy prowadziã równolegle z restytucjà i reintrodukcjà tego gatunku. W Nadleúnictwie Kaliska, jak wykazano powyýej, brekiniæ

109 Tab. 2. Úredni przyrost roczny pædów u Sorbus torminalis w wybranych lennictwach Liczba roúlin w powtórzeniu: 6 Number of plants per replicate: 6 Wartoúci oznaczone tà samà literà nie róýnià siæ statystycznie miædzy sobà Values marked with the same letter do not differ significantly from each Rother. Êródùo: Opracowanie wùasne. Ryc. 2. Dùugoúã pædów Sorbus torminalis w zaleýnoúci od poùoýenia powierzchni doúwiadczalnej Êródùo: Opracowanie wùasne. wprowadzano juý w 2005 roku i prace te sà kontynuowane z dobrym rezultatem. Na podstawie uzyskanych wyników moýna stwierdziã, ýe: - dla mùodych roúlin odpowiednim jest teren dobrze nasùoneczniony; - dobrym siedliskiem jest las úwieýy (Lúw); - brekinia moýe rosnàã na glebach piaszczystych i lekkich (Glp); 109

110 110 - najdùuýsze przyrosty pædów uzyskano u roúlin rosnàcych od 2005 roku za wyjàtkiem powierzchni 2); - mùode drzewa sà zdrowe, a wybrane miejsca odpowiednie dla ich rozwoju. LITERATURA Bednorz L Seed viability of the wild service tree (Sorbus torminalis (L.) Crantz). Rocznik Dendrologiczny vol. 4, Bednorz L Rozmieszczenie i zasoby Sorbus torminalis (Rosaceae: Maloideae) w Polsce. Flor. Geobot. Polonica 11, Bugaùa W Drzewa i krzewy. PWRiL, Czekalski M Gatunki rodzime - jarzàb. Szkóùkarstwo 2, 7-10 Piæknoú-Mirkowa H., Mirek Z Atlas roúlin chronionych. Flora Polski. MULTICO, Oficyna Wydawnicza, Stecki K Brekinia ginàce drzewo naszych lasów. Chroñmy Przyrodæ Ojczystà 6 (1-2), 3-11 Szeszycki T Jarzàb brekinia Sorbus torminalis historia, hodowla, ochrona, przyszùoúã. Soft Vision Szczecin, 15, 32 Wiczanowski T Jarzàb brekinia (Sorbus torminalis (L.) Crantz) zasady wprowadzania w lasach Nadleúnictwa Wejherowo. Reintrodukcja jarzæbu brekinii (Sorbus torminalis) STRESZCZENIE Jednym z cenniejszych rzadkich i ginàcych gatunków nie tylko w Polsce, ale takýe w lasach Europy Úrodkowej jest brekinia (Sorbus torminalis). Roúnie na terenie caùego kraju, a gùównie w zachodniej i czæúciowo poùudniowej czæúci Polski. Odnawianie naturalne brekinii jest bardzo sùabe i uzaleýnione od dostæpu úwiatùa do stanowisk starych okazów. Celem badañ byùo wprowadzenia Sorbus torminalis w wybrane siedliska na terenie Nadleúnictwa Kaliska, w którym wystæpowaùa i wystæpuje w niewielkich iloúciach, a takýe prowadzenie obserwacji rozwoju mùodych roúlin w zaleýnoúci od miejsca lokalizacji. Nadleúnictwo Kaliska prowadzi restytucjæ i reintrodukcjæ brekinii od 2005 roku. Na 12 powierzchniach, prowadzone sà obserwacje dotyczàce rozwoju roúlin. Na podstawie uzyskanych wyników moýna stwierdziã, ýe: brekinia dobrze roúnie na terenie dobrze nasùonecznionym, na glebach piaszczysto gliniastych, a dobrym siedliskiem jest las úwieýy (Lúw). SUMMARY One of the most valuable, rare and endangered species not only in Poland but also in the forests of Central Europe is a service-tree (Sorbus torminalis). It grows throughout the country, mainly in Western and Southern part of Poland. Natural renewing of service-tree is very weak and dependent on the access of light to the posts of old specimens. The purpose of the study was the introduction of Sorbus torminalis in selected habitats of Kaliska where it occurs in small quantities, as well as the observations of young plants development according to their location. Kaliska Forest District has carried out the recovery and reintroduction of the service-tree since On the 12 surfaces, observations on the plant growth are made g. On the basis of the results obtained, it can be concluded that torminalis grows well on sandy - clay soils, a good habitat is fresh, sunny forest (Lúw).

111 Jakub Paùubicki Wyýsza Szkoùa Zarzàdzania Úrodowiskiem w Tucholi Jan Grajewski Uniwersytet Kazimierza Wielkiego, Instytut Biologii Eksperymentalnej w Bydgoszczy WPÙYW ZASIEWÓW KUKURYDZY NA WZMOÝONÀ ROZRODCZOÚÃ DZICZYCH POPULACJI, A PROBLEM ODSZKODOWAÑ ÙOWIECKICH THE INFLUENCE OF MAIZE HARVEST ON THE INCREASED REPRODUCTION OF WILD BOARS AND THE ISSUE OF HUNTERS COMPENSATION Sùowa kluczowe: kukurydza, dzik, mikotoksyny zearalenon, szkody ùowieckie Key words: maize, wild boar, mycotoxins zearalenon, hunters compensation Abstract. The paper shows the strong relation between the multi-field maize harvest and the increased reproduction of wild boars which hinders the rational management of the hunting areas. The influence of mycotoxins produced by moulds contaminated the cobs on the reproduction cycle disorders and the correlation between the year-long feeding and the hunting compensation payments were analyzed. WSTÆP Praca przedstawia zwiàzek pomiædzy wielkoobszarowà uprawà kukurydzy a wzmoýonà rozrodczoúcià w dziczych populacjach, która utrudnia racjonalne zarzàdzanie obwodami ùowieckimi. Analizowany byù wpùyw mikotoksyn wytwarzanych przez grzyby pleúniowe wystæpujàce w kolbach kukurydzy na zaburzenia cyklu rozrodczego oraz zaleýnoúã pomiædzy caùorocznym dokarmianiem a odszkodowaniami ùowieckimi. PROBLEM WZROSTU DZICZEJ POPULACJI Dzik (Sus scrofa) zamieszkuje caùà Europæ, z wyjàtkiem póùnocnej czæúci Rosji. W Polsce jest pospolity w caùym kraju i jako istotny skùadnik biocenoz, oddziaùuje w sposób znaczny nie tylko na ekosystem leúny, lecz równieý na polny. Rola dzików w gospodarce leúnej i ùowieckiej polega na: dodatnim wpùywie, jaki wywiera buchtowanie lub gùæbokie rycie górnych warstw gleb leúnych, mieszaniu úcióùki z glebà mineralnà, zjadaniu niektórych gatunków szkodliwych owadów, drobnych gryzoni, padliny, chorych ssaków i ptaków. 111

112 112 Pierwotnie zasadniczym úrodowiskiem bytowania dzika byù las. Zasiedlaù on wszystkie jego typy, najczæúciej jednak lasy mieszane, ze szczególnym uwzglædnieniem terenów obfitujàce w mokradùa i bagna w gùæbi wiækszych kompleksów. Pola penetrowaùy dziki jedynie w nocy poszukujàc poýywienia, a podczas dnia zalegaùy w ostojach leúnych. Dzik jest gùównie roúlinoýercà. Pokarm roúlinny stanowi okoùo 90 % udziaùu (w tym roúliny uprawne ok. 30%), a pokarm zwierzæcy okoùo 10 %. Zgodnie z biologià gatunku ruja (huczka) powinna przypadaã na miesiàce póêno jesienne i zimowe, ciàýa trwa dni, prawidùowy okres wyproszeñ to marzec i kwiecieñ, przy czym lochy przystæpujà tylko raz w roku do rozrodu. Úrednia wielkoúã miotu dla samic w pierwszym roku ýycia od 4,1 do 4,3; w drugim roku ýycia od 5,7 do 5,8 a dla samic starszych 6,5. Przedstawiona wzorcowa biologia gatunku ulega jednak ciàgùym zmianom. Dzik ze zwierzæcia typowo leúnego staje siæ gatunkiem bytujàcym w wiækszoúci na polach, gùównie w duýych ùanach zbóý, gdzie oprócz obfitej bazy ýerowej znajduje schronienie aý do zimy. Tylko okresy najciæýszych mrozów spædza w gùæbi lasu, a wraz z nastaniem wiosny wraca w pobliýe swych letniojesiennych ostoi. Udziaù spoýywanej roúlinnoúci uprawnej, w tym gùównie kukurydzy, wzrasta z optymalnych 30 %, do ponad 70 %. W wielkoobszarowych ùanach dziki aktywne sà caùy dzieñ, ruja trwa od jesieni do póênej wiosny, udziaù w niej biorà juý osobniki mùodociane, a wyproszenia wystæpujà od zimy do lata. Wraz ze zmianà biologii gatunku moýna zaobserwowaã gwaùtowny wzrost jego liczebnoúci w naszym kraju, z ok. 80 tys. szt. w roku 1995 do ok. 225 tys. szt. w roku 2008/2009 [GUS]. Podobnie sytuacja ksztaùtuje siæ w obwodach ùowieckich Okrægu Bydgoskiego. Dane zawarte w materiaùach na VIII Okrægowy Zjazd Delegatów PZÙ [PZÙ 2010] potwierdzajà przyrost populacji dzików w ostatnich piæciu latach, od 5700 szt. w sezonie 2005/2006 do 7378 szt. w sezonie 2009/2010. Wieloletnie Ùowieckie Plany Hodowlane zakùadajà zmniejszenie stanu liczebnego dzików, co powinno utrzymaã pùynnoúã finansowà zarzàdców obwodów. Bædzie to jednak moýliwe tylko w przypadku, gdy odstrzaù przekroczy wiosenny stan populacji, jak miaùo to miejsce w ostatnich dwóch sezonach. Dzicza ekspansja wynika ze znaczàcego wzrostu powierzchni wielkoobszarowych upraw kukurydzy. ZNACZENIE WIELKOOBSZAROWEJ UPRAWY KUKURYDZY Uprawa kukurydzy (Zea mays L.) w Polsce ma ponad stuletnià historiæ. Jej powierzchnia w latach trzydziestych ubiegùego wieku nie przekraczaùa 100 tysiæcy hektarów. Poczàtkowo byùa gùównie uprawiana na ziarno, ale po drugiej wojnie úwiatowej wiækszego znaczenia nabraùa uprawa na zielonkæ i kiszonkæ. Rosnàce pogùowie bydùa powodowaùo, ýe areaù zasiewów na kiszonkæ zwiækszaù siæ i pod koniec lat 70-tych wynosiù okoùo 700 tys. ha. Po roku 1990 znacznie zmniejszyùa siæ ogólna powierzchnia uprawy kukurydzy, gùównie ze wzglædu na spadek pogùowia bydùa. Rozwijaùa siæ natomiast uprawa kukurydzy na ziarno, rozszerzajàc siæ z

113 terenu województw poùudniowo zachodnich i Wielkopolski na województwa Polski centralnej, wschodniej, a nawet póùnocnej [Dubas 2001]. Najwiækszà powierzchniæ odnotowano w roku ,2 tys. hektarów, w tym 415,3 tys. na ziarno i 285,9 na kiszonkæ [GUS]. Areaù kukurydzy uprawianej na ziarno w roku 2008 wynosiù ok. 315 tys. ha, czyli ponad dwukrotnie wiæcej jak na poczàtku dziesiæciolecia. Kukurydza, jest obok pszenicy i ryýu, jednà z najpowszechniej uprawianych roúlin na úwiecie. Wysokie plony przy jednoczesnej moýliwoúci zmechanizowania caùego procesu produkcyjnego zdecydowaùy o jej duýej popularnoúci równieý w Polsce. Wielkoobszarowa uprawa kukurydzy to czynnik, który wielostronnie oddziaùuje na dzicze populacje, gdyý znacznie zwiæksza bazæ ýerowà gatunku, powoduje zmianæ úrodowiska bytowania i moýe wywoùywaã zaburzenia hormonalne. Wraz z powiækszaniem siæ areaùu i intensyfikacjà uprawy wzrasta znaczenie gospodarcze chorób i szkodników kukurydzy. Szczególnie groêne sà patogeny, które posiadajà zdolnoúã wytwarzania metabolitów drugorzædnych, czyli mikotoksyn [Pittet 2006]. Warunki pogodowe wystæpujàce jesienià w naszej strefie klimatycznej sprzyjajà rozwojowi grzybów pleúniowych, naleýàcych przede wszystkim do rodzajów Aspergillus, Penicillium i Fusarium, które produkujà mikotoksyny [Cheùkowski 1998]. Mikotoksyny charakteryzujà siæ wysokà odpornoúcià na temperaturæ i miædzy innymi dlatego, ich obecnoúã w ýywnoúci oraz w paszach niesie ze sobà potencjalne zagroýenie dla zdrowia ludzi jak i zwierzàt [Grajewski 2006]. Gùównym metabolitem grzybów Fusarium graminearum i Fusarium culmorum (powodujàcymi zgniliznæ kùosów i kolb) jest naturalny estrogen zearalenon nazywany równieý toksynà F2. Estrogeny to waýna grupa hormonów pùciowych. Nazywane sà hormonami ýeñskimi i najwaýniejszà rolæ odgrywajà w organizmach ýeñskich, ale sà teý niezbædne dla osobników mæskich ich niedobór w jàdrach moýe powodowaã bezpùodnoúã. W organizmach ýeñskich ich synteza zachodzi gùównie w jajnikach. Estrogeny sà hydroksylowane w wàtrobie i sprzægane z kwasem glukuronowym, a nastæpnie wydalane z ýóùcià i moczem. Czæúã estrogenów wydalanych z ýóùcià jest nastæpnie eliminowana z kaùem, a czæúã powtórnie wchùaniana w jelicie. Wpùywajà one na wiele cech i funkcji organizmu, m.in. sà odpowiedzialne za regulacjæ cyklu rozrodczego. Szczególnà rolæ odgrywajà w pierwszej jego fazie, kiedy to stymulujà rozrost bùony úluzowej macicy przygotowujàc jà do implantacji zarodka oraz wpùywajà na przyrost i zwiækszenie pobudliwoúci miæúni gùadkich (macicy i jajowodów) [Goliñski i Nowak 2004; Twaruýek i in. 2010] Wedùug danych literaturowych, wspomniana juý mikotoksyna zearalenon, dostarczana do organizmu, jako naturalny estrogen, stopniowo i w niewielkich dawkach powoduje zaburzenia pùodnoúci i cyklu rozrodczego m.in. przez 113

114 114 spowolnienie i przedùuýenie owulacji [Jakimiuk i in. 2006; Fink-Gremmels 2008]. W przypadku dzików moýe powodowaã obniýenie wieku pùodnoúci oraz sytuacje, w której samice sà gotowe do zapùodnienia przez wiækszà czæúã roku, co prowadzi do wydùuýenia okresu rui. Analizujàc w ostatnich latach biologiæ gatunku na uwagæ zasùuguje fakt, iý w okresie od wrzeúnia do grudnia praktycznie nie stwierdza siæ wyproszeñ, a pierwsze warchlaki pojawiajà siæ w styczniu. Moýe to úwiadczyã o wpùywie pobieranego pokarmu na gotowoúã godowà samic. Uwzglædniajàc dùugoúã okresu ciàýy, huczka praktycznie nie wystæpuje od maja do wrzeúnia, czyli w okresie gdy zapleúniaùy pokarm stanowi niewielki procent pobieranego pokarmu. Wzrost liczebnoúci dziczej populacji skutkuje koniecznoúcià zwiækszenia bazy ýerowej gatunku, co prowadzi do wzrostu szkód w uprawach i pùodach rolnych. ODSZKODOWANIA ÙOWIECKIE A DOKARMIANIE DZIKÓW Gospodarka ùowiecka w obwodach Lasów Pañstwowych prowadzona jest w ramach dziaùalnoúci ubocznej, która podlega reguùom rynku i moýe byã podejmowana tylko wtedy, gdy nie przynosi strat. Ciàgùy wzrost pogùowia dzików prowadzi do coraz ostrzejszych konfliktów, pomiædzy zarzàdcami lub dzierýawcami obwodów a rolnikami, spowodowanych znacznym zwiækszeniem rozmiaru wyrzàdzanych szkód ùowieckich. Gospodarka wolnorynkowa wymusza na zarzàdcach obwodów ograniczenie kosztów z tym zwiàzanych, na co teoretycznie najprostszym sposobem wydaje siæ byã ograniczenie czynnika powodujàcego. Jednak drastyczna redukcja dzików z punktu widzenia racjonalnej gospodarki opartej na zasadach ekologicznych nie jest dobrym rozwiàzaniem. Opierajàc siæ na pracy Ekonomiczne aspekty prowadzenia OHZ w Nadleúnictwie Lutówko w sezonach ùowieckich 2001/ /2006 zaobserwowaã moýna znaczàcy zwiàzek pomiædzy wielkoúcià kosztów ogóùem a wypracowanym zyskiem. Ujemna wartoúã wspóùczynnika korelacji (r = - 0,7019) dowodzi, ýe wraz ze wzrostem kosztów maleje zysk. Z przeprowadzonej analizy statystycznej wynika, ýe wraz ze wzrostem kosztów gospodarki ùowieckiej o 1 zù, zysk maleje úrednio o 0,75 zù. Gùównymi czynnikami wpùywajàcymi na wielkoúã kosztów ogóùem sà odszkodowania ùowieckie i dokarmianie. Úredni udziaù kosztów odszkodowañ, w kosztach ogóùem, w analizowanym okresie wyniósù 36,1%, a kosztów dokarmiania 18,7%, co stanowi ùàcznie 54,8%. Przeprowadzona analiza dowodzi, ýe wystæpuje istotna dodatnia zaleýnoúã pomiædzy wzrostem kosztów odszkodowañ, a wzrostem kosztów ogóùem (r = 0,7587). Zaleýnoúci tej z kolei brak, pomiædzy wzrostem kosztów dokarmiania, a wzrostem kosztów ogóùem (r = - 0,0657). Fakt ten wynika z istniejàcej ujemnej zaleýnoúci pomiædzy kosztami dokarmiania, a kosztami odszkodowañ (r = - 0,5857). Z przeprowadzonej analizy wynika, ýe wzrost kosztów dokarmiania o 1 zù powoduje spadek kosztów odszkodowañ o 1,31 zù, czyli oszczædnoúã ponad 30% [Paùubicki 2007]. Fakt ten

115 moýe mieã duýe znaczenie dla prowadzenia racjonalnej gospodarki ùowieckiej i uùatwiã zarzàdcom obwodów uzyskanie dodatniego wyniku finansowego. Ustawa Prawo ùowieckie jasno okreúla, kto jest zobowiàzany do rekompensaty strat poniesionych w uprawach rolnych. To zarzàdcy obwodów muszà pùaciã za wyrzàdzone szkody ùowieckie. Do tego dochodzà koszty samego szacowania i ewentualnych rzeczoznawców oraz przegranych rozpraw sàdowych. Wszystko to prowadzi do znaczàcego obniýenia koñcowego wyniku finansowego. Dlatego, by uniknàã problemów przy szacowaniu szkód i póêniejszej wypùacie odszkodowania, naleýy zrobiã wszystko, aby straty zminimalizowaã. Z dùugoletnich obserwacji w leúnych obwodach ùowieckich wynika, ýe jednym z najskuteczniejszych sposobów ograniczenia korzystania dzików z ýerowisk polnych sà pasy zaporowe. Zlokalizowane w odlegùoúci min. 1,5 km od granicy polnej, w pobliýu dziennych ostoi i na szlakach przemieszczania siæ dzików w kierunku pól uprawnych. Przy prawidùowym zaùoýeniu pasów i systematycznym uzupeùnianiu karmy (min. dwa razy w tygodniu) moýna zatrzymaã przed wyjúciem na pola do 70% loch z warchlakami. W tej sytuacji wykùadanie dobrej jakoúciowo karmy (co zwykle zwiàzane jest z wyýszà cenà zakupu) i tak zostanie zrekompensowane mniejszymi kwotami odszkodowañ. Wybierajàc w terenie miejsce pod pasy zaporowe naleýy wziàã pod uwagæ ùatwoúã ich uprawy oraz stopieñ dostæpnoúci dla myúliwych. Najlepsze sà linie podziaùu powierzchniowego, granice wydzieleñ lub szlaki zrywkowe o szerokoúci 2-3 m, usytuowane pomiædzy mùodnikami. Taka szerokoúã pasa wystarczy, aby poruszaù siæ po nich ciàgnik rolniczy z glebogryzarkà lub pùugiem, a jednoczeúnie zapewni zwierzynie osùonæ drzewostanu, czyli bezpieczne miejsce ýerowania. Lokalizujàc pasy zaporowe trzeba maksymalnie utrudniã moýliwoúã podchodu, gdyý sà to miejsca gdzie bezwzglædnie nie wolno polowaã. Úródleúne ùàki, ugory, odùogi lub szerokie drogi, sà duýo prostsze w uprawie, jednak zbyt ùatwo dostæpne dla myúliwych, którym sam zakaz polowania czæsto nie wystarcza. Dzik jest zwierzæciem wædrownym, mogàcym pokonaã nocà, w poszukiwaniu pokarmu, nawet do kilkunastu kilometrów. Wùaúnie dlatego pas zaporowy powinien byã tak przygotowany, aby czas na te wædrówki ograniczaù siæ do minimum. Zwierzyna nie moýe tam szybko zaspokoiã gùodu, tylko straciã wiækszà czæúã nocy na mozolnym poszukiwaniu atrakcyjnego ýeru. Ciekawym rozwiàzaniem wydaje siæ lokalizowanie krótszych pasów ze zróýnicowanà karmà w odlegùoúci m od siebie. Róýnorodnoúã ta pomoýe ograniczyã monotonnoúã pobieranego pokarmu i uchroni przed wyjúciem dzików na pola uprawne w poszukiwaniu urozmaicenia ýeru. Karmà najczæúciej stosowanà na pasach jest kukurydza, ale dobre wyniki uzyskuje siæ równieý wykùadajàc jadalne ziemniaki, nasiona roúlin stràczkowych (np. ùubin sùodki)oraz zboýa (np. owies). Paszæ naleýy luêno rozsypaã i przykryã warstwà ziemi (przyoraã), gdyý w przeciwnym razie ziemniaki zzieleniejà i utracà swe walory smakowe, a nasiona wyjedzà ptaki. 115

116 Naleýy regularnie kontrolowaã dostæpnoúã wyùoýonej paszy, gdyý dziki po kilkukrotnym przyjúciu na puste ýerowisko opuszczà je na dùugi czas i przeniosà siæ na pola uprawne. Przedstawiony sposób uprawy pasów zaporowych prowadzi siæ od wczesnej wiosny do póênej jesieni, gdy gleba nie jest zmarzniæta. Zimà, gdy orka jest niemoýliwa, karmæ naleýy rozsypaã na pasie bez przykrycia. We wùaúciwie przygotowanym ùowisku zimowe dokarmianie powinno byã ograniczone tylko do okresu najciæýszych mrozów, a poýywienie zwierzyna powinna znajdowaã na odpowiednio zagospodarowanych poletkach ýerowych. Takie obwody to jednak rzadkoúã, przez co zimowe wykùadanie karmy staje siæ koniecznoúcià. Czynnoúã ta prowadzona prawidùowo i systematycznie moýe byã podwójnie korzystna dla obwodu. Poprawi kondycje zwierzyny w trudnych warunkach oraz spowoduje ograniczenie szkód wyrzàdzanych na ùàkach i zasiewach zbóý ozimych po kukurydzy. Naleýy pamiætaã, ýe ýadne úrodki odstraszajàce i ochraniajàce uprawy nie zabezpieczà przed szkodami, jeýeli nie zapewnimy zwierzynie alternatywnych miejsc zaspokojenia gùodu. Przemyúlane caùoroczne dokarmianie powinno znacznie uùatwiã prowadzenie racjonalnej gospodarki ùowieckiej, przez zmniejszenie kosztów odszkodowañ, które to majà najwiæksze znaczenie w wielkoúci kosztów ogóùem. Konieczne jest bezwzglædne przestrzeganie zasady, ýe zwierzyna w miejscach dokarmiania musi mieã spokój i poczucie bezpieczeñstwa. Wiàýe siæ to z ograniczeniem do minimum polowañ w tych miejscach i intensyfikacjà odstrzaùu w miejscach wystæpowania szkód. WNIOSKI Na przestrzeni ostatnich lat zaobserwowano zmianæ biologii dzika, zwiàzanà z migracjà z lasu na tereny polne, czego efektem jest wydùuýenie okresu rui i obniýenie wieku pùodnoúci loszek, co w konsekwencji prowadzi do zwiækszenia populacji.odnotowany znaczàcy wzrost areaùu kukurydzy wielostronnie oddziaùuje na analizowany gatunek, poprzez zwiækszenie bazy pokarmowej, zmianæ úrodowiska bytowania i zaburzenia hormonalne spowodowane przez patogenne grzyby pleúniowe zasiedlajàce kolby. Warunki pogodowe naszej strefy klimatycznej, wielkoobszarowe ùany oraz opóêniony zbiór ziarna kukurydzy, to zasadnicze czynniki determinujàce rozwój grzybów pleúniowych z rodzaju Fusarium i powstawania ich wtórnych metabolitów mikotoksyn, a szczególnie naturalnego estrogenu zearalenonu. Gùówny metabolit grzybów pleúniowych Fusarium graminearum i Fusarium culmorum zearalenon powoduje zaburzenia cyklu rozrodczego, poprzez obniýenie wieku pùodnoúci i wydùuýenie okresu rui, co prowadzi do wzrostu pogùowia dzików i odszkodowañ ùowieckich, które sà silnie skorelowane z koñcowym wynikiem finansowym zarzàdzanego obwodu. 116

117 Powierzchnia zniszczonych upraw rolnych jest úciúle powiàzana z caùorocznym dokarmianiem, które wùaúciwie prowadzone moýe obniýyã wartoúã wypùaconych rekompensat nawet o ok. 30 %. Najlepszà metodà ograniczenia korzystania dzików z pól uprawnych, sà prawidùowo zagospodarowane pasy zaporowe, na których przez caùy rok powinna znajdowaã siæ wartoúciowa pasza. W miejscach dokarmiania naleýy zapewniã zwierzynie spokój, przez caùkowity zakaz polowania, a odstrzaù prowadziã tylko w miejscach wystæpowania szkód. LITERATURA Cheùkowski J. 1998: Aktualny stan badañ nad mikotoksynami i grzybami toksynotwórczymi, Materiaùy VII Krajowej Konferencji Grzyby mikroskopowe patogeny roúlin i ich toksyczne metabolity, IGR PAN, Poznañ. Dubas A. 2001: Trzecia roúlina na úwiecie, Top Agrar, Magazyn Nowoczesnego Rolnictwa. Fink Gremmels J. 2008: The role of mycotoxins in the Heath and performance of dairy cows, Vet. J., 176, Goliñski P., Nowak T. 2004: Dietary origin of mycotoxins with estrogenic potential and possibile heath implications to female dogs, Polish J. Vet. Sci. 4, Grajewski J. (red.) 2006: Mikotoksy i grzyby pleúniowe zagroýenia dla czùowieka i zwierzàt, Wyd. UKW Bydgoszcz, ss Jakimiuk E., Kuciel Lisiecka G., Zwierzchowski W., Gajæcka M., Obremski K., Zielonka Ù., Sikorska Wyszyñska E., Gajæcki M. 2006: Zmiany morfometryczne ukùadu rozrodczego loszek podczas mikotoksykozy zearalenonowej, Med. Wet., 62(1), Paùubicki J. 2007: Ekonomiczne aspekty prowadzenia OHZ w Nadleúnictwie Lutówko w sezonach ùowieckich 2001/ /2006, Praca magisterska, AR Poznañ. Pittet A. 2006: Naturalne wystæpowanie mikotoksyn w ýywnoúci i paszach nowe dane, PZÙ 2010: Polski Zwiàzek Ùowiecki w Okrægu Bydgoskim w latach , Materiaùy na VIII Okrægowy Zjazd Delegatów PZÙ, Twaruýek M., Grajewski J., Bùajet-Kosicka A., Kosicki R., Zblewska A., 2010: The vel of zearalenone and its metabolites in blood serum in patients with prostate cancer and th benign prostate hyperplasia, 9 International Conference Mycotoxins and moulds June, UKW Bydgoszcz, 38. STRESZCZENIE Dzik to jeden z gùównych gatunków zwierzàt na których opiera siæ gospodarka ùowiecka w naszym kraju. Pierwotnie wystæpowaù w lasach, jednak obecnie staje siæ coraz bardziej ekspansywny na tereny polne, przez co stwarza duýe problemy w racjonalnym zarzàdzaniu obwodami ùowieckimi. Problemy te zwiàzane sà gùównie ze znacznym wzrostem kosztów odszkodowañ ùowieckich, zmieniajàcych siæ proporcjonalnie z dziczà populacjà. W roku 1995 pogùowie dzika w Polsce wynosiùo ok. 80 tys. sztuk i od tego 117

118 118 momentu nieustannie rosùo, by w roku 2009 osiàgnàã 225 tys. sztuk. Równolegle wzrastaù takýe areaù kukurydzy. Z ok. 100 tys. ha w roku 1990, do 315 tys. ha w roku Wraz ze zwiækszeniem powierzchni i intensyfikacjà uprawy roúnie znaczenie gospodarcze chorób kukurydzy. Powodowane sà one gùównie przez pleúnie, które posiadajà zdolnoúã wytwarzania metabolitów drugorzædowych, czyli mikotoksyn. Zwiàzki te mogà powodowaã zaburzenia pùodnoúci. Szczególne waýne sà grzyby z rodzaju Fusarium, których gùównym metabolitem jest naturalny estrogen zearaleon. Estrogeny to istotna grupa hormonów pùciowych, które najwaýniejszà rolæ odgrywajà w organizmach ýeñskich. Zearaleon dostarczany do organizmu stopniowo i w niewielkich dawkach powoduje zaburzenia cyklu rozrodczego. Efektem tego jest wydùuýenie okresu huczki oraz obniýenie wieku pùodnoúci, co bezpoúrednio wpùywa na wzrost populacji. Wielkoobszarowa uprawa kukurydzy oddziaùuje jednak nie tylko na zmianæ biologii gatunku, ale powoduje równieý zmianæ úrodowiska bytowania. W duýych ùanach dziki znajdujà obfità bazæ atrakcyjnego ýeru oraz bezpieczne schronienie aý do zimy. Wiàýe siæ to ze znacznymi szkodami ùowieckimi, za które zgodnie z ustawà Prawo ùowieckie pùacà zarzàdcy obwodów. Odszkodowania stanowià najwiækszà czæúã w sumarycznym zestawieniu kosztów i wpùywajà najbardziej na obniýenie wyniku finansowego obwodu. Gospodarka ùowiecka w Lasach Pañstwowych prowadzona jest w ramach dziaùalnoúci ubocznej, czyli nie moýe przynosiã strat. Skutecznym sposobem obniýenia wysokoúci wypùaconych odszkodowañ jest intensywne caùoroczne dokarmianie. Jednà z najlepszych metod, ograniczajàcà korzystanie dzików z ýerowisk polnych, sà miejsca caùorocznego dokarmiania, czyli pasy zaporowe. Zlokalizowane w gùæbi kompleksów leúnych w pobliýu dziennych ostoi i systematycznie uprawiane pozwalajà zatrzymaã przed wyjúciem na pola wiækszà czæúã dziczej populacji. Warunkiem jest zapewnienie zwierzynie w tych miejscach spokoju i stale dostæpnej atrakcyjnej karmy. Przemyúlane caùoroczne dokarmianie powinno znacznie uùatwiã racjonalne zarzàdzanie obwodami ùowieckimi, gdyý ýadne úrodki odstraszajàce i ochraniajàce uprawy nie zabezpieczà skutecznie przed szkodami o ile nie zapewnimy zwierzynie alternatywnych miejsc zaspokojenia gùodu. SUMMARY Wild boars are the animals most often hunted for in Poland, which makes them the basis of the hunting economy. Originally their habitat used to be only the forest, however recently they have been more and more often found on the fields, thus creating additional difficulties when it comes to the rational management of the hunting areas. The major problem is the amount of compensation paid, which has been on the increase due to the growth of the boars population. In 1995 the number of boars was estimated at around 80 thousand animals, however the current count shows that in 2009 their number reached 225 thousand. Simultaneously, the areas of maize fields have also been on the increase from 100 thousand hectares in 1990 up to 315 thousand hectares in 2008, thus causing the disease of this plant more significant from economic point of view. The main agents responsible for infecting maize seem to be moulds, which are capable of producing secondary metabolites, namely mycotoxins. These compounds can cause fertility problems in boars. Especially dangerous are the fungi from Fusarium species which produce zearalenon natural estrogen. Estrogen is the main sex hormone which plays a crucial role in a female organism. Zearalenon is delivered to the body slowly and in small doses disturbing the reproductive

119 cycle prolonging the rut period and lowering fertility age, thus having direct impact on the population growth. The multi-area harvest of maize does not only influence the change of the species biological composition but also has an impact on the environment. It is in the vast fields where the boars can find profound base of attractive food and safe shelter until winter time. It is connected, however, with substantial hunting losses, which according to Polish hunting law should be covered by the manager of the hunting area. This remuneration constitutes the largest share of the global cost and reduces the financial outcome of the area. Hunting management in the public forests is of secondary nature, therefore there is no place for loss. An efficient way of lowering the amount of the compensation paid is intensive feeding all year round. One of the best methods are the so-called feeding areas, located in the middle of the forest. Due to the fact that they are placed near the animals habitat they effectively keep the boars within the forest area and therefore protect the fields from being destroyed. The condition that needs to be fulfilled is ensuring peace and quiet and constant food supply. Well-designed and planned feeding should make a significant change and help in successful hunting areas management as no scaring methods or products protecting the crops will guarantee harvest safety and damage avoidance. Therefore, the only way to keep the boars away from the crops is to provide them with sufficient supply of alternative food. 119

120 Ewa Maria Pawlaczyk, Maria Anna Bobowicz, Paulina Lesiczka Uniwersytet im. Adama Mickiewicza w Poznaniu 120 GENETYCZNE ZRÓÝNICOWANIE CZTERECH RODÓW JODÙY POSPOLITEJ (ABIES ALBA MILL.) Z REZERWATU TISOVIK Z UPRAWY DOÚWIADCZALNEJ W NADLEÚNICTWIE HAJNÓWKA WYRAÝONE W CECHACH MORFOLOGII I ANATOMII IGIEÙ GENETIC DIFFERENTIATION OF FOUR PROGENY OF SILVER FIR (ABIES ALBA MILL.) FROM TISOVIK RESERVE FROM EXPERIMENTAL CULTURE IN HAJNÓWKA DISTRICT EXPRESSED IN MORPHOLOGY AND ANATOMY OF NEEDLES TRAITS Sùowa kluczowe: jodùa pospolita, rezerwat Tisovik, rody, zmiennoúã, cechy igieù, analiza statystyczna Key words: silver fir, Tisovik reserve, progeny, variability, needles traits, statistical analysis Abstract. Progeny of 4 lines of silver fir (Abies alba Mill.) from Tisovik Reserve, growing in an experimental plot in the Hajnówka Forest District, was analyzed with respect to 12 morphological and anatomical needles traits. Tisovik Reserve is a small, isolated and natural population of fir located the farthest, i.e. 120 km north of the natural range limit of this species. The aim of this study was to determine genetic variation within and between progeny lines in this unique population. Statistical analyses showed that individuals in these lines and the lines differ statistically significantly from one another. The trait which most differs individuals was the width of needle, and the trait which most differs the progeny lines was the number of endodermic cells around vascular bund. WSTÆP Unikatowoúã populacji jodùy z Rezerwatu Tisovik wynika z jej lokalizacji. Populacja ta jest izolowana i leýy najdalej, bo 120 km na póùnoc od granicy naturalnego zasiægu tego gatunku [Mejnartowicz 1996, Pawlaczyk i in. 2005]. Jest to maùa, izolowana i naturalna populacja jodùy. Jodùæ pospolità w Puszczy Biaùowieskiej odkryù w 1823 roku Górski [1829]. Znalazù jà w uroczysku Cisówka, niewielkiej wysepce leúnej poùoýonej wúród rozlegùych bagien Dzikiego Nikora. Górski uznaù jà za naturalne i reliktowe stanowisko jodùy. Jednakýe niektórzy autorzy kwestionowali naturalne

121 pochodzenie jodùy z Cisówki. Mejnartowicz [1996] na podstawie analizy genetycznej oraz Korczyk i in. [1997] na podstawie analizy struktury demograficznej udokumentowali rodzime i naturalne pochodzenie tej populacji oraz to, ýe jodùa w rezerwacie roúnie nieprzerwanie od 300 lat. Z inicjatywy Wùadysùawa Szafera w 1920 roku Pañstwowa Komisja Ochrony Przyrody postulowaùa utworzenie rezerwatu w uroczysku Cisówka dla ochrony jodùy. Rezerwat ten utworzony zostaù w 1921 roku i istniaù do wybuchu II wojny úwiatowej w 1939 roku. Po zakoñczeniu wojny wiæksza czæúã Puszczy Biaùowieskiej przypadùa Biaùorusi, w tym i Cisówka, która w 1939 roku otrzymaùa nazwæ Tisovik. Od tego czasu rozpoczæùo siæ meliorowanie bagien Dzikiego Nikora oraz wypas bydùa i owiec. Dziaùalnoúã ta spowodowaùa dotkliwe straty w drzewostanie jodùowym. W ciàgu tych lat liczba jodeù zmniejszyùa siæ 10-krotnie. W 1958 roku znaleziono juý tylko 36 jodeù podczas gdy w 1887 roku rosùo w uroczysku Cisówka kilkaset jodeù. Obecnie w Rezerwacie Tisovik roúnie 20 jodeù oraz jedna stoi martwa [Korczyk i in. 1997]. Fakty te przyczyniùy siæ do powstania tezy, ýe w niedalekiej przyszùoúci populacja jodùowa w tym rezerwacie zupeùnie wyginie na skutek pogorszenia siæ warunków úrodowiskowych. W 1991 roku Rezerwat Tisovik zostaù wùàczony do Biaùoruskiego Pañstwowego Parku Narodowego Biaùowieskaja Puszcza. Natomiast puszczañska jodùa wpisana zostaùa do biaùoruskiej czerwonej ksiægi gatunków zagroýonych wyginiæciem. W latach zostaùa przeprowadzona analiza struktury demograficznej drzew matczynych jodùy z Rezerwatu Tisovik, z której jednoznacznie wynika, ýe populacja jodùy weszùa w terminalnà fazæ rozpadu [Korczyk 1999]. Dlatego w trybie pilnym naleýy podjàã prace nad zachowaniem zasobów genowych tej reliktowej populacji. Ponadto badania wykazaùy, ýe stan zdrowotny oceniony na podstawie defoliacji wskazuje, ýe ubytek igliwia u poszczególnych jodeù wahaù siæ od 15% do 35%, úrednio 29.2%. Oznacza to, ýe w niedalekiej przyszùoúci niektóre jodùy mogà uschnàã [Korczyk i in. 1997]. Dlatego w celu ochrony tej unikatowej populacji doc. dr hab. Adolf F. Korczyk z Instytutu Badawczego Leúnictwa w Biaùowieýy zaùoýyù uprawæ doúwiadczalnà w Nadleúnictwie Hajnówka (okoùo 10 km od Rezerwatu Tisovik). Posadziù na niej potomstwo (rody) 20 zachowanych do tej pory drzew. Materiaùem badawczym niniejszej pracy jest 13-letnie potomstwo generatywne z wolnego zapylenia (póùrodzeñstwa) czterech drzew matczynych jodùy pospolitej z Rezerwatu Tisovik rosnàce w wyrównanych warunkach siedliskowych powierzchni doúwiadczalnej w Nadleúnictwie Hajnówka. Celem niniejszej pracy byùo poznanie i opisanie poziomu zmiennoúci miædzy- i wewnàtrzrodowej czterech rodów jodùy pospolitej z Rezerwatu Tisovik wyraýonej w 12 cechach morfologii i anatomii igieù. Prezentowane w niniejszej pracy wyniki sà pierwszym etapem badañ potomstwa jodùy pospolitej z Rezerwatu Tisovik. Opisanie zmiennoúci genetycznej 121

122 wszystkich rodów pozwoli na: 1. ochronæ puli genowej tej unikatowej populacji jodùy 2. ocenæ zdolnoúci adaptacyjnej potomstwa jodùy z rezerwatu Tisovik w warunkach uprawy testowej oraz 3. ocenæ wartoúci potomstwa jodùy z rezerwatu Tisovik jako materiaùu do odnowieniowej hodowli lasu. MATERIAÙ I METODY Materiaù Materiaùem badawczym niniejszej pracy byùy jednoroczne igùy pochodzàce z 60 drzew potomstwa 4 drzew matczynych (rody T2, T6, T17, T18) jodùy pospolitej z Rezerwatu Tisovik uprawianego na powierzchni doúwiadczalnej w Nadleúnictwie Hajnówka (Ryc. 1). 122 Ryc. 1. Mapa przedstawiaj¹ca (A) lokalizacjê rezerwatu Tisovik na Bia³orusi oraz (B) lokalizacjê i fotografiê uprawy doœwiadczalnej w Nadleœnictwie Hajnówka ród³o: Opracowanie w³asne w oparciu o Korczyk i in. 1997; Goncharenko i Savitsky 2000 Opis Rezerwatu Tisovik Rezerwat Tisovik jest poùoýony w odlegùoúci ok. 0.6 km od wschodniego skraju lasów Puszczy Biaùowieskiej, w obræbie rozlegùych i zmeliorowanych torfowisk Dzikiego Nikora, na 52 40` szerokoúci geograficznej póùnocnej i dùugoúci geograficznej wschodniej. Zajmuje on wyspæ o powierzchni 14 ha, która leýy na wysokoúci 150 m n.p.m. Najwyýszy punkt wynosi ok. 80 cm nad poziom przylegajàcych pastwisk. Wyspa ta w ciàgu ostatnich 100 lat znacznie siæ zmniejszyùa, w 1888 roku miaùa ok. 22 ha [Korczyk i in. 1997].

123 Na terenie rezerwatu wystæpuje gleba darniowo-bielicowa. W latach piæãdziesiàtych zostaùa wykonana melioracja, która uruchomiùa procesy bielicowania gleby. Badania fitosocjologiczne wykazaùy, ýe zbiorowiska roúlinne na caùej powierzchni rezerwatu sà maùo zróýnicowane i reprezentujà podzespóù gràdu typowego Tilio-Carpinetum typicum. Drzewostan gràdu typowego charakteryzuje siæ udziaùem grabu, dæbu i úwierka. Domieszkæ stanowi jodùa, lipa drobnolistna, klon, wiàz górski i jesion. Jodùy w tym rezerwacie majà od 28 m do 42 m i wykazujà wyraêne zahamowanie we wzroúcie na wysokoúã. Wierzchoùki ich koron wyksztaùciùy bocianie gniazda. Gruboúã jodeù wystæpujàcych w rezerwacie waha siæ od 43.5 cm do 87.0 cm w pierúnicy. Poszczególne drzewa róýnià siæ wyraênie dynamikà wzrostu na gruboúã. W ciàgu siedmiu lat przyrost drzew wahaù siæ od 1.5 cm do 6.5 cm [KORCZYK i in. 1997]. Wiek rzeczywisty 11 jodeù wynosiù od 106 do 154 lat, jednak ze wzglædów ochronnych nie wiercono wszystkich drzew [KORCZYK i in. 1997]. Najstarsza 154- letnia jodùa ma 32 m wysokoúci i 82 cm gruboúci w pierúnicy Opis uprawy W celu ochrony puli genowej oraz wykrycia zmiennoúci genetycznej jodùy z rezerwatu Tisovik zostaùo zaùoýone doúwiadczenie proweniencyjno-rodowe przez doc. dr hab. Adolfa F. Korczyka z Instytutu Badawczego Leúnictwa z Biaùowieýy. W 1995 roku zostaùy zebrane nasiona z 20 drzew jodùy pospolitej i wysiane w Szkóùce Leúnej w Nadleúnictwie Nawojowa. Nastæpnie w 1998 roku trzyletnie siewki zostaùy przeniesione na powierzchniæ doúwiadczalnà w Nadleúnictwie Hajnówka, obræb Leúna, leúnictwo Wilczy Jar, oddz. 416Ag/416Cf. Powierzchnia uprawy wynosi 0,225 ha. Metody biometryczne Materiaùem badawczym niniejszej pracy byùy jednoroczne igùy jodùy pospolitej zebrane w 2008 roku z 13-letniego potomstwa 4 drzew matczynych jodùy pospolitej z Rezerwatu Tisovik. Kaýdy ród reprezentowany byù przez 15 osobników. Igùy zostaùy zebrane z wierzchoùkowej czæúci korony od strony poùudniowej. Po zebraniu igùy zostaùy umieszczone w probówkach i zakonserwowane w 70% alkoholu etylowym. Nastæpnie ze úrodkowej czæúci pædów z kaýdej siewki pobrano losowo do badañ 10 igieù, z których wyciæte zostaùy skrawki przekroje poprzeczne przez igùæ. Skrawki nastæpnie zatopiono w alkoholu poliwinylowym. W sumie wykonano 60 preparatów (600 skrawków). Uzyskane preparaty posùuýyùy do pomiaru 12 morfologiczno-anatomicznych cech igieù: 1. dùugoúã igùy w mm (mierzona makroskopowo na papierze milimetrowym), 2. úrednica kanaùu ýywicznego w m, 3. szerokoúã igùy mierzona na przekroju poprzecznym w m, 4. wysokoúã igùy mierzona na przekroju poprzecznym w m, 5. wysokoúã komórki hypodermy w 123

124 124 m, 6. szerokoúã komórki hypodermy w m, 7. liczba komórek endodermy wokóù wiàzki przewodzàcej, 8. odlegùoúã walca osiowego od brzegu igùy w m, 9. odlegùoúã kanaùów ýywicznych od brzegu igùy w m, 10. odlegùoúã kanaùów ýywicznych od wiàzki przewodzàcej w m, 11. ksztaùt igùy (cecha 4/ cecha 3), 12. ksztaùt komórki hypodermy (cecha 6/ cecha 5). Nastæpnie wszystkie cechy zostaùy przeliczone na milimetry (z wyùàczeniem cechy 7). Cechy te zostaùy zastosowane w poprzednich pracach i tam dokùadniej opisane [Pawlaczyk i in. 2002, 2005, Szymañska 2007, Pawlaczyk i Bobowicz 2008 a, b] Metody statystyczne Podstawà do przeprowadzenia analiz statystycznych byùy dane biometryczne pochodzàce z pomiarów igieù 4 rodów jodùy pochodzàcych z Rezerwatu Tisovik. Uzyskane dane wprowadzono do pakietu statystycznego Statistica 8.1 firmy StatSoft i obliczono: charakterystyki zastosowanych cech [Williams 1995, Ferguson i Takane 2007], wspóùczynniki korelacji pomiædzy cechami [Ùomnicki 2007], rozkùad F, jednoczynnikowà analizæ wariancji i test Tukeya [Ferguson i Takane 2007], analizæ zmiennych dyskryminacyjnych [Krzyúko 1990], odlegùoúci Mahalanobisa miædzy rodami wraz z dendrytem zbudowanym na podstawie najkrótszych odlegùoúci Mahalanobisa i statystykà F [Krzyúko 1990, Ferguson i Takane 2007] oraz grupowanie aglomeratywne metodà najbliýszego sàsiedztwa na podstawie odlegùoúci Euklidesa (dendrogram) [Sokal i Rohlf 1997]. WYNIKI Úrednie arytmetyczne, bùàd standardowy i 95% przedziaù ufnoúci úredniej obliczone dla czterech rodów T2, T6, T17, T18 jodùy pospolitej z Rezerwatu Tisovik zamieszczono na Ryc. 2. Z Ryciny wynika, ýe najdùuýszà igùà (cecha 1) charakteryzowaù siæ ród T17, a najkrótszà ród T6. Najwiækszà úrednicæ kanaùów ýywicznych (cecha 2) zaobserwowano dla rodu T6, a najmniejszà dla rodu T18. Najszerszà igùà (cecha 3) charakteryzowaù siæ ród T6, a najmniejszà wartoúcià tej cechy charakteryzowaù siæ ród T2. Najwiækszà wysokoúcià igùy (cecha 4) charakteryzowaù siæ ród T6, a najmniejszà ród T17. Najwiækszà wysokoúcià komórki hypodermy (cecha 5) charakteryzowaù siæ ród T18, a najmniejszà ród T2. Szerokoúã komórki hypodermy (cecha 6) byùa najwiæksza dla rodu T18, a najmniejsza dla rodu T2. Najwiækszà liczbà komórek endodermy (cecha 7) charakteryzowaù siæ ród T18, a najmniejszà ród T17. Odlegùoúã walca osiowego od brzegu igùy (cecha 8) byùa najwiæksza dla rodu T18, a najmniejsza dla rodu T17. Odlegùoúã kanaùów ýywicznych od brzegu igùy (cecha 9) byùa najwiæksza dla rodów T17 i T18, a najmniejsza dla rodu T2. Odlegùoúã kanaùów ýywicznych od wiàzki przewodzàcej (cecha 10) byùa najwiæksza dla rodu T18, a najmniejsza dla rodu T17. Najbardziej spùaszczonym ksztaùtem igùy (cecha 11) charakteryzowaù siæ ród T17, a najmniej spùaszczonym ród T18. Najbardziej spùaszczonym ksztaùtem komórki epidermy (cecha 12) charakteryzowaù siæ ród T2, a najmniej spùaszczonym ród T18.

125 cecha 1 cecha 2 cecha 3 cecha 4 27,5 27,0 26,5 26,0 25,5 25,0 24,5 24,0 23,5 23,0 22,5 T6 T2 T17 T18 0,110 0,108 0,106 0,104 0,102 0,100 0,098 0,096 0,094 0,092 0,090 0,088 0,086 T6 T2 T17 T18 2,00 1,98 1,96 1,94 1,92 1,90 1,88 T6 T2 T17 T18 0,58 0,57 0,56 0,55 0,54 0,53 0,52 T6 T2 T17 T18 cecha 5 cecha 6 cecha 7 cecha 8 0,024 0, ,125 0,023 0,022 0, ,120 0,115 0,021 0, ,110 0,020 0,019 0, ,105 0,100 0,018 0, ,095 0,017 0,016 0, ,090 0,085 0,015 T6 T2 T17 T18 0,018 T6 T2 T17 T18 26 T6 T2 T17 T18 0,080 T6 T2 T17 T18 cecha 9 cecha 10 ce cha 11 cecha 12 0,160 0,155 0,150 0,145 0,140 0,135 0,130 0,125 0,120 T6 T2 T17 T18 0,52 0,51 0,50 0,49 0,48 0,47 0,46 0,45 0,44 0,43 T6 T2 T17 T18 0,300 0,298 0,296 0,294 0,292 0,290 0,288 0,286 0,284 0,282 0,280 0,278 0,276 0,274 0,272 0,270 T6 T2 T17 T18 1,22 1,20 1,18 1,16 1,14 1,12 1,10 1,08 1,06 1,04 1,02 1,00 0,98 T6 T2 T17 T18 Ryc. 2. Wartoœci œrednich, b³êdów standardowych œrednich oraz 95% przedzia³y ufnoœci œrednich czterech rodów T2, T6, T17 i T18 jod³y pospolitej (Abies alba Mill.) z rezerwatu Tisovik ród³o: Opracowanie w³asne 125

126 Zmiennoúã wewnàtrzrodowa W celu stwierdzenia wystæpowania istotnych róýnic pomiædzy úrednimi cech igieù jodùy poszczególnych czterech rodów obliczono rozkùad F. Na podstawie obliczonego rozkùadu przeprowadzono jednoczynnikowà analizæ wariancji oddzielnie dla kaýdej z 12 morfologicznych i anatomicznych cech igieù. Wyniki testowania przedstawiono na Ryc. 3. Na podstawie wartoúci statystyki F dla kaýdej cechy narysowano wykres sùupkowy. Z Ryciny 3 wynika, ýe cechami najsilniej róýniàcymi osobniki w rodzie T2 byùa szerokoúã igùy (cecha 3) i odlegùoúã kanaùów ýywicznych od wiàzki przewodzàcej (cecha 10). Osobniki w rodzie T6 najsilniej róýniùy: szerokoúã igùy (cecha 3), odlegùoúã kanaùów ýywicznych od wiàzki przewodzàcej (cecha 10) i odlegùoúã kanaùów ýywicznych od brzegu igùy (cecha 9). Osobniki w rodzie T17 najsilniej róýniùy: dùugoúã igùy (cecha 1), szerokoúã (cecha 3) i wysokoúã igùy (cecha 4) oraz ksztaùt igùy (cecha 11). Cechami najsilniej róýniàcymi osobniki w rodzie T18 byùy: szerokoúã (cecha 3) i wysokoúã (cecha 4) igùy oraz odlegùoúã kanaùów ýywicznych od wiàzki przewodzàcej (cecha 10). Graficznie wykrytà zmiennoúã wewnàtrz czterech badanych rodów T2, T6, T17, T18 jodùy przedstawiono na wykresach analizy zmiennych dyskryminacyjnych (AZD) (Ryc. 4). Obraz zmiennoúci wewnàtrzrodowej dla rodu T2 wykryty na podstawie analizy zmiennych dyskryminacyjnych i odlegùoúci Mahalanobisa wskazuje na wystæpowanie statystycznie istotnych róýnic pomiædzy osobnikami tworzàcymi ród. Wykres analizy zmiennych dyskryminacyjnych w ukùadzie pierwszych dwóch zmiennych dyskryminacyjnych U i U zawierajàcych ùàcznie 75,79% informacji z 1 2 zastosowanego zestawu 12 cech igieù wskazuje na wystæpowanie jednego zwartego skupiska oraz na odræbnoúã osobników T2.8 i T2.11 (Ryc. 4A). Na podstawie obliczonych wspóùczynników determinacji miædzy 12 morfologicznoanatomicznymi cechami igieù i pierwszymi dwiema zmiennymi dyskryminacyjnymi U i U (Tabela 1) moýna orzec, które cechy decydujà o 1 2 otrzymanym obrazie zmiennoúci. Dla rodu T2 dominujàcymi cechami w ksztaùtowaniu pierwszej zmiennej dyskryminacyjnej U byùa szerokoúã igùy (cecha 1 3) i odlegùoúã kanaùów ýywicznych od wiàzki przewodzàcej (cecha 10), a dla drugiej zmiennej dyskryminacyjnej U byùy to cechy: odlegùoúã kanaùów 2 ýywicznych od brzegu igùy (cecha 9) oraz wysokoúã (cecha 4) i szerokoúã (cecha 3) igùy. Osobnik T2.8 charakteryzowaù siæ najwiækszymi rozmiarami tych cech igieù, natomiast osobnik T2.11 najmniejszymi. Analiza zmiennych dyskryminacyjnych i wartoúci odlegùoúci Mahalanobisa obliczone dla rodu T6 wskazujà na wystæpowanie statystycznie istotnych róýnic pomiædzy osobnikami tworzàcymi ród. Wykres analizy zmiennych dyskryminacyjnych w ukùadzie pierwszych dwóch zmiennych dyskryminacyjnych U i U zawierajàcych ùàcznie 79,85% informacji z zastosowanego zestawu 12 cech

127 F T2 F T6 100,0 90,0 92,0** 45,0 40,0 40,8** 80,0 35,0 70,0 60,0 50,0 40,0 30,0 18,9** 20,0 15,1** 10,0 0,0 cecha 1 cecha 2 cecha 3 48,6** 34,8** 29,0** 18,4** 8,4** 3,5** 3,5** 2,7** 1,4 cecha 4 cecha 5 cecha 6 cecha 7 cecha 8 cecha 9 cecha 10 cecha 11 cecha 12 30,0 25,0 20,0 15,0 12,1** 10,0 7,0** 5,0 0,0 cecha 1 cecha 2 cecha 3 25,4** 25,6** 17,9** 14,3** 10,5** 2,8** 3,2** 2,4** 1,4 cecha 4 cecha 5 cecha 6 cecha 7 cecha 8 cecha 9 cecha 10 cecha 11 cecha 12 T17 F F T18 30,00 26,6** 26,6** 25,00 23,1** 21,7** 20,00 15,00 12,9** 10,00 8,1** 7,0** 4,9** 5,00 2,2* 2,6** 1,8* 0,9 0,00 cecha 1 cecha 2 cecha 3 cecha 4 cecha 5 cecha 6 cecha 7 cecha 8 cecha 9 cecha 10 cecha 11 cecha 12 50,0 47,6** 45,0 40,0 37,6** 37,5** 35,0 29,6** 30,0 25,0 24,0** 20,0 16,1** 15,0 13,7** 10,0 5,0 6,1** 5,4** 4,2** 1,9* 2,2** 0,0 cecha 1 cecha 2 cecha 3 cecha 4 cecha 5 cecha 6 cecha 7 cecha 8 cecha 9 cecha 10 cecha 11 cecha 12 Ryc. 3. Wynik jednoczynnikowej analizy wariancji (ANOVA) i wartoœæ statystyki F dla badanych cech w czterech rodach T2, T6, T17 i T18 jod³y pospolitej (Abies alba Mill.) z rezerwatu Tisovik. * - wartoœæ statystycznie istotna na poziomie á = 0,05; ** - wartoœæ statystycznie istotna na poziomie á = 0,01 ród³o: Opracowanie w³asne 127

128 (A) 22,52% U T2.13 T2.3 T2.15 T2.14 T2.7 T2.4 T2.9 T2.2 T2.5 T2.1 T2.6 T2.10 T T2.11 T U 1 53,27% (B) 4 3 T T6.9 T6.5 1 T6.10 T6.12 T ,80% U T6.13 T6.8 T6.1 T6.14 T6.4 T6.6 T6.7 T6.2-3 T U 1 47,33% 128

129 (C) 5 4 T T17.14 T ,01% U T17.3 T17.12 T17.15 T17.10 T17.2 T17.8 T17.7 T T17.1 T17.6 T17.5 T U 1 48,83% (D) 4 3 T18.3 T18.4 T T18.9 T18.10 T18.2 T18.14 T18.12 T18.13 T18.6 T18.1 T ,29% U -2-3 T18.7 T T U 1 43,35% Ryc. 4. Wynik analizy zmiennych dyskryminacyjnych czterech rodów jod³y pospolitej (Abies alba Mill.) z rezerwatu Tisovik w uk³adzie pierwszych dwóch zmiennych dyskryminacyjnych U 1 i U 2: (A) dla rodu T2 zawieraj¹cych ³¹cznie 75,79% informacji, (B) dla rodu T6 zawieraj¹cych ³¹cznie 79,85% informacji, (C) dla rodu T17 zawieraj¹cych ³¹cznie 71,84% informacji i (D) dla rodu T18 zawieraj¹cych ³¹cznie 67,64% informacji z u ytego zespo³u 12 morfologicznych i anatomicznych cech igie³. ród³o: Opracowanie w³asne 129

130 Tab. 1. Wspó³czynniki determinacji pomiêdzy 12 morfologicznymi i anatomicznymi cechami igie³ a pierwszymi dwiema zmiennymi dyskryminacyjnymi U 1 i U2 w badanych czterech rodach jod³y pospolitej (Abies alba Mill.) z rezerwatu Tisovik 130 ród³o: Opracowanie w³asne igieù wskazuje na wystæpowanie jednego skupiska oraz na odræbnoúã osobnika T6.13 (Ryc. 4B). Na podstawie Tabeli 1 moýna orzec, ýe dla rodu T6 dominujàcymi cechami w ksztaùtowaniu pierwszej zmiennej dyskryminacyjnej U byùa szerokoúã 1 igùy (cecha 3) i odlegùoúã kanaùów ýywicznych od wiàzki przewodzàcej (cecha 10), a dla drugiej zmiennej dyskryminacyjnej U byùy to cechy: odlegùoúã kanaùów 2 ýywicznych od wiàzki przewodzàcej (cecha 10) oraz dùugoúã igùy (cecha 1). Osobnik T6.13 charakteryzowaù siæ najmniejszymi rozmiarami tych cech igieù. Wykres analizy zmiennych dyskryminacyjnych w ukùadzie pierwszych dwóch zmiennych dyskryminacyjnych U i U zawierajàcych ùàcznie 71,84% 1 2 informacji z zastosowanego zestawu 12 cech igieù wskazuje na wystæpowanie jednego skupiska oraz na odræbnoúã osobnika T17.9 (Ryc. 4C). Na podstawie wspóùczynników determinacji (Tabela 1) dla rodu T17 moýna stwierdziã, ýe dominujàcymi cechami w ksztaùtowaniu pierwszej zmiennej dyskryminacyjnej U 1 byùa dùugoúã (cecha 1), wysokoúã (cecha 4) i ksztaùt (cecha 11) igùy, a dla drugiej zmiennej dyskryminacyjnej U szerokoúã igùy (cecha 3). Osobnik T charakteryzowaù siæ najmniejszymi rozmiarami tych cech igieù. Dla rodu T18 wynik analizy zmiennych dyskryminacyjnych w ukùadzie pierwszych dwóch zmiennych dyskryminacyjnych U i U zawierajàcych ùàcznie ,64% informacji z zastosowanego zestawu 12 cech igieù wskazuje na odræbnoúã osobników T18.7, T18.11 i T18.8 oraz na wystæpowanie dwóch skupisk (pierwszego z drzewami T18.3, T18.4 i T18.5 i drugiego z resztà drzew) (Ryc. 4D). Na podstawie Tabeli 1 moýna stwierdziã, ýe dla rodu T18 dominujàcymi cechami w ksztaùtowaniu pierwszej zmiennej dyskryminacyjnej U byùa szerokoúã (cecha 3) i 1 wysokoúã (cecha 4) igùy oraz odlegùoúã kanaùów ýywicznych od wiàzki

131 przewodzàcej (cecha 10), a dla drugiej zmiennej dyskryminacyjnej U odlegùoúã 2 kanaùów ýywicznych od wiàzki przewodzàcej (cecha 10) i odlegùoúã walca osiowego od brzegu igùy (cecha 8). Zmiennoúã miædzyrodowa Wyniki jednoczynnikowej analizy wariancji przeprowadzonej w celu stwierdzenia wystæpowania istotnych róýnic pomiædzy úrednimi cech igieù jodùy czterech rodów przedstawiono na Rycinie 5. Z Ryciny 5 wynika, ýe cechami najsilniej róýniàcymi rody byùa liczba komórek endodermy wokóù wiàzki przewodzàcej (cecha 7) i wysokoúã komórki hypodermy (cecha 5). F 120,0 106,0** 100,0 80,0 60,0 56,7** 40,0 20,0 19,9** 24,2** 20,2** 23,6** 32,7** 19,3** 23,2** 11,5** 12,1** 0,0 2,0 cecha 1 cecha 2 cecha 3 cecha 4 cecha 5 cecha 6 cecha 7 cecha 8 cecha 9 cecha 10 cecha 11 cecha 12 Ryc. 5. Wynik jednoczynnikowej analizy wariancji (ANOVA) i wartoœæ statystyki F dla badanych cech pomiêdzy czterema rodami jod³y pospolitej (Abies alba Mill.) z rezerwatu Tisovik. * - wartoœæ statystycznie istotna na poziomie á = 0,05; ** - wartoœæ statystycznie istotna na poziomie á = 0,01 ród³o: Opracowanie w³asne Graficznie wykrytà zmiennoúã pomiædzy rodami T2, T6, T17, T18 jodùy przedstawiono na wykresach analizy zmiennych dyskryminacyjnych (Ryc. 6) i na dendrogramie zbudowanym metodà najbliýszego sàsiedztwa na podstawie najkrótszych odlegùoúci Euklidesa (Ryc. 7). Obraz zmiennoúci miædzyrodowej wykryty na podstawie analizy zmiennych dyskryminacyjnych i odlegùoúci Mahalanobisa wskazuje na wystæpowanie wysoce statystycznie istotnych róýnic pomiædzy rodami z Rezerwatu Tisovik. Wykres analizy zmiennych dyskryminacyjnych w ukùadzie pierwszych dwóch zmiennych dyskryminacyjnych U 1 i U 2 zawierajàcych ùàcznie 88,53% informacji z zastosowanego zestawu 12 cech igieù (Ryc. 6B) wskazuje na 131

132 (A) ,18% U U 1 74,35% T2 T6 T17 T18 (B) Ryc. 6. Wynik analizy zmiennych dyskryminacyjnych pomiêdzy czterema rodami jod³y pospolitej (Abies alba Mill.) z rezerwatu Tisovik (A) w uk³adzie pierwszych dwóch zmiennych dyskryminacyjnych U i U zawieraj¹cych ³¹cznie 88,53% informacji oraz (B) z zaznaczeniem 1 2 najkrótszych odleg³oœci Mahalanobisa pomiêdzy rodami w przestrzeni pierwszych trzech zmiennych dyskryminacyjnych U, U i U zawieraj¹cych ³¹cznie 100% informacji z u ytego zespo³u morfologicznych i anatomicznych cech igie³. * - wartoœæ statystycznie istotna na poziomie á = 0,05; ** - wartoœæ statystycznie istotna na poziomie á = 0,01 ród³o: Opracowanie w³asne 132

133 Odleg³oœæ Euklidesa T18 T6 T17 T2 Ryc. 7. Dendrogram czterech rodów T2, T6, T17 i T18 jod³y pospolitej (Abies alba Mill.) z rezerwatu Tisovik zbudowany metod¹ najbli szego s¹siedztwa na podstawie najkrótszych odleg³oœci Euklidesa ród³o: Opracowanie w³asne wystæpowanie czterech wyraênych skupisk, przy czym kaýde skupisko odpowiada poszczególnemu rodowi. Na wykresie analizy zmiennych dyskryminacyjnych w przestrzeni pierwszych trzech zmiennych dyskryminacyjnych U, U i U zawierajàcych ùàcznie 100% informacji z zastosowanego zestawu 12 cech igieù (Ryc. 6A) widaã, ýe wszystkie rody róýnià siæ pod wzglædem zastosowanych cech. Zaznaczone na wykresie odlegùoúci Mahalanobisa wskazujà, ýe najmniejsza 2 odlegùoúã Mahalanobisa wystæpuje pomiædzy rodem T2 a rodem T17 (D = 1,36), a 2 najwiæksza pomiædzy rodem T2 a rodem T6 (D = 1,69). Na podstawie obliczonych wspóùczynników determinacji miædzy 12 morfologiczno-anatomicznymi cechami igieù i pierwszymi trzema zmiennymi dyskryminacyjnymi U i U i U. (Tabela 2) moýna orzec, ýe na ksztaùtowanie pierwszej zmiennej dyskryminacyjnej U najwiækszy wpùyw miaùy: liczba komórek 1 endodermy wokóù wiàzki przewodzàcej (cecha 7) i wysokoúã komórki hypodermy (cecha 5), na ksztaùtowanie drugiej zmiennej dyskryminacyjnej U najwiækszy 2 wpùyw miaùy: dùugoúã igùy (cecha 1), odlegùoúã kanaùów ýywicznych od brzegu igùy (cecha 9) i wysokoúã komórki hypodermy (cecha 5), a na ksztaùtowanie trzeciej zmiennej dyskryminacyjnej U úrednica kanaùu ýywicznego (cecha 2)

134 Tab. 2. Wspó³czynniki determinacji pomiêdzy 12 morfologicznymi i anatomicznymi cechami igie³ a pierwszymi trzema zmiennymi dyskryminacyjnymi U 1, U2 i U 3 pomiêdzy czterema rodami jod³y pospolitej (Abies alba Mill.) z rezerwatu Tisovik 134 ród³o: Opracowanie w³asne Na podstawie grupowania aglomeratywnego metodà najbliýszego sàsiedztwa na odlegùoúciach Euklidesa narysowano dendrogram (Ryc. 7). Dendrogram wskazuje na istnienie dwóch grup. Do pierwszej grupy naleýà rody T6 i T18, a do drugiej grupy rody T2 i T17. Te dwie grupy dzieli duýa wartoúã odlegùoúci Euklidesa. DYSKUSJA Niniejsza praca skupia siæ na analizie zmiennoúci wewnàtrz- i miædzyrodowej czterech rodów jodùy pospolitej z Rezerwatu Tisovik uprawianego na powierzchni doúwiadczalnej w Nadleúnictwie Hajnówka. Wyniki zamieszczone w tej pracy dotyczà 12 morfologicznych i anatomicznych cech igieù. Badaniem zmiennoúci jodùy pospolitej z Rezerwatu Tisovik (20 drzew matczynych) zainteresowano siæ pod koniec lat 90-tych XX wieku. Zmiennoúã pod wzglædem polimorfizmu biaùek izoenzymatycznych badaù Mejnartowicz [1996] oraz Goncharenko i Savitsky [2000]. Stwierdzili oni, ýe populacja ta charakteryzuje siæ mniejszà liczbà alleli w locus i duýo mniejszym procentem polimorficznych loci niý inne badane populacje jodùy. Populacja ta charakteryzowaùa siæ nadmiarem heterozygot, co jest wynikiem dùugiego okresu selekcji i adaptacji do szybko zmieniajàcych siæ warunków úrodowiska w Puszczy Biaùowieskiej po ostatnim okresie zlodowacenia. Pod wzglædem cech morfologii i anatomii igieù populacja ta zostaùa zbadana przez Pawlaczyk i in. [2005]. Badania wykazaùy sùabe wewnàtrzpopulacyjne zróýnicowanie drzew. Szczególnie widoczne na wykresach analizy zmiennych dyskryminacyjnych oraz dendrogramie. Cechami, które najbardziej róýniùy osobniki byùy dùugoúã, wysokoúã, szerokoúã oraz ksztaùt igùy.

135 Analiza wyników wyýej wymienionych prac potwierdziùa naturalne pochodzenie jodùy z Tisovika. Natomiast potomstwo populacji z Tisovika rosnàce na powierzchni doúwiadczalnej w Nadleúnictwie Hajnówka zostaùo zbadane pod wzglædem cech morfologii i anatomii igieù przez Szymañskà [2007]. Osobniki analizowane w badaniach Szymañskiej miaùy 7 lat. Analiza wewnàtrzyrodowa wykazaùa obecnoúã wysoce istotnego zróýnicowania miædzy osobnikami, a cechami, które najsilniej róýniùy osobniki wewnàtrz rodów byùy: szerokoúã igùy oraz odlegùoúã kanaùów ýywicznych od brzegu igùy. Natomiast analiza miædzyrodowa wykazaùa obecnoúã istotnego zróýnicowania miædzy rodami, a cechami, które najsilniej róýniùy rody byùy: liczba komórek endodermy wokóù wiàzki przewodzàcej i odlegùoúã kanaùów ýywicznych od brzegu igùy. Badania te nie potwierdziùy poglàdu o duýej wsobnoúci (maùym zróýnicowaniu genetycznym) jodùy oraz wykazaùy dobrà kondycjæ zdrowotnà i hodowlanà potomstwa unikatowej jodùy z rezerwatu Tisovik. Wykryta duýa róýnorodnoúã genetyczna úwiadczy o jej dobrym przystosowaniu do lokalnych warunków. W niniejszej pracy badane byùo 13-letnie potomstwo czterech rodów jodùy. Powtórzenie badañ na drzewach starszych pozwoliùo sprawdziã czy zaobserwowany przez Szymañskà [2007] duýy poziom zmiennoúci zostaù utrzymany, czy moýe byù charakterystyczny dla drzew jodùy w pierwszej fazie rozwoju. Wyniki analiz niniejszej pracy wskazujà na utrzymanie siæ duýego zróýnicowanie wewnàtrzrodowego jodùy z rezerwatu Tisovik. Analiza cech morfologii i anatomii igieù wykonana w ramach niniejszej pracy dowodzi, ýe szerokoúã igùy jest cechà najbardziej róýniàcà badane osobniki w rodach. Drzewa matczyne z Rezerwatu Tisovik najmniej róýniùy siæ ze wzglædu na ksztaùt komórek hypodermy, szerokoúã komórek hypodermy i wysokoúã komórek hypodermy [Pawlaczyk i in. 2005]. Badania przeprowadzone przez Szymañskà [2007] wskazujà, ýe póùrodzeñstwo z uprawy doúwiadczalnej w Nadleúnictwie Hajnówka najmniej róýni siæ ze wzglædu na ksztaùt komórek hypodermy. Identyczny wynik uzyskano w niniejszej pracy dla czterech rodów potomstwa generatywnego drzew matczynych z Tisovika. Wyniki analizy zmiennoúci miædzyrodowej w niniejszej pracy wskazujà, ýe cechami, które najsilniej róýnià rody T2, T6, T17 i T18 sà liczba komórek endodermy wokóù walca osiowego oraz wysokoúã komórki hypodermy, a najmniej szerokoúã igùy. Wedùug Szymañskiej [2007] ksztaùt komórki hypodermy jest cechà najmniej róýniàca rody. Przebadanie zmiennoúci miædzyrodowej przez Szymañskà [2007] wskazuje na liczbæ komórek endodermy wokóù wiàzek przewodzàcych, jako najsilniej róýniàcà rody miædzy sobà. Na podstawie analizy zmiennych dyskryminacyjnych dla osobników wszystkich dwudziestu rodów przeprowadzonej przez Szymañskà [2007] oraz analizy zmiennych dyskryminacyjnych dla czterech rodów, wykonanej w ramach 135

136 136 niniejszej pracy, moýna twierdziã o wysoce istotnym zróýnicowaniu miædzy osobnikami i miædzy rodami. W obu przypadkach, wniosek ten potwierdzajà tablice obliczonych odlegùoúci Mahalanobisa. Otrzymane w powyýszej pracy wyniki analiz statystycznych, pokrywajà siæ w wielu przypadkach z wynikami Szymañskiej [2007], co pozwala przypuszczaã, ýe duýe zróýnicowanie genetyczne zaobserwowane przez Szymañskà zostaùo zachowane. Nie moýna jednak przeprowadziã peùnego wnioskowania, nie poznawszy uprzednio zmiennoúci wewnàtrzrodowej i miædzyrodowej dla wszystkich osobników potomnych dwudziestu rodów rosnàcych w uprawie testowej w Nadleúnictwie Hajnówka. WNIOSKI Analiza wewnàtrz- i miædzyrodowa wykazaùa wúród potomstwa 13- letniego utrzymanie duýego zróýnicowania genetycznego czterech rodów jodùy pospolitej z rezerwatu Tisovik.Cechà, która najsilniej róýniùa osobniki w rodach byùa szerokoúã igùy, a rody miædzy sobà liczba komórek endodermy wokóù walca osiowegoduýe zróýnicowanie genetyczne pozwala wnioskowaã o dobrej kondycji zdrowotnej i hodowlanej potomstwa unikatowej populacji z Tisovika oraz o dobrym przystosowaniu do lokalnych warunków uprawy.na podstawie analizy zmiennoúci czterech rodów moýna wstæpnie oceniã potomstwo jodùy z rezerwatu Tisovik jako dobry materiaù do odnowieniowej hodowli lasu. PODZIÆKOWANIA Praca naukowa finansowana ze úrodków budýetowych na naukæ w latach jako projekt badawczy Nr N N Autorzy pragnà podziækowaã mgr Anettcie Lewandowskiej-Wosik za pomoc technicznà w czasie wykonywania pracy. LITERATURA Ferguson G.A., Takane Y. 2007: Analiza statystyczna w psychologii i pedagogice. Wydawnictwo Naukowe PWN, Warszawa, ss Goncharenko G.G, Savitsky B.P. 2000: Population and genetic resources of silver fir in Belarus. National Academy of Science of Belarus, Forest Institute, Gomel. Górski S. 1829: O roúlinach Zubrom upodobanych, jakoteý innych w Puszczy Biaùowiezkiey. Dziennik Wileñski 9: Korczyk A.F. 1999: Ocena wartoúci genetycznej i hodowlanej naturalnych populacji jodùy pospolitej (Abies alba Mill.) ze wschodniego zasiægu w Polsce. Wydawnictwo Akademii Rolniczej w Krakowie. Zeszyty Naukowe 61: Korczyk A.F., Kawecka A, Martyseviè V.V., Strelkov A.Z. 1997: Naturalne stanowisko jodùy pospolitej (Abies alba Mill.) w Puszczy Biaùowieskiej. Prace Instytutu Badawczego Leúnictwa, seria A, 837: Krzyúko M Analiza dyskryminacyjna. Wydanie 2. Wydawnictwo Naukowo Techniczne, Warszawa.

137 Ùomnicki A. 2007: Wprowadzenie do statystyki dla przyrodników. Wydawnictwo Naukowe PWN, Warszawa, ss Mejnartowicz L. 1996: Origin of silver fir stands in Biaùowieýa Primeval Forest. W. Biodiversity Protection of Biaùowieýa Primeval Forest (red. Paschaslis P., Zajàczkowski S.), Warszawa, ss Pawlaczyk E.M., Bobowicz M.A. 2008a: Osobnicze zróýnicowanie jodùy pospolitej (Abies alba Mill.) z rezerwatu Jata wyraýone w cechach morfologii i anatomii igieù. Leúne Prace Badawcze, 69(3), Pawlaczyk E.M., Bobowicz M.A. 2008b: Miædzyrodowe zróýnicowanie jodùy pospolitej (Abies alba Mill.) z Rezerwatu "Kamienna Góra" z Roztoczañskiego Parku Narodowego z uprawy doúwiadczalnej wyraýone w cechach morfologii i anatomii igieù. W: Zarzàdzanie Ochronà Przyrody w Lasach, Tom II, (red. Kannenberg K i Szramka H), Wyýsza Szkoùa Zarzàdzania Úrodowiskiem, Tuchola, ISBN , ss Pawlaczyk E.M., Bobowicz M.A., Korczyk A.F. 2002: Variability of three populations of Abies alba Mill. expressed in morphological and anatomical needle traits. Ecological Questions 2/2002: Pawlaczyk E.M., Grzebyta J., Bobowicz M.A., Korczyk A.F. 2005: Individual differentiation of Abies alba Mill. population from the Tisovik Reserve. Variability expressed in morphology and anatomy of needles. Acta Biologica Cracoviensia Series Botanica 47(2): Sokal R.R., Rohlf T.J. 1997: Biometry: the principles and practice of statistics in biological research. Freeman, San Francisco.Szymañska M. 2007: Genetyczna zmiennoúã potomstwa jodùy pospolitej Abies alba Mill. z rezerwatu Tisovik w uprawie testowej oszacowana za pomocà cech morfologii i anatomii igieù. Praca doktorska (manuskrypt dostæpny w Zakùadzie Genetyki UAM)Williams B. 1995: Biostatistics concepts and applications for biologists. Chapman and Hall, London STRESZCZENIE Potomstwo 4 drzew matczynych jodùy pospolitej (Abies alba Mill.) z Rezerwatu Tisovik rosnàce na powierzchni doúwiadczalnej w Nadleúnictwie Hajnówka zostaùo przeanalizowane pod wzglædem 12 morfologicznych i anatomicznych cech igieù. Rezerwat Tisovik jest maùà, izolowanà i naturalnà populacjà jodùy leýàcà najdalej, bo 120 km na póùnoc od granicy naturalnego zasiægu tego gatunku. Materiaù badawczy stanowiùy jednoroczne igùy zebrane z 60 drzew z 4 rodów jodùy pospolitej (kaýdy ród byù reprezentowany przez 15 osobników). Celem badañ byùo poznanie genetycznej zmiennoúci wewnàtrz- i miædzyrodowej czterech rodów tej unikatowej populacji. Obliczono charakterystyki zastosowanych cech, wspóùczynniki korelacji pomiædzy cechami, rozkùad F, jednoczynnikowà analizæ wariancji, test Tukeya, analizæ zmiennych dyskryminacyjnych i odlegùoúci Mahalanobisa pomiædzy osobnikami w rodach i rodami oraz przeprowadzono grupowanie aglomeratywne metodà najbliýszego sàsiedztwa na odlegùoúciach Euklidesa. Analiza wariancji (ANOVA) wykazaùa, ýe osobniki w rodach i rody róýnià siæ miædzy sobà statystycznie istotnie ( = 0.01). Cechami, które najbardziej determinowaùy otrzymany obraz zmiennoúci i najsilniej róýniùy osobniki w rodach byùy szerokoúã igùy oraz odlegùoúã kanaùów ýywicznych od wiàzki przewodzàcej. Cechami, które najsilniej róýniùy rody byùy liczba komórek endodermy wokóù wiàzki przewodzàcej oraz wysokoúã komórki hypodermy. 137

138 SUMMARY Progeny of 4 lines of silver fir (Abies alba Mill.) from Tisovik Reserve, growing in an experimental plot in the Hajnówka Forest District, was analyzed in terms of 12 morphological and anatomical needles traits. Tisovik Reserve is a small, isolated and natural population of fir located the farthest, i.e. 120 km north of the natural range limit of this species. The research material was one-year-old needles obtained from 60 trees of 4 progeny lines of silver fir (each progeny line was represented by 15 trees). The aim of this study was to determine genetic variation within and between progeny lines in this unique population. The traits characteristics, correlation coefficients between traits, F distribution, one-way analysis of variance, Tukey test, analysis of discriminant variables and Mahalanobis distances were calculated. Additionally, the agglomerative groupping by the nearest neighbourhood on the Euklidean distances was conducted. Analysis of variance (ANOVA) showed that individuals in these lines and the lines differ statistically significantly from one another. Traits which differ individuals most were the width of needle and the distance from resin canals to vascular bund. Traits which differ the progeny lines most were the number of endodermic cells around vascular bund and height of hypodermic cell. 138

139 Stefan Sikora Wyýsza Szkoùa Zarzàdzania Úrodowiskiem w Tucholi WYSTÆPOWANIE ORAZ CELE I MOÝLIWOÚCI PRAKTYCZNEJ OCHRONY DZIUPLAKÓW W RÓÝNYCH ÚRODOWISKACH ZE SZCZEGÓLNYM UWZGLÆDNIENIEM DRZEWOSTANÓW LEÚNYCH OCCURRENCE AND OBJECTIVES AS WELL AS POSSIBILITIES OF PRACTICAL PROTECTION OF BIRDS ESTABLISHING NESTS IN HOLLOWS IN DIFFERENT ENVIRONMENTS WITH SPECIAL EMPHASIS ON FOREST STANDS Sùowa kluczowe: rezultaty praktycznej ochrony dziuplaków w róýnych úrodowiskach, moýliwoúci wykorzystania niektórych ptaków w walce z gradacjami owadów w drzewostanach leúnych Key words: results of practical protection of birds establishing nests in hollows in different environments; possibility of utilisation of certain birds in control of insect gradations in forest stands Abstract. The paper was prepared on the basis of the research results available in scientific literature. It is evident from many publications that means of practical bird protection have been designed, executed and implemented for general use. Results of long-term investigations indicate that the application of hatching boxes contributes to the increase in bird numbers in various environments. Examination of birds feed composition reveals that only some birds can restrict the development of specific insect gradations. The investigations of birds feed composition mentioned above were performed in gradation regions of: Dendrolimus pini L., Lymantria monacha L. and Acantholyda nemoralis Thoms. WSTÆP Ogólnie wiadomo, ýe ptaki jako zwierzæta o duýym zapotrzebowaniu energetycznym mogà wyraênie wpùywaã na liczebnoúci owadów. Stwierdzono na podstawie licznych prac, ýe ich skùad poýywienia jest urozmaicony, a niektóre gatunki pobierajà w czasie wystæpowania gradacji znaczne iloúci Dendrolimus pini L., Lymantria monacha L. i Acantholyda nemoralis Thoms. Z pewnoúcià moýna stwierdziã, ýe ptaki sà jednym z najwaýniejszych czynników, które ograniczajà powstawanie gradacji owadów. Jest to moýliwe, gdyý intensywnie rozwijajàce siæ pisklæta muszà otrzymywaã ùatwo przyswajalny pokarm, a wiæc gùównie owady. 139

140 140 Do podstawowych polskich dzieù ornitologicznych w oparciu o które w przeszùoúci oraz obecnie uksztaùtowaùy siæ poglàdy i opinie dotyczàce ptaków naleýà gùównie dzieùa Taczanowskiego [1882, 1888], Sokoùowskiego [1958] oraz Tomiaùojcia [1990]. Opracowane w niezwykle ciekawym stylu dzieùo Mateusza Cygañskiego posiada juý obecnie raczej charakter historyczny. Twórcami natomiast nowoczesnej ornitologii bez wàtpienia sà Wùadysùaw Taczanowski i nastæpnie Jan Sokoùowski. Jan Sokoùowski jako wybitny profesor, wykùadowca i artysta malarz jest autorem wielu prac ornitologicznych i popularyzatorem tej gaùæzi wiedzy przyrodniczej. W oparciu o dzieùo Berlepscha [1929] oraz wnikliwe wùasne badania skonstruowaù skrzynki lægowe dla wszystkich krajowych dziuplaków. Nakreúliù wiæc tym samym drogæ dziaùania prowadzàcà do zwiækszenia liczebnoúci ptaków w róýnych úrodowiskach. Badaniami praktycznej ochrony ptaków zajæùa siæ liczna grupa polskich ornitologów, a szczególnie wspóùpracownicy Jana Sokoùowskiego. METODA I WYNIKI Praca zostaùa wykonana na podstawie analizy literatury naukowej dotyczàcej moýliwoúci i efektów praktycznej ochrony dziuplaków przy zastosowaniu gùównie skrzynek lægowych Sokoùowskiego [1954] i Graczyka [1966]. Czarnecki [1956] do podstawowych przyczyn zmian liczebnoúci ptaków zasiedlajàcych drzewostany zalicza miædzy innymi dostæpnoúã miejsc na zaùoýenie gniazda, panujàce warunki ýerowe i liczebnoúci wrogów naturalnych. Bardzo interesujàce badania dotyczàce warunków gniazdowania ptaków w róýnych typach drzewostanów leúnych na szeúciu odræbnych powierzchniach przeprowadziù Oko [1966]. Autor ten swe badania kontynuowaù w dwóch przedziaùach czasowych tj. w latach 1952 i 1953, a nastæpnie po dziesiæcioletnim wzroúcie drzewostanów w latach Praca ukazuje wiæc przede wszystkim wpùyw wieku i skùadu gatunkowego badanych drzewostanów na moýliwoúci gnieýdýenia siæ róýnych ptaków w lasach. Notowane liczebnoúci par lægowych w tej pracy znajdowaùy siæ w 2 duýym przedziale. Najwiæcej ptaków w przeliczeniu na 1 km, bo aý 2400 osiedliùo 2 siæ w drzewostanie úwierkowym, a najmniej, 96,8 na 1 km w dràgowinie sosnowej. Naleýy jednak stwierdziã, ýe powierzchnie te cechowaùy siæ niewielkimi rozmiarami i róýnym ksztaùtem, co w pewnym stopniu moýe mieã wpùyw na wyniki. Wúród 47 lægowych gatunków wyprowadzajàcych pisklæta na szeúciu tych powierzchniach osiedlaùo siæ 15 róýnych dziuplaków. Najwiæcej z nich, bo aý 13 gatunków rejestrowano w drzewostanie mieszanym. Dziuplaki w ogóle nie osiedlaùy siæ w starodrzewie sosnowym oraz w drzewostanie úwierkowym. Z pewnoúcià spowodowane to byùo brakiem naturalnych dziupli i stosowanej ochrony tej grupy ptaków. Praca ta wyraênie wskazuje na koniecznoúã stosowania sztucznych miejsc lægowych dla ptaków, szczególnie tych z grupy dziuplaków, w drzewostanach kierowanych. Szerokie badania dotyczàce tego zagadnienia realizowane w róýnych drzewostanach leúnych i innych zadrzewieniach daùy

141 rezultat w postaci licznych publikacji. Stosowanie skrzynek lægowych i opracowanie metod pobierania od pisklàt poýywienia bez zwiækszenia ich úmiertelnoúci pozwoliùy na bliýsze okreúlenie miejsca poszczególnych gatunków w ekosystemie. Efekty praktycznej ochrony ptaków w róýnych úrodowiskach Na duýych powierzchniach leúnych szersze badania ornitologiczne, takýe przy uwzglædnieniu praktycznej ochrony, przeprowadzili Graczyk i inni [1966]. Na czterech powierzchniach obejmujàcych zasadniczo caùe oddziaùy leúne badania kontynuowano w latach nastæpnych, szczególnie okreúlajàc wpùyw praktycznej ochrony, gùównie skrzynek lægowych, na skùad gatunkowy i liczebnoúci par dziuplaków [Graczyk i inni 1966, 1966a, 1968], a takýe analizowano znaczenie róýnych skrzynek ùàcznie na 11-tu powierzchniach leúnych o caùkowitym obszarze 174,87 ha [Sikora 1975]. Badania te byùy moýliwe takýe dziæki pracom ornitologów projektujàcych úrodki praktycznej ochrony dziuplaków, a szczególnie Sokoùowskiego [1954] i Graczyka [1966]. W zwiàzku z tym, ýe literatura ornitologiczna nie dysponowaùa wiedzà dotyczàcà moýliwoúci odbywania lægów dziuplaków w lasach bez stosowania úrodków ochrony postanowiono przeprowadziã na wstæpie badania stanu liczbowego i rozmieszczenia dziupli naturalnych w sztucznie zagospodarowanych drzewostanach sosnowych, w których konsekwentnie wycinano egzemplarze z objawami chorób, w tym takýe z dziuplami naturalnymi [Sikora 1967]. W badanych drzewostanach o sumarycznej powierzchni 81,77 ha stwierdzono obecnoúã tylko 41 drzew z dziuplami wykoñczonymi, w których mogùy zakùadaã gniazda ptaki. W niektórych drzewach stwierdzano wiæcej dziupli. W jednym aý piæã. Stàd teý w badanych drzewostanach dziupli byùo 69. Nie mniej jednak dziuplaki, bioràc pod uwagæ takýe terytorializm lægowy niektórych gatunków, miaùy nikùe moýliwoúci odbywania lægów. Po wielu latach od tych badañ ostatecznie doceniono koniecznoúã inwentaryzowania i zachowywania drzew z dziuplami naturalnymi. Nie wszystkie bowiem zwierzæta zwiàzane z dziuplami osiedlajà siæ w skrzynkach lægowych. Dotyczy to chociaýby borowca wielkiego Nyctalus noctula (Schreber,1774) [Sikora 1970]. Obecnie na terenie Polski w caùych nadleúnictwach inwentaryzuje siæ drzewa dziuplaste i nastæpnie nawet na zræbach pozostawia je. Leúnicy jednak nie dysponujà jeszcze przyrzàdami mogàcymi uùatwiã ocenæ jakoúci dziupli. Nie mniej jednak inwentaryzacje te wskazujà nadal na celowoúã, a nawet koniecznoúã stosowania praktycznej ochrony ptaków w lasach. Sinkiewicz [2009] wnikliwie przeanalizowaù materiaùy dotyczàce dziupli naturalnych w Nadleúnictwie Bytów. Na powierzchni leúnej tego Nadleúnictwa obejmujàcej ha zarejestrowano zaledwie 6914 dziupli. Dziuple te róýnej jakoúci znajdowaùy siæ w 6220 drzewach. Najwiæcej oczywiúcie w gatunku dominujàcym. Podobnà analizæ, ale juý tylko w 141

142 jednym Leúnictwie Orchowo obejmujàcym drzewostany ponad 60-letnie przeprowadziù Mùodzikowski [2009]. Drzewostany te obejmowaùy powierzchniæ 243 ha. Na ich terenie w róýnych 8-iu gatunkach drzew stwierdzono tylko 134 dziuple. Przy takich moýliwoúciach odbywania lægów bez stosowania skrzynek jako sztucznych dziupli wpùyw dziuplaków na gradacje owadów moýe okazaã siæ nieistotny. Zauwaýyù to na terenie swego Leúnictwa Berlepsch [1929] i jako pierwszy wykonaù, a takýe stosowaù na szarszà skalæ sztuczne dziuple, co podczas masowego pojawu owadów miaùo dla zagospodarowanych drzewostanów istotne pozytywne znaczenie. W literaturze polskiej spotkaã moýna szereg opracowañ ukazujàcych konstrukcje i sposób wykonania úrodków praktycznej ochrony ptaków. Obok najwaýniejszych w tym temacie opracowañ Borczyñskiego i Sokoùowskiego [1953], Sokoùowskiego [1954] i Graczyka [1966] naleýy wymieniã instruktaýowe dzieùo Jabùoñskiego, Kuciñskiej i Luniaka [1983]. Wszystkie te prace powinny byã znane leúnikom i producentom úrodków praktycznej ochrony ptaków. Bioràc jednak pod uwagæ liczne opracowania opublikowane gùównie w Ornitologii Stosowanej wydawanej przez Akademiæ Rolniczà w Poznaniu (Obecnie Uniwersytet Przyrodniczy) moýna uwaýaã, ýe w lasach powinno stosowaã siæ nadal tylko skrzynki lægowe Sokoùowskiego i na ich wzorze opracowane skrzynki trocino-betonowe Graczyka. Oceniã moýna bowiem, ýe do tej pory przy ich uýyciu wykonano dostatecznie wiele prac, w tym prac wdroýeniowych. W wielu tysiàcach tych skrzynek przebadano przebieg i udatnoúã lægów ptaków okreúlajàc w tym straty powodowane przez róýne czynniki, gùównie drapieýniki. Wpùyw na gæstoúã zasiedlenia, skùad gatunkowy i udatnoúã lægów ptaków zasiedlajàcych skrzynki Sokoùowskiego i Graczyka przebadano w róýnych drzewostanach na terenach leúnych [Graczyk 1967, Graczyk i inni 1966, 1966a, 1968, Graczyk, Wàs 1967, Graczyk, Michocki 1974, Oko 1974, Wàs 1966], w zadrzewieniach úródpolnych [Graczyk, Michocki 1974], róýnych parkach [Michocki 1974], w ogrodach dziaùkowych [Mroczkiewicz 1975, Lempaszak 1985], sadach produkcyjnych [Graczyk i in. 1967, Kwiatkowska 1985] i terenie wiejskim [Sikora 1974]. Prowadzàc badania w wieloletnich cyklach oceniano takýe trwaùoúã róýnych skrzynek i zmiany wpùywu drapieýników na lægi. Wspomniana juý, wydawana przez Akademiæ Rolniczà w Poznaniu Ornitologia Stosowana prac tego typu zawiera wiæcej. Niektóre z nich dotyczà wykorzystywania skrzynek dla ptaków na miejsca odpoczynku i rozmnaýania nietoperzy Chiroptera [Graczyk 1967a]. Efekty stosowania skrzynek lægowych drewnianych i trocino-betonowych (ryc. 1-3) na powierzchniach doúwiadczalnych byùy zawsze pozytywne, chociaý róýne. Zdaniem Autora warto zacytowaã wyniki osiàgniæte chociaýby na niektórych obiektach badawczych. 142

143 Ogród Dendrologiczny AR w Poznaniu W trakcie prowadzonych badañ w latach Bereszyñski i Mizera [1987] osiàgnæli wyjàtkowo wielkie zagæszczenie par lægowych w Ogrodzie Dendrologicznym Akademii Rolniczej w Poznaniu. Ogród ten charakteryzujàcy siæ duýym zróýnicowaniem gatunkowym drzew posiada charakter starego miejskiego parku. Na jego terenie cytowani Autorzy po wywieszeniu 38 trocino-betonowych skrzynek zarejestrowali 25 gatunków lægowych, z których 7 to dziuplaki. Wywieszona duýa liczba skrzynek lægowych spowodowaùa osiedlenie siæ w pierwszym 1978 roku aý 10,2 par w przeliczeniu na 1 ha. Tak duýy wynik spowodowany byù osiedleniem siæ znacznej liczby par szpaka i mazurka, gatunków cechujàcych siæ zasadniczo brakiem terytorializmu lægowego. Poza tym naleýy dodaã, ýe badana powierzchnia obejmowaùa zaledwie 4 ha zadrzewienia, a w niektórych egzemplarzach drzew znajdowaùy siæ tam dodatkowo dziuple naturalne. Skrzynki lægowe wykorzystywane byùy w tym Ogrodzie Dendrologicznym przeciætnie w 65 %. Ogródki dziaùkowe POD Tysiàclecie w Poznaniu Na terenie tych ogródków w 1980 roku przeprowadziùa badania Lempaszak [1985]. Teren podzielony zostaù na 373 dziaùki o powierzchniach przeciætnie m. Autorka wywiesiùa tam 203 skrzynki trocino-betonowe Graczyka i 77 skrzynek Sokoùowskiego. Dziuplaki wykorzystaùy na lægi 43,6 % skrzynek drewnianych Sokoùowskiego i 47,9 % skrzynek trocino-betonowych Graczyka. W tym úrodowisku 93,6 % zarejestrowanych lægów naleýaùo tylko do 3 gatunków, a mianowicie wróbla, mazurka i szpaka. Nie zawsze odpowiada to uýytkownikom dziaùek i stàd czæsto rezygnujà z stosowania úrodków ochrony ptaków. Istnieje jednak moýliwoúã uzyskania innego efektu w tym úrodowisku poprzez wywieszenie odpowiednich typów skrzynek i wùaúciwe ich rozmieszczenie. W pierwszej kolejnoúci moýna wywieszaã skrzynki póùotwarte oraz A1 i A z zabezpieczeniem przed drapieýnikami. Zadrzewienie przydroýne W latach na odcinku drogi o dùugoúci 9850 m wywiesili Graczyk i Michocki [1974] skrzynki lægowe Sokoùowskiego w liczbach: 23 typu A 1, 18 typu A, 200 typu B i 15 typu P. Maksymalny wynik osiàgniæto w drugim roku badañ, kiedy to lægi odbywaùo ùàcznie 190 par ptaków naleýàcych do 7-iu gatunków. Dominowaùy tam 4 gatunki, a mianowicie przede wszystkim szpak w liczbie 131 par, nastæpnie mazurek w liczbie 27 par, wróbel w liczbie 12 par i bogatka 11 par. Wieú Wysocko Maùe W latach na terenie wsi Wysocko Maùe przy domach i drogach oraz w sadach wywieszono skrzynki trocino-betonowe Graczyka [1966] w liczbach 143

144 typu B, 162 typu A i 30 typu P [Sikora 1974]. W tym czasie na terenie wsi znajdowaùo siæ 210 budynków mieszkalnych. Juý w pierwszym roku badañ skrzynki te wykorzystywane byùy przez liczne pary ptaków na lægi. W 1968 roku ptaki wykorzystaùy 195 skrzynek. Z tego szpak zasiedliù 51,6 %, 21,0 % wróbel, 20,8 % mazurek, 5,0 % bogatka i 1,3 % muchoùówka szara. Warto nadmieniã, ýe w nastæpnych latach notowano wzrost liczby lægowych par bogatki, która w roku 1970 w liczbie 15 par wyprowadzaùa lægi. Takýe muchoùówka szara w tym roku zwiækszyùa swà liczebnoúã do 7-iu par. Na uwagæ zasùuguje w tym przypadku fakt ogólnej akceptacji ochrony ptaków i opieka mieszkañców nad skrzynkami. Sad produkcyjny w Pamiàtkowie Badania w tym sadzie wykonali Klejnotowski i Úmieùowski [1980]. Ogólnie powierzchnia sadu wynosiùa 510 ha. Z tej powierzchni do badañ wùàczono 4 kwatery o ùàcznym obszarze 77,6 ha. Na kwaterach tych rosùy gùównie jabùonie, czereúnie i grusze. W marcu 1977 roku rozwieszono na wybranym obszarze skrzynki lægowe z trocino-betonu Graczyka [1966] w liczbach 484 typu A i 498 typu B. W trakcie tych badañ ptaki wykorzystywaùy na lægi okoùo 50 % skrzynek. Dominowaù szpak, który w 1977 roku stanowiù 59,2 % ogólnej liczby par lægowych, nastæpnie mazurek 35,8 %, bogatka 3,8 % i sikora modra 1,2 %. W skrzynce odnotowano poza tym læg krætogùowa. Szpak, który w Pamiàtkowie licznie zasiedlaù skrzynki ze wzglædu na uprawæ czereúni nie byù ogólnie akceptowany. Jego liczebnoúã ùatwo jednak ograniczaã, gdyý nie moýe on zasiedlaã skrzynek typu A. Drzewostany leúne Jak na innych powierzchniach, tak i w lasach liczebnoúã dziuplaków uzaleýniona jest w pierwszym rzædzie od liczby dostæpnych róýnych dziupli naturalnych, wzglædnie ich imitacji. Cytowane prace wskazujà jednak na wyraêny brak dostatecznej liczby miejsc lægowych dla dziuplaków w drzewostanach zagospodarowanych. Przeprowadzone badania wykazaùy nawet, ýe w niektórych drzewostanach równieý starszych klas wieku dziupli w ogóle nie ma. Obecnie leúnicy inwentaryzujàc drzewa dziuplaste wiedzà o tym doskonale. Przeprowadzone w latach prace oceniajàce wpùyw drewnianych skrzynek lægowych Sokoùowskiego [1954] na skùad gatunkowy i liczebnoúci dziuplaków wykazaùy, ýe ptaki te po zastosowaniu úrodków ochrony licznie wprowadzajà siæ do zagospodarowanych róýnych drzewostanów [Graczyk i inni 1966]. a. Drzewostan sosnowy starszej i mùodszej klasy wieku bez podszytu o pow. 20,32 ha graniczàcy z polami. Wprowadzone do tego drzewostanu skrzynki lægowe w liczbach 29 A, 38 A, 63 B, 10 D, 10P i 7 K w latach zasiedlaùo od 4 do 18 1

145 par szpaka, 1 para mazurka, 14 2 pary bogatki, 11 2 pary sikory modrej, 4 pary sosnówki, 1 pary czubatki, od 1 4 par pleszki, od 4 do 1 pary muchoùówki szarej oraz od 11 do 4 par muchoùówki ýaùobnej. b. Drzewostan sosnowy z podszytem rosnàcy na powierzchni 17,6 ha, poùoýony w úrodku kompleksu leúnego. Do tego drzewostanu, w którym w okresie badañ nie byùo dziupli naturalnych, wprowadzono skrzynki Sokoùowskiego [1954] w liczbach: 20 A 1, 30 A, 40 B, 10 D, 10 P, 7 K. W skrzynkach tych odbywaùo lægi 8 do 5 par bogatki, 5 do 2 par sikory modrej, od 4 do 0 par sosnówki, 1 do 0 par sikory czarnogùowej, od 12 do 4 par pleszki, 1 pary muchoùówki szarej, od 10 do 4 par muchoùówki ýaùobnej i jednej pary krætogùowa. c. Trzecia powierzchnia obejmowaùa drzewostan dæbowy rosnàcy na powierzchni 16,19 ha. Wywieszono w jej granicach 25 skrzynek A 1, 34 A, 45 B, 9 D, 7 P i 6 K. W latach na tej powierzchni w skrzynkach gnieêdziùo siæ 9 gatunków. Szpak w liczbach par od 13 do 2, mazurek 1, bogatka od 10 do 5, sikora modra od 17 do 13, pleszka 4 do 1, muchoùówka szara 1, muchoùówka ýaùobna 10 do 6, krætogùów 1 i takýe 1 para kowalika. d. Najwiækszà powierzchniæ (32 ha) porastaù drzewostan mieszany z podrostem i podszytem. Skrzynki w liczbach 46 A 1, 57 A, 87 B, 14 D, 13 P oraz 13 K zasiedlaùo 9 gatunków ptaków. Byùy to: szpak w liczbie par od 5 do 4, bogatka od 16 do 6, sikora modra od 16 do 8, sosnówka od 3 do 2, pleszka od 4 do 2, muchoùówka szara 1, muchoùówka ýaùobna 19 do16, krætogùów 1 do 2 par i kowalik 1 pary. Na przedstawionych czterech leúnych powierzchniach po zastosowaniu skrzynek drewnianych pojawiùa siæ znaczna liczba lægowych dziuplaków. Niestety wraz z upùywem czasu narastaù negatywny wpùyw na lægi róýnych czynników, w tym przede wszystkim drapieýników z kunà leúnà na czele. Ten ssak z pewnoúcià ùatwo zauwaýaù wyeksponowane skrzynki drewniane i korzystaù z lægów w róýnym okresie rozwoju pisklàt. Dalsze wieloletnie badania prowadzone na niektórych powierzchniach leúnych wykazaùy spadek udatnoúci lægów przy uýyciu skrzynek drewnianych [Sokoùowski 1954] prawie do 0 %. Cytowane wyniki zaledwie z 3 lat badañ juý na to wskazujà. Porównujàc udatnoúci lægów róýnych gatunków ptaków w lasach moýna stwierdziã, ýe bezpieczniejsze sà lægi w skrzynkach trocino-betonowych Graczyka [1966]. Skrzynki te poza tym w pierwszej kolejnoúci wykorzystywane sà przez kowalika, a takie róýne gatunki nietoperzy. Nocek Natterera i gacek wielkouch majàc do dyspozycji skrzynki dla nietoperzy, skrzynki drewniane dla ptaków i skrzynki trocino-betonowe dla ptaków wyraênie preferujà te ostatnie. W skrzynkach trocino-betonowych nigdy jednak na licznych powierzchniach nie 145

146 146 zanotowano obecnoúci borowca wielkiego, a z ptaków pomija je przede wszystkim pleszka, preferujàc skrzynki o bardziej naúwietlonym wnætrzu. Wstæpne badania dotyczàce wybiórczoúci miejsc lægowych przez dziuplaki i miejsc osiedlania siæ nietoperzy przeprowadzono w latach [Sikora 1970]. Wtedy to na jednej powierzchni przemiennie wywieszono wyciæte na zræbach z pni dziuple naturalne, a nastæpnie skrzynki Sokoùowskiego [1954] i Graczyka [1966]. W miejscach tych ùàcznie odbywaùo lægi 9 gatunków ptaków, a niektóre zasiedlaùy takýe nietoperze i owady. W wywieszonych róýnych dziuplach naturalnych gnieêdziùy siæ szpak, pleszka, dziæcioù duýy, bogatka, sosnówka i peùzacz leúny, a wiæc 6 gatunków. Skrzynki drewniane zajmowaùy szpak, sikora modra, sosnówka, bogatka, a trocinobetonowe bogatka, sosnówka i muchoùówka ýaùobna. W tych ostatnich szpak nie mógù odbywaã lægów, gdyý nie wywieszono skrzynek typu B. Planowanie wiæc praktycznej ochrony ptaków w lasach stanowi problem zùoýony. Na wstæpie moýna stwierdziã, ýe aby uzyskaã oczekiwany efekt róýnorodnoúci naleýy uwzglædniã koniecznoúã stosowania róýnych skrzynek, ale tylko skrzynek zabezpieczajàcych lægi przed drapieýnikami. Skrzynki nie mogà bowiem stanowiã specyficznych puùapek. Ptaki jako czynnik redukujàcy liczebnoúci owadów Ptaki jako organizmy prowadzàce wybitnie energochùonny tryb ýycia w kaýdym dniu muszà pobieraã ze úrodowiska duýe iloúci poýywienia umoýliwiajàcego im m.in. utrzymanie wysokiej temperatury ciaùa i duýej aktywnoúci. Ich potomstwo, chociaýby ze wzglædu na zagroýenia okresu gniazdowego musi rozwijaã siæ szczególnie intensywnie. Pisklæta skowronka polnego uzyskujà juý czæúciowà samodzielnoúã po 9-ciu dniach i mogà opuszczaã gniazdo. Maùe gniazdowniki opuszczajà nawet dziuple juý po 2 tygodniach. W tym czasie muszà odpowiednio rozwinàã siæ i uzyskaã zdolnoúã lotu. Ich wielkoúã osiàga w tym czasie wielkoúã ptaków dorosùych. Stàd teý nie tylko muszà pobieraã duýà masæ poýywienia, ale pobieraã poýywienie szczególnie ùatwo przyswajalne. Drobne ptaki úpiewajàce swe pisklæta po wykluciu poczàtkowo karmià pajæczakami o cienkich pancerzach chitynowych, a nastæpnie gdy muszà dostarczaã wiæksze iloúci pokarmu owadami. Nawet ùuszczaki maùe pisklæta karmià pajæczakami i owadami. Skùad poýywienia ptaków uzaleýniony jest miædzy innymi od fizycznych zdolnoúci pobierania go. Wiadomym jest, ýe skùad poýywienia jerzyka róýni siæ krañcowo od skùadu poýywienia perkoza. Moýna stwierdziã, ýe znaczna wiækszoúã ptaków w okresie karmienia pisklàt prowadzi wybitnie drapieýny tryb ýycia. Ich poýywienie uzaleýnione jest od moýliwoúci zdobywania i dostæpnoúci poszczególnych skùadników. Istnieje jednak pewna w tym zakresie wybiórczoúã. Wykazaùy to badania skùadu poýywienia pisklàt dziuplaków w czasie gradacji

147 brudnicy mniszki Lymantria monacha L. w drzewostanie mieszanym Nadleúnictwa Doúwiadczalnego AR Zielonka. Ptaki mimo olbrzymiej iloúci mùodych larw brudnicy mniszki pomijaùy je zjadajàc inne owady, aby nastæpnie kiedy juý liczebnoúã tego owada spadùa po zastosowaniu úrodka chemicznego zaczàã je pobieraã. Wydaje siæ, ýe dopiero po kolejnej wylince owady te dla ptaków staùy siæ pokarmem. Analizujàc skùad poýywienia ptaków na powierzchniach z gradacjà osnui gwiaêdzistej Acantholyda nemoralis Thoms., barczatki sosnówki Dendrolimus pini L. i brudnicy mniszki moýna wnioskowaã, ýe ptaki z pewnoúcià hamujà powstawanie gradacji, ale gdy juý pojawi siæ nie mogà jej opanowaã. Takie stwierdzenie zmusza nas do prowadzenia drzewostanów gospodarczych tak aby cechowaùa je duýa róýnorodnoúã, takýe róýnorodnoúã wrogów naturalnych owadów. Opracowana przez Boguckiego [1961] i zmodyfikowana przez Zdzisùawa Klejnotowskiego (materiaùy niepublikowane) metoda pobierania od pisklàt prób poýywienia w sposób nie zagraýajàcy ýyciu tych przewaýnie úciúle chronionych zwierzàt umoýliwiùa dokùadne poznanie poýywienia ptaków w ich naturalnym úrodowisku, takýe podczas gradacji niektórych waýnych w leúnictwie gatunków owadów. Przy uýyciu tej metody w pierwszej kolejnoúci poznawano skùad poýywienia dziuplaków. Pobieranie bowiem poýywienia od pisklàt ptaków budujàcych gniazda otwarte wiàýe siæ niestety czæsto ze zniszczeniem lægu. Ptaki rodzicielskie usuwajàc obràczkæ okoùo-szyjnà z gniazda wyrzucajà wraz z tym obcym elementem równieý pisklæ. Poza tym czæste podchodzenie do gniazda odsùania je i uùatwia drapieýnikowi jego wykrycie. Poýywienie pisklàt ptaków w drzewostanach sosnowych podczas gradacji osnui gwiaêdzistej Przeprowadzone w Nadleúnictwie Chrzelice badania moýliwoúci zwiækszenia liczebnoúci dziuplaków i poznanie ich poýywienia podczas gradacji osnui gwiaêdzistej [Graczyk, Wàs 1968] wykazaùy, ýe te zwierzæta mogà znacznie ograniczaã liczebnoúã wymienionego owada. Od 8-iu gatunków pisklàt ptaków ùàcznie pobrano okazów owadów i pajæczaków. W tej liczbie 910 okazów to larwy osnui gwiaêdzistej. W ogólnej liczbie pobranych od ptaków owadów frekwencja osnui gwiaêdzistej wynosiùa: u szpaka 6,20 %, u bogatki 10,24 %, u sosnówki 5,75 %, u peùzacza leúnego 0 %, u pleszki 3,81 %, u muchoùówki ýaùobnej 4,93 %, u krætogùowa 0 %, u dziæcioùa duýego - 9,46 %, 147

148 Ryc.1. Zniesienie drugiego lêgu bogatki Parus major L. w skrzynce trocino-betonowej. ród³o: S. Sikora Ryc. 2. Bogatka Parus major L. przy skrzynce trocino-betonowej z po ywieniem dla piskl¹t. ród³o: S. Sikora 148 Ryc dobrze rozwiniêtych piskl¹t bogatki Parus major L. w skrzynce trocinobetonowej Graczyka [1966]. ród³o: S. Sikora Szczególnie wiæc czæsto osnujæ gwiaêdzistà pobieraùy bogatka i dziæcioù duýy. Peùzacz posiada specyficzny sposób zdobywania poýywienia, a krætogùów jest wyspecjalizowany w pobieraniu gùównie larw i poczwarek mrówek. Stàd teý u tych gatunków w poýywieniu pisklàt osnui nie stwierdzono.

149 Poýywienie pisklàt ptaków w drzewostanie mieszanym podczas gradacji brudnicy mniszki Badania wystæpowania i skùadu poýywienia dziuplaków po zastosowaniu odpowiednich skrzynek i poznaniu ich skùadu poýywienia podczas gradacji brudnicy mniszki wskazujà, ýe niektóre gatunki wyraênie redukujà liczebnoúã populacji tego owada [Klejnotowski, Sikora 1988]. Tego typu badania przeprowadzono w 1982 roku na obszarze 18 ha powierzchni leúnej w mieszanym 120-letnim drzewostanie sosnowo-dæbowym. Po oprysku úrodkiem chemicznym z pùacht o wymiarach 1m x 1m zebrano i oznaczono owady. Stwierdzono, ýe opad 2 owadów przeciætnie na 1 m wynosiù : larwy brudnicy mniszki 146,24 osobników, inne owady 1,2 osobników. Po oprysku stwierdzono, ýe na tej powierzchni zginæùo najwyýej 60 % okazów brudnicy. Ptaki wiæc miaùy nadal moýliwoúã pobierania owada w duýych liczbach. Stwierdzono poza tym, ýe badania moýna kontynuowaã, gdyý oprysk úrodkiem Ripcord nie spowodowaù úmierci pisklàt w gniazdach i ich rodziców. Na wybranej do badañ powierzchni licznie gnieêdziùy siæ róýne dziuplaki. Badaniami skùadu poýywienia w tym czasie objæto nastæpujàce: szpaka, bogatkæ, sikoræ modrà, sikoræ czarnogùowà Parus montanus i muchoùówkæ ýaùobnà Ficedula hypoleuca. Ùàcznie od pisklàt wymienionych gatunków ptaków pobrano 649 prób stanowiàcych jednorazowe porcje przynoszone przez ptaki dorosùe. W kaýdej z tych prób znajdowaùo siæ po kilka owadów. Praca wykazaùa jednoznacznie, ýe gùównym tæpicielem brudnicy mniszki jest szpak, który 17 czerwca przynosiù pisklætom owady, wúród których frekwencja brudnicy mniszki wynosiùa aý 81,7 %. Pozostaùe gatunki rzadko tym owadem karmiùy swe pisklæta. Wszystkie pozostaùe gatunki dziuplaków swe pisklæta karmiùy gùównie larwami z rodzin: Tortricidae, Geometridae, Noctuidae oraz Bibionidae. Poýywienie pisklàt ptaków gnieýdýàcych siæ w rejonie gradacyjnym barczatki sosnówki Dendrolimus pini L. W latach na terenie Nadleúnictwa Wyszyny w rejonie gradacyjnym barczatki sosnówki przeprowadzono badania wpùywu skrzynek lægowych z trocino-betonu na skùad gatunkowy i liczebnoúã dziuplaków. Na ùàcznym obszarze 410 ha wywieszono przeciætnie po 5 skrzynek na 1 ha. Skrzynki te zasiedlaùy licznie szpak, mazurek, bogatka, sosnówka, sikora czubatka, sikora uboga, pleszka Phoenicurus phoenicurus, muchoùówka ýaùobna, Dziæcioù duýy Dendrocopos major i krætogùów Iynx torqulla [Graczyk 1974]. Wg Graczyka [1974] frekwencja barczatki w poýywieniu pisklàt ptaków na badanych powierzchniach przedstawiaùa siæ nastæpujàco: w poýywieniu pisklàt szpaka 0,03 %, bogatki 27,72 %, sikory czubatki 0,24 %, pleszki 0,32 %. Pozostaùe gatunki nie zostaùy pod tym kàtem dostatecznie przebadane. Badania wykazaùy 149

150 jednak, ýe istotny wpùyw na liczebnoúã barczatki moýe wywieraã bogatka, ale tylko wtedy gdy jej liczebnoúã bædzie dostatecznie wysoka. WNIOSKI 1. W drzewostanach leúnych, a takýe parkach, ogrodach, wsiach i zadrzewieniach úródpolnych brak, wzglædnie niedostatek, dziupli naturalnych ogranicza moýliwoúci odbywania lægów dziuplakom. 2. Z licznych prac wynika, ýe stosowane w róýnych úrodowiskach skrzynki lægowe Sokoùowskiego [1954] i Graczyka [1966] przyczyniajà siæ wyraênie do wzrostu liczebnoúci dziuplaków. 3. Skrzynki lægowe, w których odbywaùy lægi róýne gatunki ptaków, uùatwiùy m. in. przeprowadzenie badañ skùadu poýywienia dziuplaków i poznania ich miejsca w ekosystemie. 4. Badania skùadu poýywienia zrealizowane w róýnych úrodowiskach wskazujà na duýà rolæ ptaków w ograniczaniu liczebnoúci wielu owadów, w tym takýe gatunków mogàcych wystàpiã w gradacjach. 5. Przeprowadzone badania skùadu poýywienia ptaków w czasie gradacji Dendrolimus pini, Lymantria monacha i Acantholyda nemoralis wskazujà, ýe owady te w istotnych iloúciach pobierane sà tylko przez okreúlone niektóre gatunki ptaków. Stàd teý zawsze, szczególnie w lasach powinno stosowaã siæ wszystkie typy skrzynek, których wymiary opracowaù Jan Sokoùowski. 6. Bioràc pod uwagæ przeýywalnoúã pisklàt, naleýy obok skrzynek Jana Sokoùowskiego obecnie stosowaã równieý skrzynki Graczyka, które sà szczególnie licznie zasiedlane takýe przez niektóre gatunki nietoperzy. Skrzynki te odpowiednio zawieszone bardzo skutecznie zabezpieczajà lægi ptaków przed drapieýnikami. LITERATURA Berlepsch H. 1929: Der gesamte Vogelschutz, Zwolfte Auflage, Neudamm. Bereszyñski A., Mizera T. 1987: Ptaki Ogrodu Dendrologicznego Akademii Rolniczej w Poznaniu w latach , Rocz. AR w Poznaniu, R.CLXVIII. Orn. stos.13, Poznañ, Bogucki Z. 1961: Z badañ nad skùadem pokarmu pisklàt szpaka (Sturnus vulgaris L.) w Wielkopolskim Parku Narodowym, Przyroda Polski Zach. R.5. z. 1-4, Poznañ, Borczyñski M., Sokoùowski J. 1953: Wpùyw skrzynek lægowych na rozmieszczenie niektórych ptaków leúnych, Ochrona Przyrody. R. 21, Kraków, Czarnecki Z. 1956: Materiaùy do ekologii ptaków gnieýdýàcych siæ w úródpolnych kæpach drzew, Ekologia Polska, Seria A, nr. 13, Warszawa, Graczyk R. 1966: Pojnik i nowe skrzynki lægowe z trocino-betonu dla ptaków z przeznaczeniem do produkcji i powszechnego stosowania, Rocz. WSR w Poznaniu R. 33. Orn. stos. 1, Poznañ,

151 Graczyk R. 1967: Przeýywalnoúã pisklàt w skrzynkach lægowych z trocino-betonu, Rocz. WSR w Pozn. R.38. Orn stos. 2, Poznañ, Graczyk R. 1967a: Nowe skrzynki lægowe z trocino-betonu jako miejsca przebywania nietoperzy (Chiroptera), Rocz. WSR w Pozn. XXXVIII. Orn. stos. 2, Poznañ, Graczyk R. 1992: Ochrona ptaków i nietoperzy w lasach, PWRiL, 1-192, Poznañ. Graczyk R., Chartanowicz W., Fruziñski B., Maùek J. 1966: Wpùyw praktycznej ochrony na zasiedlenie ptaków w drzewostanach leúnych, PTPN. T. 20. z.1, Poznañ, Graczyk R., Galiñski T., Klejnotowski Z. 1967: Ptaki gnieýdýàce siæ w skrzynkach lægowych na terenie Sadu Doúwiadczalnego w Przybrodzie (woj. poznañskie) w latach , Rocz. WSR w Pozn. XXXVIII, Orn. stos. 2, Poznañ, Graczyk R., Giedrys R., Klejnotowski Z., Sikora S., Stachowiak S. 1966a: Wpùyw skrzynek lægowych na gæstoúã zasiedlenia ptaków w drzewostanach leúnych, Rocz. WSR w Poznaniu, R. 33. Orn. stos. 1, Poznañ, Graczyk R., Klejnotowski Z., Sikora S. 1968: Zasiedlenie dziuplaków lægowych w drzewostanach leúnych, Rocz. WSR w Pozn. R. 41 Orn. stos. 3, Poznañ, Graczyk R., Michocki J. 1974: Wpùyw skrzynek lægowych na gnieýdýenie siæ ptaków w zadrzewieniach przydroýnych, remizach i obrzeýach lasu, Rocz. AR w Pozn. LXX. Orn. stos 7, Poznañ, Graczyk R., Michocki J. 1974: Badania gæstoúci zasiedlenia dziuplaków lægowych i nietoperzy (Chiroptera) w Leúnictwie Doúwiadczalnym Dobrygoúã w latach , Rocz. AR w Pozn. LXX, Orn. stos. 7, Poznañ, Graczyk R., Wàs F. 1966: Wpùyw skrzynek lægowych na rozmieszczenie i gæstoúã zasiedlenia ptaków w drzewostanach zagroýonych gradacjà osnui gwiaêdzistej (Acantholyda nemoralis Thoms.) na terenie Nadleúnictwa Chrzelice (woj. opolskie), Rocz. WSR w Poznaniu, R. 33. Orn. stos. 1, Poznañ, Graczyk R., Wàs F. 1968: Zasiedlenie i skùad poýywienia dziuplaków lægowych w drzewostanach zagroýonych gradacjà osnui gwiaêdzistej (Acantholyda nemoralis Thoms.) w Nadleúnictwie Chrzelice woj. opolskie, Rocz. WSR w Pozn. R. 41. Orn. stos. 3, Poznañ, Jabùoñski B., Kuciñska E., Luniak M. 1983: Poradnik Ochrony ptaków, Liga Ochrony Przyrody, Warszawa, Klejnotowski Z., Sikora S : Liczebnoúã i skùad poýywienia dziuplaków w drzewostanie mieszanym Nadleúnictwa Zielonka podczas gradacji brudnicy mniszki (Lymantria monacha L.), Prz. Zool.,T.32, z. 1, Wrocùaw, Klejnotowski Z., Úmieùowski J. 1980: Ptaki gnieýdýàce siæ w skrzynkach lægowych w sadzie w Pamiàtkowie w latach , Rocz. AR w Pozn. R. CXXII. Orn. stos. 11, Poznañ, Kwiatkowska G. 1985: Gæstoúã zasiedlenia dziuplaków lægowych w sadzie oraz skùad poýywienia ich pisklàt, Rocz. AR w Pozn. R.CLXIX. Orn. stos. 12, Poznañ, Lempaszak U. 1985: Praktyczna ochrona ptaków na terenie miejskich ogrodów dziaùkowych, Rocz. AR w Pozn. R.CLXIX. Orn. stos. 12, Poznañ, Oko Z. 1966: Ekologia ptaków gnieýdýàcych siæ w róýnych drzewostanach leúnych, Rocz. WSR w Poznaniu, XXX, Poznañ,

152 152 Oko Z. 1974: Awifauna skrzynek lægowych Leúnictwa Gorzyñ, Rocz. AR w Pozn. LXX, Orn. stos. 7, Poznañ, Michocki J. 1974: Dziesiæã lat badañ wpùywu praktycznej ochrony ptaków na skùad gatunkowy i liczbowy dziuplaków w parku wiejskim w Siemianicach ( ), Rocz. AR w Pozn. LXX, Orn. stos. 7, Poznañ, Mizera T., Gwiazdowicz D.J. 2004: Ochrona dziuplaków. Ochrona przyrody w lasach, Red. D.J. Gwiazdowicz. Wyd. PTL, Poznañ, Mùodzikowski H. 2009: Inwentaryzacja drzew dziuplastych na terenie Leúnictwa Orchowo, WSZÚ w Tucholi, Praca dyplomowa, Tuchola, Mroczkiewicz D. 1975: Ptaki w ogrodzie dziaùkowym, Rocz. AR w Pozn. Orn. stos. 8/9/10, Poznañ, Sikora S : Awifauna wsi Wysocko Maùe (pow. Ostrów, woj. poznañskie) w latach , Rocz. WSR w Pozn. R. 32,Wydz. Zoot. 8, Poznañ, Sikora S : Stan dziupli naturalnych w sztucznie zagospodarowanych drzewostanach sosnowych, Rocz.. WSR w Pozn. R.38, Orn. stos. 2, Poznañ, Sikora S : Gnieýdýenie siæ ptaków w dziuplach naturalnych i skrzynkach lægowych, Rocz. WSR w Pozn. R. 58. Orn. stos. 5, Poznañ, Sikora S. 1974: Ptaki gnieýdýàce siæ w skrzynkach lægowych z trocino - betonu na terenie wsi Wysocko Maùe ( woj. poznañskie ) w latach , Rocz. AR w Pozn. R.65, Orn. stos. 6, Poznañ, Sikora S. 1975: Wystæpowanie i skùad poýywienia kowalika (Sitta europaea L.) w biotopach leúnych, Rocz. AR w Pozn. R. 87, Orn. stos. 8,9,10, Poznañ, Sinkiewicz M. 2009: Inwentaryzacja drzew dziuplastych na terenie Nadleúnictwa Bytów, WSZÚ w Tucholi, Praca dyplomowa, Tuchola, Sokoùowski J.1958: Ptaki ziem polskich, T. 1 i 2. PWN, Warszawa. Sokoùowski J. 1954: Ochrona ptaków, Wyd. IV. Kraków. Taczanowski W Ptaki krajowe. Kraków, I - II tom. Taczanowski W Spis ptaków Królestwa Polskiego, obserwowanych w ciàgu ostatnich lat piæãdziesiæciu, Pam. Fizjogr., Warszawa. Tomiaùojã L Ptaki Polski. Rozmieszczenie i liczebnoúã, PWN, Warszawa. Wàs F. 1966: Analiza przydatnoúci skrzynek lægowych rozwieszonych dla ptaków na terenie Nadleúnictwa Chrzelice (woj. opolskie), Rocz. WSR w Poznaniu, R. 33. Orn. stos. 1, Poznañ, STRESZCZENIE Polska literatura naukowa zawiera wiele cennych prac okreúlajàcych moýliwoúci zwiækszania liczby gatunków ptaków i jednoczeúnie ich liczebnoúci w róýnych úrodowiskach. Z cytowanych publikacji wynika, ýe w Polsce szczególnie wnikliwie zostaùy przebadane skrzynki drewniane Sokoùowskiego (1954) i trocino-betonowe Graczyka (1966). Jak siæ okazaùo skrzynki te stosowane na terenie wiejskim, w parkach, ogrodach dziaùkowych, zadrzewieniach úródpolnych i róýnych typach drzewostanów leúnych umoýliwiajà osiedlanie siæ wielu gatunkom ptaków i przyczyniajà siæ do wzrostu ich liczebnoúci. Z cytowanych prac wynika bowiem, ýe na znacznych obszarach lasów zagospodarowanych w ogóle nie wystæpujà dziuple naturalne, a zawsze ich liczebnoúci sà nikùe.

153 Ogólnie wiadomo, ýe ptaki jako zwierzæta o duýym zapotrzebowaniu energetycznym mogà wyraênie wpùywaã na liczebnoúci owadów. Stwierdzono na podstawie cytowanych prac, ýe ich skùad poýywienia jest urozmaicony, a niektóre gatunki pobierajà w czasie wystæpowania gradacji znaczne iloúci Dendrolimus pini L., Lymantria monacha L. i Acantholyda nemoralis Thoms. Z pewnoúcià moýna stwierdziã, ýe ptaki sà jednym z najwaýniejszych czynników, które ograniczajà powstawanie gradacji owadów. Jest to moýliwe, gdyý intensywnie rozwijajàce siæ pisklæta muszà otrzymywaã ùatwo przyswajalny pokarm, a wiæc gùównie owady. SUMMARY Polish scientific literature comprises a number of valuable publications describing possibilities of increasing the number of bird species as well as their size in different environments. It is evident from the cited publications that particularly comprehensive studies were performed regarding wooden boxes of Sokoùowski (1954) and Graczyk (1966). It turned out that these boxes used in rural areas, parks, gardening allotments, mid-field thickets and different types of forest stands allow settlement of many bird species and contribute to the increase of their populations. It is also clear from the above-quoted literature that there are very few, if any, natural hollows in many production forests. It is generally known that birds, as animals of high energetic demand, can exert a considerable influence on insect populations. It was also found that the composition of birds food is quite varied and some bird species consume considerable quantities of Dendrolimus pini L., Lymantria monacha L. and Acantholyda nemoralis Thoms. during their gradation. It can certainly be said that birds constitute one of the most important factors that limit the development of insect gradations. This is possible because intensively growing nestlings must be fed with easily available feed, primarily insects. 153

154 Jolanta Slowik Centre for Nature Conservation, Dept. Conservation Biology George-August University Goettingen 154 NATURA 2000; NATURE CONSERVATION IN GERMAN FORESTS NATURA 2000; OCHRONA PRZYRODY W LASACH NIEMIECKICH Sùowa kluczowe: lasy niemieckie, lasy naturalne, lasy bukowe, Natura 2000, FFH dyrektywy Key words: German forest, natural forest, beech forest, Natura 2000, FFH directives Abstract. Germany is the centre of distribution of Northern beech forests in Europe but a big proportion of German forests consists of planted monoculture forests so called Forst of Scots pine and spruce. Currently 13% of the forest zones of the 27 EU members are designated as Natura 2000 Sites under the existing Birds and Habitats directives. In Germany seventeen forest types are listed as FFH habitats and these comprise of 35 % beech forests and 45% oak-hornbeam forest. Predominantly inaccessible slopes, scree and ravines forests are designed as FFH sites. In spite of designation of Natura 2000 protected areas it is claimed by BUND (Association for Environment and Nature Protection Germany) in The Black Book Forest (2009) that German forestry does not follow international and national nature conservation acts and conventions. Forest transformation into the site-adapted and natural mixed forest is one of the goals of German forestry but at the same time economic profit thinking and acting, so called Oekonomisierung is of growing importance. The restrictions of utilisation of the beech forests in Natura 2000 habitats are mostly insufficient for promotion of biodiversity. The concept of multifunctional forestry seems to be not the best way of saving the last remnants of semi-natural forests with old growth stands. INTRODUCTION Without human presence Central Europe would be covered mostly with broad-leaved (semi-deciduous) and mixed coniferous/deciduous forests. Only extreme locations, such as marshes, bogs, fens, moor-land, rocks, sand dunes and higher elevations, above the tree growth border, in the mountains would be without forest or would be covered with coniferous forests (Ellenberg 1996). The forest in Central Europe has its own complicated history and its present day appearance and character is connected with its geographical location, soil, climatic factors and land use history.

155 In Europe, the transformation of the natural landscape into a cultivated landscape commenced about 5,000 to 8,000 years ago. Almost two-thirds of natural and seminatural forests disappeared until the industrial revolution. Over-utilisation of the forest resources (for example, intense wood and litter extraction, forest pasture, and charcoal burning) created a landscape covered mostly with open, degraded natural and semi-natural forest, together with anthropogenic grasslands, heath-lands, and shrub vegetation. Modern forestry began in Germany in the middle of the eighteenth century th and was developed during the nineteenth century. From the end of the 18 to the th middle of the 19 century, large areas of German degraded forests were reforested. The dominant trend was to plant fast growing, pure and even aged conifers like Scots Pine Pinus sylvestris planted on the lowlands and spruce Picea abies in the mountains (Muehlenberg and Slowik 1997). After German Statistic Office (2009) forests and woodland covered 32% of German territory. Germany has a mixed ownership structure and almost 50 % of forest areas belong to private person. State forests in Germany cover 33.6% and the rest belongs to the communities. Germans are proud to be fascinated all throughout their history of forest and faithful love of the trees. Especially in the romantic period the songs, prose and painting were devoted to the German forest and especially German oak. Surprisingly the latest opinion of interviewed German citizens after revises this romantic attitude of Germans towards their forests and documents that 80% of interviewed people were pleading for forest utilisation and didn t know the multiple functions of forest ecosystem. The so called Waldsterben or forest death ( Voss and Arnd 1985) had become apparent in Germany by the late 1970s as the effect of air pollution and sauer Regen acid rain and forest politicies promoting planting of fast growing monoculture of spruce and pine. Groups such as German Association for the protection of forest and woodland and several other environmental groups campaigned for saving the trees. Since then an environmental revolution has taken place (Kandler1994). Presently the new Damocles sword caused by the Global climate change is hanging upon the German and European forest. The rise of mean temperature and escalation of the frequency of summer droughts promotes the mass outbreak of phytophagous insects which destroy vast areas, especially the monoculture plantations (Ayres and Lombardero 2000, le Mellec et al. 2009). The Northern Beech (Fagus silvatica) occupies a central position in the ecology of European woodlands, both geographically and ecologically. It is the naturally dominant species on the mesic areas across Central Europe. Different types of Beech forest in Europe are considered to be particularly species rich in fungi, plants and animals dependant on dead-wood (Scherzinger 1996) and 155

156 156 accommodate about 20% of European terrestrial fauna (Blab 1984). Germany is the global centre of the Northern Beech forest and this forest without human intervention would cover, almost ¼ of the world beech forest area. Nowadays in Germany only 7% of original potential beech forest areal of ( km?) is left and out of it 16% are more than 140 years old (Panek 2008). Natural and Semi-natural beech forests are endangered in Germany and only 0. 4% ca. 40,000 ha in National Parks and small patches in Nature Reserves are strictly protected and not used (Panek 2008). Beside Fagus silvatica there are two other key tree species of nature and species conservation interest in Central Europe like Pendunculate oak (Quercus robur) and Sessile oak (Quercus petraea). Many oak forests and oak-beech mixed forests in Central Europe are of anthropogenic origin and were used in the past as so called forest pasture (Jahn 1990). The remnants of old forest use systems created by forest utilisation like: coppice, coppice with stands and forest pasture are nowadays the valuable habitats for many species of nature conservation concern (Harding and Rose 1986). MATERIAL AND METHODS Two events have stimulated my publication Natura 2000; Nature Conservation in German Forests. The first one was my participation at the Seminar th th organised in Schneverdingen (13 and 14 April 2005), Lower Saxony by Northern German Academy for Nature Conservation NNA (Nord Deutsche Akademie). The subject of this meeting was Natura Forest Sites Protection, Management, and Monitoring. During this meeting the participants represented wide range of specialists from Federal Nature Conservation Agency, NGO s, state forest administration and representatives of universities made use of the opportunity to learn from each other and to exchange their experiences about the Natura 2000 and its visions and reality in Germany. The key speaker was the president of BfN (Bundes Amt für Naturschutz) Federal Agency for Nature Dr. Beate Jessel who informed the participants on the critical and objective ways about putting Natura 2000 in the German forests into action. The second input to this paper was my presentation about Natura 2000 in German forests during the Seminar organised by the Department of Forest Entomology of Nature University in Poznan in collaboration with the Polish Forest th Society, which took place in Poznan on the 9 of September The important impact of this publication has as well my personal experience as the teacher and scientist at the University of Göttingen in the Department of Conservation Biology and cooperation with my colleges from forestry in diverse scientific programmes. The intensive studies of current, mainly German, literature about the versatile aspects of German forest history, utilisation and protection

157 encouraged me to write this article as the advocate of the German forests and its protection. RESULTS Semi-natural beech forests in Germany are insufficiently protected and for example the fractions of strictly protected beech forests, i.e.without any utilisation, nowadays took only 0.4% of German forests area;these sites are mostly situated in core zone of National Parks or as very small and scattered patches in forest nature reserves (Naturwaldreservaten) (Scherfose et al. 2007). The EU concept of Natura 2000 as the system of protected area could be the chance for the protection of German special forest sites. The European Union Nature conservation policy is based on two main legal acts - the Birds Directive (79/409/EEC) and the Habitats Directive (92/43/EEC). Its priorities are to create the European networks of special areas of conservation and to integrate nature protection requirements into other EU policies such as agriculture, forestry, regional development and transport. A specific financial instrument - the LIFE-Nature fund was established in order to support the implementation of the Natura 2000 Network. This network is composed of sites hosting the natural habitat types (Sites of Community Importance (SCIs) and the species listed in corresponding Annexes. The owners and managers of FFH areas are obliged to keep the chosen sites and species in the favourable conservation status, to prepare management plans, to monitor the conservation effort and to hand over to the European Commission every six years the appropriate report ( The significance of European forests for social, cultural, environmental and economic values and for biodiversity conservation encouraged the European Commission to create, within the framework of Natura 2000, a coherent network of forest areas and to promote the strategy of multifunctional forestry. Currently 13% of the forest zones of the 27 EU members are designed as Natura 2000 Sites under the existing Birds and Habitats directive. The main management principles for Natura 2000 forest sites are: 1. felling system: clear felling (size), strip felling, group felling, absence of exploitation; 2. regeneration technique: planting, vegetative multiplication, natural regeneration; 3. use of indigenous trees; 4. forest management planning, terrestrial inventory, mapping should include important forest biotopes, sensitive or representative forest ecosystems, areas of endemic, rare, threatened species; 5. forest management planning should promote uneven-aged stands and mixed stands; 6. traditional management system like coppice should be supported; 7. dead wood, hollow trees, rare tree species should be left; 157

158 special key biotopes in the forest like water, wetlands, rocks, ravine should be protected. (Natura 2000 and forests Challenges and opportunities Interpretation guide 2003) In Germany according to the ownership conditions and federal political system the implementation of Natura 2000 directives demands special actions. The establishment of the German Inter-State Working Group for Nature Conservation (LANA) and the Conference of Forest Administrations (FCK) was an important step for preparation of: 1. National Standards for Habitat Directive Implementation; 2. Assessment schemes for 13 forests habitat types; 3. General recommendation for the survey and assessment of habitat types and species; 4. Frameworks for Natura 2000 management plans and monitoring programmes; 5. Proposal for national report; (Burkhardt, Robisch and Schröder, 2004). About 17% (2.65m ha) of Germany s total area are designed as Natura 2000 sites and in it 41% are terrestrial and 60% are marine sites. According to the habitat and species directives Germany proposed 91 natural habitats types of Community importance and 258 species of nature conservation concern are pointed out (in Appendix II 133 species, 132 in Appendix IV and 87 in Appendix V). BfN: Assessment for Habitats Directive Species German FFH forest areas belong, with respect to their size, to continental, Atlantic and Alpine bio- geographical regions of the country. In Natura 2000 seventeen FFH forest types, including all of the types of European beech forests are listed (Table1). Total area of Beech forest in Natura 2000 sites in Germany cover only 5.3% of total German forest area. The biggest areas of 236,928 ha are covered by Hainsimsen Buchenwald Luzulo-Fagetum EU-Code 9110 with the main distribution in Black Forest (Schwarzwald) and Waldmeister Buchenwald Galio-Fagetum EU_Code 9130 of 324,963 ha in Schwäbische Alb. The conditions of German forests in Natura 2000 sites and the conservation status of Natura 2000 species were judged after some chosen ecological parameters (table2) in all bio-geographical regions and presented by using traffic light schemes (Balzer et al., 2008). The favourable condition was demonstrated by means of green colour, the unfavourable conservation condition with quantitative or qualitative loss of quality by using of red colour, reduced quality by yellow colour and unknown quality by grey colour.

159 Tab. 1. FFH habitats in German forest (after Ssymank BfN) Source: Own research. 159

160 Table 2. The main parameters for evaluation of FFH habitats and species condition Source: Own research. In December 2007 the German national report referring to the period from 2001 to 2006 was finally submitted to the EU- Commission. Federal States (Bundesländer) have delivered the required information and data to the German Federal Agency for Nature Conservation, BfN (Bundesamt für Naturschutz) for summarizing, evaluation and finally preparing of the national report. Before sending it to the EU Commission the contents were discussed between the Federal Ministry for Environment, Nature Conservation and Nuclear Security (Bundesministerium für Umwelt, Naturschutz und Reaktorsicherheit) and the Environment Ministries of the States (Umweltministerien der Länder). The first report on Natura 2000 has demonstrated the conditions of German FFHspecies and habitats types after the traffic light schemes.. The best habitats (60%) and species (53%) conditions were small and characterised by little utilisation pressure, Alpine region. In Atlantic region only 19% species and 28% habitats types and in continental 17 % species and 25% habitats were classified as favourable. The rest were unfavourable, reduced conservation or of unknown status (Table 3 and 4). Table 3. Evaluation of conservation status of FFH- species in three bio- geographical regions of Germany Source: Own research. 160

161 Table 4. Evaluation of conservation status of FFH-habitats in three bio- geographical regions of Germany Source: Own research. Data Bank of Natura 2000 in Germany can be found in internet sites It is surprising that in such rich and developed countries like Germany more that 20% of FFH habitats and species conditions in all bio- geographic regions are classified as unknown. The main reason for such a situation is a deficit of good long term data about species distribution, population, density and concerning its metapopulations and conservation status. In addition the payment for the collection of ecological dates is not secured by Natura 2000 programme and is mainly carried out by the honorary contributors. The other critical point concerning implementation of Natura 2000 nature conservation demands in Germany is the forest ownership structure and federal political system making it not easy to coordinate the implementation of conservation oriented forest management in Natura 2000 forest sites. Nevertheless there exists the possibility to overcome some difficulties. For example the special expenses for conservation measures undertaken by the forestry owners could be covered by the so called contract conservation (Vertrags Naturschutz im Wald). The compensation payment varied in Germany between 40 and 200 /ha/ year but the other forms of forest utilisation could be much more profitable. The weakness of this programme is that its duration is planned only for about 5 years while forest management demands long term thinking and decision making for 50 or even upto 100 years. The acceptance of creation of a coherent ecological network of special protection areas called Natura 2000 depends in EU countries on their political structures, traditions, ownership relations and the people mentality and education (Wendler 2004). 161

162 162 After Wendler and Jessel (2004) the higher acceptance in the 12 German municipalities was noticed as in the 12 French one but both the groups in Germany and France showed extensive insecurity regarding the new obligations in order to implement the protection system. The forest owners or managers are just afraid of loss of their profit and to become less competitive at the timber market. Confidence building measure and establishment of a transparent management plan offers the opportunity to co-ordinate different land use and protection interests but can t remove totally existing differences in the society. DISCUSSION Recently the German forestry is being accused in The Black Book Forest (Straußberger and Uhde 2009) by the NGO, Bund für Umwelt and Naturschutz Deutschland, BUND (Association for Environment and Nature Protection Germany) of not following the international and national nature conservation acts and conventions. This book demonstrates to the public opinion as well as forest administration and politicians the deficits of German forestry. The 15 explicit examples from different Federal States have documented that the mismanagement of the German forest is not an exception but rather a common procedure. The negative examples of this misconduct were found in all kinds of ownership relations and even frequently in the state forests. The most common violation against the FFH directives were the clearcutting (in 15 examples) and cut down (the half of examples) of biotope trees like breeding places for threatened species. BUND as well criticise the serious removal of the old and dead trees. Remarkable was the misuse of Compulsory Road Safety rules so called Verkehrssicherungspflichten as excuse for the destructive intervention in the forests. As the answer to this bad situation of German forests the team of BUND have worked out the 10 rules for improvement of the forest management. One of the most important steps to improve the forest practices in Germany should be the amendment of the old Federal Forest Act (Bundeswaldgesetzes) and put into action the FFH- and Birds directives and Biodiversity strategies for the preservation of the last old deciduous forest fragments. The 10 rules of BUND to improve the forestry practices in German forests are: 1. Strict and proper definition of correct professional praxis gute fachliche Praxis with legal standards for the whole country 2. Creation of the primeval forest for the future for biodiversity and processes protection by mean of putting aside of 5 % of forest in Nature Reserves and core zone of the Great Protection Areas and 15% in the State Forests.

163 3. Reduction of compulsory road safety rules for the forest stakeholders. 4. Prohibition of clear-cutting. 5. Sustainable use of timber with attention on climate and species protection. 6. Enhancement of the protection in Nature Conservation Areas. 7. Realisation of management plans and professional nature conservation management of FFH and SPA-Areas. 8. Improvement of the framework of forestry by promoting nature conservation education and by stopping the reduction of forest staff. 9. Certification of state forest after FSC or Naturland standards and retreating from the PEFC. 10. Promotion of the modern wildlife management by reduction of the roe deer and deer density for promotion of the natural regeneration of the forests. The growing logging pressure in the old stands of the German forests is explicitly charged by BUND. According to Peterken (1996) woodland can be described as natural if it has grown without direct management or exploitation. In Europe natural woodland is almost totally lost. In Germany only 0.08% of forests are set aside as nature forest reserves and reference sites. Natural or semi -natural, unmanaged forest of top ecological quality exists mostly only on special inaccessible, unproductive sites like revering forest, moor forest, ravine forest. The role of excluding from utilisation and human intervention forest sites as the reference and control area is invaluable for science. Only comparison of managed and unmanaged woodland can demonstrate the effects of management on the environment and on the species composition and density. The main attributes of natural temperate woodlands are patchiness created by the different age and growth stage of trees, small gaps formed periodically through the death of single trees and large gaps set up by such events like storm, fire or insect outbreaks. The other characteristic of natural woodland is the existence of some extremely large trees and high abundance of dead wood as standing snags, dead limbs, fallen trunks and branches, and decaying cores of large, living trees. About 33% of the forest fauna depends directly or indirectly on dead-wood (Harding and Rose 1986, Mueller, Bussler and Utschick 2007) and the different forms of deadwood and decay are the key factors for biodiversity. For protection of viable population of sensitive, forest species like many FFH- bats species or dead wood specialized species like great capricorn beetle Cerambyx cerdo or stag beetles Lucanus cervus the expanse protection areas without human intervention are definitely necessary. 163

164 164 CONCLUSIONS Many forest types in Europe are either not represented in national network of protected areas or are of insufficient size for proper protection, especially in respect of wildlife such as large predatory mammals and birds. Even where forest is protected, excessive intervention by reserve manager seems to be the general rule (Stanners D. and Bourdeau P.1995). In Germany deciduous beech forest is threatened by growing demand for timber products and German forestry are stamped by economics profit thinking so called Ökonomisierung. The restrictions refer to utilisation of the beech forests in Natura 2000 forest sites in Germany are insufficient for promoting biodiversity. Very small patches of natural or semi-natural unmanaged forests don t guarantee the protection process and viability of many forest centred species (Ellwanger et al. 2008). The criteria for sustainable forestry are worked out by different governmental and non governmental international organisations and institutions but the restrictions in utilisation for protection of biodiversity are only recommendations and not obligations. Stanners and Bourdeau (1995) stressed that the multiple and close to nature forest management strategy doesn t guarantee the sustainable preservation of valuable forest habitats and species. The long list of rules which should guarantee the sustainable European forest management and secure its multifunctional character can never replay the quality, dynamics and bio diversity of natural unmanaged forests. The politicians and decision makes follow frequently the strategy of avoiding conflicts and try to make all the parties happy. The timber production should bring economic profit, social, environmental concern should be fulfilled and sensible dead wood species should develop viable populations. The results of long term natural forest research make evident that such strategy is often self-cheating. According to Wesolowski (2005) who is engaged in the long term research in Bialowieza Forest the European Union is not interested in preserving Europe s last natural forest remnants and the majority of the primeval old-growths are not sufficiently protected and are logged for commercial purposes. When the European citizens and European Institutions are not able to put aside and save the last remaining part of their natural heritage like natural forests with old growth stands the future generation will claim our lack of awareness towards conservation and protection of nature. Acknowledgements I would like to thank cordially Prof. Ignacy Korczyñski, Dr.Andrzej Ùabædzki and Dr. Andrzej Mazur for trustfully invitation to the Seminar organised by the Department of Forest Entomology, Poznan University of Life Sciences and as well express my gratitude to my colleagues from Centre for Nature Conservation of

165 University Goettingen Dr. Hermann Hondong for critical discussion and correction of my paper and Dr. Kamini Barua for its editing. REFERENCES Ayres M., Lombardero M., Assessing the consequences of global change for forest disturbances from herbivores and pathogens.the Science of the Total Environment., 262, Balzer S., Ellwanger G., Raths U., Schröder E., Ssymank A., Procedure and the first results of the national reports after article 17 FFH directives. Natur und Landschaft., 83 (3) 5-8. Blab J., Fundamental of habitat protection for animals. Schriftreihe Landschaftspflege u. Naturschutz. Kilda -Verlag, Greven. Burkhardt R., Robisch F., Schröder E., Implementing of the Habitat Directives in forest ecosystems and recommendations of the German Inter-State Working Group for Nature Conservation (LANA) and the Conference of Forest Administrations (FCK). Nature und Landschaft.,79 (7), Ellenberg H., 1996.Central Europe vegetation with Alps in ecological, dynamic and historical view. UTB für Wissenschaft Ulmer Verlag, Stuttgart. Ellwager G., Balzer S., Isselbächer T., Schröder. E.,Ssymank A., Vischer-leopold M., Zimmermann M.., The National Report 2007 according to Article 17 of the Habitats Directive Overview of the results with special consideration of beetles. Naturschutz und Landschaftsplanung., 40 (1), 5-8. Harding P., Rose F., Pasture woodlands in lowland Britain. A review of their importance for wildlife conservation. Inst. Terr. Ecology., Hundington. Jahn G., 1990.Changes of landscape and forest during the time (upon a time). Forst und Holz., 3, Kandler O.,1994. Fourteen years of discussion about the forest harm (Waldsterben). Naturwissenschaftliche Rundschau. 47 (11), Muehlenberg M., Slowik J., 1997.Cultural landscape as habitat. Quelle & Meyer Verlag Wiesbaden. le Mellec A., Karg, Slowik J., Möller K., Korczynski I., Mazur A., Krummel T., Bernacki Z., Vogt-Altena H., Reinhardt A., Gerold The theoretical approach of ecoplexivity focusing mass outbreaks of phytophagous insects and altered forest functions. Journal of Entomology and Nematology., 1(6), Mueller J., Bussler H., Utschick H.,2007. How much dead wood does the forest need? A science-based concept against species loss in coenoses of dead wood. Naturschutz und Landschaft., 39 (6), Panek N., Beech Forests in Germany- Implementation of protection strategy. Naturschutz and Landschaftsplanung., 40 (5), Peterken G.,1996. Natural Woodland. Ecology and conservation in Northern temporate region. Cambridge University Press, Cambridge. Ansätze einer Strategie Sherfose V., Hoffmann A., Jaeschke L., Panek N., Riecken U., Ssymank A., Threat and protection of beech forest in Germany. Natur und Landschaft., 82 (9/10),

166 166 Scherzinger W., 1996.Nature conservation in the forest. Ulmer, Stuttgart. Stanners D., Bourdeau P Europe s Environment The Dobris Assessment. European Environment Agency, Copenhagen. Straußberger R., Uhde N., German forestry is barking up the wrong tree. BUND- The black book forest. Bund für Umwelt und Naturschutz, Berlin. Wendler W., Jessel B.,2004. Application and acceptance of FFH Directives in Germany and France. The comparisons in selected municipalities. Naturschutz and Landschaftsplanung. 36. (11), Wesolowski T., Virtual conservation: How the European Union is turning a blind eye to its vanishing primeval forests. Conservation Biology. 19 (5), Voss G., Arndt U; What do we known about the forest death (Waldsterben) Deutscher Instituts-Verlag, Köln. Internet quotations: Statistisches Bundesamt Deutschland Natura 2000 in Germany BfN: Assessment for Habitats Directive Species Data Banc of Natura Habitats directives.pdf European Commission DG Environment Nature and biodiversity., 2007.Interpretation manual of European Union Habitats EUR 27. STRESZCZENIE Niemcy w obecnych granicach stanowià centrum areaùu lasów bukowych w Europie. Chociaý powierzchnia zalesienia Niemiec wynosi 32% tylko 7% stanowià seminaturalne lasy bukowe i z tej maùej powierzchni nie wiækszej jak 16% jest starsza niý 160 lat. Lasy niemieckie skùadajà siæ gùównie z obszarów zalesionych przez gospodarczo uýytkowane monokultury sosnowe i úwierkowe. System obszarów chronionych na terenie pañstw Wspólnoty Europejskiej zwany Natura 2000 ma za zadanie powstrzymanie utraty naturalnych i semi naturalnych siedlisk oraz ma zahamowaã nasilajàcà sie erozjæ bioróýnorodnoúci. Obecnie okoùo 13% lasów znajdujàcych siæ na obszarze 27 krajów EU podlega dyrektywom ptasim i siedliskowym i jest chroniona w ramach programu Natura W Niemczech na liúcie chronionych siedlisk leúnych umieszczono 17 typów leúnych z tego 35% stanowià lasy bukowe a 45% lasy dæbowo-grabowe. Na niemieckiej liúcie FFH. znalazùo siæ aý prawie 90 % lasów rosnàcych na trudno dostæpnych i w przeszùoúci sùabo eksploatowanych stanowiskach, takich jak lasy rosnàce na stromych stokach, skaùach i w wàwozach. Pomimo wydzielenia leúnych chronionych obszarów w sieci Natura 2000 niemieckie leúnictwo zostaùo skrytykowane pod koniec roku 2009 przez pozarzàdowà niemieckà organizacjæ BUND (Stowarzyszenie dla ochrony úrodowiska i przyrody w Niemczech) w ksiàýce Czarna ksiæga lasów niemieckich, leúnictwo na faùszywej drodze. BUND zarzuciù niemieckiemu leúnictwu, ýe nie przestrzega nacjonalnych i internacjonalnych reguù,konwencji i aktów dotyczàcych ochrony przyrody i úrodowiska.

167 Wedùug BUNDu w Niemczech myúlenie i dziaùanie ludzi i instytucji odpowiedzialnych za gospodarkæ leúnà zostaùo opanowane przez kalkulacje maksymalnego, ekonomicznego zysku. Ograniczenia w uýytkowaniu lasów na obszarach naleýàcych do Natury 2000 nie sà wystarczajàce aby zapobiec utracie charakterystycznej dla tych lasów bioróýnorodnoúci. Promowany przez EU na obszarach leúnych Natura 2000 koncept integracyjnej ochrony przyrody poprzez akceptacjæ gospodarki leúnej próbujàcej naúladowaã naturalne procesy (naturnaher Waldbau, close to nature management) nie gwarantuje zachowania dla przyszùych pokoleñ pozostaùych w Europie fragmentów naturalnych, lub w maùym stopniu zmienionych wiekowych lasów europejskich. Bez wiækszej woli rezygnacji z interwencji ludzkiej na obszarach chronionych to wspólne europejskie dziedzictwo zostanie wkrótce nieodwracalnie utracone. SUMMARY Germany is the centre of distribution of Northern beech forests in Europe. Presently forests and woodland cover about 32% of the German territory, but only 7% of original area of beech forests is left and out of it only 16% are more than 140 years old. The major portion of German forests consists of planted monoculture forests Forst of Scots pine and spruce. The implementation of Natura 2000 network of protected areas in EU countries should be able to prevent loss of natural and semi natural habitats and the ongoing erosion of biodiversity. Currently 13% of the forest zones of the 27 EU members are designated as Natura 2000 Sites under the existing Birds and Habitats directives. In Germany seventeen FFH forest types are listed as FFH habitats and these comprise of 35 % of beech forests and 45% of oak-hornbeam forest. Inaccessible slopes, screes and ravines forests are mostly designed as FFH sites. In spite of designation of Natura 2000 protected areas German forestry is being claimed in The Black Book Forest (2009) by BUND (Association for Environment and Nature Protection Germany) as not to follow international and national nature conservation acts and conventions. The present trend in German forestry is stamped by economic profit thinking so called Oekonomisierung. The restrictions of utilisation of the beech forests in Natura 2000 habitats are insufficient for promotion of biodiversity. The concept of multifunctional forestry turns out to be not the best way for saving of the last remnants of semi-natural forests with old growth stands. 167

168 Wojciech Szewczyk Uniwersytet Przyrodniczy w Poznaniu Wyýsza Szkoùa Zarzàdzania Úrodowiskiem w Tucholi ZAGROÝENIE DRZEWOSTANÓW SOSNOWYCH CHOROBAMI INFEKCYJNYMI THREAT OF ROOT DISEASES IN SCOTS PINE PLANTATION 168 Sùowa kluczowe: opieñka, uprawy sosnowe, choroby infekcyjne Key words: Armillaria, Scots pine plantation, root rot diseases Abstract. Armillaria root rot, one of the most dangerous diseases in our forest, is caused in Poland mainly by Armillaria ostoyae, especially severe in young Scots pine stands, established after broadleaved stands or with participation of broadleaved species. The process of tree dying to A. ostoyae was permanent in all the observation plots. WSTÆP Opieñkowa zgnilizna korzeni drzew jest jednà z najgroêniejszych chorób systemów korzeniowych, gùównie w umiarkowanej i podzwrotnikowej strefie klimatycznej [Kile i in. 1991, Mañka 2004]. Grzyby rodzaju Armillaria dokonujà infekcji za pomocà ryzomorf. O ich moýliwoúciach infekcyjnych decyduje miædzy innymi úrodowisko, w którym bytujà, oraz stopieñ podatnoúci drzewa na infekcjæ. Spoúród czynników úrodowiska naleýy wymieniã dostæpnoúã bazy pokarmowej, odczyn gleby, wilgotnoúã gleby, zawartoúã tlenu i dwutlenku wægla w glebie, temperaturæ gleby oraz towarzyszàce mikroorganizmy. Pniaki po usuniætym drzewostanie sà bazà pokarmowà w saprotroficznym stadium rozwoju grzyba, a iloúã i jakoúã tej bazy w zasadniczy sposób wpùywa na agresywnoúã opieñki w fazie pasoýytniczej [Zycha 1970]. Celem pracy byùo przeprowadzenie monitoringu chorób infekcyjnych na przykùadzie wybranych 4-5 letnich upraw sosnowych, jak równieý wpùywu wystæpowania choroby na wielkoúã przyrostu drzewek na wysokoúã. MATERIAÙY I METODY Powierzchnie obserwacyjne zaùoýono w Nadleúnictwie Dwukoùy (RDLP Olsztyn), lustracji powierzchni dokonano jesienià 2009 i wiosna Charakterystykæ powierzchni obserwacyjnych zawiera tabela 1. Na powierzchniach obserwacyjnych dokonano oglædzin drzew zdrowych, drzew uszkodzonych przez zwierzynæ, drzew zamierajàcych, drzew zamarùych z igliwiem

169 i drzew zamarùych bez igliwia, nierozùoýonych pniaków oraz luk. Wszystkie obserwowane cechy zostaùy policzone i odnotowane. Dodatkowo w na kaýdej powierzchni obserwacyjnej losowo wybrano po 100 drzew, na których pomierzono wysokoúci przyrostów rocznych pædu gùównego oraz wysokoúã caùego drzewa. Dla porównania úrednich wysokoúci oraz úrednich przyrostów drzew wybrano powierzchniæ kontrolnà w wydzieleniu 306a, która cechowaùa siæ duýà zdrowotnoúcià drzew (brak poraýenia ze strony chorób infekcyjnych). WYNIKI Na powierzchniach obserwacyjnych stwierdzono szkody od jednego patogena, a mianowicie od opieñki ciemnej [Armillaria ostoyae (Romgn.) Herink]. Tab. 1. Charakterystyka powierzchni obserwacyjnych ród³o: Badania w³asne. W rezultacie przeprowadzonych prac stwierdzono wystæpowanie licznych luk, zamarùych drzew oraz uszkodzeñ. W sumie na wszystkich powierzchniach ùàcznie, doliczono siæ 4700 sztuk drzew wypadùych. Najwiæcej drzew tzw. uszkodzonych byùo na powierzchni 47d (23%). Jednak w kaýdym wydzieleniu moýna zauwaýyã duýy odsetek drzew z uszkodzeniami, úrednio 21%. Wyniki zawarto w tabeli 2. Na rycinie 1 przedstawiono úrednie wysokoúci drzew na powierzchniach obserwacyjnych. Porównujàc úrednià wysokoúã drzewek na powierzchniach badawczych ze úrednià wysokoúcià drzewek w wydzieleniu 306a (powierzchnia bez widocznych objawów wystæpowania chorób infekcyjnych), rysuje siæ wyraêna niekorzystna dla badanych powierzchni róýnica wynoszàca odpowiednio dla oddziaùów: - 47d 16,87cm (8,2%), - 37d 45,20cm (21,9), - 31d 44,83cm (21,7%), - 31c 61,61cm (29,8%). Podobnie sytuacja przedstawia siæ ze úrednimi przyrostami rocznymi na wysokoúã (Rycina 2) i wynoszàca odpowiednio dla przyrostu I, II i III (róýnica): - 47d 7,27cm (11,8%); 6,78cm (14,3%); 2,84cm (8,2%), - 37d 11,36cm (18,5%); 3,84cm (8,1%); 5,48cm (15,9%), 169

170 Tab. 2. Wyniki lustracji na powierzchniach obserwacyjnych ród³o: Badania w³asne. 170 Ryc. 1. Œrednie wysokoœci drzew na powierzchniach obserwacyjnych ród³o: Badania w³asne.

171 Ryc. 2. Œrednie przyrosty drzew na wysokoœæ na powierzchniach obserwacyjnych ród³o: Badania w³asne. - 31d 10,66cm (17,4%); 3,44cm (7,2%); 5,43cm (16,1%), - 31 c 15,05cm (24,5%); 10,36cm (21,8%); 10,55cm (30,6%). Powyýsze wyniki jednoznacznie úwiadczà o negatywnym wpùywie opieñki na wzrost drzewek a w rezultacie zmniejszenie przyrostu biomasy, co w przyszùoúci zaowocuje zmniejszeniem zasobnoúci masy drzewnej i obniýeniem iloúci sortymentów cennych. PODSUMOWANIE Instrukcja Ochrony Lasu w 184, dotyczàcym oceny zagroýenia upraw, mùodników i dràgowin przez patogeny korzeni opieniek powodujàcych opieñkowà zgniliznæ korzeni, mówi, ýe skala zagroýenia upraw, mùodników i dràgowin do 20 lat jest nastæpujàca: gdy udziaù drzew martwych i / lub z objawami choroby oraz wypadów (miejsc po usuniætych drzewach z powodu chorób korzeni) wynosi od 11-30% - wystæpuje zagroýenie silne. W 2009r. wystæpowanie grzybowych chorób infekcyjnych zostaùo zarejestrowane na ùàcznej powierzchni 411,5 tys. ha. Na pierwszym miejscu z 38% udziaùem w powierzchni szkód zajmuje huba korzeniowa, pomimo zmniejszenia siæ powierzchni areaùu wzglædem roku 2008 o 26,5 tys. ha. Zmniejszenie szkód dotyczy powierzchni drzewostanów starszych klas wieku. Powierzchnia wystæpowania szkód w drzewostanach do 20lat wyniosùa ùàcznie ha i byùa wiæksza od ubiegùorocznej o ok. 11,7 tys. ha. Najwiækszy udziaù w zagroýonej powierzchni stanowiùy niezmiennie choroby 171

172 korzeni opieñkowa zgnilizna korzeni i huba korzeni. Jedno z czoùowych miejsc zwiàzane z wystæpowaniem chorób korzeni zajmuje Regionalna Dyrekcja Lasów Pañstwowych w Olsztynie, jak równieý z areaùem zagroýenia wynoszàcym powyýej 15 tys. ha. Wyniki przedstawione w podsumowaniu prac badawczych na wybranych powierzchniach Nadleúnictwa Dwukoùy, które jest jednostkà organizacyjnà RDLP Olsztyn, w peùni potwierdzajà silne wystæpowanie huby korzeniowej i zagroýeñ wynikajàcych z obecnoúci patogena. Czynnikami, które w istotny sposób wpùywajà na rozwój choroby sà: duýa, bo 51% powierzchnia drzewostanów zaùoýonych na gruntach porolnych, skùad gatunkowy drzewostanów, w którym sosna ma udziaù blisko 80%. Nie mniejsze znaczenie ma wiek drzewostanów w nadleúnictwie wynoszàcy úrednio 48 lat, jak równieý 13% udziaù drzewostanów w wieku do 20 lat. Niekorzystnym elementem jest duýe rozdrobnienie kompleksów leúnych, których w nadleúnictwie jest 822. Dodatkowo sà one przedzielane oraz stykajà siæ z lasami prywatnych wùasnoúci, zajmujàcymi w granicach administracyjnych Nadleúnictwa Dwukoùy powierzchniæ ha. LITERATURA Kile G. A., Mc Donald G. I., Byler J. W. 1991: Ecology and disease in natural forests. W: Armillaria Root Diseases. Red.: C.G. Show III, G.A.Kile. U.S.D.A., Forest Service. Agricultural Handbook No 691. Washington, D. C.: Mañka K. 2004: Fitopatologia leúna. PWRiL, Warszawa. Zycha H. 1970; Hallimasch (Armillaria mellea (Vahl.) ex Fr. Kumm.) als Kernfäuleerreger an Fichte (Picea abies Karst.). Forstw. Cbl., 89 (3), SRESZCZENIE W latach monitorowano wystæpowanie Armillaria ostayaew uprawach sosnowych, na czterech powierzchniach badawczych w Nadleúnictwie Dwukoùy. Na wszystkich powierzchniach obserwacyjnych stwierdzono duýe zagroýenie ze strony opieñki. Liczba wypadùych drzew ksztaùtowaùa siæ od 19 do 23%. SUMMARY In general condition and infestation of young Pinus sylvestris trees by Armillria ostayea were monitored in four plantations. In all the subcompartments trees died from Armillaria ostoyae attack. The number of dead trees developed from 19 to 23%. 172

173 Lidia Tasienkiewicz Lviv National Ivan Franko University FORESTS PART IN BIODIVERSITY CONSERVATION (THE UKRAINIAN EASTERN CARPATHIANS) LASY A ZACHOWANIE BIORÓÝNORODNOÚCI (UKRAIÑSKA CZÆÚÃ KARPAT WSCHODNICH) Key words: forests, the Ukrainian Carpathians, biodiversity, conservation Sùowa kluczowe: lasy, Karpaty Ukraiñskie, bioróýnorodnoúã, ochrona Abstract. A short survey of the Ukrainian Carpathians environmental factors and its 2 relation to plant cover is described. In spite of not a large area (24,000 km ) and long lasting human impact the rich flora (more than 2,300 vascular plant species) and Europe largest areas of beech primeval forests have been preserved in the Ukrainian Carpathians. INTRODUCTION 2 The Ukrainian part of the Eastern Carpathians (24,000 km ) is a typical medium-sized mountain system with mainly dome-shaped summits which are frequently united into long ranges or massifs and dissected by deep river valleys (Fig.1). Only in the south-eastern part of the Ukrainian Eastern Carpathians do altitudes increase, reaching 2,061 m at Hoverla, the highest peak in the Ukrainian Carpathians. Such smoothness of relief is caused by the easily-eroded flysch deposits that are the prevailing bedrocks. In the south-eastern part, some massifs, such as the Chornohora and Marmarosh Mountains, are composed of weatheringresistant sandstones and crystalline and metamorphic rocks, whose relief is characterized by more severe forms. Here, peaks are frequently formed of inaccessible rocks, and the bases of the rock faces develop extensive fields of scree. Traces of former Pleistocene glacier activity (glacial cirques, valley-steps, moraines, small lakes) are also particularly distinctive. The climatic conditions are rather harsh in the highlands with high precipitation, a long winter season as well as varied mezo- and microclimates. The diverse geology and relief influence the richness and diversity of the vegetation cover. Five climatic-vegetation belts may be distinguished in the Ukrainian Carpathians [Holubets et al., 1988; Malynovs'ky, 1980]: A. the submontane belt of multi-species broadleaf forests (up to 300 m) with Quercus robur L., Q. petraea (Mattuschka) Liebl., Carpinus betulus L, Acer platanoides L. and A. campestre L. These forests also include Tilia cordata Mill., T. 173

174 platyphyllos (L.) Hill. and, on the southernmost slopes neighbouring to the Pannonian plane in Transcarpathia, also Tilia tomentosa Moench, Fraxinus ornus L., Quercus dalechampii Ten. and Q. cerris L.; B. the beech forests belt (250-1,350 m); the largest areas in the Ukrainian Carpathians are occupied by the Carpathian beech forests (Fagion sylvaticae R.Tx. et Diem. 1936), which occur on the south-western slopes, where they very often form a timberline. It is worth mentioning that the beech forests of the Ukrainian Carpathians, more than 20,000 ha of which are considered as primeval, occupy the largest area of pristine woods in Europe. On the north-eastern slopes, from circa 700 m, mixed forests occur with various proportions of Fir, Spruce and Beech; C. the spruce forests belt (700-1,670 m) is developed mainly on northern megaslopes of the mountains. At altitudes from 1,500 m upwards Pinus cembra L. occurs; D. the subalpine belt (1,300-1,850 m) is formed by dwarf shrub associations of Pinus mugo Turra, Rhododendron myrtifolium Schott et Kotschy, Juniperus communis L. subsp. alpina (Suter) Èelak., Alnus viridis (Chaix) DC., Sorbus aucuparia L., Salix silesiaca Willd. and by tall mountain grasslands with Adenostyles alliariae (Gouan) Kern., Cicerbita alpina (L.) Wallr., Cirsium Fig. 1. The Ukrainian Carpathians Source: Kruhlov I

175 waldsteinii Rouy, Athyrium distentifolium Tausch ex Opiz and highland meadows with Deschampsia cespitosa (L.) Beauv. and Calamagrostis villosa (Chaix) Gmel.; E. the alpine belt (1,850-2,061 m) is developed from 1850 m to the tops of the ridges and highest peaks, notably on the Chornohora massive. There are some widely distributed associations in this belt, dominated by Festuca airoides Lam., Juncus trifidus L., Carex sempervirens Vill. and Sesleria coerulans Friv. Plants growing in the Ukrainian Carpathians represent both common species, and species that are specific to mountain or alpine conditions. The flora of vascular plants contains more than 2,300 species, among them 125 endemic taxa, including Achillea schurii Schultz-Bip., Aconitum lasiocarpum (Reich.) Gáyer, Delphinium nacladense Zapaù., Euphorbia carpatica Woùoszcz., Festuca porcii Hackel, Heracleum carpaticum Porc., Melampyrum saxosum Baumg., Minuartia Minuartia pauciflora Dvoøáková, Saussurea porcii Degen, Silene zawadzkii Zapaù. and Viola declinata Waldst. et Kit., many of which were present during the Tertiary period. Human activities, particularly after World War II, have threatened the very existence of some ecosystems and of biodiversity as a whole. More than 150 plant species of the Carpathian's flora are included in the Red Data Book of Ukraine [2009] and 97 of them are threatened at the pan-carpathian scale [Tasenkevich 2003]. HISTORY OF DEFORESTATION The nature of the Ukrainian Carpathians has been influenced by human activity over a considerable timescale. Archaeological research documents the existence of humans in the region since the early Palaeolithic [Gladilin 1982]. Early Stone-Age dwellings built of mammoth bones and tusks the first on the European continent were discovered in the north-eastern foothills of the Ukrainian Carpathians [Krushelnytska 1989]. However, more frequently Stone- Age people inhabited the accessible caves even deeper in the mountains. By the younger Neolithic age, the areas in the foothills and lower mountain slopes were already densely populated. In the early centuries of the Bronze Age, for example, a large metallurgical centre developed in Zakarpatya, where different weapons and tools known in the Carpathian-Danube region were manufactured [Balagury 1983]. Together with the expansion of agricultural activities such bronze manufacturing gave rise to deforestation in the lower vegetation belt, but forests on the more elevated slopes and high-mountain grasslands remained inaccessible. At the turn of th th the 14 and 15 centuries and later there was an acceleration of colonization of the Carpathians. Local Slavic pastoral-agrarian people established villages and transformed extensive forests into agricultural land. From the south-east, Walachians started to migrate into the area. They kept grazing animals and moved along the Carpathian ridges, seeking suitable pastures for their sheep and cattle. In 175

176 176 the next couple of centuries, these immigrants assimilated with the local residents. th The colonization of the Carpathians concluded in the 17 century and by this time, the essential changes have taken place mostly in the foothills and lowaltitude forests due to land clearing and burning. th The excessive forests exploitation had started in the 18 century and during th the following 19 century prevailing then Carpathian primeval forests ceased to exist in the easier accessible places. As a rule, the large scale clear cutting had been practised involving entire slopes from the bottom of the river valley up to the upper forest-line. It caused soil erosion, landslides, flooding etc. In the subsequent development of forestry natural regeneration of cutovers gave way to the artificial one. Creation of artificial, even-aged pure stands altogether different from the original associations, resulted in natural calamities: insect outbreaks, mass occurrence of parasitic fungi, progressing degradation of forest sites were directly related to disturbance in biological balance. Intensive economic exploitation and orientation on mono-culture plantations caused considerable reduction of forest covered area (at present about 40.2%, among them 41% of forests with domination of spruce, 35 % of beech, 9 % of oak, 4% of fir, the rest 6% of area are occupied by forests with different shares of pine, birch, alder, ash-tree, sycamore) and depletion of Carpathian forests phytocoenotic diversity. FORESTS AND BIODIVERSITY CONSERVATION Despite all unfavorable circumstances the Ukrainian Carpathians forests as well as the forests in the whole Carpathian chain are still of great value for biodiversity conservation not to mention biology, forestry, hydrology, different branches of industry, tourism, recreation and so on. It worth emphasizing that outstanding examples of undisturbed beech forests Primeval Beech Forests of the Carpathians have been listed as one of the UNESCO World Heritage Sites in Apart from these European largest areas of beech forests which exhibit the most complete and comprehensive ecological patterns and processes of pure stands of European beech across a variety of environmental conditions, a number of primeval and natural stands of spruce, fir, mixed fir-beech, spruce-fir, beech-sycamore forests are present in the forest-cover of the Ukrainian Carpathians. The rarest and most endangered of them have been included into the Green Data Book of Ukraine [Andrienko-Malyuk et al. 2009]. Altogether 32 phytocoenoses of the Carpathian forests are under strict protection according to this document, among them such unique ones as Tilieto (platyphyllae)-fagetum sesleriosum heuflerianae, Alnetum (incanae) syringosum (josikaeae), Querceto (roboris)-abietum (albae) etc. Unfortunately, phytosociological researches in Ukraine were traditionally based on the Russian school of dominancy, in the Carpathian forests inclusive [f.e., Holubets, Malynovsky 1969; Holubets et al. 1988; Shelyag-Sosonko et al. 1991].

177 In order to meet the standards of Europe (for instance the typology of the Habitat Directive), it is necessary to develop a new vegetation typology based on the Braun- Blanquet method, adopted in the phytosociology of the majority of European countries. The attempts to meet these standards were undertaken during the last two decades in the studies carried out on vegetation of several protected areas in the Ukrainian Carpathians [Solomaha et al. 2004; Chorney et al. 2005; Klimuk et al. 2006; Stoyko et al. 2008]. Despite the opinion that rare and endangered species occur mainly in the subalpine and alpine belts of the mountains, forests home a significant part of them and forests conservation is very often the only way for their protection. There are 52 vascular plant species of the Ukrainian Carpathians forests that have been entered into the third edition of the Red Data Book of Ukraine [2009]. Among them there are forest-forming woody species, such as Polish Larch (Larix polonica Racib.), Stone (Swiss) Pine (Pinus cembra ), Common Yew (Taxus baccata L.), Dark-bark Birch (Betula obscura Kotula) occurring in the relict habitats. The majority of endangered species grows in the different categories of protected areas. Traditionally in the Ukrainian Carpathians much attention had been paid to forests protection: the first reserves in present Zakarpatya, for example, were established for protection of fir-beech and spruce forests. Nowadays the network of protected areas is rather well developed and the most significant stands of primeval and natural forest types, as models for future renovation activities are under protection in the Carpathian Biosphere Reserve, the strict reserve (zapovidnyk) Gorgany, national parks Vyzhnytsky, Hutzulshchyna, Skolivsky Beskydy, Uzhansky (the last part of the three-lateral Polish-Slovak-Ukrainian International Biosphere Reserve Eastern Carpathians ), Synevyr, Karpatsky, several regional landscape parks. With the establishment of pan-carpathian and pan-european ecological network Ukrainian Carpathians forests will play its part as a vital link in this network and in the Europe nature conservation. REFERENCES Andrienko-Malyuk T.L., Vakarenko L.P., Didukh Ya.P. et al Green Data Book of Ukraine Alterpress, Kyiv, 446 p. (in Ukrainian). Balagury E.A The history of Upper Tisa-basin population in the Bronze Era // Dr. Sci. theses. Kyiv, 53 p. (in Ukrainian). Chorney I.I., Budzhak V.V., Yakushenko D.M. et al., 2005: National Nature Park Vyzhnytsky. Plant world. Phytosociocentre, Kyiv, 247 p. (in Ukrainian). Gladilin, V.M Investigations of Palaeolithic period in Ukraine and its perspectives. Archeology. Kyiv, No 40: (in Ukrainian) Holubets M.A., Havrusevych A.N., Zahaykevych I.K. et al The Ukrainian Carpathians. Nature. Naukova Dumka Publ. House, Kyiv, 205 p. (in Russian). 177

178 Holubets M.A., Malynovsky K.A Classification of the Ukrainian Carpathians vegetation. Problems of Botany. Vol.2. Nauka, Leningrad: (in Russian). KlimukYu.V., Mickevych U.D., Yakushenko D.M. et al. 2006: Nature Reserve Gorgany. Plant world. Phytosociocentre, Kyiv, 399 p. (in Ukrainian). Kruhlov I Delimitation and classification of morphogenic ecoregions for the Ukrainian Carpathians. Physical geography and geomorphology, 54: Krushelnytska L.I The ancient population of the Carpathian region, in: The Ukrainian Carpathians. History. Naukova Dumka Publ. House, Kyiv: (in Russian). Malynovsky K.A High mountain vegetation of the Ukrainian Carpathians. Naukova Dumka Publ. House, Kyiv, 277 p. (in Ukrainian). Red Data Book of Ukraine. Plant world /ed Ya.P.Didukh Globalconsalting Publ. House, Kyiv, 900 p. Solomaha V.A., Yakushenko D.M., Kramarets V.O. et al., 2004: National Nature Park Skolivski Beskydy. Plant world. Phytosociocentre, Kyiv, 239 p. (in Ukrainian). Shelag-Sosonko Yu.R., Didukh Ya.P., Dubyna D.V. et al Prodromus of vegetation of Ukraine. Naukova Dumka Publ. House, Kyiv, 270 p. (in Russian). Stoyko S.M., Hadaè E., Tasenkevich L. et al., 2007: Uzhansky National Nature Park. Multifunctional significance. Mercator, Lviv, 305 p. (in Ukrainian). Tasenkevich L. Vascular plants // Carpathian list of endangered species. / Eds. Z.Witkowski, W. Król, W. Solarz. WWF CEI, Vienna Kraków: STRESZCZENIE 2 Ukraiñska czæúã Karpat Wschodnich (24,000 km ) jest typowym úredniowysokim pasmem górskim. Wyodræbnia siæ piæã pasów klimatyczno-roúlinnych subalpejski pas wielogatunkowych lasów szerokolistnych, pas lasów bukowych, pas lasów úwierkowych, pas roúlinnoúci subalpejskiej oraz pas alpejski. Flora roúlin naczyniowych zùoýona jest z ponad 2300 gatunków, z nich 125 endemity. Dane archeologiczne úwiadczà o przebywaniu czùowieka w regionie z czasu wczesnego Paleolitu. Lecz intensywna eksploatacja lasów zaczæùa siæ w 18-tym wieku i w ciagu 19 stólecia przewaýajàce do tej pory lasy pierwotne zniknæùy, zwùaszcza z bardziej dostæpnych terenów. Intensywna przemysùowa eksploatacja oraz orientacja na jednogatunkowe plantacje sprzyczyniùy siæ do znacznego zmniejszenia powierzchni, zajætej lasem (obecnie 40,2%, w tym 41% lasy úwierkowe, 35 % bukowe, 9 % dæbowe, 4% jodùowe, reszta 6% zajæta przez lasy z róýnym udziaùem sosny, brzozy, olchy, jesiona, jawora) oraz zmniejszenia siæ róýnorodnoúci fitocenotycznej lasów karpackich. Bez wzglædu na niesprzyjajàce warunki lasy Karpat Ukraiñskich wciàý posiadajà duýe walory konserwacyjne oraz znaczenie dla biologii, leúnictwa, hydrologii, turystyki i rekreacji. Wybitne oúrodki nienaruszonych lasów bukowych Primeval Beech Forests of the Carpathians wniesione zostaùy na listæ UNESCO World Heritage Sites w roku Oúrodki pierwotnych i naturalnych lasów úwierkowych, jodùowych, jodùowo-bukowych, úwierkowo- jodùowych, bukowo-jaworowych wcàý sà obecne w szacie leúnej Karpat

179 Ukraiñskich. Najbardziej rzadkie i zagroýone (32 zespoùy) zostaùy wùàczone do Zielonej Ksiægi Ukrainy. 52 gatunki roúlin naczyniowych, rosnàcych w lasach, weszùy do Czerwonej Ksiægi Ukrainy. Najbardziej wybitne oúrodki lasów pierwotnych i naturalnych sà pod ochronà w Karpackim Rezerwacie Biosfery, w rezerwacie scisùym Gorgany, w siedmiu parkach narodowych i szeregu parków krajobrazowych, które sà nieodùàcznà czæúcià ogólnokarpackiej i ogólnoeuropejskiej sieci ekologicznej. SUMMARY 2 The Ukrainian part of the Eastern Carpathians (24,000 km ) is a typical mediumsized mountain system. Five climatic-vegetation belts may be distinguished there: the submontane belt of multi-species broadleaf forests, the beech forests belt, the spruce forests belt, the subalpine belt and the alpine belt. The flora of vascular plants contains more than 2,300 species, among them 125 endemic taxa. Archaeological research documents the existence of humans in the region since the th early Palaeolithic. But the excessive forests exploitation had started in the 18 century and th during the following 19 century prevailing then Carpathian primeval forests ceased to exist in the easier accessible places. Intensive economic exploitation and orientation on mono-culture plantations caused considerable reduction of forest covered area (at present about 40.2%, among them 41% of forests with domination of spruce, 35 % of beech, 9 % of oak, 4% of fir, the rest 6% of area are occupied by forests with different shares of pine, birch, alder, ash-tree, sycamore) and depletion of Carpathian forests phytocoenotic diversity. Despite all unfavorable circumstances the Ukrainian Carpathians forests still are of great value for biodiversity conservation and biology, forestry, hydrology, different branches of industry, tourism, recreation as well. The outstanding examples of undisturbed beech forests Primeval Beech Forests of the Carpathians have been listed as one of the UNESCO World Heritage Sites in A number of primeval and natural stands of spruce, fir, mixed fir-beech, spruce-fir, beech-sycamore forests are present in the forest-cover of the Ukrainian Carpathians. The rarest and most endangered of them (32 phytocoenoses) have been included into the Green Data Book of Ukraine. 52 vascular plant species of the Ukrainian Carpathians forests have been entered into the third edition of the Red Data Book of Ukraine. Among them there are forest-forming woody species, such as Polish Larch (Larix polonica Racib.), Stone (Swiss) Pine (Pinus cembra ), Common Yew (Taxus baccata L.), Dark-bark Birch (Betula obscura Kotula) occurring in the relict habitats. The most significant stands of primeval and natural forest types are under protection in the Carpathian Biosphere Reserve, the strict reserve (zapovidnyk) Gorgany, seven national parks and several regional landscape parks which are integral part of pan-carpathian and pan-european ecological network. 179

180 EKONOMICZNE, PRAWNE, ORGANIZACYJNE I TECHNICZNE ASPEKTY OCHRONY PRZYRODY W LASACH 180

181 Krzysztof Adamowicz Uniwersytet Przyrodniczy w Poznaniu Wyýsza Szkoùa Zarzàdzania Úrodowiskiem w Tucholi PRÓBA OKREÚLENIA WPÙYWU ZMIAN W ZAKRESIE OCHRONY PRZECIWPOÝAROWEJ W LASACH NA LICZBÆ I WIELKOÚÃ POÝARÓW W LATACH AN ATTEMPT TO ASSESS THE IMPACT OF CHANGES IN THE AREA OF FIRE PROTECTION IN FORESTS ON THE NUMBER AND SIZE OF FIRES IN YEARS Sùowa kluczowe: poýary lasu, ochrona lasu, ochrona przed poýarami Key words: forest fires, forest protection, fire protection Abstract. The study analyses changes taking place in years involving: the length of fire protection strips, number of flying fire-extinguishing units, airplane bases, fire-protection patrols as well as observation, communication centres and water-drawing points. Simultaneously, the author also analysed the number and size of fires that occurred in the individual years of the examined period. The obtained results were subject to mutual confrontation calculating the Pearson index value r and the determination factor of the effect of individual undertaken fireprotection measures on the number and size of fires in years WSTÆP Poýary leúne stanowià powaýny problem ekologiczny, spoùeczny i ekonomiczny wielu pañstw na úwiecie w tym równieý Polski. Zagroýenia poýarowe mierzy siæ za pomocà indeksu KBDI (Keetch-Byram Drought Index), który jest obliczany w oparciu o dane meteorologiczne (maksymalne temperatury i opady) i prognozy zmian klimatu. Na koniec XXI wieku ( ) zagroýenia poýarowe lasów wzrosnà. Szczególnie zagroýone mogà byã obszary Stanów Zjednoczonych, Ameryki Poùudniowej, Azji Úrodkowej, poùudniowej Europy, poùudniowej Afryki i Australii. Wedùug prognoz w tych regionach zagroýenie poýarowe wzroúnie o jeden poziom [Liu i in. 2010]. Poýary sà jednym z gùównych czynników wpùywajàcych destrukcyjnie na úrodowisko naturalne, powodujàc w nim dùugotrwaùe zmiany i zakùócenie procesów ýyciowych, doprowadzajàc do wymiernych i trudnych do wyliczenia strat finansowych. Poýary leúne powodujà straty bezpoúrednie, zwiàzane ze zniszczeniem bàdê uszkodzeniem surowca drzewnego (w zasadzie tylko takie straty liczone sà w Lasach Pañstwowych (LP)) oraz poniesionymi dodatkowo kosztami 181

182 hodowli i ochrony lasu. Straty poúrednie, jakie wyrzàdzajà poýary niszczàc úrodowisko, przekraczajà czæsto wielokrotnie szkody bezpoúrednie. Sà one jednak trudne do wyliczenia i brak jest dokùadnych metod ich ustalania. Stosowane metody szacunkowe pozwalajà oceniã, ýe straty poúrednie sà okoùo 5 6 razy wiæksze od strat bezpoúrednich (Szczygieù i in. 2007, Karlikowski i in. 1996, 1998). Dlatego koniecznym jest stosowanie zintegrowanych metod ochrony przeciwpoýarowej (PPOÝ) kompleksów leúnych. Przy omawianiu zagadnieñ zwiàzanych z ochronà PPOÝ naleýy wspomnieã, ýe poza oczywistymi korzyúciami, jakie niosà ze sobà dziaùania ograniczajàce destrukcyjne dziaùanie poýarów, ochrona PPOÝ kosztuje. Wprawdzie Szczygieù i inni [2007] podaje, ýe úredni udziaù procentowy kosztów ochrony przeciwpoýarowej nadleúnictw w kosztach dziewiæciu dziaùów dziaùalnoúci podstawowej jest bardzo maùy i wynosiù ok. 3,6% nie zmienia to jednak faktu, ýe w 2008 r. caùkowity koszt ochrony przeciwpoýarowej wynosiù 5 085,1 tys. zù [Sprawozdanie finansowo-gospodarcze za 2008 rok, 2009]. Przy nowoczeúnie prowadzonej gospodarce leúnej proces decyzyjny podlega analizie pod kàtem poszukiwania najefektywniejszych zasad dziaùania. Dotyczy to równieý ochrony PPOÝ. Dlatego w analizowanym okresie wystæpowaùy zmiany w zakresie stosowania poszczególnych metod ochrony przeciwpoýarowej w Pañstwowym Gospodarstwie Leúnym Lasy Pañstwowe (PGL LP). CEL I METODYKA BADAÑ Podstawowym celem badawczym pracy byùo okreúlenie wpùywu zmian, jakie zachodziùy w wybranych metodach ochrony przeciwpoýarowej lasu na wielkoúã i liczbæ poýarów na terenie PGL LP w latach W oparciu o dane statystyczne zawarte w Roczniku statystycznym GUS 1 Leúnictwo 2009 [2010] okreúlono liczbæ i rozmiar poýarów w latach Korzystajàc z tego samego rocznika okreúlono iloúciowe zmiany zachodzàce w wybranych metodach przeciwpoýarowej ochrony lasów (Rocznik GUS s. 114, tab. 26(92). ochrona przeciwpoýarowa lasów w zarzàdzie lasów pañstwowych). Na podstawie zgromadzonych materiaùów êródùowych okreúlono korelacjæ miædzy zmianami, jakie zachodziùy w poszczególnych formach ochrony przeciwpoýarowej a liczbà i wielkoúcià poýarów. Najwaýniejszym miernikiem siùy zwiàzku prostoliniowego miædzy dwiema cechami mierzalnymi (zmiany danej metody ochrony PPOÝ i iloúci lub rozmiaru poýarów) jest wspóùczynnik korelacji liniowej Pearsona lub krócej wspóùczynnik korelacji Rocznik statystyczny s. 113, tab. 24(90) Poýary lasów w zarzàdzie Lasów Pañstwowych wedùug przyczyn powstania

183 x - liczba lub powierzchnia poýarów, y- zmiany danej przeciwpoýarowej metody ochrony lasu W liczniku wystæpuje kowariancja (cov(x,y)) bædàca úrednià arytmetycznà iloczynu odchyleñ wartoúci zmiennych x i y od ich úrednich arytmetycznych. n- liczba obserwacji, pozostaùe oznaczenia jak w formule wczeúniejszej. Wyraýenie (n-1), wystæpujàce w mianowniku wzoru na kowariancjæ wiàýe siæ, tak jak w przypadku wariancji z obciàýeniem estymatora. Zastosowanie w mianowniku samego n, wiàzaùoby siæ z niedoszacowaniem kowariancji, dlatego do obliczeñ przyjæto nastæpujàcà formuùæ: Oznaczenia jak w formule wczeúniejszej. Zastosowano wspóùczynnik korelacji liniowej Pearsona, poniewaý na jego podstawie wnioskowano o sile i kierunku zwiàzku miædzy zmiennymi. Zgodnie z reguùà matematycznà przyjæto zaùoýenia, ýe wskaênik bædzie oscylowaù w granicach z przedziaùu [-1;1], a im uzyskane wielkoúci bædà bliýsze zera tym zwiàzek bædzie sùabszy. Im bliýej 1 (lub -1), tym zwiàzek bædzie silniejszy. Wartoúã 1 oznacza idealny zwiàzek liniowy. Siùæ zwiàzku korelacyjnego okreúlono zgodnie z przyjætà skalà: brak korelacji, sùaba, úrednia, silna, bardzo silna korelacja. W celu przedstawienia miary dopasowania zmian PPOÝ i liczby oraz wielkoúci poýarów okreúlono funkcjæ równania regresji liniowej tych zmiennych 2 oraz obliczono dla nich wspóùczynnik determinacji R. Wskaênik ten informuje o tym, jaka czæúã zmiennoúci zmiennej objaúnianej zostaùa wyjaúniona przez model. Jest on, wiæc miarà stopnia, w jakim model wyjaúnia ksztaùtowanie siæ zmiennej objaúnianej (zmiany w ochronie PPOÝ). Dopasowanie modelu jest tym lepsze, im 2 wartoúã R jest bliýsza jednoúci. Funkcjæ regresji liniowej oraz wartoúã 2 wspóùczynnika determinacji R obliczono korzystajàc z wbudowanych funkcji arkusza kalkulacyjnego Excel WYNIKI BADAÑ W analizowanym okresie w polskich lasach odnotowano ùàcznie poýarów lasu. Liczba poýarów w poszczególnych latach zmieniaùa siæ. Najwiæcej poýarów odnotowano w 2003 roku (8206 poýarów), a najmniej w roku 2001 kiedy las pùonàù 2044 razy. Naleýy zwróciã uwagæ, ýe w latach stwierdzono okresowe wzrosty, jaki i spadki liczby poýarów lasów w PGL LP. Pozytywnà 183

184 Ryc. 1. Liczba i trend zmian po arów leœnych w Polsce w latach ród³o: Opracowanie w³asne. informacjà jest fakt, ýe na podstawie analizy dùugookresowego trendu zmian stwierdzono tendencjæ spadkowà liczby poýarów leúnych (ryc. 1.) Przeciwpoýarowa ochrona lasu, poza dziaùaniami prewencyjnymi majàcymi za zadanie przede wszystkim przeciwdziaùaã samemu powstawaniu poýarów, co przejawia siæ w ograniczaniu ich liczby, zwiàzana jest równieý z Ryc. 2. Powierzchnia i trend zmian po arów leœnych w Polsce w latach ród³o: Opracowanie w³asne. 184

185 szybkim odnajdywaniem i eliminowaniem juý powstaùych poýarów. Sprawne dziaùania gaúnicze majà wpùyw na rozmiar oddziaùywania ognia, a tym samym na szkody poýarowe. Szereg czynnoúci podejmowanych w ramach dziaùañ PPOÝ skierowanych jest wùaúnie na tæ czæúã walki z poýarami. Dlatego poza informacjami dotyczàcymi zmian liczby poýarów w lasach administrowanych przez PGL LP w latach poddano analizie powierzchniowy rozmiar poýarów. W oparciu o wykonane badania stwierdzono, ýe w analizowanym okresie ùàczna powierzchnia poýarów leúnych w Polsce wynosiùa ha. Podobnie jak to miaùo miejsce przy analizach iloúciowych stwierdzono róýnokierunkowe zmiany powierzchni poýarów w okresach rocznych. Najwiæcej, bo ha lasów spùonæùo w roku 2003, natomiast najmniej w roku 2007 (550 ha). Podobnie jak przy analizach iloúci poýarów w Polsce wykonano powierzchniowà analizæ trendu zmian wielkoúci obszarów leúnych objætych poýarami. W rezultacie, na podstawie uzyskanych wyników stwierdzono tendencjæ spadkowà powierzchni poýarów leúnych (ryc. 2.). Zwiàzek miædzy wielkoúcià i liczbà poýarów w Polsce potwierdzono badaniami regresji liniowej dwóch zmiennych oraz wskaênikiem korelacji liniowej Pearsona (Pr). W oparciu o uzyskane wyniki stwierdzono zwiàzek miædzy liczbà i wielkoúcià poýarów, jakie miaùy miejsce w lasach w latach Wysokie 2 wartoúci wspóùczynników R (0,9073) (ryc. 3) oraz (Pr.) (0, ) úwiadczy o tym, ýe liczba poýarów ma bezpoúredni wpùyw na ich rozmiar. Korelacja miædzy tymi zmiennymi jest bardzo wysoka, a zwiàzek zmian pomiædzy badanymi cechami przekraczaù 90 %. Ryc. 3. Regresja liniowa liczby i wielkoœci po arów w Polsce w latach ród³o: Opracowanie w³asne. 185

186 Kolejnym problemem badawczym byùa analiza wybranych metod ochrony przeciwpoýarowej oraz okreúlenie zmian zachodzàcych w ich obræbie w latach Na podstawie zgromadzonych danych êródùowych stwierdzono, ýe podstawowymi metodami prewencyjnej ochrony przeciwpoýarowej w Polsce byùy: pasy PPOÝ, patrole naziemne i lotnicze oraz punkty obserwacyjne i ùàcznoúciowe (monitoring lasów). Do elementów zwalczania juý powstaùych poýarów naleýy zaliczyã punkty czerpania wody, samoloty i úmigùowce gaúnicze, odpowiednie oznaczenie i utrzymanie ciàgów komunikacyjnych na terenach kompleksów leúnych czy punkty ùàcznoúci alarmowej, które wykorzystywane sà zarówno w celach prewencyjnych, jak i koordynacyjnych przy prowadzonych akcjach gaúniczych. Na podstawie zgromadzonych danych êródùowych stwierdzono, iý w badanym okresie utrzymywano úrednio 15,5 tys. km pasów PPOÝ. W analizowanym okresie odnotowywano stopniowy spadek ùàcznej dùugoúci wszystkich pasów przeciwpoýarowych. Na poczàtku badanego okresu utrzymywano przeszùo 20,4 tys. km pasów PPOÝ, z czego 19,7 tys. km stanowiùy istniejàce odnowione pasy oraz zaùoýono nowe pasy o ùàcznej powierzchni przekraczajàcej 700 km. W ostatnim roku prowadzonych badañ odnotowano zalewie 7,5 tys. km pasów, z czego 7.4 tys. km stanowiùy pasy juý istniejàce. Szczególny spadek odnotowano w latach 2006 i 2007 (o przeszùo 7 tys. km) (tab. 1.). Na uwagæ zasùuguje fakt, iý spadek dùugoúci pasów PPOÝ odnotowano zarówno dla pasów istniejàcych - odnawianych jak i dla nowopowstaùych (ryc. 4.). W ochronie przeciwpoýarowej w latach wykorzystywano równieý sprzæt latajàcy. Na podstawie przeprowadzonych badañ stwierdzono, iý w rozpatrywanym okresie dysponowano bazami lotniczymi (od 22 do 33), oraz jednostkami latajàcymi (od 45 do 67). W rozpatrywanym okresie w celach PPOÝ wykorzystywano samoloty patrolowe, úmigùowce i samoloty gaúnicze. Ryc. 4. D³ugoœæ odnowionych (istniej¹cych) oraz nowych pasów przeciwpo arowych w lasach w latach ród³o: Opracowanie w³asne. 186

187 W oparciu o uzyskane wyniki analizy materiaùów êródùowych stwierdzono spadek liczebnoúci jednostek latajàcych we wszystkich rozpatrywanych kategoriach. Liczba samolotów patrolowych spadùa z 17 szt. w 2001 r. do 10 szt. w roku Do roku 2008 ta liczba nie ulegùa zmianie. Liczba samolotów gaúniczych zmalaùa z 38 szt. w 2001 r. do 26 szt. w roku W kolejnych latach liczba tych samolotów zwiækszaùa siæ o 1 sztukæ rocznie. W rezultacie w roku 2008 r. odnotowano 29 samolotów gaúniczych utrzymywanych w celu ochrony przeciwpoýarowej lasów w Polsce. Z 12 úmigùowców, jakie znajdowaùy siæ w sùuýbie przeciwpoýarowej lasów do roku 2005 pozostaùo 8. Rok póêniej zwiækszono stan úmigùowców o 1 szt. Stan 9 úmigùowców utrzymano do koñca badanego okresu. W celu sprawnego wykorzystywania jednostek latajàcych utrzymywano równieý bazy lotnicze. W analizowanym okresie, w odróýnieniu do liczby jednostek latajàcych stwierdzono wzrost ich liczby z 22 do 33 (tab. 1). Tab.1. Zmiany rozmiaru wybranych form przeciwpoýarowej ochrony lasu w PGL LP w latach Êródùo: Rocznik Statystyczny Leúnictwo Poza monitoringiem lotniczym w latach stosowano równieý przeciwpoýarowe patrole naziemne. Ich liczba wahaùa siæ w poszczególnych latach miædzy 1,9 tys. a 4,2 tys.. Na uwagæ zasùuguje fakt, ýe liczba patroli naziemnych w poszczególnych latach zmieniaùa siæ w róýnych kierunkach, raz rosùa innym razem malaùa. W celu jednoznacznego stwierdzenia kierunku zmian liczby przeciwpoýarowych patroli naziemnych wykreúlono liniæ trendu zmian tej metody ochrony PPOÝ. W oparciu o wykonane badania stwierdzono, ýe zmiany zachodzàce w analizowanym okresie dotyczàce liczebnoúci patroli naziemnym charakteryzowaùy siæ tendencjà wzrostowà (ryc. 5). 187

188 Ryc. 5. Trend zmian iloœci przeciwpo arowych patroli naziemnych w latach ród³o: Opracowanie w³asne. Analizujàc zmiany dotyczàce liczby punktów obserwacyjnych i alarmowych stwierdzono, ýe w caùym badanym okresie utrzymywano przeszùo 1 tys. takich punktów. Ich liczba zmieniaùa siæ. Najwiækszà liczbæ punktów obserwacyjnych i alarmowych utrzymywano w roku 2007 (1087 szt.) a najmniejszà rok póêniej (1019). Na podstawie szczegóùowej analizy punktów obserwacyjnych i ùàcznoúci alarmowej stwierdzono, ýe wyrównana liczebnoúã punktów ogóùem byùa utrzymywana za sprawà wzrostu liczby punktów obserwacyjnych z jednoczesnym spadkiem liczby punktów ùàcznoúci alarmowej. Na podstawie wykonanej analizy stwierdzono, trend wzrostu udziaùu punktów obserwacyjnych i trend spadku punktów ùàcznoúci alarmowej (ryc. 6). 188 Ryc. 6. Trendy zmiany liczebnoœci punktów obserwacyjnych, punktów ³¹cznoœci alarmowej. ród³o: Opracowanie w³asne.

189 W oparciu o przeprowadzone badania stwierdzono, ýe w analizowanym okresie liczba punktów czerpania wody na terenie PGL LP zmieniaùa siæ. Najwiæcej tych punktów odnotowano w roku 2008 (6768 szt.) a najmniej w roku 2005 (4545 szt.). W oparciu o uzyskane wyniki badañ stwierdzono, ýe w badanym okresie odnotowywano spadek liczby punktów czerpania wody. Wprawdzie w ostatnim roku badañ nastàpiù znaczàcy wzrost ich liczby (o przeszùo 2 tys. sztuk), to jednak analizujàc zmiany w caùym okresie badawczym odnotowano trend spadkowy (ryc. 7). Ryc. 7. Trend zmian liczby punktów czerpania wody w PGL LP w latach ród³o: Opracowanie w³asne. W celu okreúlenia determinacji zmian zachodzàcych w dziedzinie ochrony przeciwpoýarowej w lasach w latach na liczbæ (szt.) i wielkoúã (ha) poýarów okreúlono wielkoúã wskaênika Pearsona (Pr) i regresji liniowej. W oparciu o uzyskane wyniki badañ stwierdzono, niewielki wpùyw zmian zwiàzanych z wybranymi elementami przeciwpoýarowej ochrony lasów na liczbæ i wielkoúã poýarów. Na podstawie wykonanych obliczeñ stwierdzono sùabà korelacjæ miædzy liczbà poýarów w latach a zmniejszeniem dùugoúci pasów PPOÝ, zwiækszeniem liczby baz lotniczych, zmniejszeniem liczby samolotów gaúniczych i úmigùowców oraz zwiækszeniem liczby punktów obserwacyjnych. Brak korelacji odnotowano wzglædem pozostaùych analizowanych form ochrony przeciwpoýarowej. Nie odnotowano korelacji úredniej, silnej i bardzo silnej. W oparciu o uzyskane wyniki wskaênika determinacji zmian analizowanych metod ochrony przeciwpoýarowej stwierdzono, iý zwiækszenie liczby baz lotniczych miaùo 32 % wpùyw na zmniejszenie liczby poýarów (tab. 2). Uzyskany ujemy wynik wskazuje na zaleýnoúã odwrotnà miædzy liczbà baz lotniczych a liczbà poýarów. 189

190 Tab. 2. Korelacja i wskaênik determinacji zmian w zakresie ochrony PPOÝ i iloúci poýarów. Êródùo. Opracowanie wùasne. Wynika z tego, iý wraz z zwiækszeniem liczby leúnych baz lotniczych malaùa liczba poýarów. Na podstawie czynnika determinacji stwierdzono, równieý, ýe spadek liczby samolotów, úmigùowców, pasów zaporowych i punktów ùàcznoúci alarmowej mógù mieã niewielki wpùyw na liczbæ poýarów. Wskaêniki determinacji dla analizowanych form ochrony i liczby poýarów byùy, za wyjàtkiem baz lotniczych i úmigùowców mniejsze od 10 %. Analizujàc wpùyw zmian zachodzàcych w wybranych formach ochrony przeciwpoýarowej na obszarowe zmiany poýarów w Polsce w latach stwierdzono korelacjæ miædzy zwiækszeniem liczby baz lotniczych i rozmiarem poýarów. Siùæ tej korelacji okreúlono, jako úrednià. Na podstawie czynnika determinacji regresji liniowej okreúlono procentowy wpùyw zwiækszenia liczby baz lotniczych na zmniejszenie powierzchni poýarów. Stwierdzono, iý dodatnie zmiany w tej formie ochrony PPOÝ miaùy 19 % wpùyw na zmniejszenie powierzchni Tab. 3. Korelacja i wskaênik determinacji zmian w zakresie ochrony PPOÝ i powierzchni poýarów. Êródùo: Opracowanie wùasne. 190

191 poýarów w Polsce w latach Naleýy zwróciã uwagæ, ýe w pozostaùych przypadkach stwierdzono sùabà lub brak korelacji zmian w wybranych formach ochrony przeciwpoýarowej na wielkoúã poýarów w Polsce w latach (tab. 3). PODSUMOWANIE W oparciu o uzyskane wyniki stwierdzono, ýe liczba i wielkoúã poýarów w Polsce w rozpatrywanym okresie zmniejszaùa siæ. Zarówno pod wzglædem iloúciowym jak i powierzchniowym stwierdzono trendy spadkowe (ryc. 1 i ryc. 2). Analizujàc wzajemnà relacje miædzy liczbà i powierzchnià poýarów w Polsce stwierdzono przeszùo 90 % zaleýnoúã. Na tej podstawie moýna potwierdziã sùusznoúã ùàcznego stosowania metod prewencji i zwalczania poýarów w lasach. Ùàczne stosowanie biernych form prewencji przeciwpoýarowej takich jak np. pasy PPOÝ, czynnych form ochrony polegajàcych np. na obserwacji lasów w momentach, gdy wystæpuje zwiækszone zagroýenie poýarowe oraz zorganizowane metody zwalczania juý powstaùych poýarów, niewàtpliwie przyczyniùy siæ do spadku ich liczby i rozmiaru szkód, jakie w ich wyniku powstajà w lasach. Na podstawie wykonanych analiz stwierdzono, ýe w badanym okresie spadùa dùugoúã (km) pasów PPOÝ oraz zmalaùa liczba latajàcych jednostek powietrznych, liczba punktów ùàcznoúci alarmowej oraz punktów czerpania wody. Zmiany organizacyjne w tym zakresie nie miaùy jednak wiækszego wpùywu na liczbæ i wielkoúã poýarów. Najlepszym dowodem na to, jest fakt, ýe mimo odnotowanego zmniejszenia w zakresie wymienionych form przeciwpoýarowej ochrony lasu liczba i wielkoúã poýarów w Polsce zmalaùa. Moýe to úwiadczyã o duýym znaczeniu zaistniaùych zmian jakoúciowych, a mniejszym znaczeniu liczby poszczególnych form ochrony PPOÝ. Wydaje siæ, ýe naleýaùoby prowadziã dalsze badania w tym zakresie w celu potwierdzenia tej hipotezy. Z wszystkich analizowanych form ochrony przeciwpoýarowej najwiæksze znaczenia (pozytywne) miaùo zwiækszenie liczby baz lotniczych. Odnotowano úrednià korelacjæ miædzy zwiækszeniem liczby lotnisk a zmniejszeniem powierzchni poýarów. Obliczono, ýe proces wzrostu liczby baz lotniczych miaù przeszùo 30 % wpùyw na zmniejszenie liczby poýarów. Na podstawie uzyskanych wyników badañ moýna zgodziã siæ z twierdzeniem Szczygùa i innych [2007], ýe zdecydowane i natychmiastowe ograniczenie kosztów ochrony przeciwpoýarowej nie jest wskazane, gdyý mogùoby to spowodowaã obniýenie poziomu bezpieczeñstwa pod wzglædem poýarowym i wzrost strat. Niemniej jednak jest moýliwoúã redukcji wydatków, której naleýy upatrywaã przede wszystkim w: racjonalizacji stosowania lotnictwa, niewykonywaniu czynnoúci nieuzasadnionych, wdroýeniu nowej, dokùadniejszej metody prognozowania zagroýenia poýarowego lasu, pozyskiwaniu úrodków finansowych z unijnych funduszy pomocowych. 191

192 LITERATURA Liu Y, Stanturf J., Goodrick S. 2010: Trends in global wildfire potential in a changing climate Forest Ecology and Management 259 (2010), s Karlikowski T. (red.). 1996: Ocena ekonomiczna i ekologiczna poýarów leúnych. Ekspertyza IBL,maszynopis, Warszawa. Karlikowski T., Parzuchowska J., Sakowska H., Zajàc S. 1998: Ocena ekonomiczna strat spowodowanych przez poýary lasu w Polsce w latach Postæpy Techniki w Leúnictwie s Sprawozdanie finansowo-gospodarcze za 2008 rok, 2009 Swan A.R.H., Sandilands M., 1995: Introduction to Geological Data Analysis, Blackwell Science Ltd., s Szczygieù R, Piwnicki J, Ubysz B. 2007: Analiza ekonomiczna funkcjonowania ochrony przeciwpoýarowej w lasu w lasach pañstwowych Leúne Prace Badawcze, 1 s STRESZCZENIE W oparciu o uzyskane wyniki stwierdzono, ýe liczba i wielkoúã poýarów w lasach PGL LP w rozpatrywanym okresie zmniejszaùa siæ. Analizujàc wzajemnà relacje miædzy liczbà i powierzchnià poýarów w Polsce stwierdzono przeszùo 90 % zaleýnoúã. Na podstawie wykonanych analiz stwierdzono, ýe w badanym okresie spadùa dùugoúã (km) pasów PPOÝ oraz zmalaùa liczba latajàcych jednostek powietrznych, liczba punktów ùàcznoúci alarmowej oraz punktów czerpania wody. Zmiany organizacyjne w tym zakresie nie miaùy jednak wiækszego wpùywu na liczbæ i wielkoúã poýarów. Ze wszystkich analizowanych form ochrony przeciwpoýarowej najwiæksze znaczenie (pozytywne) miaùo zwiækszenie liczby baz lotniczych. Odnotowano úrednià korelacjæ miædzy zwiækszeniem liczby lotnisk a zmniejszeniem powierzchni poýarów. Obliczono, ýe wzrost liczby baz lotniczych miaù przeszùo 30 % wpùyw na zmniejszenie liczby poýarów lasów. SUMMARY On the basis of the obtained results it was concluded that the number and size of fires in PGL LP forests during the examined period of time decreased. Analysing the mutual relationship between the number and area of fires in Poland, over 90% correlation was observed. It was found, on the basis of the performed analyses, that during the examined period of time the length (km) of fire protection strips decreased and the number of flying fire-extinguishing units as well as communication centres and water-drawing points declined. However, organizational changes in this field did not exert a significant impact on the number and size of fires. From among all the analysed forms of fire protection measures, the strongest (positive) influence was exerted by the increase in the number of airplane bases. A medium correlation was recorded between the increase in the number of airstrip bases and decline in the area of fires. It was calculated that the increase in the number of air bases had over 30% influence on the decrease in the number of forest fires. 192

193 Maùgorzata Baran Wyýsza Szkoùa Zarzàdzania Úrodowiskiem w Tucholi PRÓBA WYCENY SPOÙECZNEJ WARTOÚCI LASU W DRZEWOSTANACH CHRONIONYCH NA PRZYKÙADZIE NADLEÚNICTWA GDAÑSK THE ATTEMPT AT VALUATION OF THE SOCIAL VALUES OF FOREST IN PROTECTED TREE STANDS THE STATE FOREST DISTRICT GDANSK CASE STUDIES Sùowa kluczowe: Nadleúnictwo Gdañsk, spoùeczna wartoúã lasów Key words: The State Forests District Gdansk, forest social value Abstract. The paper contains the attempt to calculate the social value of protected tree stands, where no logging was carried, based on the State Forests District Gdañsk. The valuation of the social value of the forest was based on the calculation of the costs of lost economic benefits and costs of bore expenditures. WSTÆP Nadleúnictwo Gdañsk jest jednym z 15 nadleúnictw administracyjnie podlegajàcych Regionalnej Dyrekcji Lasów Pañstwowych w Gdañsku. W obecnych granicach utworzono je w 1977 roku, w skùad weszùy obræby (dawne samodzielne nadleúnictwa) Oliwa, Gniewowo, Kamieñ i Leúnictwo Sobieszewo (z Nadleúnictwa Elblàg). Jego powierzchnia wynosi aktualnie 20670,5784 ha, z tego lasy stanowià 19927,3673 ha. Lasy Nadleúnictwa Gdañsk poùoýone sà w póùnocno-wschodniej czæúci województwa pomorskiego w powiatach grodzkich: Gdañsk, Gdynia i Sopot oraz w powiatach ziemskich wejherowskim, puckim i kartuskim. Ich zasiæg obejmuje teren z póùnocnego zachodu na poùudniowy wschód od Wejherowa do Úwibna, na odcinku 62 km. Wedùug rocznika statystycznego województwa pomorskiego z 2009 roku lesistoúã województwa wynosi 36,0 %, a powiatu wejherowskiego 43,5 % i puckiego 30,4 %, miasta Gdañsk 17,4 %, miasta Gdyni 44 % i miasta Sopot 51,8 %. Natomiast lesistoúã zasiægu dziaùania Nadleúnictwa wynosi 33,1 %. Omawiane tereny poùoýone sà w regionie bardzo silnie zurbanizowanym. Dùugoúã granicy las miasto wynosi 250 km. W zasiægu administracyjnym Nadleúnictwa mieszka prawie milion mieszkañców poùowa mieszkañców województwa pomorskiego. Natomiast lasy Nadleúnictwa stanowià 4 % lasów caùego województwa. Nadleúnictwo skùada siæ z 76 kompleksów, przy czym najwiækszy z nich wspólny 193

194 194 dla trzech obræbów zajmuje powierzchniæ 14222,54 ha, czyli 68,8 % ogólnej powierzchni. Lasy Nadleúnictwa Gdañsk poùoýone sà w I Baùtyckiej Krainie przyrodniczo leúnej. w dzielnicy Pojezierza Kaszubskiego. Jedynie Leúnictwo Sobieszewo znajduje siæ w dzielnicy Pasa Nadmorskiego. W Nadleúnictwie przewaýajà drzewostany o zùoýonej strukturze gatunkowej i budowie pionowej zgodnie z ukùadem siedlisk. Na siedliskach ubogich (Bs, Búw, BMúw) gùównie w leúnictwie Sobieszewo przewaýajà jednogatunkowe drzewostany sosnowe, niekiedy z domieszkà innych gatunków gùównie brzozy. Bardziej urozmaicony skùad gatunkowy wystæpuje na siedliskach bogatych, gdzie znaczny udziaù posiada buk i dàb. Na siedliskach o znacznym uwilgotnieniu wzrasta udziaù drzewostanów olszowych i brzozowych. Gùównym gatunkiem panujàcym w Nadleúnictwie jest sosna posiadajàca 55,0 % udziaùu powierzchniowego i 54,7 % udziaùu miàýszoúciowego. Wystæpuje prawie na wszystkich siedliskach, jednakýe najlepsze warunki rozwoju posiada na siedliskach lasowych. Na sùabych siedliskach (Bs na wydmowych piaskach pochodzenia morskiego) znaczny udziaù posiada kosówka i sosna czarna wprowadzone przed II wojnà úwiatowà dla szybszego ustabilizowania wydm. Jakoúã techniczna drzewostanów sosnowych jest sùaba, ze wzglædu na przestrzelone pnie drzew w okresie II wojny úwiatowej. Znaczna czæúã tych drzewostanów, zwùaszcza w pasie przyosiedlowym, osiàga wiek lat. Kolejnym gatunkiem pod wzglædem udziaùu powierzchniowego jest buk zajmujàcy 31,9 % powierzchni drzewostanów. Posiada duýà dynamikæ odnowieniowà w wyniku czego istnieje 1105,20 ha klas odnowienia, 314,59 ha klas do odnowienia z bukiem panujàcym w mùodym pokoleniu oraz 422,84 ha bukowych mùodników po ræbniach czæúciowych. Najlepiej wzrasta na siedliskach lasowych. Gatunkiem zmniejszajàcym swój udziaù w drzewostanach Nadleúnictwa jest úwierk, który zajmuje obecnie 5,2 % powierzchni zalesionej. Wystæpuje w wieku od upraw do VII klasy wieku. Jakoúã drzewostanów úwierkowych jest sùaba, poniewaý sà ciàgle nækane przez korniki i huraganowe wiatry. W Nadleúnictwie wystæpuje 15 typów siedliskowych lasu. Siedliska lasowe zajmujà ponad 80 % powierzchni. Zestawienie typów siedliskowych lasu w Nadleúnictwie Gdañsk przedstawia rycina 2. W drzewostanach przeznaczonych do ciæã ræbnych stosuje siæ ræbnie: zupeùnà, pasowà, czæúciowà, gniazdowà, stopniowà. Ræbnie zupeùne stosuje siæ przede wszystkim w przypadku zræbów sanitarnych w drzewostanach úwierkowych. Uýytkowanie ræbne jest realizowane w rozmiarze wynikajàcym z potrzeb hodowlanych drzewostanów i mùodego pokolenia. Przy prowadzeniu prac hodowlanych przestrzega siæ, aby skùad gatunkowy upraw

195 Ryc. 1. Mapa Nadleœnictwa Gdañsk w RDLP Gdañsk. ród³o: Regionalna Dyrekcja Lasów Pañstwowych w Gdañsku. Ryc.2. Udzia³ procentowy typów siedliskowych lasu w Nadleœnictwie Gdañsk. ród³o: Plan Urz¹dzenia Lasu Nadleœnictwa Gdañsk, stan na

196 zakùadanych na otwartych terenach dostosowaã do typów gospodarczych z uwzglædnieniem mozaikowatoúci siedlisk. Na wszystkich siedliskach preferowane sà naturalne odnowienia lasu dobrej jakoúci i zgodne z typem gospodarczym drzewostanu. Skùady gatunkowe drzewostanów wzbogacane sà o domieszki gatunków takich, jak: lipa, wiàz, jawor, jesion, klon. Przy granicach z gruntami nieleúnymi tworzy siæ, w miaræ moýliwoúci, strefy ekotonowe. Zaniechano wprowadzania gatunków obcego pochodzenia. Pod wzglædem struktury wiekowej lasy Nadleúnictwa Gdañsk naleýà do wyjàtkowych. Najwiækszy jest udziaù drzewostanów starych powyýej 80 lat, stanowià one 49,63 % udziaùu powierzchniowego. Najmniejszy jest udziaù upraw i mùodników I klasy wieku, co wynika ze zmniejszenia uýytkowania ræbnego w ubiegùych okresach. Taki ukùad powoduje staùy wzrost przeciætnego wieku. Obecnie wynosi on 80 lat. Przewidywany przeciætny wiek na koniec obecnego planu wyniesie 86 lat, a w obræbie Oliwa nawet 91 lat i jest to zjawisko niekorzystne. Stan zasobów drzewnych w Nadleúnictwie przedstawia tab.1. Tab.1. Stan zasobów drzewnych Nadleœnictwie Gdañsk na dzieñ r. 196 ród³o: Plan Urz¹dzenia Lasu Nadleœnictwa Gdañsk, stan na Przedstawione wskaêniki majà tendencjæ wzrostowà w porównaniu z poprzednim 10-leciem. W Nadleúnictwie przyjæto wieki ræbnoúci jednakowe dla wszystkich obræbów: - So, Md, Jd, Dg, Bk lat, - Db, Js, Wz lat, - Úw lat, - Brz, Ol, Gb, Lp, Kl, Jw, Ak lat, - Os, Olsz lat, - Tp, Wb lat. Przyjæte wieki ræbnoúci dla úwierka i buka sà zbliýone do wieku, w którym nastæpuje kulminacja przeciætnego rocznego przyrostu. Natomiast dla pozostaùych gatunków sà znacznie wyýsze. Podniesienie przeciætnego wieku ræbnoúci dla tych gatunków powoduje znaczne zwiækszenie pierúnic, a tym samym, poprawæ struktury sortymentowej i speùnia oczekiwania ludnoúci Trójmiasta.

197 Do ciæã ræbnych zaprojektowano jedynie 6 % drzewostanów ræbnych, drzewostanów w Klasie Odnowienia 81%, w Klasie Do Odnowienia 33%, w odniesieniu do powierzchni ogóùem w danej kategorii drzewostanu. SZCZEGÓLNE FORMY OCHRONY PRZYRODY W Nadleúnictwie Gdañsk wystæpuje 9 z 10 form ochrony przyrody, wymienionych w Ustawie z dnia 16 kwietnia 2004 r. o ochronie przyrody. 1. Rezerwaty przyrody:rezerwat Ptasi Raj - powierzchnia 188,86 ha, 2. Rezerwat Êródliska w Dolinie Ewy powierzchnia 12,04 ha, 3. Rezerwat Zajæcze Wzgórze powierzchnia 11,74 ha, 4. Rezerwat Kacze Ùægi powierzchnia 8,97 ha, 5. Rezerwat Cisowa powierzchnia 24,76 ha, 6. Rezerwat Lewice - powierzchnia 22,90 ha, 7. Rezerwat Gaùæêna Góra - powierzchnia 34,06 ha, 8. Rezerwat Peùcznica powierzchnia 56,88 ha, 9. Rezerwat Wàwóz Huzarów powierzchnia 2,80 ha, 10. Rezerwat Ùæg nad Swelinà powierzchnia 13,65 ha, 11. Rezerwat Dolina Strzyýy powierzchnia 38,52 ha. Powierzchnia rezerwatów przyrody w Nadleúnictwie, wedùug stanu na r. wynosi 415,18 ha., co stanowi okoùo 2% powierzchni leúnej Nadleúnictwa. Rezerwaty przyrody poùoýone poza gruntami Nadleúnictwa: 1.Rezerwat Kæpa Redùowska powierzchnia 118,16 ha, 2. Rezerwat Mewia Ùacha o powierzchnia 150,46 ha, 3. Rezerwat sùonoroúli nadmorskich Beka powierzchnia 193,01 ha. Trójmiejski Park Krajobrazowy Trójmiejski Park Krajobrazowy utworzono w 1979 roku. Obecnie powierzchnia jego wynosi ha, a powierzchnia otuliny ha. W zasiægu TPK znajduje siæ okoùo 85 % gruntów naleýàcych do Nadleúnictwa Gdañsk (17670,56 ha). Obszar Chronionego Krajobrazu Wyspy Sobieszowskiej Obszar ten o powierzchni caùkowitej 1228 ha ( w tym 974,50 ha w Nadleúnictwie Gdañsk), obejmuje tereny leúno-wydmowe, podmokùoúci i rozlewiska fragmentu Mierzei Wiúlanej w rejonie Sobieszewa. Obszar Chronionego Krajobrazu Ýuùaw Gdañskich Obszar ten znajduje siæ w zasiægu terytorialnym Nadleúnictwa Gdañsk, ale obejmuje grunty nieleúne w poùudniowej czæúci Wyspy Sobieszewskiej. Obszary Natura 2000 Obszar specjalnej ochrony ptaków 1. Ujúcie Wisùy - powierzchnia 188,86 ha. Kod obszaru PLB W skùad obszaru wchodzà dwa rezerwaty przyrody: Ptasi Raj I Mewia Ùacha. Specjalne obszary ochrony siedlisk 197

198 1. Biaùa. Kod obszaru PLH220016, powierzchnia 418,80 ha, 2. Peùcznica. Kod obszaru PLH220020, powierzchnia 253,06 ha, 3. Ostoja w Ujúciu Wisùy. Kod obszaru PLH220044, powierzchnia 883,51 ha. Pomniki przyrody Na terenie Nadleúnictwa istniejà 162 pomniki przyrody. W wiækszoúci sà to pojedyncze drzewa, grupy drzew i gùazy. Stanowiska dokumentacyjne W obræbie Nadleúnictwa nie ma stanowisk dokumentacyjnych. Natomiast poza gruntami Nadleúnictwa utworzono dwa takie stanowiska: 1. Klif Oksywski - odcinek klifowy Kæpy Oksywskiej dùugoœci ok m, 2. Odkrywka po eksploatacji ýwiru we wsi Kazimierz. Uýytki ekologiczne W Nadleúnictwie wyodræbniono 9 uýytków ekologicznych o ùàcznej powierzchni 14,28 ha. Zespoùy przyrodniczo-krajobrazowe Na terenie Nadleúnictwa Gdañsk wyznaczono dwa zespoùy przyrodniczokrajobrazowe: 1. Dolina Potoku Toruñskiego, 2. Dolina Strzyýy. W Planie Ochrony TPK przewiduje siæ utworzenie kolejnych piæciu zespoùów przyrodniczo-krajobrazowych. Ochrona gatunkowa roúlin, zwierzàt i grzybów Na terenie Nadleúnictwa wystæpuje okoùo 850 gatunków flory naczyniowej. Úcisùej ochronie podlega 49 gatunków, a 17 podlega ochronie czæúciowej. Fauna Nadleúnictwa nie jest caùkowicie rozpoznana, zwùaszcza úwiat owadów. Êródùa wymieniajà 39 gatunków ptaków, 13 gatunków pùazów, 5 gatunków gadów, 20 gatunków ryb, 1 gatunek minoga. W Nadleúnictwie wyznaczono strefæ ochronnà gniazda bielika i strefæ ochronnà kani rudej. Istnieje takýe strefa ochronna waýki iglicy maùej. SPOÙECZNE FUNKCJE LASU Las zawsze peùniù waýnà rolæ w rozwoju cywilizacji na caùym úwiecie. Funkcjæ lasu moýna zdefiniowaã, jako jego zdolnoúã do dostarczania róýnego rodzaju usùug o materialnym i niematerialnym charakterze. Gospodarcze funkcje lasu polegajà na produkcji surowca drzewnego i uýytków ubocznych (zwierzyna ùowna, kora, jagody, zioùa, grzyby itp.). Socjalne funkcje lasu polegajà na dostarczaniu spoùeczeñstwu usùug o charakterze kulturowym, ochronnym, zdrowotnym, rekreacyjnym itp. 198

199 Las peùni zasadniczo dwa rodzaje funkcji: a) funkcje gospodarcze, dziæki którym powstajà uýytecznoúci zwiàzane z produkcjà surowca drzewnego i uýytków ubocznych. Najwaýniejsze z nich to: - majàtkowe, - surowcowe, - dochodowe, - jako miejsce pracy, - jako rezerwa powierzchni, b) funkcje ochronne i rekreacyjne, czyli spoùeczne - obejmujà te rodzaje uýytecznoúci, które wspóùdecydujà, o jakoúci úrodowiska przyrodniczego oraz o warunkach ýycia ludnoúci zamieszkujàcej dane úrodowisko. Spoùeczne funkcje sà czæsto nazywane socjalnymi, infrastrukturalnymi, poúrednioprodukcyjnymi, pozaprodukcyjnymi. Wymienia siæ dziesiæã najwaýniejszych spoùecznych funkcji lasu: - regulacja gospodarki wodnej, - ochrona przed negatywnymi skutkami cywilizacji przemysùowej, - ochrona przed klæskami ýywioùowymi, - ochrona przyrody, - rekreacja, - ochrona przed wiatrem, - funkcje obronne, - stymulacja produkcji w pozaleúnych dziaùach gospodarczych, - funkcje krajobrazowe, - szczególne rodzaje funkcji: wpùyw na rozwój literatury, sztuki i caùoksztaùtu kultury narodowej. Gospodarstwo leúne jest powiàzane z gospodarkà rynkowà jedynie za poúrednictwem dóbr wytwarzanych w ramach funkcji gospodarczych, gùównie przez sprzedaý po cenach rynkowych surowca drzewnego i produktów ubocznego uýytkowania lasu. Sprzedawane dobra pokrywajà koszty prowadzenia gospodarki leúnej i pozwalajà na osiàganie zysku. Gospodarka rynkowa nie obejmuje spoùecznych funkcji lasu, tj. zdrowotnych, ochronnych, klimatycznych, rekreacyjnych, krajobrazowych. Dobra te nie majà ceny rynkowej. Sà stawiane do dyspozycji spoùeczeñstwa nieodpùatnie, mimo ponoszenia przez gospodarstwo leúne dodatkowych kosztów i powstawania strat w produkcji leúnej. Wartoúã wolnych dóbr leúnych, wytwarzanych dziæki spoùecznym funkcjom lasu, jest czæsto znacznie wiæksza od wartoúci surowca drzewnego i innych produktów sprzedawanych na rynku. Gwaùtownie postæpujàca w ostatnich dziesiæcioleciach industrializacja i urbanizacja przyczyniùa siæ do znacznego zanieczyszczenia úrodowiska. To z kolei spowodowaùo szybki wzrost zapotrzebowania spoùeczeñstwa na rekreacyjne, ochronne, zdrowotne i inne dobra uzyskiwane dziæki socjalnym funkcjom lasu. 199

200 Wzrost znaczenia socjalnych funkcji lasu ma wpùyw na rozszerzenie zakresu zadañ wspóùczesnego gospodarstwa leúnego. W takich okolicznoúciach konieczne jest podjæcie prób urynkowienia dóbr wytwarzanych w ramach speùniania przez las funkcji socjalnych, wykorzystywanych dotychczas przez spoùeczeñstwo bezpùatnie, w charakterze dóbr wolnych. Rosnàce zapotrzebowanie na pozaprodukcyjne úwiadczenia lasu i zaspokajanie tych potrzeb wymaga ponoszenia wiækszych kosztów. Naleýaùoby úciúle wyodræbniã dodatkowe nakùady na spoùeczne úwiadczenia lasu, a takýe straty w produkcji leúnej spowodowane wzrostem wymienionych úwiadczeñ. Tereny Nadleúnictwa Gdañsk przez caùy rok sà miejscem wypoczynku i rekreacji dla wielu tysiæcy osób. Lasy Nadleúnictwa Gdañsk uznane w caùoúci jako ochronne- funkcjonujà od 1982 roku. Powierzchniæ poszczególnych funkcji ochronnych lasów, wg stanu na r., przedstawiono w tab. 2. Tab.2. Funkcje ochronne lasów ( stan na r.) ród³o: Plan Urz¹dzenia Lasu Nadleœnictwa Gdañsk, stan na W 2009 roku zakoñczono proceduræ typowania drzewostanów cennych pod wzglædem przyrodniczym i krajobrazowym. Lasy cenne przyrodniczo sùuýà jako powierzchnie referencyjne do obserwacji naturalnych procesów przyrodniczych oraz jako ostoje ksylobiontów. W drzewostanach tych wszelkie zabiegi gospodarcze ograniczone sà do minimum, wynikajà z koniecznoúci zapewnienia bezpieczeñstwa osób lub mienia oraz ograniczenia gradacji szkodliwych owadów. METODY WYCENY POZAGOSPODARCZEJ WARTOÚCI LASU W DRZEWOSTANACH CHRONIONYCH Tadeusz Marszaùek (1976) opracowaù metodæ spoùecznego kosztu wytworzenia. Ma ona zastosowanie przy szacowaniu pozagospodarczej wartoúci lasów parków narodowych i rezerwatów przyrody. Wartoúã pozagospodarczà otrzymuje siæ przez 200

201 wycenæ funkcji turystyczno-rekreacyjnych, kulturalnych, naukowo-dydaktycznych i innych. Omawiana metoda uwzglædnia spoùeczne koszty poniesione na wytworzenie tych funkcji. Spoùeczny koszt wytworzenia funkcji pozaprodukcyjnych jest sumà kosztów wùasnych (K) oraz wartoúci funkcji przeznaczonych dla spoùeczeñstwa (M). Zatem w skùad umownie rozumianego spoùecznego kosztu wytworzenia pozaprodukcyjnej wartoúci lasów parków narodowych i rezerwatów przyrody wchodzà skùadniki sumy kosztów wùasnych (K) i uýytecznoúci róýniczkowej (R). Koszty wùasne skùadajà siæ z dwóch podstawowych elementów: wartoúci utraconych korzyúci gospodarczych w wyniku caùkowitej lub czæúciowej rezygnacji z uýytkowania lasu (K ) uk i wartoúci nakùadów poniesionych na ksztaùtowanie funkcji pozaprodukcyjnych (K ). pn Wartoúã pozagospodarczà oblicza siæ wedùug formuùy: WP = K uk + K pn + R Skùadniki formuùy: K uk + K pn i R okreúla siæ za pomocà wieloetapowego rachunku: a) szacowanie wartoúci utraconych korzyúci (K uk): K = P n (p f + p f p f ) uk t n n K - wielkoúã wartoúci utraconych korzyúci, uk P - przeciætna roczna wartoúã produkcji towarowej z okresu n lat na 1 ha t powierzchni leúnej RDLP, na terenie, której znajduje siæ badany park narodowy lub rezerwat, n - liczba lat od chwili utworzenia danego obiektu chronionego, p, p,..., p - powierzchnia lasów o róýnym stopniu ograniczenia produkcji leúnej, 1 2 n f, f,..., f - wskaênik ograniczenia produkcji leúnej na powierzchniach p... p 1 2 n 1 n, b) szacowanie wartoúci poniesionych nakùadów (K ): pn K = K + K + K + K pn pn1 pn2 pn3 pn4 K - sumaryczna wielkoúã poniesionych nakùadów, pn K - bezpoúrednie nakùady na wytworzenie, ochronæ oraz wykorzystanie pn1 pozaprodukcyjnych funkcji lasu za caùy okres istnienia danego parku narodowego lub rezerwatu (w zù), K - poúrednie nakùady na wytworzenie, ochronæ oraz wykorzystanie pn2 pozaprodukcyjnych funkcji lasu danego parku narodowego lub rezerwatu (w zù), K - zwiækszone nakùady na produkcjæ leúnà w parku lub rezerwacie, gdzie pn3 produkcja jest czæúciowo ograniczona, K - obecna wartoúã netto skùadników majàtkowych wytworzonych w wyniku pn4 nakùadów inwestycyjnych na ksztaùtowanie, ochronæ i korzystanie z pozaprodukcyjnych funkcji lasu w ciàgu caùego okresu istnienia parku narodowego lub rezerwatu przyrody (w zù), c) obliczanie wielkoúci R: 201

202 R = (K + K ) (q + q + q ) uk pn R - wielkoúã uýytecznoúci róýniczkowej wytworzonej dziæki dziaùalnoúci zwiàzanej z ksztaùtowaniem, ochronà i wykorzystywaniem pozagospodarczych funkcji lasu (w zù). Wskaêniki czàstkowe okreúlajà rolæ i znaczenie: q - turystycznych, rekreacyjnych i zdrowotnych funkcji lasów, 1 q - kulturalnych i estetycznych funkcji lasów, 2 q - naukowych, oúwiatowych i wychowawczych funkcji lasów parków 3 narodowych i rezerwatów przyrody. q = a b W c r 1 q = a b W c r 2 q = a b W c r 3 gdzie: a, a, a - wskaêniki terytorialnego oddziaùywania poszczególnych grup pozagospodarczych funkcji lasów danego parku lub rezerwatu, a = 1, 2, 3,..., 49 (liczba województw), b, b, b - wskaêniki stopnia uýytecznoúci poszczególnych grup pozagospodarczych funkcji lasów danego parku lub rezerwatu w ramach badanego zasiægu terytorialnego oddziaùywania, b = 1 - uýytecznoúã istotna, b = 2 - uýytecznoúã waýna, b = 4 - uýytecznoúã bardzo waýna, b = 16 - uýytecznoúã niezastàpiona, W - bazowy wskaênik czàstkowy, jednakowy dla wszystkich grup funkcji lasu. r W = r akumulacja finansowa koszty dziaùalnoúci 202 Dla parków narodowych ustala siæ wskaênik W na podstawie przeciætnej rocznej r rentownoúci brutto osiàganej przez RDLP, na terenie której znajduje siæ dany obiekt chroniony. Dla rezerwatów wskaênik (W ) ustala siæ na podstawie przeciætnej rocznej r rentownoúci brutto osiàganej przez nadleúnictwo, na terenie, którego znajduje siæ rezerwat. c, c, c - wskaêniki odzwierciedlajàce relacje miædzy stopami wzrostu nakùadów budýetowych na kierunki dziaùalnoúci odpowiadajàce charakterowi poszczególnych grup pozagospodarczych funkcji speùnianych przez lasy parków

203 narodowych i rezerwatów przyrody. Moýna przyjàã, ýe c 1 = 1.00, c 2 = 1.10, c 3 = 1.14, ale wskaêniki te wymagajà aktualizacji. Pozagospodarcza wartoúã lasu i wartoúã pozagospodarczych funkcji lasu sà pojæciami róýnymi, ale ich wielkoúci sà do siebie zbliýone. Marszaùek (1976) za podstawæ ustalenia wartoúci pozagospodarczych funkcji lasu (WF) przyjàù spoùeczny koszt wytworzenia pozagospodarczej wartoúci lasów parków narodowych i rezerwatów obliczony wg wzoru: WP WF = n WF - úrednia wartoúã pieniæýna pozaprodukcyjnych funkcji parku lub rezerwatu w roku, WP - pozagospodarcza wartoúã pieniæýna lasu danego parku lub rezerwatu, n - okres (liczba lat) od utworzenia parku lub rezerwatu, w którym dokonano obliczenia WP. Podgórski i in. (1980) wychodzàc z podobnych zaùoýeñ zastosowaù uproszczonà metodæ wyceny pozagospodarczej wartoúci lasu wedùug nastæpujàcej formuùy: W = (K + K ) Q p uk pn W - pozagospodarcza wartoúã lasu parku narodowego, p K - wartoúã utraconych korzyúci gospodarczych, uk K - wartoúã nakùadów poniesionych na przysposobienie lasów parku narodowego pn do peùnienia przez nie funkcji pozagospodarczych, Q - wartoúã mnoýnika uýytecznoúci spoùecznej, Q = q + q + q - oznaczenie jak w poprzednim wzorze W dalszej czæúci pracy odstàpiono od wyliczenia wartoúci mnoýnika uýytecznoúci spoùecznej (Q). Sposób jego wyliczenia budzi duýe zastrzeýenia i problemy rachunkowe. Zajæto siæ tylko wyliczeniem kosztów utraconych korzyúci i kosztów poniesionych nakùadów. WYCENA KOSZTÓW UTRACONYCH KORZYÚCI I KOSZTÓW PONIESIONYCH NAKÙADÓW W DRZEWOSTANACH CHRONIONYCH W Nadleúnictwie Gdañsk drzewostanami, w których nie prowadzi siæ uýytkowania sà: - rezerwaty przyrody, - strefy ochronne, - drzewostany cenne przyrodniczo. Szczegóùowy wykaz powierzchni chronionych przedstawia tabela

204 Tab.3. Powierzchnie chronione w Nadleœnictwie Gdañsk w latach ród³o: Nadleœnictwo Gdañsk. Powierzchnia leúna Nadleúnictwa wynosi ,37 ha. Po odliczeniu powierzchni chronionych, w których nie prowadzi siæ uýytkowania, przychód z pozyskania drewna odnosi siæ odpowiednio do: ,86 ha ,53 ha, ,47 ha, Uzyskane przez Nadleúnictwo przychody ze sprzedaýy drewna, w przeliczeniu na 1 ha powierzchni leúnej z wyùàczeniem powierzchni chronionych, przedstawia siæ nastæpujàco: ,52 zù, ,94 zù, ,13 zù. Wyliczonà wartoúã przychodu ze sprzedaýy drewna w przeliczeniu na 1 ha uznano za koszty utraconych korzyúci, które Nadleúnictwo uzyskaùoby uýytkujàc powierzchnie chronione. Wówczas przychody ze sprzedaýy drewna byùyby odpowiednio wyýsze, a mianowicie: ,52 zù. x 516,51 ha = ,31 zù ,94 zù x 523,84 ha = ,73 zù, ,13 zù x 889,90 ha = ,19 zù, Wyliczone hipotetycznie przychody ze sprzedaýy drewna w drzewostanach chronionych uznano za wartoúã utraconych korzyúci w tych drzewostanach w latach Koszt wytworzenia funkcji spoùecznych speùnianych przez drzewostany chronione jest równy sumie wartoúci utraconych korzyúci gospodarczych w wyniku caùkowitej lub czæúciowej rezygnacji z uýytkowania lasu i kosztów poniesionych nakùadów. Do kosztów poniesionych nakùadów w przypadku Nadleúnictwa Gdañsk zaliczono koszty administracyjne ogóùem i koszty bezpoúrednie ochrony lasu w rezerwatach. Zestawienie kosztów poniesionych nakùadów przedstawia tabela 4.

205 Tab.4. Koszty poniesionych nak³adów w Nadleœnictwie Gdañsk w latach ród³o: Baza SILP Nadleœnictwa Gdañsk. Wyliczonà metodà uproszczonà wartoúã pozagospodarczà drzewostanów chronionych przedstawia tabela 5. Tab.5. Wartoœæ pozagospodarcza drzewostanów chronionych, nieu ytkowanych w Nadleœnictwie Gdañsk w latach ród³o: Baza SILP Nadleœnictwa Gdañsk. Jest to uproszczony sposób szacowania wartoúci pozagospodarczych funkcji lasu. Otrzymanych wartoúci nie powiækszono o wskaêniki czàstkowe, które okreúlajà rolæ i znaczenie turystycznych, rekreacyjnych, zdrowotnych, kulturalnych, estetycznych, naukowych, oúwiatowych i wychowawczych funkcji lasu. Utracone korzyúci dotyczà w 2009 roku - 4,5 %, w 2008 roku 2,6 % i w 2007 roku 2,6 % powierzchni leúnej Nadleúnictwa. PODSUMOWANIE 1. Lasy Nadleúnictwa Gdañsk otaczajà milionowà aglomeracjæ trójmiejskà. Na 4 % powierzchni województwa pomorskiego zamieszkuje prawie poùowa mieszkañców. 2. Lasy te charakteryzujà siæ ogromnym bogactwem przyrodniczym. Úwiadczy o tym róýnorodnoúã i ýyznoúã siedlisk oraz wysoki przeciætny wiek drzewostanów. 3. Na terenie Nadleúnictwa wystæpuje 9 z 10 form ochrony przyrody, przewidzianych w Ustawie z dnia 16 kwietnia 2004 r. o ochronie przyrody. Wiækszoúã (99%) lasów Nadleúnictwa peùni funkcje ochronne. 4. Na przykùadzie powierzchni, na których nie prowadzi siæ uýytkowania, to jest 205

206 206 rezerwatów przyrody, stref ochronnych zwierzàt i drzewostanów cennych przyrodniczo, podjæto próbæ wyceny spoùecznej wartoúci lasu. Wyliczenia oparto na uproszczonej metodzie spoùecznego kosztu wytworzenia [Marszaùek 1976] i [Podgórski 1980] z wykorzystaniem danych Nadleúnictwa Gdañsk za lata Otrzymanych wartoúci nie powiækszono o wskaêniki czàstkowe, które okreúlajà rolæ i znaczenie turystycznych, rekreacyjnych, zdrowotnych, kulturalnych, estetycznych, naukowych, oúwiatowych i wychowawczych funkcji lasu. 5. Wartoúã spoùeczna, czyli pozagospodarcza drzewostanów chronionych wynosi: ,72 zù, 1387,93 zù/ha, ,93 zù, 1249,20 zù/ha, ,67 zù, 1124,29 zù/ha. 6. Wycena spoùecznej wartoúci lasu jest wycenà subiektywnà. Spoùeczna wartoúã lasów jest czæsto niedoceniana. Koszty poniesionych nakùadów na prowadzenie gospodarki leúnej sà niewspóùmierne do korzyúci, które spoùeczeñstwo czerpie nieodpùatnie korzystajàc z lasu. LITERATURA I ÊRÓDÙA Marszaùek T. 1976: Szacowanie pozagospodarczej wartoúci lasów parków narodowych i rezerwatów przyrody. Sylwan nr 3. Podgórski M., Sobañski Ù. Szramka H. 1980: Próba wyceny pozagospodarczych funkcji lasu na przykùadzie Wielkopolskiego Parku Narodowego. Poznañskie Towarzystwo Przyjacióù Nauk, Wydziaù Nauk Rolniczych i Leúnych. Program ochrony przyrody Nadleúnictwa Gdañsk Plan Urzàdzenia Lasu Nadleúnictwa Gdañsk wedùug stanu na dzieñ rok. GUS Rocznik statystyczny województwa pomorskiego, Baza SILP Nadleúnictwa Gdañsk. Zarzàdzanie ochronà przyrody w lasach. 2009: Praca zbiorowa pod redakcjà Krzysztofa Kannenberga i Huberta Szramki. Tom III. Rozdziaù VI. Wyýsza Szkoùa Zarzàdzania Úrodowiskiem w Tucholi. Trójmiejski Park Krajobrazowy STRESZCZENIE Teren badañ obejmuje Nadleúnictwo Gdañsk. Charakteryzuje siæ ono specyficznym poùoýeniem w pobliýu milionowej aglomeracji trójmiejskiej i ogromnym bogactwem przyrodniczym. W Nadleúnictwie wystæpuje 9 z 10 form ochrony przyrody wymienionych w Ustawie z 16 kwietnia 2004 roku o ochronie przyrody. Las peùni zasadniczo dwa rodzaje funkcji: gospodarcze i spoùeczne, czyli ochronne i rekreacyjne. Jednà z metod wyceny spoùecznych wartoúci lasu opracowaù T. Marszaùek (1976). Uproszczonà metodæ wyceny pozagospodarczych funkcji lasu opracowaù M. Podgórski (1980). Przedmiotem badañ w latach byùy powierzchnie chronione, w których nie prowadzi siæ uýytkowania: rezerwaty przyrody, strefy ochronne zwierzàt, drzewostany cenne przyrodniczo. W oparciu o wyliczone koszty utraconych korzyúci i koszty poniesionych nakùadów wyceniono spoùecznà wartoúã drzewostanów chronionych. Wynosi ona:

207 2007 rok , 72 z³, 1387,99 zù/ha, 2008 rok ,93 zù, 1249,20 zù/ha, 2009 rok , 67 z³, 1124,29 zù/ha. SUMMARY The research area encompasses the Forests District Gdañsk. Its characteristic features are the neighbourhood of one million people agglomeration of Trójmiasto and high natural values. There are nine nature conservation forms in the District, of total ten established by the Nature Conservation Act from 16 of April The forest serves two main functions: economic and social meaning conservation and recreational. The method of the valuation of social values was invented by T. Marszaùek (1976). The simplified method of the valuation of non-economic forest functions was invented by M. Podgórski (1980). The research subject between in the District Gdañsk were protected areas excluded from the logging: nature reserves, animal s habitats protection zones, high conservation value forest. Based on the calculated costs of lost economical benefits and costs of bore expenditures for the protected areas the social value was calculated. It amounts to: ,879.72PLN; 1,387.99PLN/ha; ,380.93PLN; 1,249.20PLN/ha; ,000, PLN; 1,124.29PLN/ha. 207

208 Tadeusz Bieniaszewski Uniwersytet Warmiñsko- Mazurski w Olsztynie Jan Karetko, Paweù Artych Regionalna Dyrekcja Lasów Pañstwowych w Olsztynie 208 ZARZÀDZANIE ZASOBAMI LEÚNYMI, NA PRZYKÙADZIE LEÚNEGO KOMPLEKSU PROMOCYJNEGO - LASY MAZURSKIE, ZE SZCZEGÓLNYM UWZGLÆDNIENIEM FUNKCJI DYDAKTYCZNYCH, W LATACH MANAGEMENT OF FOREST RESOURCES TAKING INTO ACCOUNT THE MAZURIAN FORESTS - PROMOTION FOREST COMPLEX AND ITS DIDACTIC SIGNIFICANCE IN THE PERIOD Sùowa kluczowe: Leúne Kompleksy Promocyjne, Lasy Mazurskie Key words: Promotion Forest Complex, the Mazurian Forests Abstract. The establishment of the Promotion Forest Complex - (PFC) is related with multifunctional forestry. Such complex combines educational and social functions with a sustainable economic and protective programme carried out that area. The purpose to establish 19 Promotion Forest Complexes is the ecological promotion as well as multifunctional and sustainable forest economy and at the same time protection of nature resources. The important aim concerning the PFC existence is a continuous formation of society ecological awareness and a proper attitude to the forest and economic activities carried out in it. When particular Promotion Forest Complexes have been established, their representation included different forest and nature regions and at the same time they presented variability of habitat conditions, their species composition, their natural values and basic functions of the forest. WSTÆP Narastanie úwiadomoúci o potrzebie ratowania przyrody, która wraz z szybkim rozwojem technologii ulega degradacji i niszczeniu, zaznaczyùa siæ juý w koñcu XIX wieku. Jednym z pierwszych dziaùañ, jakie podjæto w tym zakresie, byùy postulaty które sformuùowano na miædzynarodowym spotkaniu w Sztokholmie (1972). Na spotkaniu tym pod adresem miædzynarodowych agend ONZ, a zwùaszcza Organizacji Narodów Zjednoczonych do Spraw Wychowania, Nauki i Kultury (UNESCO), wystosowano apel, aby podjæùy one dziaùania w celu ustanowienia miædzynarodowego programu szkolnej i pozaszkolnej edukacji úrodowiskowej. Zakùadano bowiem, iý celem edukacji powinno byã nauczanie, jak za pomocà prostych dziaùañ i dostæpnych úrodków chroniã úrodowisko [Ciaciura 2007]. Efektem tych dziaùañ byùo przyjæcie w 1975 roku (opracowanych przez

209 UNESCO i UNEP) miædzynarodowego Programu Edukacji Úrodowiskowej (IEEP). Dalsze dziaùania w tym kierunku to organizacja w Tbilisi miædzynarodowej konferencji, której celem byùo wypracowanie kierunków rozwoju edukacji úrodowiskowej w úwiecie. Tam teý przyjæto deklaracjæ ( Deklaracja Tbilijska ) mówiàcà o zakresie, formach, strukturach oraz potrzebach prowadzenia edukacji ekologicznej na wszystkich poziomach ksztaùcenia [Ciaciura 2007, Szujecki 2004]. Prace w tym zakresie byùy równieý tematem konferencji w Rio de Janeiro (1992) w Úwiatowym Programie na Rzecz Rozwoju Zrównowaýonego. Przyjæto tam, powszechnie znany, dokument Agenda 21. Zawiera on globalny program dziaùañ w celu zapewnienia trwaùego i zrównowaýonego rozwoju úwiata. W úlad za tym w Polsce, realizujàc ustalenia Agendy 21, Ministerstwo Edukacji Narodowej i Ministerstwo Ochrony Úrodowiska Zasobów Naturalnych i Leúnictwa podpisaùy porozumienie o wspóùpracy w zakresie edukacji ekologicznej (1995). To porozumienie pozwoliùo opracowaã Narodowà Strategiæ Edukacji Ekologicznej [Grzywacz 2004, Narodowa Strategia 2001, Szujecki 2003]. Jednak bezpoúrednim impulsem do tworzenia w Polsce Leúnych Kompleksów Promocyjnych byùa potrzeba wdroýenia rezolucji programowych Paneuropejskich Konferencji Ministerialnego Procesu Ochrony Lasów w Europie, (Strasburg 1990, Helsinki 1993) i wynikajàcych obowiàzków z tytuùu podpisania rezolucji przyjætych na tych konferencjach [Fronczak 2007]. Jak juý wspomniano, las i jego kondycja jako element úrodowiska, doczekaù siæ równieý uwagi i troski na miædzynarodowej konferencji Úrodowisko i rozwój w Rio de Janeiro (1992), na której przyjæto trzy konwencje: Konwencja klimatyczna, Konwencja o ochronie róýnorodnoúci biologicznej i w duýej mierze przygotowano tam Zasady leúne swoisty dekalog postæpowania w gospodarowaniu zasobami leúnymi [Fronczak 2007]. Jednak najwiæksze znaczenie dla lasów miaùa konferencja w Helsinkach w 1993 r., na której sformuùowano i przyjæto podstawowe zaùoýenia trwaùej i zrównowaýonej gospodarki leúnej Sustainable Forest Management (SFM). Przyjæto tam, iý zarzàdzanie i uýytkowanie lasów i terenów leúnych powinno odbywaã siæ w taki sposób i w takim tempie, które pozwolà zachowywaã je jako odnawialne zasoby naturalne i nie uszczuplaã ich w dùugim czasie, zachowaã ich róýnorodnoúã biologicznà, produktywnoúã, zdolnoúã do speùniania, teraz i w przyszùoúci, odpowiednich ekologicznych i spoùecznych funkcji na lokalnym krajowym i globalnym poziomie nie powodujàc przy tym szkód w innych ekosystemach [Fronczak 2007, Szujecki 2003]. Idea powstania LKP zwiàzana jest z leúnictwem wielofunkcyjnym, w którym ùàczy siæ funkcje edukacyjne i spoùeczne z jednolitym programem gospodarczo-ochronnym [Ýurkowski 2004]. Celem wiæc powoùania 19 Leúnych Kompleksów Promocyjnych byùa promocja proekologicznej, wielofunkcyjnej i trwale zrównowaýonej gospodarki leúnej i ochrona zasobów przyrody [Ustawa 2000, Zarzàdzenie nr , Zarzàdzenie nr , 209

210 Zarzàdzenie nr , Zarzàdzenie nr ]. Waýnym celem jaki postawiono przed LKP jest ksztaùtowanie úwiadomoúci ekologicznej spoùeczeñstwa i wùaúciwego stosunku do lasu oraz czynnoúci gospodarczych w nim wykonywanych [Ciaciura 2007, Chrzanowski 2004a, Chrzanowski 2004b, Grzywacz 1996, Grzywacz 1997, Grzywacz 2000a, Grzywacz 2000b, Grzywacz 2002, Grzywacz 2004, Kapuúciñski 2004, Lisowska 2004, Mrowiñski 2004, Poræba-Konopczynska 2004, Ýurkowski 2004]. LEÚNE KOMPLEKSY PROMOCYJNE I ICH LOKALIZACJA W POLSCE Przy tworzeniu poszczególnych Leúnych Kompleksów Promocyjnych zwracano uwagæ, aby reprezentowaùy one róýne regiony przyrodniczo-leúne, a przez to równieý zmiennoúã warunków siedliskowych, skùad gatunkowy drzewostanów, walory przyrodnicze i podstawowe funkcje lasu [Grzywacz 2004, Rykowski 2004, Szujecki 2004, Zarzàdzenie nr , Zarzàdzenie nr , Zarzàdzenie nr , Zarzàdzenie nr ]. Ryc. 1. Lokalizacja LKP w Polsce ród³o: RDLP w Olsztynie. 210

211 Siedem pierwszych LKP, a mianowicie: LKP Lasy Puszczy Biaùowieskiej [Decyzja nr , Fronczak 2007, Grzywacz 2004], LKP Lasy Janowskie, LKP Lasy Gostyniñsko Wùocùawskie, LKP Lasy Puszczy Kozienickiej, LKP Lasy Beskidu Úlàskiego [Zarzàdzenie nr ], LKP Bory Lubuskie powoùano zarzàdzeniem Dyrektora Generalnego LP 19 grudnia 1994 [Bowszys 2007, Ciaciura 2007, Chrzanowski 2004b, Dawidziuk 2004, Fronczak 2007, Grzywacz Guzal 2010, Ustawa 2000]. W roku 1996 powstaùy kolejne leúne kompleksy promocyjne: LKP Bory Tucholskie, LKP Lasy Oliwsko Darýlubskie, LKP Lasy Rychtalskie i LKP Puszcze Szczeciñskie [Ciaciura 2007, Fronczak 2007, Szujecki 2004]. W roku 1997 leúne kompleksy promocyjne zostaùy w ustawie o zmianie ustawy o lasach oraz o zmianie niektórych ustaw z 24 kwietnia 1997 roku uznane prawnà formà proekologicznej Polityki Leúnej Pañstwa (PLP) za dopuszczalnà formæ organizacyjnà leúnictwa w Polsce [Szujecki 2004]. Skutkiem kolejnych dziaùañ w tym zakresie byùo utworzenie w 2000 roku LKP Lasy Birczañskie [Zarzàdzenie nr ], a w 2002 roku LKP Lasy Spalsko Rogowskie [Zarzàdzenie nr ] i LKP Lasy Mazurskie [Zarzàdzenie nr ]. W 2004 roku powstaùo piæã kolejnych kompleksów promocyjnych, a mianowicie: LKP Lasy Beskidu Sàdeckiego [Fronczak 2007, Szujecki 2004, Zarzàdzenie nr ], LKP Lasy Warciñsko Polanowskie [Fronczak 2007, Zarzàdzenie nr ], LKP Sudety Zachodnie [Fronczak 2007, Zarzàdzenie nr ], LKP Puszcza Notecka [Fronczak 2007, Zarzàdzenie nr ] i LKP Puszcza Úwiætokrzyska [Ciaciura 2007, Fronczak 2007], w roku 2005 powstaùy LKP Lasy Warszawskie [Fronczak 2007]. Leúne Kompleksy Promocyjne staùy siæ specyficznà wykùadnià i przykùadem Polskiej Polityki Kompleksowej Ochrony Zasobów Leúnych, obejmujàcej zadania technologiczne, edukacyjne i badawcze [Decyzja nr , Grzywacz 1997, Szujecki 2003]. Wielkoúã poszczególnych LKP w Polsce jest znacznie zróýnicowana, lecz sà to najczæúciej duýe i zwarte powierzchnie leúne [Zarzàdzenie nr , Zarzàdzenie nr , Zarzàdzenie nr , Zarzàdzenie nr ]. Wúród tych obszarów Leúny Kompleks Promocyjny Lasy Mazurskie zaliczyã naleýy do najwiækszych wydzielonych obszarów dziaùania. LKP Lasy Mazurskie obejmujà ha, co sprawia, iý jest to drugi pod wzglædem wielkoúci, po LKP Puszcza Notecka ( ha), obszar specjalnej troski leúników [Raport , Raport , Rykowski 2004]. Najmniejsze obszarowo wydzielone powierzchnie dziaùania posiadajà: LKP Lasy Beskidu Sàdeckiego ( ha), LKP Sudety Zachodnie ( ha), czy lasy LKP Lasy Birczañskie ( ha), [Ciaciura 2007, Chrzanowski 2004a, Zarzàdzenie nr , Zarzàdzenie nr , Zarzàdzenie nr ]. Na chwilæ obecnà proces tworzenia nowych powierzchni promocyjnych nie jest zamkniæty, a ùàczna powierzchnia 19 LKP 211

212 212 wynosi ha, co stanowi okoùo 10% pow. ogólnej lasów pañstwowych [Fronczak 2007, Grzywacz 2000a, Grzywacz 2000b, Grzywacz 2002, Grzywacz 2004, Guzal 2010]. Rozlokowanie LKP na terenie caùego kraju pozwala na eksponowanie zmiennych warunków siedliskowych, róýnorodnoúci skùadu gatunkowego lasów i wieloúci peùnionych funkcji przez ekosystemy leúne, a takýe prowadzenie badañ [Rykowski 2004, Wesoùy 2004]. Obszary o odmiennych walorach przyrodniczych i moýliwoúciach produkcyjnych charakteryzujà siæ takýe róýnà odpornoúcià na fitofagi i szkodniki owadzie. Dziæki temu, iý na obszarach LKP prowadzi siæ badania naukowe i poddaje ocenie nowe technologie sà one pomocne do szkolenia sùuýby leúnej, propagowania i wdraýania efektów badawczych na terenie caùego PGL LP [Chrzanowski 2004a, Grzywacz 1996, Grzywacz 2000b, Raport 2008, Raport 2009, Rykowski 2004, Wesoùy 2008]. Jednak niezaprzeczalnà wartoúcià sà ich osiàgniæcia w dziedzinie edukacji spoùeczeñstwa [Bowszys 2007, Chrzanowski 2004a, Chrazanowski 2004b, Grzywacz 2000a, Grzywacz 2000b, Grzywacz 2002, Grzywacz 2004, Guzal 2010, Mrowiñski 2004, Poræba- Konopczyñska 2004, Wesoùy 2004]. LKP sà takýe platformà wspóùpracy leúników ze spoùeczeñstwem. W ich radach naukowo-spoùecznych zasiada szeroki przekrój przedstawicieli: od lokalnych wùadz samorzàdowych, przedstawicieli uczelni, reprezentantów organizacji pozarzàdowych, przedstawicieli przemysùu drzewnego na przedstawicielach lokalnych mediów koñczàc [Ciaciura, Nowak 2007, Chrzanowski 2004a, Grzywacz 1997, Raport 2008, Raport 2009, Sokoùowski 2004, Wesoùy 2004, Ýurkowski 2004]. LEÚNY KOMPLEKS PROMOCYJNY LASY MAZURSKIE JAKO PRZYKÙAD DÀÝENIA DO ZRÓWNOWAÝONEJ EKOLOGICZNIE WIELOFUNKCYJNEJ GOSPODARKI LEÚNEJ. Leúny Kompleks Promocyjny Lasy Mazurskie ustanowiono zarzàdzeniem Dyrektora Generalnego LP z 30 paêdziernika 2002 roku [Zarzàdzenie nr ]. Zarzàdzenie to zostaùo wydane na podstawie art. 13 b ust. 1 oraz art. 33 ust.1 ustawy o lasach z dnia 28 wrzeúnia 1991 roku i znowelizowanej w 1997 r. [Fronczak 2007, Grzywacz 2004, Raport 2008, Raport 2009, Taradejna 2003, Ýurkowski 2004]. Zarzàdzenie okreúliùo zasiæg Leúnego Kompleksu Promocyjnego Lasy Mazurskie, który poùoýony jest na terenie Regionalnych Dyrekcji Lasów Pañstwowych w Olsztynie i Biaùymstoku, a obejmuje nastæpujàce obszary: - w RDLP Olsztyn; Nadleúnictwo Strzaùowo pow ha w tym: obræb leúny Strzaùowo (pow ha), obræb leúny Krutyñ (pow ha), obræb leúny Babiæta (pow ha); Nadleúnictwo Spychowo pow ha, w tym: obræb leúny

213 Racibór (pow ha), obræb leúny Spychowo (pow ha), obræb leúny Chochóù (pow ha) i Nadleúnictwo Mràgowo obræb leúny Mràgowo pow ha. - w RDLP Biaùystok; Nadleúnictwo Pisz pow , w tym: obræb leúny Pisz (pow ha), obræb leúny Szeroki Bór (pow ha), obræb leúny Wilcze Bagno (pow ha), obræb leúny Dùutowo (pow. 7274) i Nadleúnictwo Maskuliñskie pow ha, w tym: obræb leúny Maskuliñskie (pow ha), obræb leúny Mikoùajki (pow ha), obræb leúny Ruciane (pow ha). Dodatkowo, po konsultacjach na wniosek Dyrektora Stacji Badawczej Rolnictwa i Hodowli Zachowawczej Zwierzàt Polskiej Akademii Nauk w Popielnie, w skùad LKP Lasy Mazurskie wùàczono takýe: obszar leúnictwa Koñczewo o pow ha, uýytki rolne na póùwyspie popielniañskim o pow. 170 ha i wolno ýyjàcà hodowlæ zachowawczà konika polskiego wystæpujàcego na terenie w/w leúnictwa [Raport 2009, Taradejna 2003, Ýurkowski 2004]. Administracyjnie obszar LKP Lasy Mazurskie poùoýony jest w województwie warmiñsko-mazurskim, w powiatach piskim, mràgowskim i szczytnieñskim. Obejmuje on gminy: Pisz, Biaùa Piska, Ruciane Nida, Mikoùajki, Piecki, Mràgowo, Orzysz, Sorkwity, Rozogi, Úwiætajno, Szczytno, Dêwierzuty [Raport 2009, Taradejna 2003, Ýurkowski 2004]. Powyýsze zarzàdzenie dyrektora LP precyzowaùo takýe cele dziaùania LKP Lasy Mazurskie. Celem dziaùania LKP Lasy Mazurskie jest wiæc promocja trwale zrównowaýonej gospodarki leúnej, ochrona zasobów przyrody w lasach oraz edukacja leúna, a powierzchnia LKP Lasy Mazurskie ma byã obszarem funkcjonalnym o znaczeniu ekologicznym, edukacyjnym i spoùecznym. W úlad tej decyzji Dyrektorzy Regionalnych Dyrekcji Lasów Pañstwowych w Olsztynie i Biaùymstoku, a takýe dyrektor Stacji Badawczej PAN w Popielnie zostali zobowiàzani do opracowania jednolitego programu gospodarczo ochronnego LKP Lasy Mazurskie oraz do nadzorowania realizacji tego programu. Zarzàdzenie to precyzowaùo takýe treúci programu. Powinien on zawieraã nastæpujàce zagadnienia: ocenæ rozpoznania stanu lasu, zwùaszcza jego walorów przyrodniczych i zagroýeñ, ocenæ dotychczasowych kierunków i metod zagospodarowania lasu pod kàtem realizacji ekologicznych, produkcyjnych i spoùecznych funkcji lasu oraz wskazywaã ewentualne zmiany i wnosiã korekty w tym zakresie. Rolà tego programu jest takýe okreúlenie kierunków dziaùañ w celu udostæpniania lasu, m.in. dla potrzeb edukacyjnych, turystycznych i rekreacyjnych [Raport 2009, Taradejna 2003, Ýurkowski 2004]. Naukowo-spoùeczny nadzór nad dziaùalnoúcià LKP Lasy Mazurskie sprawuje powoùana zarzàdzeniem Dyrektora Generalnego Rada Naukowo Spoùeczna, a zadania gospodarczo ochronne na terenie LKP wykonywane sà z wykorzystaniem ustaleñ opracowanego i akceptowanego przez Radæ Naukowo Spoùecznà Programu Gospodarczo Ochronnego LKP Lasy Mazurskie [Ýurkowski 2004]. 213

214 CHARAKTERYSTYKA WARUNKÓW KLIMATYCZNYCH I SIEDLISKOWYCH LKP LASY MAZURSKIE. Poùoýenie geograficzne. Leúny Kompleks Promocyjny Lasy Mazurskie jest jednym z najwiækszych tego typu obiektów w Polsce [Fronczak 2007]. LKP Lasy Mazurskie rozciàga siæ w granicach województwa warmiñsko-mazurskiego i poùoýony jest w II krainie przyrodniczo-leúnej, krainie mazursko podlaskiej. Jego zasiæg wytycza linia ùàczàca Orzysz i Biaùà Piskæ na wschodzie, Kolno i Myszyniec na poùudniu, Szczytno i Biskupiec na zachodzie, a Mràgowo na póùnocy. Caùy obszar LKP leýy w dorzeczu Wisùy, z wyjàtkiem okolic Mràgowa, naleýàcych do dorzecza Pregoùy [Raport 2008, Raport 2009, Taradejna 2003, Ýurkowski 2004]. 214 Ryc. 2. Obszar LKP Lasy Mazurskie ród³o: RDLP w Olsztynie Najwiækszà czæúã kompleksu tworzà zwarte drzewostany Puszczy Piskiej z bogatà szatà roúlinnà, zawierajàcà okazy flory atlantyckiej oraz borealnej [Raport 2009, Taradejna 2003, Uggla 1965, Ýurkowski 2004]. Krajobraz urozmaica bogata sieã jezior, rzek, torfowisk i bagien. Jest to obszar borealnego zasiægu úwierka, a w zachodniej czæúci pojezierza przebiega póùnocno-zachodnia granica zasiægu buka.

215 KLIMAT OBSZARU LKP LASY MAZURSKIE Klimat Pojezierza Mazurskiego charakteryzuje siæ duýym kontynentalizmem, czæúciowo ùagodzonym we wschodniej czæúci przez wielkie masy wodne Úniardw, jest jednak chùodniejszy od otaczajàcych go makroregionów. Charakteryzuje siæ duýà zmiennoúcià, na którà wpùywa uksztaùtowanie terenu, a takýe wystæpowanie jezior i lasów. Cechà charakterystycznà klimatu Pojezierza jest úcieranie siæ wpùywu dwóch oúrodków: oceanicznego i kontynentalnego. Masy powietrza, przemieszczajàce siæ znad oceanu, spotykajà siæ tu z masami powietrza znad kontynentu powodujàc czæste i nagùe zmiany pogody. Klimat tego typu charakteryzujà dùugie, mroêne zimy i krótkie przedwioúnia [Fronczak 2007, Raport 2008, Raport 2009, Taradejna 2003, Uggla 1965, Ýurkowski 2004] o Úrednia roczna temperatura tego obszaru oscyluje w przedziale od 6,5 C o o do 7,4 C. Na tym terenie wystæpujà doúã ciepùe lata o temperaturze lipca okoùo 17 C o oraz ostre zimy, o úredniej temperaturze stycznia 4,0 C. Okres wegetacyjny, wedùug kryterium termicznego, jest doúã krótki, gdyý zaczyna siæ w poùowie kwietnia i koñczy w poùowie paêdziernika, trwa wiæc okoùo dni. Gruboúã pokrywy únieýnej na terenie LKP Lasy Mazurskie osiàga przeciætnie cm, okres jej zalegania wynosi úrednio dni. Úrednia roczna suma opadów dla tego terenu mieúci siæ w przedziale 600 mm. Cechà charakterystycznà klimatu tego regionu sà takýe liczne i silne ulewy wystæpujàce w okresie wegetacji [Bowszys 2007, Guzal 2001, Uggla 1965, Ýurkowski 2004]. GEOMORFOLOGIA OBSZARU LKP LASY MAZURSKIE Obszar LKP Lasy Mazurskie nie stanowi jednorodnej jednostki geomorfologicznej. W obræbie makroregionu Pojezierza Mazurskiego zbiegajà siæ zasiægi gùównych faz: leszczyñskiej, poznañskiej i pomorskiej zlodowacenia baùtyckiego, które uksztaùtowaùo rzeêbæ terenu Puszczy Piskiej. Równina Mazurska poùoýona jest w zasiægu fazy leszczyñskiej na rozlegùym sandrze. Osady i formy fazy leszczyñskiej zostaùy przysypane przez piaski glacjofluwialne, spod których wytopiùy siæ zagùæbienia, wypeùnione w recesji lodowca, martwym lodem. Cechà charakterystycznà obszaru LKP we wschodniej czæúci Równiny Mazurskiej jest brak kæp morenowych, przy duýych rozmiarach wytopisk. Czæúã póùnocna obszaru LKP poùoýona na Pojezierzu Mràgowskim i w Krainie Wielkich Jezior Mazurskich charakteryzuje siæ formami glacjalnymi typu moren czoùowych, rzadziej kemów [Raport 2008, Raport 2009, Taradejna 2003, Uggla 1965, Ýurkowski 2004]. Na obszarze LKP dominujà utwory fluwioglacjalne, tworzone przez wody roztopionego làdolodu. Sà to gùównie piaski sandrowe i pokùady piasków akumulacji rzecznej. Utworami mùodszymi, osadzajàcymi siæ u schyùku zlodowacenia baùtyckiego, sà gliny i piaski zwaùowe, wystæpujàce w strefie moreny czoùowej, gùównie w póùnocnej czæúci obszaru LKP. Najmùodszymi utworami sà osady holoceñskie, gùównie torfowiska i gytiowiska, wystæpujàce gùównie w poùudniowej czæúci Puszczy Piskiej. W tej czæúci obszaru LKP rzeêbæ terenu 215

216 216 urozmaicajà teý piaski wydmowe i piaski eoliczne w wydmach [Uggla 1965, Ýurkowski 2004]. Powierzchnia obszaru Równiny Mazurskiej jest nachylona w kierunku poùudniowym i obniýa siæ od wysokoúci m n.p.m. na póùnocy, które tworzà liniæ moren fazy poznañskiej, do m n.p.m. na poùudniowej granicy zagùæbieñ wytopiskowych. Przewaýajàcà czæúã LKP zajmujà gleby rdzawe i bielicowe, zwiàzane z utworami pochodzenia wodnolodowcowego. Zbudowane sà najczæúciej z piasków zwykùych, ze stosunkowo duýym udziaùem glinokrzemianów, stanowiàcych istotnà rezerwæ skùadników pokarmowych dla roúlin [Uggla 1965, Ýurkowski 2004]. W poùudniowej czæúci obszaru LKP wystæpujà piaski rzecznych tarasów akumulacyjnych, mniej zasobne od sandrowych. Wúród gleb rdzawych i bielicowych wystæpujà zagùæbienia terenu z glebami oddolnie oglejonymi, najczæúciej w typie gleb gruntowo-glejowych. Obniýenia najgùæbsze i doliny rzeczne wypeùnione sà glebami hydrogenicznymi. W czæúci poùudniowozachodniej i poùudniowej wystæpujà teý gleby rdzawe na wydmach [Uggla 1965, Ýurkowski 2004]. W czæúci póùnocno-zachodniej, tego regionu na piaskach i glinach zwaùowych, wyksztaùciùy siæ gleby brunatne i pùowe, wytworzone z piasków gliniastych i glin, czæsto zawierajàcych wæglan wapnia. Najmniej licznie reprezentowane sà typy gleb: pararædzin, gleb ochrowych, opadowoglejowych, muùowych, mad rzecznych i gleb deluwialnych [Uggla 1965, Ýurkowski 2004]. HYDROGRAFIA OBSZARU LKP LASY MAZURSKIE Obszar LKP Lasy Mazurskie w przewaýajàcej czæúci naleýy do zlewni Wisùy, tylko niewielki fragment tego obszaru naleýy do zlewni rzeki Pregoùy. Sieã hydrograficzna tego obszaru jest bardzo bogata. Jej podstawowym elementem sà jeziora (Úniardwy, Taùty, Mikoùajskie, Beùdany, Nidzkie, Mokre, Ùukajno i Pogubie Wielkie). Jeziora na tym terenie rozmieszczone sà doúã równomiernie nie wystæpujà jedynie na obszarze poùudniowym LKP, w tym na terenie gminy Rozogi [Uggla 1965, Ýurkowski 2004]. Na tym obszarze dominujà najczæúciej ýyzne jeziora eutroficzne, rzadziej wystæpujà úrednioýyzne jeziora, mezotroficzne. Wystæpujà tu takýe ubogie jeziorka dystroficzne, które charakteryzujà siæ brunatnà wodà, bogatà w zwiàzki humusowe. Jeziorka te usytuowane sà zazwyczaj w bezodpùywowych zagùæbieniach terenów úródleúnych i otaczajà je czæsto torfowiska wysokie. Najwiæksze i najbardziej znane rzeki tego terenu to Krutynia i Pisa. Rzeka Pisa odprowadza wody z poùudniowej czæúci obszaru Wielkich Jezior Mazurskich do Narwi. Teren LKP pokryty jest teý bogatà siecià drobnych rzeczek, strumieni i rowów. W poùudniowej czæúci LKP biorà swój poczàtek Rozoga, Szkwa i Rybnica. Uzupeùnieniem sieci hydrograficznej LKP sà torfowiska. W przeszùoúci w czæúci poùudniowej rozciàgaùy siæ duýe obszary torfowisk niskich zwiàzanych z

217 obecnoúcià ruchliwych wód bogatych w sole mineralne. Obecnie znaczna czæúã tych torfowisk zamieniona zostaùa na ùàki i pastwiska. Wiæksze enklawy torfowisk zachowaùy siæ jedynie w rejonach jezior Roú, Pogubie, Ùukajno czy teý w dolinie Krutyni. Spotyka siæ takýe wiele, niewielkich powierzchniowo, torfowisk wysokich, poùoýonych w bezodpùywowych zagùæbieniach, zasilanych przez ubogie wody opadowe. Porasta je bardzo charakterystyczna roúlinnoúã, którà tworzà mchy torfowce (Sphagnum sp.), liczne krzewinki, takie jak bagno zwyczajne (Ledum palustre L.), borówka bagienna (Vaccinium uliginosum L.), ýurawina (Oxycoccus). Spotyka siæ tu takýe drzewa, w tym gùównie karùowatà sosnæ (Pinus pumila (PALL.) REGEL) [Uggla 1965, Ýurkowski 2004]. FLORA I FAUNA LKP LASY MAZURSKIE Róýnorodnoúã form geomorfologicznych, mozaikowoúã gleb i siedlisk, obfitoúã wód i terenów podmokùych, rozlegùe i dobrze zachowane kompleksy leúne, niewielka intensywnoúã dziaùalnoúci rolniczej i stosunkowo wysoki stopieñ naturalnoúci wielu biotopów sprawiajà, ýe LKP Lasy Mazurskie charakteryzujà siæ duýym bogactwem úwiata roúlin i zwierzàt. Szczególnie dobrze rozpoznana, pod wzglædem florystycznym jest czæúã LKP, która wchodzi w skùad Mazurskiego Parku Krajobrazowego. W zwiàzku z faktem, iý jest to jednoczeúnie najbogatsza i najbardziej zróýnicowana pod wzglædem siedliskowym czæúã Puszczy Piskiej, liczba oznaczonych tam gatunków jest najwiæksza [Ýurkowski 2004]. Badania w tym zakresie w latach 80 tych wykazaùy, iý roúnie tu 831 gatunków roúlin, co stanowi 1/3 flory Polski. Wystæpuje tu wiele gatunków rzadkich i bardzo rzadkich, umieszczonych w Polskiej Czerwonej Ksiægi Roúlin lub na listach roúlin objætych ochronà gatunkowà. Do ciekawych osobliwoúci florystycznych umieszczonych na liúcie Polskiej Czerwonej Ksiædze Roúlin, naleýà: reliktowa chamedafne póùnocna (Chamaedaphne calyculata (L.) MOENCH), wierzba (Salix myrtilloides L.), brzoza niska (Betula humilis SCHRANK), cis (Taxus baccata L.), sasanka otwarta (Pulsatilla patens (L.) MILL.), wielosiù bùækitny (Polemonium coeruleum L.), weùnianka delikatna (Polemonium coeruleum L.), storczyki: obuwik (Cypripedium calceolus L.), tajæýa jednostronna (Goodyera repens (L.) R. BR.) czy wàtlik bùotny (Hammarbya paludosa (L.) KUNTZE) [Ýurkowski 2004]. Dùuga jest takýe lista roúlin chronionych. Do grupy tych roúlin zaliczyã naleýy: peùnik europejski (Trollius europaeus L. S. STR.), kosaciec syberyjski (Iris sibirica L.), mieczyk dachówkowaty (Gladiolus imbricatus L.), lilia zùotogùów (Lilium martagon L.), goêdzik pyszny (Dianthus superbus L. S. STR.) czy orlik pospolity (Aquilegia vulgaris L.) (29). W grupie tej znajdujà siæ takýe wszystkie storczyki, w tym np.: listery jajowata (Listera opata (L.) R. BR.) i sercowata (Listera cordata (L.) R. BR.), ýùobik koralowy (Corallorhiza trifida CHÂTEL.), gnieênik leúny (Neottia nidus-avis (L.) RICH.), storczyk szerokolistny (Dactylorhiza majalis (RCHB.) P. F. HUNT & SUMMERH.), kruszczyki bùotny 217

218 218 (Epipactis palustris (L.) CRANTZ) i rdzawoczerwony (Epipactis atrorubens (HOFFM.) BESSER). Jest tu równieý rosiczka (Drosera rotundifolia L.), ýurawina drobnolistkowa (Oxycoccus microcarpus TURCZ. EX. RUPR.), zimozióù póùnocny (Linnaea borealis L.) czy pomocnik baldaszkowaty (Chimaphila umbellata (L.) W. P. C. BARTON) [Ýurkowski 2004]. W lasach Leúnego Kompleksu Promocyjnego Lasy Mazurskie wyróýniono 15 typów siedliskowych. Wystæpujà tu siedliska od boru suchego, boru úwieýego, wilgotnego czy bagiennego siedliska boru mieszanego aý po siedliska gràdowe, olsy i najrzadziej reprezentowane ùægi. Badania fitosocjologiczne wykazaùy, iý na tych terenach znajduje siæ kilkadziesiàt róýnych zespoùów roúlinnych wystæpujàcych w róýnych wariantach i odmianach [Ýurkowski 2004]. Cechà charakterystycznà LKP Lasy Mazurskie sà dorodne drzewostany sosnowe, zajmujàce w miaræ zasobne siedliska borowe wystæpujàce na rozlegùym sandrze. Dominujàcym gatunkiem obecnie jest tu sosna, która zajmuje 85% powierzchni. Znacznie mniejszy udziaù majà brzoza 5%, olsza 5%, úwierk 4%. Pozostaùe gatunki: modrzew, dàb, jesion, osika, lipa, grab, klon, olcha, wiàz, topola, wierzba majà znaczenie domieszkowe. Najwiækszy udziaù w zasobach drzewnych majà drzewostany w wieku od 41 do 80 lat [Bowszys 2007, Fronczak 2007, Guzal 2010, Raport 2008, Raport 2009, Ýurkowski 2004]. Bogaty jest równieý úwiat zwierzàt w LKP Lasy Mazurskie. Wúród wystæpujàcych tu gatunków zwierzàt wymieniã naleýy: jelenia europejskiego (Cervus elaphus), sarnæ (Capreolus capreolus), dzika (Sus scrofa) i ùosia (Alces alces). Gatunek ten wystæpuje zwykle we wschodniej i poùudniowej czæúci LKP obfitujàcej w wiæksze poùacie terenów podmokùych. Dùuga jest równieý lista wystæpujàcych tu ssaków drapieýnych. Oprócz powszechnie wystæpujàcych takich gatunków jak lis (Vulpes vulpes), jenot (Nyctereutes procyonoides), borsuk (Meles meles), tchórz (Mustela putorius) i obu gatunków kun (Martes martes), czæsta jest wydra (Lutra lutra) i ostatnio bardzo licznie wystæpujàca norka amerykañska (Mustela vison). Lasy w poùudniowej czæúci Puszczy Piskiej zamieszkiwane sà równieý przez kilka watach wilków (Canis lupus). Ostatnio ponownie obserwowane sà na tym terenie rysie (Lynx lynx). Rozpowszechniù siæ teý bóbr (Castor fiber L.). Bogata, i nie do koñca rozpoznana jest fauna nietoperzy (Chiroptera) [Ýurkowski 2004]. Osobnym walorem tych terenów jest ornitofauna. Obfitoúã wód sprzyja wystæpowaniu ptaków wodno-bùotnych. Do najciekawszych i rzadkich juý gatunków zaliczyã naleýy: perkozy dwuczube (Podiceps cristatus), liczne gatunki kaczek (krzyýówka (Anas platyrhynchos), krakwa (Anas strepera), cyranka (Anas querquedula), cyraneczka (Anas crecca L.), czernica (Aythya fuligula), gùowienka (Aythya ferina), gàgoù (Bucephala clangula), tracz nurogæú (Mergus merganser). Jednym z wiækszych zbiorowisk tych ptaków jest rezerwat biosfery Jezioro Ùukajno, na którym spotyka siæ stada ùabædzi niemych (Cygnus olor J.F. GMELIN) odbywajàcych tu pierzenie. Obszar ten zasiedlajà teý duýe populacje orùa bielika

219 (Haliaeetus albicilla) i orlika krzykliwego (Aquila pomarina), zaú mniej licznie wystæpuje tu kania ruda (Milvus milvus L.) i kania czarna (Milvus migrant BODDAERT) oraz ryboùów (Pandion haliaetus L.). Gatunkiem ginàcym jest cietrzew (Tetrao tetrix) zasiedlajàcy poùudniowo-wschodnie krañce LKP. Natomiast spoúród innych kuraków wystæpujà tu kuropatwa (Perdix perdix), przepiórka (Coturnix coturnix) i jarzàbek (\fs22fs24 Bonasa bonasia). Z kolei rozlegùe obszary ùàk poùoýone w gminach Rozogi i Úwiætajno sà miejscem gniazdowania ostatnich na Mazurach par kulików wielkich (Numenius arquata) i rycyków (Limosa limosa). Lasy LKP sà najwaýniejszà w regionie ostojà puchacza (Bubo bobo L.) i sowy wùochatki (Aegolius funereus). Spoúród dziæcioùów spotkaã tu moýna dziæcioùa duýego (Dendrocopos major), dziæcioùa czarnego (Dryocopus martius) i rzadko dziæcioùa úredniego (Dendrocopos medius) i zielonego (Picus viridis) [Fronczak 2007, Ýurkowski 2004]. Obszary borów sosnowych i poùoýone na ich obrzeýach pastwiska i ùàki z olchowymi zadrzewieniami to miejsce wystæpowania lelka kozodoja (Caprimulgus europaeus), skowronka borowego (Lullula arborea), pleszki (Phoenicurus phoenicurus L.), úwiergotka polnego (Anthus campestris L.), dudka (Upupa epops) i coraz rzadszej kraski bùækitnej (Coracias garrulus) [Ýurkowski 2004]. Gady tego obszaru reprezentowane sà przede wszystkim przez jaszczurkæ zwinkæ (Lacerta agilis), ýyworódkæ (Zootoca vivipara), padalca (Anguis fragilis), a takýe ýmijæ zygzakowatà (Vipera berus) i osobliwoúã tego terenu ýóùwia bùotnego (Emys orbicularis). Spoúród pùazów wymieniã naleýy rzekotkæ drzewnà (Hyla arborea), kumaka nizinnego (Bombina bombina), grzebiuszkæ ziemnà (Pelobates fuscus), ropuchæ paskówkæ (Bufo calamita) i wystæpujàcà lokalnie traszkæ grzebieniastà (Triturus cristatus). Wody zasiedla wiækszoúã podstawowych gatunków ryb, w tym m.in. pùoã (Rutilus rutilus), kleñ (Leuciscus cephalus), kieùb (Gobio gobio), okoñ (Perca), wzdræga (Scardinius erythrophthalmus), szczupak (Esox lucius), sandacz (Sander lucioperca), sum (Siluridae), lin (Tinca tinca), wægorz (Anguilla anguilla) i sielawa (Coregonus albula). Grupæ zwierzàt bezkrægowych reprezentujà, m.in. rzadkie gatunki motyli dziennych, takie jak: paê ýeglarz (Iphiclides podalirius), mieniaki struýnik (Apatura iris) i tæczowiec (Apatura ilia), pokùonnik osinowiec (Limenitis populi), perùowiec bùotny (Boloria pales) czy osadnik wielkooki (Lopinga achine). W wodach Krutyni wystæpujà gàbki sùodkowodne (Euspongilla lacustris). Naleýy równieý zaznaczyã, iý na obszarze LKP prowadzone sà prace o charakterze o introdukcji. Przykùadem moýe byã tu chociaýby fakt, iý na póùwyspie pomiædzy jeziorem Beùdany i Úniardwy na obszarze 1600 ha lasu prowadzona jest wolna hodowla, pochodzàcego od tarpana, konika polskiego [Raport 2008, Raport 2009]. 219

220 220 EDUKACJA W LKP LASY MAZURSKIE Jednym z podstawowych zadañ LKP Lasy Mazurskie, oprócz funkcji ekologicznych, jest szeroko rozumiana edukacja. Nadleúnictwa, wchodzàce w skùad LKP Lasy Mazurskie, opracowaùy programy edukacji leúnej. Na ich podstawie prowadzi siæ dziaùalnoúã edukacyjnà, tworzy niezbædnà infrastrukturæ w tym, m.in. oúrodki, izby edukacyjne oraz úcieýki dydaktyczne [Raport 2008, Raport 2009, Taradejna 2003, Ýurkowski 2004]. Duýe sukcesy w edukacji mùodzieýy osiàga Leúny Oúrodek Edukacji Ekologicznej w Spychowie, który powstaù w 1999 roku. Utworzenie LKP Lasy Mazurskie wzmocniùo i zaktywizowaùo dziaùalnoúã edukacyjnà oúrodka. Powstaùy wokóù oúrodka kompleks edukacyjny tworzà: budynek Muzeum Leúnego, amfiteatr i leúna úcieýka dydaktyczna Niedêwiedzi Kàt. Oúrodek Edukacji mieúci siæ w wyremontowanym budynku gospodarczym, którego gùównym pomieszczeniem jest sala edukacyjna. W sali wydzielono dwie czæúci konferencyjnà i wystawienniczà, gdzie prezentowana jest ekspozycja zwierzàt z Puszczy Piskiej, kolekcja ptaków i ptasich gniazd, a takýe trofea myúliwskie. W budynku oúrodka znajduje siæ miejsce poúwiæcone Melchiorowi Wañkowiczowi piewcy mazurskiej przyrody. W oúrodku odbywajà siæ wykùady i prelekcje oraz konkursy dla mùodzieýy, projekcje filmów przyrodniczych i konferencje. Oúrodek jest centrum ýycia kulturalnego i sùuýy takýe turystom, odbywajà siæ tu próby dzieciæcego chóru Niezapominajki, spotkania Spychowskiego Bractwa Strzeleckiego, seanse dyskusyjnego klubu filmowego, spotkania brydýowe. W pobliýu oúrodka funkcjonuje Muzeum Leúne, gdzie moýna obejrzeã eksponaty leúne i zgùæbiaã wiedzæ na temat lasu. Muzeum w swoich ekspozycjach ukazuje zmiany, jakie zachodzà w lesie w czasie czterech pór roku. Przy siedzibie nadleúnictwa bierze poczàtek leúna úcieýka dydaktyczna Niedêwiedzi Kàt, która obrazuje bogactwo siedlisk leúnych, jak równieý róýne aspekty leúnego gospodarowania. Wzdùuý trasy ustawione sà tablice edukacyjne, a na jej koñcu wiata z miejscem na ognisko, caùoúã rozlokowana nad jeziorem Cichym. Wokóù tego jeziora roúnie grupa 30 starych dæbów, które stanowià grupowy pomnik przyrody im. Melchiora Wañkowicza. Wytyczono tu cztery úcieýki edukacyjne, jedna z nich prowadzi przez rezerwat Pupy. W Leúnym Oúrodku Edukacji Ekologicznej w Spychowie rocznie swà wiedzæ o lesie pogùæbia okoùo 7 tys. osób, co jest moýliwe dziæki wspóùpracy z okolicznymi szkoùami, samo [Raport 2008, Raport 2009, Taradejna 2003], rzàdami i stowarzyszeniami [Fronczak 2007, Raport 2008, Raport 2009, Taradejna 2003]. Podobnà dziaùalnoúã prowadzi Nadleúnictwo Strzaùowo, które dba o racjonalne wykorzystanie lasów do celów edukacyjnych. Dziaùa tu izba leúna, w której zebrano eksponaty zwiàzane z lasem i gospodarkà leúnà. Izba moýe pomieúciã okoùo 35 osób. Z dziejami Nadleúnictwa Strzaùowo moýna siæ zapoznaã w izbie historycznej, zaú do prowadzenia zajæã na úwieýym powietrzu sùuýà dwie zielone klasy. W nadleúnictwie wytyczono dwie úcieýki, jednà o dùugoúci 5 km z 11

221 przystankami, ilustrujàcymi zasady odnawiania, hodowli i ochrony lasu, a drugà o dùugoúci 8 km, która biegnie wokóù leúniczówki Piersùawek, gdzie znajduje siæ izba pamiæci poúwiæcona Ernstowi Wiechertowi [Fronczak 2007, Raport 2008, Raport 2009, Taradejna 2003]. W celu poszerzenia wiedzy pracowników Lasów Pañstwowych, samorzàdów lokalnych, nauczycieli i zawodowych przewodników PTTK z terenu województwa warmiñsko-mazurskiego w roku 2006 Nadleúnictwo Strzaùowo przy wsparciu z WFOÚ i GW w Olsztynie zorganizowaùo kurs dotyczàcy ochrony przyrody, dziedzictwa kulturowego oraz historii ksztaùtowania siæ drzewostanów Leúnego Kompleksu Promocyjnego Lasy Mazurskie [Raport 2008, Raport 2009]. Nadleúnictwo Mràgowo równieý prowadzi szeroko rozumianà edukacjæ leúnà. Na jego terenie funkcjonuje izba edukacyjna, usytuowana w sàsiedztwie leúniczówki Borowo, gdzie organizowane sà zajæcia edukacyjne dla mùodzieýy w ramach zielonych szkóù, sympozja, seminaria, konferencje, a takýe kursy z zakresu wiedzy o úrodowisku przyrodniczym. Mieúci siæ tu takýe ekspozycja prezentujàca róýnorodnoúã flory i fauny Warmii i Mazur, maszyny i narzædzia uýywane do pracy w lesie, jak równieý budki lægowe. Na terenie tego leúnictwa utworzono úcieýkæ przyrodniczà Jary Lampasza. Jej trasa rozpoczyna siæ w pobliýu Miædzynarodowego Centrum Spotkañ Mùodzieýy Camp Rodowo, a prowadzi m.in. przez lasy na stokach jeziora Lampasz. Juý poza obræbem LKP, ale w jego pobliýu wytyczono popularnà úcieýkæ dydaktyczno-ekologicznà w Sorkwitach, skàd bierze poczàtek Szlak Krutyñski. Na jej trasie moýna podziwiaã alejæ jesionowà, wiele drzew w wieku do 250 lat, i umocnionà skarpæ, na której w poùowie XIX wieku funkcjonowaùa winnica [Fronczak 2007, Raport 2008, Raport 2009, Taradejna 2003]. W Nadleúnictwie Maskuliñskie w Rucianem-Nidzie, utworzono Oúrodek Edukacji Leúnej Wojciechówka. Mieúci siæ on w zabytkowej XIX wiecznej wyùuszczarni nasion, która zostaùa zaadaptowana do celów edukacyjnych. W Oúrodku znajduje siæ sala konferencyjna, biblioteka i inne pomieszczenia pomocnicze. Zgromadzono ciekawe zbiory entomologiczne z Puszczy Piskiej, tablice pokazowe, eksponaty w postaci spreparowanych zwierzàt oraz narzædzia dawniej uýywane w lesie. Zwiedzajàcy mogà zobaczyã zabytkowà, jednak wciàý czynnà wyùuszczarniæ nasion i zapoznaã siæ z procesem ùuszczenia. Obok OEL urzàdzono park dendrologiczny, w którym zgromadzono wystæpujàce w Puszczy Piskiej gatunki drzew i krzewów, zobaczyã takýe moýna ekspozycjæ przekrojów drzew, w tym 300-letniego dæba. Przy wyùuszczarni bierze poczàtek leúna úcieýka dydaktyczna Wokóù jeziora Chudek (dù. 1,6 km), liczy ona dziewiæã przystanków i biegnie wokóù zarastajàcego jeziora. Zwiedzajàcy mogà zapoznaã siæ z siedliskiem gràdowym, zapoznaã siæ z dziaùalnoúcià bobrów, podziwiaã zarastajàce jezioro eutroficzne z grzybieniami biaùymi, sukcesjæ naturalnà na nieuýytkowanym pastwisku oraz siedliska podmokùe wokóù jeziora [Fronczak 2007, Raport 2008, Raport 2009, Taradejna 2003]. 221

222 222 Kolejna leúna úcieýka dydaktyczna Ruciañski las prowadzi dwoma szlakami: 2,5 km i 4 km przez tereny zróýnicowane przyrodniczo i topograficznie oraz naturalne lasy ze starymi dæbami. Úcieýka biegnie przez tereny podmokùe i okresowo zalewane dajàce moýliwoúci zapoznania siæ z roúlinnoúcià tego siedliska [Fronczak 2007, Raport 2008, Raport 2009, Taradejna 2003]. W bezpoúrednim sàsiedztwie Muzeum Konstantego Ildefonsa Gaùczyñskiego, dawnej leúniczówce w Praniu, na zachodnim brzegu Jeziora Nidzkiego bierze poczàtek leúna úcieýka dydaktyczna Úladami Gaùczyñskiego. Na trasie tej úcieýki moýna zobaczyã fragmenty Puszczy Piskiej w przekrojach siedliskowych i krajobrazowych, m.in. wysokie brzegi, z których rozciàga siæ panorama rynnowego jeziora polodowcowego, podmokùe siedliska poddane wtórnej sukcesji, i lasy, których najstarsze drzewa ksztaùtowaùy siæ na otwartej przestrzeni. Úcieýka obrazuje takýe efekty zagospodarowania lasu i siedliska borowe o niýszym poziomie wód gruntowych. Nastæpna leúna úcieýka dydaktyczna Kadzidùowski las prezentuje walory krajobrazowe Mazur, dziaùalnoúã proekologicznà Lasów Pañstwowych, ale teý obiekty o charakterze kulturowym. Dùugoúã trasy wynosi blisko 1,5 km. Úcieýka poúwiæcona jest nie tylko problematyce leúnej, ale takýe historycznej, (szlak Napoleona w drodze na Rosjæ). Atrakcjà úcieýki jest równieý zwierzyniec w Kadzidùowie, odwiedzany przez kilkadziesiàt tysiæcy osób rocznie [Fronczak 2007, Raport 2008, Raport 2009, Taradejna 2003]. Leúnà izbæ edukacyjnà utworzono takýe w Nadleúnictwie Pisz, promuje ona walory puszczañskiej flory i fauny. Na wielkoformatowych zdjæciach równieý w formie 360-stopniowej panoramy pokazano zniszczenia spowodowane przez huragan w lipcu 2002 r. Obok nadleúnictwa urzàdzono ogródek edukacyjny (4). W tym Nadleúnictwie powstaùa unikatowa úcieýka dydaktyczna prowadzàca przez caùkowicie wyùàczony spod dziaùalnoúci czùowieka poklæskowy obszar w leúnictwie Szast. Przez wiele lat zwiedzajàcy bædà mogli oglàdaã, jak las w naturalny sposób odradza siæ po kataklizmie. Na trasie úcieýki stanæùa 12-metrowa wieýa widokowa oraz nad Pisà wysoki pomost galeria o dùugoúci 120 m i wysokoúci 2,5 m [Fronczak 2007, Raport 2008, Raport 2009, Taradejna 2003]. Duýe znaczenie dla edukacji ekologicznej tego terenu ma Stacja Badawcza Rolnictwa Ekologicznego i Hodowli Zachowawczej Zwierzàt PAN w Popielnie. Stacja, poùoýona w centrum Puszczy Piskiej, na póùwyspie otoczonym czterema jeziorami Beùdany, Mikoùajskie, Úniardwy i Warnoùty prowadzi od ponad 40 lat prace zwiàzane z ochronà przyrody. Powstaù tu program hodowli wolnej konika polskiego na terenie 1600 ha lasu, zorganizowano takýe jedynà w Polsce hodowlæ bobrów, umoýliwiajàcà poznanie biologii tego zwierzæcia. W Popielnie prowadzi siæ takýe badania nad behawiorem jelenia szlachetnego. Przy stacji badawczej dziaùa Oúrodek Edukacji Przyrodniczo-Ekologicznej przygotowany do

223 prowadzenia edukacji o úrodowisku przyrodniczym i ochronie róýnorodnoúci biologicznej. W oúrodku prowadzone sà takýe róýne formy ksztaùcenia mùodzieýy z rolniczych szkóù zawodowych i liceów ogólnoksztaùcàcych. Organizowane sà zielone szkoùy, praktyki studenckie i obozy specjalistyczne, seminaria i wykùady. Zajæcia prowadzà pracownicy stacji, znajàcy problematykæ i úrodowisko przyrodnicze. W zabytkowym XVIII-wiecznym spichlerzu mieúci siæ muzeum. Najwiækszym dziaùem tego muzeum jest kolekcja zrzutów poroýa jeleni, inne poúwiæcone sà konikom polskim, bobrom, zespoùom roúlinnym wystæpujàcym na terenie lasu popielniañskiego, a takýe zadrzewieniom úródpolnym na póùwyspie. Urzàdzono tu dwie úcieýki przyrodnicze: pierwsza zaczyna siæ w Popielnie i biegnie wzdùuý brzegu jeziora Beùdany i obrazuje róýnorodnoúã flory i fauny Puszczy Piskiej, zaú druga úcieýka botaniczna Smolaki ukazuje poszczególne etapy sukcesji róýnych zbiorowisk roúlinnych na jeziorach dystroficznych. Trasa úcieýki tworzy pætlæ, obejmujàcà dwa jeziorka dystroficzne Smolak Duýy i Smolak Maùy oraz fragment boru bagiennego i torfowisko Kurze Bagno [Fronczak 2007, Raport 2008, Raport 2009, Taradejna 2003]. Przykùadowo, tylko w 2008 odbyùo siæ 208 lekcji terenowych, w których uczestniczyùo 7410 dzieci i mùodzieýy szkolnej. W salach edukacji leúnej przeprowadzono 114 lekcji z udziaùem 2960 uczniów, odbyùo siæ 57 spotkañ z leúnikami w szkoùach, w których braùo udziaù 1967 uczniów, zorganizowano 11 konkursów leúnych, w których wziæùo udziaù 719 uczniów. Ponadto zorganizowano 39 akcji i imprez okolicznoúciowych, w których uczestniczyùo ponad 7000 osób, zorganizowano 10 wystaw, które obejrzaùo ponad 4805 osób [Raport 2008, Raport 2009]. LKP W PROPAGOWANIU IDEI ZRÓWNOWAÝONEGO ROZWOJU LASU W zakresie ekologii (funkcje ekologiczno - ochronne) prowadzone sà dziaùania majàce na celu: przywrócenie naturalnych warunków úrodowiska leúnego w caùym regionie Puszczy Piskiej, zachowanie lub odtworzenie wùaúciwym danym siedliskom lasów oraz zapewnienie ich trwaùoúci. Dotyczà one szczególnej ochrony walorów przyrodniczych, zachowania równowagi úrodowiska i ciàgùoúci procesów biologicznych [Raport 2008, Raport 2009]. Wykonywane jest odtwarzanie wczeúniej osuszonych naturalnych bagien, torfowisk i zmienno-wilgotnych oraz naturalnych ùàk. Prowadzi siæ renaturalizacjæ uregulowanych w przeszùoúci cieków wodnych i rowów melioracyjnych w lasach. Dba siæ o zachowanie i ochronæ dolin rzek w stanie naturalnym, w tym lasów ùægowych, wilgotnych i bagiennych, jako ostoi zagroýonych gatunków roúlin i zwierzàt. Pozostawia siæ na powierzchniach wycinanego lasu do 10 % drzew do ich naturalnej úmierci w celu umoýliwienia rozwoju i ýycia gatunków roúlin i zwierzàt, które ýyjà tylko na starych drzewach lub rozkùadajàcym siæ drewnie i odgrywajà istotnà rolæ w funkcjonowaniu i utrzymaniu 223

224 224 trwaùoúci lasu. Wykasza siæ ùàki w celu udostæpniania bazy ýerowej (miedzy innymi: ýaby, gryzonie) ptakom drapieýnym. Sadza siæ gatunki drzew, które na tym terenie wystæpowaùy w celu zwiækszenia róýnorodnoúci biologicznej lasów LKP. Nadleúnictwa zostaùy zobowiàzane do stosowania, bioolei (ùatwo rozkùadajàcych siæ w úrodowisku) w urzàdzeniach do úcinki drzew. Szczególnie na terenie LKP dokùadane sà starania, aby jak najmniej uszkadzane byùy podczas pozyskania drewna - runo i gleba [Raport 2008, Raport 2009]. Na terenie LKP (w RDLP Olsztyn) utworzone sà róýne formy ochrony przyrody w tym: Mazurski Park Krajobrazowy, 8 rezerwatów przyrody, 93 pomniki przyrody, 17 uýytków ekologicznych, 2 zespoùy przyrodniczo- krajobrazowe, 33 strefy ochronne ptaków drapieýnych. W RDLP Biaùystok 7 rezerwatów przyrody, Rezerwat Biosfery Jezioro Ùuknajno, 8 uýytków ekologicznych, 44 strefy ochronne wokóù gniazd ptaków chronionych, 62 pomniki przyrody[raport 2008, Raport 2009]. Realizowane dziaùania zrównowaýonego rozwoju lasów i ochrony wartoúci przyrodniczych sà zbieýne z celami europejskiej sieci ekologicznej Natura 2000: sieci obszarów ochronnych gatunków zwierzàt i roúlin oraz siedlisk przyrodniczych ginàcych lub zagroýonych wyginiæciem w skali Europy. W 2004 roku utworzono na powierzchni ponad 184 tys. ha, Obszar Specjalnej Ochrony Ostojæ ptasià Puszcza Piska i na powierzchni ponad 30 ha Obszar Specjalnej Ochrony Ptaków Jezioro Ùuknajno oraz zgùoszono do UE o uznanie, jako Specjalny Obszar Ochrony ostojæ siedliskowà Ostoja Piska na powierzchni ok. 70 tys. ha. W granicach utworzonych ostoi znajduje siæ caùy obszar LKP. Utworzenie tych obszarów ochronnych byùo spowodowane wystæpowaniem na tych obszarach ginàcych lub zagroýonych wyginiæciem w skali Europy rodzajów gatunków roúlin, zwierzàt w odpowiedniej wielkoúci ich populacji oraz powierzchni siedlisk przyrodniczych. W latach na terenie LKP przeprowadzono szczegóùowà inwentaryzacjæ przyrodniczà priorytetowych gatunków roúlin i zwierzàt oraz siedlisk przyrodniczych w ramach sieci europejskiego systemu ekologicznego obszarów ochronnych Natura Uzyskane informacje sùuýà peùniejszemu realizowaniu zadañ w ramach wielofunkcyjnej gospodarki leúnej i ochrony przyrody [Raport 2008, Raport 2009]. Na podkreúlenie zasùuguje realizacja, w latach , projektu Renaturalizacja zbiorowisk wilgotno-bagiennych LKP Lasy Mazurskie. W ramach tego projektu wykonano wiele urzàdzeñ wodno-melioracyjnych (zastawki, groble, progi, bystrotoki, przepusty), zlikwidowano zbædne rowy, odtworzono meandry na strudze, usuniæto zakrzaczenia porastajàce obszary poddane 3 renaturalizacji. Prace te w efekcie pozwoliùy retencjonowaã ok. 4,5 mln m wody, gùównie w glebach leúnych na obszarze oddziaùywania 2017 ha. Zwiækszyùo to odpornoúã drzewostanów, zmniejszono podatnoúã lasów na poýary przy jednoczesnym obniýeniu zagroýenia powodziowego w zlewni Narwi. Powstaùy

225 nowe oczka wodne miejsca rozrodu i ýerowania dla bezkrægowców, pùazów, ptaków wodno-bùotnych oraz kàpieliska i wodopoje dla ptaków i ssaków. Projekt zrealizowano na Obszarze Natury 2000 Ostoja Ptasia Puszcza Piska, poprawiajàc warunki bytowania i rozwoju 13 gatunków ptaków uwaýanych za priorytetowe w Unii Europejskiej: bociana biaùego i czarnego, kani rudej i czarnej, bielika, bùotniaka stawowego, orlika krzykliwego, ryboùowa, jarzàbka, derkacza, ýurawia, puchacza i zimorodka; z pùazów kumaka nizinnego, traszki zwyczajnej i grzebieniastej; z gadów: ýóùwia bùotnego i zaskroñca; spoúród ssaków: bobra, wydry, wilka, rysia, ùosia. Poprawiùy siæ warunki rozwoju rzadkiej flory bagiennej [Raport 2008, Raport 2009]. Na terenie Nadleúnictwa Maskuliñskie w celu ochrony stanowisk ýóùwia bùotnego oraz siedlisk wodno-bùotnych zaplanowano budowæ 307 obiektów maùej retencji, w tym dotychczas wykonano: 48 progów kamiennych, 7 progów z bystrotokiem, 11 grobli, 3 przetamowania ziemne, 6 stawów dla ýóùwi [Raport 2008, Raport 2009]. Za wykonanie I etapu tego przedsiæwziæcia RDLP w Olsztynie otrzymaùa tytuù Lider Polskiej Ekologii Kontynuacja tego projektu zostaùa pozytywnie doceniona w UE. RDLP Olsztyn zdobyùa laury w organizowanym cyklicznie w Anglii, miædzynarodowym konkursie gdzie przyznano jej srebrnà nagrodæ The Green Apple Awards W roku kolejnym, w drugim etapie konkursu, RDLP Olsztyn uzyskaùa nagrodæ Green Hero Za kontynuacjæ dziaùañ proekologicznych, angielska pozarzàdowa organizacja ekologiczna, w marcu 2009 przyznaùa RDLP w Olsztynie czterogwiazdkowy status czùonkowski. Nagrody te úwiadczà o duýej innowacyjnoúci dziaùañ leúników i sà zgodne z celami, jakie realizujà LKP w Polsce [Raport 2008, Raport 2009]. Funkcje spoùeczne funkcje te sùuýà ksztaùtowaniu korzystnych warunków zdrowotnych i rekreacyjnych, wzbogacajà rynek pracy, sùuýà tworzeniu róýnorodnych form uýytkowania lasu przez lokalnà spoùecznoúã. Lasy LKP majà znaczàcy udziaù w powierzchni powiatów (Pisz ha, Szczytno ha, Mràgowo ha). Zakres realizowanych zadañ gospodarczych jest bardo waýnym czynnikiem rozwoju lokalnego. W otoczeniu LKP znajdujà siæ: zakùady usùug leúnych, firmy przerabiajàce bàdê wykorzystujàce surowiec drzewny, owoce runa leúnego i dziczyznæ oraz zakùady úwiadczàce usùugi wspomagajàce: transportowe, dostarczajàce sprzæt do prac leúnych. Na rzecz nadleúnictw usùugi úwiadczy 17 firm usùugowych zatrudniajàcych ponad 1500 osób. W regionie piskim i szczycieñskim znajdujà siæ duýe zakùady drzewne wytwarzajàce wysoko przetworzony produkt (Holzwerk, Fabryka Sklejek Pisz). Oprócz tego zlokalizowanych jest na tym terenie wiele mniejszych firm przerabiajàcych surowiec drzewny i dajàcych zatrudnienie miejscowej ludnoúci. Las stanowi waýny czynnik w ofercie wielu firm turystycznych dziaùajàcych w regionie Puszczy Piskiej. Lasy LKP sà udostæpnione dla ludnoúci do zbioru jagód, grzybów oraz w celach rekreacji i turystyki. Wykonywana jest codzienna wspóùpraca z: lokalnà 225

226 226 spoùecznoúcià (spotkania z mùodzieýà, koncerty muzyki myúliwskiej, organizowany plener malarski); samorzàdami (wspólna budowa amfiteatru, úcieýek pieszych i rowerowych, udziaù w pracach nad planami zagospodarowania przestrzennego gmin); oúrodkami naukowymi (Szkoùa Gùówna Gospodarstwa Wiejskiego w Warszawie, Uniwersytet Warszawski Wydziaù Biologii, Uniwersytet Warmiñsko- Mazurski Katedra Melioracji i Ksztaùtowania Úrodowiska) organizacjami pozarzàdowymi (Polskie Towarzystwo Ochrony Ptaków ochrona cietrzewia), Radà Naukowo-Spoùecznà LKP, w skùad której wchodzà miædzy innymi wszyscy wójtowie i starostowie z obszaru LKP [Raport 2008, Raport 2009]. Funkcje gospodarcze (produkcyjne) produkcja drewna w zgodzie z zachowaniem funkcji ekologicznej i spoùecznej, realizowana jest miædzy innymi poprzez: pozyskiwanie drewna w dziesiæcioleciu w iloúci nieprzekraczajàcej 60% rocznego przyrostu; ograniczenie do niezbædnego minimum zræbów zupeùnych; maksymalnego wykorzystywania moýliwoúci naturalnego odnowienia lasu; przebudowy drzewostanów, np. monolitów sosnowych stosujàc ræbniæ III zmodyfikowanà i przez wùaúciwie ukierunkowane zabiegi pielægnacyjne. W ciæciach pielægnacyjnych popierane sà gatunki liúciaste wùàcznie z osikà, wierzbà iwà itp., W odnowieniach lasu i zalesieniach stosuje siæ materiaù sadzeniowy rodzimego pochodzenia, obligatoryjnie nie wolno wprowadzaã do wszelkiego rodzaju nasadzeñ gatunków obcego pochodzenia, w ramach ciæã pielægnacyjnych usuwa siæ systematycznie gatunki obcego pochodzenia, w szczególnoúci: dàb czerwony, klon jesionolistny, czeremchæ amerykañskà itp. Powierzchnie trudne do odnowienia (halizny, pùazowiny, tereny podtapiane i zabagnione) pozostawia siæ do naturalnej sukcesji. Obszary szczególnie cenne przyrodniczo caùkowicie wyùàczane sà z gospodarki leúnej, jako ostoje róýnorodnoúci przyrodniczej. W ochronie lasu przed szkodnikami stosuje siæ wyùàcznie metody biologiczne i mechaniczne. Úrodki chemiczne stosowane sà, gdy inne metody zawiodà, tylko w przypadku wystàpienia masowych gradacji. W ramach gospodarki ùowieckiej dàýy siæ do utrzymania wysokiej jakoúci osobniczej zwierzyny gatunków ùownych, poprawæ warunków bytowania i utrzymanie jej stanu liczebnego na poziomie zapewniajàcym realizacjæ celów gospodarki leúnej [Ýurkowski 2004]. Propagowanie przedstawionych idei jest realizowane przez szereg wydawnictw, w tym m.in. wydano folder z mapà LKP LM, który w 2004 r zostaù wyróýniony na Ogólnopolskim Przeglàdzie Wydawnictw Ekologicznych. LKP Lasy Mazurskie organizuje równieý prezentacjæ wùasnych dokonañ w realizacji celów zrównowaýonej gospodarki leúnej na specjalnie organizowanych wystawach. Dokonania LKP prezentowano podczas spotkañ leúników ze spoùeczeñstwem, a takýe na zaproszenia Wojewodów podczas Doýynek Wojewódzkich i Gminnych, Dni Ochrony Úrodowiska, Dnia Ziemi, Úwiæta Konika Polskiego a takýe podczas spotkañ organizowanych przez inne organizacje (Klub Rotary, Szkolna Gieùda Turystyczna Przygoda, IV Prezentacje Edukacyjne

227 Ostroùæka 2006 ). Na Miædzynarodowych Targach Ekologicznych Poleko w Poznaniu stoisko LKP Lasy Mazurskie zdobyùo nagrodæ najlepszego stoiska Acanthus Aureus [Raport 2008, Raport 2009]. DZIAÙALNOÚÃ NAUKOWA I BADAWCZA NA TERENIE LKP LASY MAZURSKIE Na terenie LKP Lasy Mazurskie jednostki naukowe z caùego kraju prowadzà szeroko zakrojone badania naukowe wszechstronnie obejmujàc badaniami ten wydzielony obszar leúny co jest to zgodne z zaùoýeniami polityki leúnej w tym zakresie [Raport 2008, Raport 2009]. Poniýej przedstawiono zakres tematyczny, realizowanych badañ na terenie LKP.Wpùyw izolacji przestrzennej puszcz póùnocno-wschodniej Polski na róýnorodnoúã gatunkowà i genetycznà ssaków Zakùad Badania Ssaków PAN w Biaùowieýy. Badania herpetologiczne Polskie Towarzystwo Zoologiczne UWM.Dynamika i stan bioty porostów borów sosnowych w Polsce Zakùad Botaniki Systematycznej Uniwersytetu Opolskiego. Bioróýnorodnoúã genetyczna populacji zwierzàt ùownych w powiàzaniu z ich úrodowiskiem naturalnym i jakoúcià osobniczà analizowanych populacji Wydz. Bioinýynierii Zwierzàt Katedra Owczarstwa UWM.Ocena zasobów naturalnych owadów zapylajàcych (Apoidea, Hymenoptera) Instytut Biologii i Ochrony Úrodowiska Akademii Bydgoskiej.Okreúlenie areaùu osobniczego jelenia europejskiego (byk, ùania). Migracje sezonowe populacji, przemieszczanie osobników w okresie rykowiska (wykonanie technikà telemetrii) Nadleúnictwo Strzaùowo. Monitoring pospolitych ptaków lægowych Ogólnopolskie Towarzystwo Ochrony Ptaków.Zimowe liczenie ptaków na terenach leúnych, otwartych i zabudowanych w Puszczy Piskiej.Charakterystyka szkód wyrzàdzanych przez jeleniowate w odnowieniach leúnych na terenie Nadleúnictwa Strzaùowo Miædzynarodowy Instytut Ekologii w Krakowie.O zræbach, szeliniaku i przelegiwaniu zræbów Szkoùa Gùówna Gospodarstwa Wiejskiego w Warszawie, Katedra Ochrony Lasu i Ekologii.Porozumienie o wspóùpracy z Uniwersytetem Warmiñsko- Mazurskim Katedrà Melioracji i Ksztaùtowania Úrodowiska, dotyczàce projektu badawczego zwiàzanego z ocenà efektywnoúci stosowanych rozwiàzañ technicznych zwiækszajàcych retencje w ekosystemach leúnych.porozumienie o Partnerstwie z fundacjà WWF Polska Úwiatowy Fundusz Na Rzecz Przyrody, w ramach planowanego projektu Ochrona gatunkowa wilka, rysia i niedêwiedzia w Polsce.Porozumienie z Polskim Towarzystwem Ochrony Ptaków dotyczàce wspólnych dziaùañ zmierzajàcych do zachowania bàdê przywrócenia warunków siedliskowych sprzyjajàcych wystæpowaniu rzadkich gatunków fauny i flory.list intencyjny o wspóùpracy z Uniwersytetem Warszawskim Wydziaù Biologii.Analiza glebowa lægowisk ýóùwia bùotnego Uniwersytet Warszawski.Badania nad metodà born to be free reintrodukcja rysia i cietrzewia.ocena wpùywu cech taksacyjnych drzewostanu i siedliska na szkody 227

228 pohuraganowe z 2002 roku w Obræbie Wilcze Bagno (Nadleúnictwo Pisz) Wydziaù Leúny SGGW Warszawa.Zgrupowania biegaczowatych (Coleoptera, Carabidae) w trzecim roku regeneracji drzewostanów Puszczy Piskiej zniszczonych przez huragan.parametry populacyjne jelenia szlachetnego (Cervus elaphus L.) w Leúnym Kompleksie Promocyjnym Lasy Mazurskie Czæúã I. Ocena masy poroýa i masy tuszy byków pozyskanych w wyniku odstrzaùów selekcyjnych.parametry populacyjne jelenia szlachetnego (Cervus elaphus L.) w Leúnym Kompleksie Promocyjnym Lasy Mazurskie Czæúã II. Zaleýnoúã miædzy liczbà odnóg na tykach, a masà poroýa byków pozyskanych w wyniku prowadzonej selekcji.monitoring zooindukacyjny pohuraganowych zniszczeñ ekosystemów leúnych Puszczy Piskiej Katedra Ochrony Lasu i Ekologii SGGW.Metody restytucji kuraków i rysia w Puszczy Piskiej. PODSUMOWANIE W wyniku badañ prowadzonych na terenie LKP Lasy Mazurskie uzyskano i wprowadzono szereg wysoce innowacyjnych rozwiàzañ do zrównowaýonej ekologicznie gospodarki leúnej Nadleúnictw LKP Lasy Mazurskie. Rozwiàzania te posiadajà zarówno charakter ogólny, moýliwy do zastosowania w skali caùego gospodarstwa LP, jak i szczegóùowy szczególnie preferowany na terenie LKP Lasy Mazurskie. Do rozwiàzañ uniwersalnych wypracowanych na terenie LKP Lasy Mazurskie zaliczyã naleýy:skuteczne wdroýenie, bez kosztowej metody, ograniczania liczebnoúci populacji szeliniaka sosnowca przez sadzenie gatunków iglastych nie w pierwszym, ale w drugim roku po zaùoýeniu zræbu;ograniczenie spalania pozostaùoúci pozræbowych, które znalazùo swoje miejsce równieý w obowiàzujàcej aktualnie Instrukcji Ochrony Lasu;opracowanie i wdroýenie programu, renaturalizacji siedlisk mokradùowych. Obecnie powstaù krajowy program w tym zakresie;opracowanie i wdroýenie programu wykorzystania energii sùonecznej w postaci zainstalowanych baterii sùonecznych nazywanych Solarami na wszystkich budynkach leúniczówek i siedzib nadleúnictw L.K.P.;wdraýanie opracowanych przez Nadleúnictwo Strzaùowo kryteriów selekcji osobniczej jeleni byków;opracowanie autorskiej metody ochrony porostu granicznika pùucnika i wdroýenie jej na terenie caùego kraju;opracowanie programu doskonalenia i optymalizacji populacji jelenia szlachetnego (Cervus elaphus L. ) w Leúnym Kompleksie Promocyjnym Lasy Mazurskie ;rewitalizacja drzewostanów poklæskowych;organizowanie kursów przewodników (z udziaùem, jako uczestników miædzy innymi: miejscowych leúników, nauczycieli, przedstawicieli gmin i powiatów) ze specjalnoúcià turystyczno-przyrodniczà z udziaùem i wsparciem Polskiego Towarzystwa Turystyczno-Krajoznawczego Oddziaùu w Olsztynie oraz Wojewódzkiego Funduszu Ochrony Úrodowiska i Gospodarki Wodnej w Olsztynie. 228

229 Z kolei do rozwiàzañ moýliwych do zastosowania w skali regionalnej zalicza siæ:rysakowanie úwierka i sosny, jako metoda ochrony przed spaùowaniem przez jeleniowate;wprowadzanie gatunków liúciastych na etapie zakùadania upraw z panujàcà sosnà, jako gatunków biocenotycznych i zgryzowych;wyprzedzajàce zakùadanie szlaków zrywkowych;urozmaicanie skùadu gatunkowego drzewostanów metodà biologicznà;wykorzystanie poboczy dróg ppoý. do budowy stref ekotonowych, obsadzanych równieý gatunkami drzew i krzewów chætnie zgryzanych przez jeleniowate;realizacja szczególnych zabiegów hodowlanoochronnych w restytucji biotopów cietrzewia;udziaù w realizacji programu wzmocnienia lokalnych populacji rysia i cietrzewia;przystosowanie obiektów edukacji ekologicznej do potrzeb osób niepeùnosprawnych;podjæcie przez nadleúnictwa, samorzàdy gminne i powiatowe oraz lokalnych przedsiæbiorców turystycznych wspólnego przedsiæwziæcia, polegajàcego na kompleksowym opracowaniu rekreacyjnego i turystycznego wykorzystywania i zagospodarowania obszarów LKP z uwzglædnieniem potrzeb ochrony róýnorodnoúci biologicznej tych terenów;szkolenia sùuýby leúnej z wykorzystaniem wdraýanych na terenie LKP zadañ innowacyjnych w doskonalonych tu zasadach trwaùej, zrównowaýonej gospodarki leúnej, godzàcej funkcje ochrony przyrody i spoùeczne z funkcjami gospodarczymi. Jednym z najwiækszych osiàgniæã LKP Lasy Mazurskie jest stworzenie platformy porozumienia i wspóùdziaùania leúników z przedstawicielami miejscowej spoùecznoúci, z naukowcami oraz organizacjami pozarzàdowymi. Moýliwoúã zaprezentowania, przedyskutowania i uzgodnienia dziaùañ z Czùonkami Rady Naukowo-Spoùecznej LKP zùoýonej z reprezentantów ww. grup spoùecznych [Raport 2008, Raport 2009]. LITERATURA Bowszys J Funkcje edukacyjne Leúnych Kompleksów Promocyjnych na przykùadzie LKP Lasy Mazurskie. Praca magisterska wykonana pod kierunkiem prof. dr hab. Tadeusza Bieniaszewskiego (maszynopis) Katedra Edukacji Technicznej i Informatycznej, Uniwersytet Warmiñsko-Mazurski. Ciaciura M., Nowak A Edukacja úrodowiskowa w Leúnych Kompleksach Promocyjnych. Problemy ekologii, nr 6. s Chrzanowski T. 2004a. Sukcesy i poraýki edukacji przyrodniczo-leúnej [w:] Wspóùczesne problemy wielofunkcyjnego gospodarstwa leúnego las bliýej spoùeczeñstwa. Materiaùy sesji naukowej PTL, Waplewo. Chrzanowski T. 2004b. Edukacja leúna spoùeczeñstwa w Lasach Pañstwowych wybór modelu powszechnego. Wyd. Úwiat, Warszawa, seria Biblioteczka Leúniczego, z Dawidziuk J., Zaleski J Promocja proekologicznej gospodarki leúnej w leúnych kompleksach promocyjnych.. Mat. Konf. 10 lat leúnych kompleksów promocyjnych. Rogów, listopad Wyd. Centrum Informacyjne lasów Pañstwowych W-wa, s ; 229

230 230 Decyzja nr 23 Ministra Ochrony Úrodowiska, Zasobów Naturalnych i Leúnictwa z dnia r. w sprawie ochrony i zagospodarowania Puszczy Biaùowieskiej; Fronczak K Leúne Kompleksy Promocyjne. Las w dziewiætnastu odsùonach. Wyd. Centrum Informacyjne lasów Pañstwowych W-wa. Grzywacz A., Edukacja leúna spoùeczeñstwa [w:] Leúny Kompleks Promocyjny cele, zadania, perspektywy., RDLP Toruñ; Grzywacz A., Edukacja leúna spoùeczeñstwa [w:] Leúny Kompleks Promocyjny rola i zadania., Materiaùy PTL, Jedlina; Grzywacz A., 2000a. Standardy programowe osiàgniæã w edukacji leúnej. Materiaùy konferencji Leúne Kompleksy Promocyjne stan obecny i przyszùoúã, Janów Lubelski; Grzywacz A., 2000b. Edukacja leúna spoùeczeñstwa. Wydawnictwo Úwiat, Warszawa, seria Biblioteczka Leúniczego, z. 138; Grzywacz A. i inni, Edukacja przyrodniczo leúna w Leúnych Kompleksach Promocyjnych. Sprawozdanie z badañ wykonanych w latach przez zespóù Katedry Ochrony Lasu i Ekologii SGGW ( maszynopis); Grzywacz A Rola leúnych kompleksów promocyjnych w edukacji spoùeczeñstwa. Mat. Konf. 10 lat leúnych kompleksów promocyjnych. Rogów, listopad Wyd. Centrum Informacyjne lasów Pañstwowych W-wa. s ; Guzal K Rola i zadania Leúnych Kompleksów Promocyjnych na przykùadzie LKP Lasy Mazurskie. Praca magisterska wykonana pod kierunkiem prof. dr hab. Tadeusza Bieniaszewskiego (maszynopis) Katedra Edukacji Technicznej i Informatycznej, Uniwersytet Warmiñsko-Mazurski. Kapuúciñski R Ochrona przyrody w leúnych kompleksach promocyjnych.. Mat. Konf. 10 lat leúnych kompleksów promocyjnych. Rogów, listopad Wyd. Centrum Informacyjne lasów Pañstwowych W-wa. Lisowska A., Hyýy M Oferta turystyczna leúnych kompleksów promocyjnych i ich miejsce na rynku turystycznym teraz i w przyszùoúci. Mat. Konf. 10 lat leúnych kompleksów promocyjnych. Rogów, listopad Wyd. Centrum Informacyjne lasów Pañstwowych W-wa. Mrowiñski P Nowe doúwiadczenie w edukacji leúnej. Mat. Konf. 10 lat leúnych kompleksów promocyjnych. Rogów, listopad Wyd. Centrum Informacyjne lasów Pañstwowych W-wa. Poræba-Konopczyñska A Wspóùpraca leúnika i nauczyciela w edukacji leúnej. Mat. Konf. 10 lat leúnych kompleksów promocyjnych. Rogów, listopad Wyd. Centrum Informacyjne lasów Pañstwowych W-wa. Przez edukacjæ do zrównowaýonego rozwoju. Narodowa Strategia Edukacji Ekologicznej. Wyd. Drukarnia LIBER, Lublin-Warszawa Raport o funkcjonowaniu LKP Lasy Mazurskie w latach (maszynopis). Raport o funkcjonowaniu LKP Lasy Mazurskie za lata (maszynopis). Rykowski K Badania naukowe w leúnych kompleksach promocyjnych. Mat. Konf. 10 lat leúnych kompleksów promocyjnych. Rogów, listopad Wyd. Centrum Informacyjne lasów Pañstwowych W-wa. Sokoùowski A Funkcje rad naukowo-spoùecznych leúnych kompleksów promocyjnych.. Mat. Konf. 10 lat leúnych kompleksów promocyjnych. Rogów, listopad Wyd. Centrum Informacyjne lasów Pañstwowych W-wa.

231 Szujecki A Przewodnik po leúnych kompleksach promocyjnych. 13 wrót do leúnego królestwa. Wyd. Centrum Informacyjne lasów Pañstwowych W-wa. Wyd. II. Szujecki A lecie leúnych kompleksów promocyjnych osiàgniæcia i poraýki. Mat. Konf. 10 lat leúnych kompleksów promocyjnych. Rogów, listopad Wyd. Centrum Informacyjne lasów Pañstwowych W-wa. Taradejna M., M. Szymkiewicz, Wù. Pyrczak Leúny Kompleks Promocyjny. Lasy Mazurskie. Wyd. Regionalna Dyrekcja Lasów Pañstwowych w Olsztynie. Uggla H Puszcza Piska. w; Dzieje lasów, leúnictwa i drzewnictwa w Polsce. PWRiL Warszawa s Wesoùy W Rola wydziaùów leúnych i leúnych zakùadów doúwiadczalnych w strategii dziaùania leúnych kompleksów promocyjnych. Mat. Konf. 10 lat leúnych kompleksów promocyjnych. Rogów, listopad Wyd. Centrum Informacyjne lasów Pañstwowych W-wa. Ýurkowski M., Godlewski Zb., Szlaski Alf., Zbroýek P., Ziemblicki R., Pampuch T., Protasiewicz M Program gospodarczo-ochronny LKP Lasy Mazurskie, (maszynopis).ustawa o lasach z 1991 r., tekst jednolity z 19 lipca 2000 r.; Zarzàdzenie nr 30 dyrektora generalnego LP z dnia r. w sprawie LKP;Zarzàdzenie nr 28 dyrektora generalnego LP z dnia zmieniajàce Zarzàdzenie nr 30 dyrektora generalnego LP z dnia r. w sprawie LKP; Zarzàdzenie nr 4 dyrektora generalnego LP z dnia r. w sprawie powoùania LKP Lasy Birczañskie; Zarzàdzenie nr 5 dyrektora generalnego LP z dnia r. w sprawie poùoýenia i powierzchni leúnych kompleksów promocyjnych; Zarzàdzenie nr 41 dyrektora generalnego LP z 22 maja 2002 r. w sprawie powoùania Zespoùu zadaniowego ds. wspomagania merytorycznego dziaùalnoúci w zakresie edukacji leúnej w LP ; Zarzàdzenie nr 84 dyrektora generalnego LP z dnia r. w sprawie powoùania LKP Lasy Mazurskie; Zarzàdzenie nr 85 dyrektora generalnego LP z dnia r. w sprawie powoùania LKP Lasy Spalsko-Rogowskie; Zarzàdzenie nr 23 dyrektora generalnego LP z dnia r. w sprawie poùoýenia i powierzchni leúnych kompleksów promocyjnych; Zarzàdzenie nr 57 dyrektora generalnego LP z 9 maja 2003 r. w sprawie wytycznych prowadzenia edukacji leúnej spoùeczeñstwa w LP; Zarzàdzenie nr 59 dyrektora generalnego LP z dnia r. w sprawie powoùania LKP Lasy Beskidu Sàdeckiego; Zarzàdzenie nr 60 dyrektora generalnego LP z dnia r. w sprawie powoùania LKP Lasy Warciñsko-Polanowskie; Zarzàdzenie nr 61 dyrektora generalnego LP z dnia r. w sprawie powoùania LKP Sudety Zachodnie; Zarzàdzenie nr 62 dyrektora generalnego LP z dnia r. w sprawie powoùania LKP Puszcza Notecka; Zarzàdzenie nr 63 dyrektora generalnego LP z dnia r. w sprawie LKP Puszcze Szczeciñskie, zmieniajàce Zarzàdzenie nr 18 dyrektora generalnego LP z dnia r. w sprawie LKP. 231

232 STRESZCZENIE Leúny Kompleks Promocyjny Lasy Mazurskie ustanowiono zarzàdzeniem Dyrektora Generalnego LP z 30 paêdziernika 2002 roku (36). Zarzàdzenie to zostaùo wydane na podstawie art.. 13 b ust. 1 oraz art. 33 ust.1 ustawy o lasach z dnia 28 wrzeúnia 1991 roku i znowelizowanej w 1997 r.. Zarzàdzenie to okreúliùo zasiæg Leúnego Kompleksu Promocyjnego Lasy Mazurskie, który poùoýony jest na terenie Regionalnych Dyrekcji Lasów Pañstwowych w Olsztynie i Biaùymstoku. Leúny kompleks promocyjny Lasy Mazurskie jest jednym z najwiækszych tego typu obiektów w Polsce. LKP Lasy Mazurskie rozciàga siæ w granicach województwa warmiñsko-mazurskiego i poùoýony jest w II krainie przyrodniczo-leúnej, krainie mazursko podlaskiej. Jego zasiæg wytycza linia ùàczàca Orzysz i Biaùà Piskæ na wschodzie, Kolno i Myszyniec na poùudniu, Szczytno i Biskupiec na zachodzie, a Mràgowo na póùnocy. Caùy obszar LKP leýy w dorzeczu Wisùy, z wyjàtkiem okolic Mràgowa, naleýàcych do dorzecza Pregoùy. Celem dziaùania LKP Lasy Mazurskie jest promocja trwale zrównowaýonej gospodarki leúnej, ochrona zasobów przyrody w lasach oraz edukacja leúna a powierzchnia LKP Lasy Mazurskie ma byã obszarem funkcjonalnym o znaczeniu ekologicznym, edukacyjnym i spoùecznym. Jednym z podstawowych zadañ LKP, oprócz funkcji ekologicznych, jest szeroko rozumiana edukacja. Nadleúnictwa, wchodzàce w skùad LKP Lasy Mazurskie, opracowaùy programy edukacji leúnej. Na ich podstawie prowadzi siæ dziaùalnoúã edukacyjnà, tworzy niezbædnà infrastrukturæ w tym m.in. oúrodki, izby edukacyjne oraz úcieýki dydaktyczne. Duýe znaczenie dla edukacji ekologicznej tego terenu ma Stacja Badawczej Rolnictwa Ekologicznego i Hodowli Zachowawczej Zwierzàt PAN w Popielnie. Stacja, poùoýona w centrum Puszczy Piskiej, na póùwyspie otoczonym czterema jeziorami Beùdany, Mikoùajskie, Úniardwy i Warnoùty prowadzi od ponad 40 lat prace zwiàzane z ochronà przyrody. Powstaù tu program hodowli wolnej konika polskiego na terenie 1600 ha lasu, zorganizowano takýe jedynà w Polsce hodowlæ bobrów, umoýliwiajàcà poznanie biologii tego zwierzæcia. W Popielnie prowadzi siæ, takýe badania nad behawiorem jelenia szlachetnego. Przy stacji badawczej dziaùa Oúrodek Edukacji Przyrodniczo-Ekologicznej, przygotowany do prowadzenia edukacji o úrodowisku przyrodniczym i ochronie róýnorodnoúci biologicznej. Na terenie LKP Lasy Mazurskie jednostkom naukowym z caùego kraju umoýliwiono prowadzenie szeroko zakrojonych badañ naukowych, wszechstronnie obejmujàcych ten wydzielony obszar leúny. W wyniku badañ prowadzonych na terenie LKP Lasy Mazurskie uzyskano i wprowadzono szereg wysoce innowacyjnych rozwiàzañ do zrównowaýonej ekologicznie gospodarki leúnej Nadleúnictw LKP Lasy Mazurskie. Rozwiàzania te posiadajà zarówno charakter ogólny, moýliwy do zastosowania w skali caùego gospodarstwa LP jak i szczegóùowy szczególnie preferowany na terenie LKP Lasy Mazurskie. Jednym z najwiækszych osiàgniæã LKP Lasy Mazurskie jest stworzenie platformy porozumienia i wspóùdziaùania leúników z przedstawicielami miejscowej spoùecznoúci, z naukowcami oraz organizacjami pozarzàdowymi. Moýliwoúã zaprezentowania, przedyskutowania i uzgodnienia dziaùañ z Czùonkami Rady Naukowo-Spoùecznej LKP zùoýonej z reprezentantów ww. grup spoùecznych. 232 SUMMARY The Masurian Forests - Promotion Forest Complex (PFC) has been established by the order of General Director of the State Forests of 30 October That order has been

233 issued on the basis of item 13 of the Act 1, and item 33 of the Act 1 concerning forests of 28 September 1991 and amended in That order determined the range of the Mazurian Forests - Promotion Forest Complex, which is located in the area of Regional Direction of the State Forests with headquarters in Olsztyn and Bialystok cities. The Masurian Forests - Promotion Forest Complex is one of the biggest such objects in Poland. The PFC Masurian Forests spreads within Warmia and Mazury region and is located in the 2nd natural and forest land: the Mazury and Podlasie land. Its range delimits the line binding the Orzysz and Biaùa Piska town East, Kolno and Myszyniec towns South, Szczytno and Biskupiec towns West, and Mràgowo town North. The whole area of the PFC is located at Vistula river-basin except of Mràgowo town locality, which belongs to the Pregoùa river-basin. The promotion of the sustainable forest economy, protection of nature resources in forests as well as the forest education is the purpose of the PFC Masurian Forests activity. Therefore the PFC area of the Masurian Forest is a functional area having educational and social significance. Forest inspectorates entering into the composition of the PFC Masurian Forests have elaborated forest education programmes. The programmes are bases for educational activity that formed indispensible including centres, education forest rooms and educational paths. The great significance for such ecological education has the Research Centre of Ecological Agriculture and Preservative Breeding of Animal of Polish Academy of Sciences in Popielno village. That Centre is located in the middle of the Piska Forest, on the peninsula surrounded by 4 lakes Beùdany, Mikoùajskie, Úniardwy and Warnoùty. The Centre has carried out own research activity for over 40 years. The outdoor breeding of Polish horse in the area of 1,600 hectares as well as beavers breeding in order to know biology of these animals have been elaborated there. The same research centre carries out own researches on the behavior of the European deer. On the premises, the Centre of Natural and Ecological Education carries out the education on natural environment and the protection of biological diversity. All scientific units interested in research activities can carry out own researches concerning that established PFC Masurian Forests. Thanks to carried out researches in the area of the PFC Masurian Forests have been achieved a lot of innovative solutions concerning sustainable ecologically forest economy of forest inspectorates, which belong to the PFC Masurian Forests. These solutions have both general, able to use them within all State Forests economy as well as the detailed one, which is preferable in the area of the PFC Masurian Forests. One of the most important achievements resulting from the PFC Masurian Forests is a common policy concerning understanding and a close cooperation of foresters with local society representatives, researchers and nongovernmental organizations. Therefore, it is also my opportunity to present all these achievements. 233

234 Sylwester Grajewski Wyýsza Szkoùa Zarzàdzania Úrodowiskiem w Tucholi Uniwersytet Przyrodniczy w Poznaniu Krzysztof Walczak Pañstwowe Gospodarstwo Leúne Lasy Pañstwowe, Nadleúnictwo Kùobuck 234 INFRASTRUKTURA KOMUNIKACYJNA NADLEÚNICTWA KÙOBUCK ROAD INFRASTRUCTURE OF THE KÙOBUCK STATE FORESTS DISTRICT Sùowa kluczowe: komunikacja na terenach leúnych, problemy komunikacyjne w lasach, dojazdy poýarowe, Nadleúnictwo Pañstwowe Kùobuck Key words: transport in forest areas, transport problems in forests, fire access roads, Kùobuck State Forests District Abstract. Within the framework of the study among others the technical condition was examined for almost 50 km length of main and side forest roads considered to be fire access roads in one of the State Forests Districts in southern Poland. As a result of the conducted survey it was found that in terms of the type of pavement the highest percentage of roads are dirt roads constituting almost 68% all roads. The technical condition of the pavements in the analyzed road sections needs to be generally considered as satisfactory. However, repairs of different character and scope should be performed urgently on over 4.5 km roads, which accounts for almost 10% of the length of all examined sections. WSTÆP Trwaùy i zrównowaýony rozwój wielofunkcyjnej gospodarki leúnej wymaga odpowiednich úrodków finansowych nie tylko na tak podstawowe dziaùy jak hodowla, ochrona i uýytkowanie lasu, ale równieý na obiekty inýynieryjnego zagospodarowania lasu, w tym przede wszystkim sieã drogowà. W Pañstwowym Gospodarstwie Leúnym Lasy Pañstwowe (PGL LP) na koniec roku 2006 zewidencjonowano okoùo 183 tys. kilometrów bieýàcych dróg [Drabarczyk 2008]. Dla porównania w caùym kraju dróg publicznych o nawierzchni twardej byùo 254 tys. kilometrów [Redakcja 2008]. Obecnie jedynie 16,1% kilometraýa dróg leúnych jest utwardzona. Na terenie Lasów Pañstwowych wiækszoúã sieci drogowej tworzà drogi gruntowe naturalne i gruntowe profilowane nieulepszone 86,8% oraz gruntowe ulepszone 0,1% [Trzciñski i Kaczmarzyk 2006]. Moýna wiæc stwierdziã, ýe w leúnej sieci komunikacyjnej wiækszoúã to drogi bez ulepszonej nawierzchni (z gruntu naturalnego) majàce sùuýyã m.in. wywozowi drewna. Co

235 prawda drogi leúne charakteryzujà siæ niewielkim natæýeniem i sezonowoúcià ruchu, ale podczas transportu drewna pojazdami wysokotonaýowymi poddawane sà one znacznym obciàýeniom, co w konsekwencji w gùównej mierze przyczynia siæ do degradacji nawierzchni oraz nie pozostaje obojætnym dla úrodowiska leúnego [Redakcja 2008]. Naleýyte utrzymanie dróg stanowi duýe wyzwanie dla administracji Lasów Pañstwowych. Najwiækszym zagroýeniem dla trwaùoúci i zapewnienia wùaúciwego stanu sieci komunikacyjnej na terenach leúnych jest postæpujàca mechanizacja prac leúnych oraz wyraêny wzrost tonaýu pojazdów wywoýàcych drewno, co w poùàczeniu z faktem, iý zdecydowanà wiækszoúã dróg w Lasach Pañstwowych stanowià drogi o nawierzchni gruntowej, musi skutkowaã pojawieniem siæ powaýnych problemów nie tylko natury finansowej, ale równieý organizacyjnej [Drabarczyk 2008]. Drogi leúne wykorzystywane, jako dojazdy poýarowe sà waýnym komponentem systemu monitorowania zagroýenia poýarowego lasów, jak równieý w znacznej mierze decydujà o sprawnoúci, skutecznoúci i bezpieczeñstwie prowadzenia akcji gaúniczych. Powinny one zostaã oznakowane i utrzymywane w sposób zapewniajàcy ich przejezdnoúã, natomiast odcinki nowobudowane oraz przebudowywane powinny charakteryzowaã siæ: co najmniej 3 metrowà szerokoúcià jezdni, noúnoúcià nawierzchni drogowej na poziomie minimum 10 ton (przy 5 tonowym nacisku pojedynczej osi), co najmniej 11 metrowymi promieniami zewnætrznymi ùuków poziomych, skrajnià drogowà o wymiarach 4 na 6 metra oraz mijankami na drogach jednopasmowych o szerokoúci 3 i dùugoúci 23 metrów zlokalizowanych w odlegùoúci od siebie nie przekraczajàcej 300 metrów z zachowaniem z nich wzajemnej widocznoúci [Rozporzàdzenie 2006]. CEL, PRZEDMIOT I ZAKRES BADAÑ Celem przeprowadzonych badañ byùo sprawdzenie stanu technicznego dróg leúnych i identyfikacja problemów zwiàzanych z funkcjonowaniem sieci komunikacyjnej Nadleúnictwa Pañstwowego Kùobuck oraz wskazanie kierunków podejmowania dziaùañ zaradczych majàcych doprowadziã do polepszenia istniejàcej sytuacji drogowej. Ocenæ sieci komunikacyjnej przeprowadzono dla terenu caùego Nadleúnictwa Kùobuck, natomiast szczegóùowe analizy stanu technicznego dróg wykonano na wybranych odcinkach drogowych uznanych za tzw. dojazdy poýarowe w gùównym kompleksie leúnym Nadleúnictwa Kùobuck o nazwie Ostrowy. Podstawà do wykonania analiz, majàcych doprowadziã do osiàgniæcia wyznaczonych w pracy celów, byùy: 1. Dokumenty i materiaùy kartograficzne w tym: Plan Urzàdzenia Lasu dla Nadleúnictwa Kùobuck [Plan 2009], Protokóù ustaleñ z czynnoúci kontrolnorozpoznawczych w zakresie ochrony przeciwpoýarowej z dnia r. 235

236 236 [Protokóù 2009], Pismo RDLP w Katowicach z dn r. w sprawie sporzàdzania planów ochrony przeciwpoýarowej [Pismo 1996], mapa sytuacyjna ochrony przeciwpoýarowej Nadleúnictwa Kùobuck [Mapa sytuacyjna 2009]; 2. Inwentaryzacja terenowa dróg leúnych obejmujàca: - ustalenie statusu prawnego drogi (wg podziaùu: droga publiczna, droga wewnætrzna, droga wewnàtrzzakùadowa), - okreúlenie funkcji drogi w udostæpnianiu drzewostanów (wg podziaùu: droga gùówna, droga boczna), - sklasyfikowanie drogi ze wzglædu na rodzaj konstrukcji nawierzchni (wg podziaùu: droga gruntowa naturalna, droga gruntowa profilowana nieulepszona, droga gruntowa ulepszona, droga twarda nieulepszona, droga twarda ulepszona), - rozpoznanie rodzaju i stanu nawierzchni drogowej, elementów odwodnienia korpusu drogi, - pomiary szerokoúci jezdni, poboczy, korony drogi, pasa drogowego, promieni ùuków poziomych oraz parametrów skrajni drogowej, - zwymiarowanie mijanek, ustalenie odlegùoúci oraz stopnia widocznoúci pomiædzy nimi, - pomiar spadku podùuýnego niwelety nawierzchni drogi pod kàtem nieprzekraczania przez nià maksymalnych dopuszczalnych wartoúci. Do charakterystyki oraz póêniejszej oceny parametrów technicznych dróg leúnych wykorzystano Rozporzàdzenie Ministra Úrodowiska z dnia 22 marca 2006 roku w sprawie szczegóùowych zasad zabezpieczenia poýarowego lasów, które precyzuje wymogi odnoúnie podstawowych parametrów technicznych dla dróg leúnych uznawanych za dojazdy poýarowe [Rozporzàdzenie 2006], oraz ogólne wytyczne obowiàzujàce w tym zakresie [Dzikowski i in. 2006]. METODY BADAÑ Inwentaryzacjæ terenowà dróg leúnych kompleksu Ostrowy Nadleúnictwa Pañstwowego Kùobuck przeprowadzono w nastæpujàcy sposób: 1. status prawny drogi i jej funkcjæ w udostæpnianiu drzewostanów okreúlono na podstawie zebranej dokumentacji przechowywanej w nadleúnictwie [Mapa sytuacyjna 2009, Plan 2009]; 2. typ drogi ze wzglædu na rodzaj konstrukcji nawierzchni, stan nawierzchni, rodzaj i stan elementów odwodnienia korpusu drogi ustalono w toku rozpoznania terenowego, m.in. poprzez wykonanie odkrywek nawierzchni lub wykorzystujàc w tym celu istniejàcà dokumentacjæ projektowà [Ýurawski 2005]; 3. szerokoúã jezdni, poboczy, korony drogi i pasa drogowego zmierzono taúmà z dokùadnoúcià do 0,1 metra; 4. wymiary skrajni drogowej ustalono za pomocà czterometrowej ùaty pomiarowej; 5. dùugoúci promieni ùuków poziomych koùowych dróg, dla których istniaùa dokumentacja projektowa, ustalono wykorzystujàc parametry techniczne tam

237 zawarte [Ýurawski 2005]. Natomiast promienie ùuków na pozostaùych drogach obliczono w toku procedury polegajàcej na wytyczeniu osi trasy (tyczki miernicze), oszacowaniu poùoýenia punktów poczàtku i koñca ùuku poziomego, wytyczeniu prostych prostopadùych do osi trasy przechodzàcych przez punkty poczàtku i koñca ùuku poziomego (wægielnica), pomiarze dùugoúci odcinków ùàczàcych poczàtek i koniec ùuku poziomego z punktem przeciæcia siæ wyznaczonych prostych prostopadùych (taúma), obliczeniu úredniej arytmetycznej z pomiarów dùugoúci odcinków; 6. wymiarowanie mijanek, ustalenie odlegùoúci oraz stopnia widocznoúci pomiædzy nimi dokonano przy pomocy taúmy oraz organoleptycznie; 7. zaùoýono, ýe spadki podùuýne dróg bædà okreúlane jedynie dla odcinków o pochyleniu utrudniajàcym transport. Do ustalenia róýnicy wysokoúci wykorzystano poziomicæ, a spadek obliczono ze wzoru: i H 100% L gdzie: i spadek podùuýny drogi [%]; ÄH róýnica wysokoúci pomiædzy punktami skrajnymi poùoýenia poziomu wskazanymi przez poziomicæ [m]; L odlegùoúã pomiædzy punktami skrajnymi poùoýenia poziomicy [m]. Propozycje dziaùañ zmierzajàcych do poprawienia parametrów technicznych dróg poýarowych Nadleúnictwa Kùobuck sformuùowano na podstawie obecnie obowiàzujàcych wymagañ prawnych [Rozporzàdzenie 2006] oraz najnowszych ogólnych wytycznych w tym zakresie zalecanych do stosowania na drogach leúnych [Dzikowski i in. 2006]. CHARAKTERYSTYKA OBIEKTU BADAWCZEGO Nadleúnictwo Kùobuck w caùoúci zlokalizowane jest w województwie úlàskim na terenie dwóch powiatów: kùobuckiego i czæstochowskiego. Nadleúnictwo wchodzi w skùad Regionalnej Dyrekcji Lasów Pañstwowych w Katowicach i skùada siæ z dwóch obræbów leúnych Kùobuck i Parzymiechy. Powierzchnia ogólna gruntów nadleúnictwa to 16790ha, a zasiæg terytorialny 2 wynosi okoùo 891km. Wedùug obowiàzujàcej w Lasach Pañstwowych regionalizacji przyrodniczo-leúnej obszar Nadleúnictwa Kùobuck poùoýony jest w VI Krainie Maùopolskiej, 6 Dzielnicy Wyýyny Woênicko-Wieluñskiej [Trampler i in. 1990]. Úrednia roczna temperatura powietrza na omawianym terenie za okres wyniosùa 7,7ºC i zawieraùa siæ w przedziale od 7,0 do 8,5ºC [Plan 2009]. Roczne sumy opadów atmosferycznych wahaùy siæ w granicach od 600 do 700mm przy úredniej za ten okres wynoszàcej 628mm [Plan 2009]. Pod wzglædem uksztaùtowania powierzchni teren Nadleúnictwa Kùobuck opisaã moýna jako obszar úrednio urozmaicony. Maksymalna róýnica wysokoúci 237

238 238 wynosi 109m. Teren nadleúnictwa charakteryzujà gùównie 2 typy reliefu: -wyýynny równy deniwelacje do 5m, zwiàzany z utworami peryglacjalnymi wysoczyzny morenowej, równinami sandrowymi I terasami, -wyýynny falisty o wysokoúciach wzglædnych nieprzekraczajàcych 15m, wystæpuje powszechnie na terenie nadleúnictwa, zwiàzany jest z falistà powierzchnià wysoczyzny morenowej, garbami wapiennymi, ostañcami denudacyjnymi oraz dolinami rzek. Fragmentarycznie wystæpujà jeszcze 2 inne typy reliefu: -wyýynny pagórkowaty o deniwelacjach do 25m spotykany w okolicach Kùobucka i Wræczycy Wielkiej, -wyýynny wzgórzowy o wysokoúciach wzglædnych od kilkudziesiæciu metrów wystæpuje w sàsiedztwie wzniesieñ; sà to, m.in. Góra Kamyk oraz Kamienna Góra w okolicach Ræbielic Królewskich. Teren nadleúnictwa poùoýony jest caùkowicie w dorzeczu rzeki Warty oraz w zlewniach jej lewobrzeýnych dopùywów. Stosunkowo ubogà sieã rzecznà tworzà: Warta (zlewnia II rzædu), jej lewy dopùyw Liswarta (zlewnia III rzædu) oraz rzeki wpadajàce do Liswarty (tworzàce zlewnie IV rzædu): Kocinka (Czarna Oksza), Biaùa Oksza, Paskówka, Piszczka i Górnianka, a takýe kilka mniejszych cieków [Plan 2009]. Sieã hydrograficzna Nadleúnictwa Kùobuck pozbawiona jest zupeùnie jezior. Na warunki wodne istotny wpùyw ma lokalne uksztaùtowanie terenu oraz charakter podùoýa. W lasach nadleúnictwa czæsto wystæpujà lokalne zabagnienia, których ùàcznà powierzchniæ szacuje siæ na blisko 70ha. Czæúã spoúród nich (14,77ha) poùoýonych w obræbie Kùobuck uznano za uýytki ekologiczne [Plan 2009]. Najczæúciej spotykanym wariantem uwilgotnienia siedlisk jest wariant silnie úwieýy oraz umiarkowanie wilgotny, sporadycznie wystæpujà siedliska silnie wilgotne i bagienne. Siedliska wilgotne, bagienne i ùægowe ùàcznie stanowià 5,7% powierzchni leúnej nadleúnictwa. Gleby charakteryzujà siæ maùo zróýnicowanym skùadem granulometrycznym [Operat 2004]. Wynika to z faktu, iý zostaùy wytworzone ze skaù o podobnym charakterze gùównie ze skaù osadowych. Przewaýajàcy udziaù majà gleby lekkie wytworzone z piasków gliniastych i gliniastych mocnych (71%). W obszarze nadleúnictwa stwierdzono wystæpowanie 11 typów siedliskowych lasu. Najwiækszy udziaù stanowi las mieszany úwieýy 46,0%, bór mieszany úwieýy 37,4% oraz las úwieýy 9,3% [Plan 2009]. Wszystkie siedliska úwieýe ùàcznie zajmujà 93,2% (8,9 tys. ha) powierzchni drzewostanów nadleúnictwa, wilgotne 6,5% (ok. 625ha) natomiast bagienne 0,3% (ok. 27ha). Drzewostany sà maùo zróýnicowane gatunkowo. Najczæstszym gatunkiem jest sosna, wystæpujàca na prawie 87% powierzchni leúnej. Drzewostanów z udziaùem dæbu jest 4,4%, a z udziaùem modrzewia niespeùna 2,3% [Plan 2009].

239 WYNIKI BADAÑ Czynniki wpùywajàce na stopieñ trudnoúci gospodarowania Obszar Nadleúnictwa Kùobuck zùoýony jest z 83 kompleksów leúnych. Rozmieszczenie kompleksów leúnych w terytorialnym zasiægu nadleúnictwa jest w miaræ równomierne. Nadleúnictwo tworzy kilka gùównych kompleksów leúnych o znacznej powierzchni, kilka úrednich zùoýonych z 2-5 oddziaùów oraz znaczna liczba maùych kompleksów obejmujàcych pojedyncze wydzielenia porozrzucane wokóù wiækszych kompleksów. Najwiæksze z obszarów leúnych to poùoýony w obræbie Kùobuck kompleks leúny w okolicach wsi Ostrowy i kompleks poùoýony wokóù Wræczycy Wielkiej. W Obræbie Parzymiechy niezaleýne kompleksy leúne to: kompleks poùoýony na zachód od Miedêna, kompleks w okolicach miejscowoúci Parzymiechy oraz kompleks leúny poùoýony na póùnoc od wsi Brzózki. Duýa iloúã maùych kompleksów jest w gùównej mierze wynikiem przejæcia w poprzednich okresach gospodarczych znacznych iloúci niewielkich dziaùek. Kompleksy leúne nie sà zwykle jednorodne, wystæpujà róýnej powierzchni enklawy i póùenklawy. Obiektów tego typu w obu obræbach Nadleúnictwa Kùobuck jest 46 o ùàcznej powierzchni ponad 384ha. Rozczùonkowanie obiektu bædàcego przedmiotem zarzàdzania w znaczny sposób zwiæksza stopieñ trudnoúci jego gospodarowaniem. Spoúród innych czynników, które determinujà trudnoúã prowadzenia gospodarki w lasach Nadleúnictwa Kùobuck, wymieniã naleýy udziaù: siedlisk borowych (40,2%) i lasowych (59,8%); gatunków iglastych (90,1%) i liúciastych (9,9%); siedlisk wilgotnych, bagiennych i ùægowych (5,7%); klasy odnowienia (4,7%) i klasy do odnowienia (0,1%); upraw i mùodników I i II klasy wieku (32,5%); lasów ochronnych i rezerwatowych (77,6%); powierzchni drzewostanów do przebudowy (16,25ha). Na uwagæ zasùuguje równieý: duýy udziaù lasów innych wùasnoúci ok. 22% wszystkich lasów; wystæpowanie drzewostanów na gruntach porolnych 441,94 ha; wpùyw zanieczyszczeñ przemysùowych I i II strefa stanowi 100% powierzchni leúnej; bliskoúã aglomeracji miejskich Úlàska oraz Czæstochowy. Sieã komunikacyjna Nadleúnictwa Kùobuck Sieã drogowa na obszarze Nadleúnictwa Kùobuck jest stosunkowo dobrze rozwiniæta. Waýniejszymi drogami publicznymi w zasiægu nadleúnictwa sà dwie drogi krajowe (nr 42 i 43), 4 drogi wojewódzkie (nr 491, 492, 494 i 483) oraz linie kolejowe, z których najwaýniejsze 3 to: magistrala wæglowa Chorzów Batory Tczew; linia Herby Nowe Oleúnica oraz Czæstochowa Zduñska Wola. Nadleúnictwo Kùobuck dysponuje w sumie okoùo 689km wùasnych dróg, w tym dróg utwardzonych jest zaledwie 32,9km z czego o nawierzchni twardej ulepszonej jedynie 5,4km. Drogi o nawierzchni utwardzonej stanowià wiæc okoùo 5% ogóùu kilometraýa dróg leúnych, co znacznie odbiega od úredniej w Lasach Pañstwowych ksztaùtujàcej siæ na poziomie 16,0% [Redakcja 2008]. Drogi gruntowe o ùàcznej dùugoúci 656,1 kilometra w znacznej mierze posiadajà nawierzchnie gruntowe naturalne (92%). Jedynie 52,4km dróg gruntowych ma 239

240 240 nawierzchnie ulepszone. W stosunku do ogólnego kilometraýa dróg zarzàdzanych przez PGL Lasy Pañstwowe drogi Nadleúnictwa Kùobuck stanowià okoùo 0,04%, a -1 gæstoúã sieci drogowej wynosi 0,04 km ha [Plan 2009]. Sieã dróg umoýliwiajàcych dostæp do poszczególnych kompleksów leúnych lub przecinajàcych te kompleksy jest w zasadzie wystarczajàca. Sà to drogi bitumiczne lub utwardzone materiaùami kamiennymi ùàczàce wszystkie miejscowoúci obszaru nadleúnictwa. Ponadto istnieje sieã dróg leúnych o róýnej nawierzchni, umoýliwiajàcych dojazd do poszczególnych drzewostanów. Iloúã dróg dojazdowych, które nadleúnictwo systematycznie, w miaræ potrzeb i moýliwoúci remontuje oraz modernizuje, jest w zasadzie zadowalajàca. Parametry techniczne dróg leúnych Caùkowita dùugoúã dróg leúnych uznanych za dojazdy poýarowe w Nadleúnictwie Kùobuck wynosi prawie 168 kilometrów. W ramach prac terenowych przeprowadzono inwentaryzacjæ metrów bieýàcych dróg poýarowych w obiekcie Ostrowy najwiækszym kompleksie leúnym Nadleúnictwa Kùobuck (ryc. 1). Skupia siæ tam 28% ogóùu dùugoúci dróg poýarowych caùego nadleúnictwa. Wybrane najwaýniejsze charakterystyki 14 odcinków drogowych zestawione zostaùy w tabeli 1 i 2. Wszystkie drogi poýarowe wymienionego kompleksu leúnego majà charakter dróg wewnàtrzzakùadowych. Ich status prawny zabrania wiæc korzystania z nich przez osoby nieupowaýnione. Pod wzglædem funkcji udostæpniania drzewostanów zdecydowana wiækszoúã ich dùugoúci zaliczona zostaùa do dróg bocznych (ryc. 2a). Szerokoúã pasa drogowego wahaùa siæ w dosyã szerokich granicach od 5 do 11 metrów, przy czym najwiæksza dùugoúã zinwentaryzowanych dróg miaùa szerokoúã pasa drogowego wynoszàcà 6m (ryc. 2b). Wszystkie drogi okazaùy siæ drogami jednojezdniowymi o szerokoúci wahajàcej siæ od 3 do 6 metrów, przy czym najwiæksza dùugoúã analizowanych odcinków drogowych miaùa szerokoúã jezdni wynoszàcà 4m w 86% bez poboczy (ryc. 2c). Najwiækszy odsetek dróg charakteryzowaù siæ nawierzchniami gruntowymi naturalnymi (ryc. 2d), z czego 14,5% stanowiùy drogi gruntowe naturalne, a reszta to drogi gruntowe profilowane nieulepszone. Jak wiadomo nawierzchnie wykonane z gruntu rodzimego majà zazwyczaj niskà odpornoúã na dziaùanie ruchu drogowego. Jest ona ograniczona wùaúciwoúciami gruntu i moýe byã znacznie modyfikowana czynnikami atmosferycznymi. Nawierzchnie twarde nieulepszone zewidencjonowano na 32% dùugoúci dróg poýarowych (ryc. 2e), z czego najwiæcej byùo dróg o nawierzchni ýwirowej (ryc. 2f). Niepokoiã moýe aý 31% udziaù dróg ýuýlowych z racji tego, iý materiaù ten potencjalnie moýe zawieraã znaczne iloúci zwiàzków nieobojætnych dla úrodowiska naturalnego [Kamiñski i in. 2001]. Ùàczna dùugoúã odcinków wymagajàcych pilnej naprawy, o ubytkach nawierzchni i koleinach przekraczajàcych 30cm gùæbokoúci, wyniosùa 3,8km stanowiàc 8% dùugoúci dróg poýarowych kompleksu Ostrowy. Do remontu

241 Ryc. 1. Sieæ dróg po arowych na terenie kompleksu leœnego Ostrowy w Nadleœnictwie K³obuck ród³o: Plan

242 Tab. 1. Wyniki inwentaryzacji dróg po arowych od nr 1 do 7 w kompleksie leœnym Ostrowy Nadleœnictwa K³obuck ród³o: opracowanie w³asne 242

243 Tab. 2. Wyniki inwentaryzacji dróg po arowych od nr 8 do 14 w kompleksie leœnym Ostrowy Nadleœnictwa K³obuck ród³o: opracowanie w³asne 243

244 244 Ryc. 2. Podstawowe charakterystyki dróg leœnych Nadleœnictwa K³obuck na przyk³adzie dojazdów po arowych kompleksu leœnego Ostrowy. Podzia³y dróg ze wzglêdu na: a) funkcje udostêpniania drzewostanów; b) szerokoœæ pasa drogowego [m]; c) szerokoœæ jezdni [m]; d) rodzaj nawierzchni drogowej; e) rodzaj konstrukcji nawierzchni drogowej; f) rodzaj nawierzchni drogowej twardej nieulepszonej; g) stan nawierzchni drogowej ród³o: opracowanie w³asne

245 kwalifikuje siæ kolejne 14km dróg, co stanowi 29% dùugoúci dróg poýarowych kompleksu Ostrowy (ryc. 2g). Spadki podùuýne dróg w wiækszoúci przypadków sà niewielkie, a maksymalnie na niektórych odcinkach dochodzà do 3-4%. Jedynie 110 metrowy odcinek drogi poýarowej nr 2 miaù znaczny 11% spadek. Úrednia odlegùoúã pomiædzy mijankami na drogach poýarowych wahaùa siæ w szerokim przedziale od 153 do 493m na wielu odcinkach przekraczajàc dopuszczalne 300m [Rozporzàdzenie 2006]. W zwiàzku z tym zaproponowano wykonanie 5 nowych mijanek oraz zaadoptowanie na ten cel 11 skrzyýowañ, co 3 wiàýe siæ z wyciæciem 14 drzew o ùàcznej miàýszoúci 15,9m grubizny. Zinwentaryzowano 13 ùuków poziomych koùowych o promieniach od 12 do 60m. Naleýy podkreúliã, ýe promienie we wszystkich przypadkach sà krótsze od minimalnej zalecanej do stosowania na drogi leúne wartoúci, która wynosi 100 metrów [Dzikowski i in. 2006]. Dùugoúã dróg wymagajàcych oczyszczenia skrajni drogowej to blisko 900 metrów bieýàcych stanowiàcych 2% dùugoúci dróg poýarowych kompleksu Ostrowy. Najczæstszà przyczynà zarastania skrajni drogowej sà odroúla wierzb, dæbu czerwonego, ýarnowca miotlastego i innych krzewów. W stosunku do dróg poýarowych wymaga siæ na poczàtku i koñcu kaýdej z nich specjalnego oznakowania. W trakcie prowadzenia prac terenowych w jednym przypadku zauwaýono koniecznoúã wykonania oznakowania na poczàtku drogi (droga poýarowa nr 4), natomiast w kilkunastu przypadkach zwrócono uwagæ na pilnà potrzebæ uzupeùnieñ oznaczeñ zwùaszcza w miejscach, w których nastæpuje zmiana kierunku przebiegu dróg, np. na skrzyýowaniach. PODSUMOWANIE Jednym z priorytetów stawianych przez obecne kierownictwo Lasów Pañstwowych jest rozwój i modernizacja leúnej infrastruktury drogowej. Regionalne dyrekcje Lasów Pañstwowych na rok 2008 zgùosiùy zapotrzebowanie na dofinansowanie budowy i modernizacji dróg leúnych z funduszu leúnego, bædàcego w dyspozycji DGLP, na kwotæ okoùo 120 mln zù. Jest to ponad dwa razy wiæcej w porównaniu do roku Niezaleýnie od tego nadleúnictwa przewidywaùy w swoich projektach planów úrodki wùasne w zbliýonej wysokoúci [Drabarczyk 2008]. Dàýàc do okreúlenia rozmiaru zadañ w zakresie budowy, przebudowy i modernizacji dróg leúnych w najbliýszych latach, opracowano zaùoýenia programowe na lata Zakùada siæ w nich wybudowanie w tym okresie ponad 2,5 tys. km nowych dróg leúnych oraz wykonanie przebudowy/modernizacji kolejnych blisko 20 tys. km [Drabarczyk 2008]. Skala tego planu úwiadczy o wielkoúci potrzeb w tym zakresie, które wynikajà, m.in. z wielu lat niedofinansowania tej sfery dziaùalnoúci gospodarczej w naszych lasach. W Nadleúnictwie Kùobuck duýo uwagi przykùada siæ do stanu technicznego dróg leúnych. Przeciætnie rocznie na remonty wydatkowane jest okoùo 200 tys. zù co 245

246 246 wystarcza na naprawæ okoùo 20km dróg. Niemniej inwestycje drogowe zazwyczaj majà charakter dziaùañ doraênych, które przynoszà sùaby i krótkoterminowy efekt. Naleýaùoby w tej sytuacji wziàã pod uwagæ zastosowanie na nawierzchnie drogowe kruszyw, np. z kamienia wapiennego pozyskiwanego w pobliskich olsztyñskich i wieluñskich kamienioùomach lub ùupka przywæglowego bædàcego materiaùem odpadowym w procesie wydobywania wægla kamiennego. Niski koszt zakupu powinien rekompensowaã koszty transportu, a wysoka przydatnoúã tego materiaùu budowlanego, poùàczona z niskà szkodliwoúcià úrodowiskowà, byùaby jego dodatkowym atutem [m.in. Zydroñ 2007, Kamiñski i in. 2001, Sùupski i Stañczyk 1980]. Obecnie projekty remontów i inwestycji budowy odcinków drogowych sà sporzàdzane pod kàtem wymogów stawianych, m.in. Rozporzàdzeniem Ministra Úrodowiska z dnia r. [Rozporzàdzenie 2006]. Jednakýe bioràc pod uwagæ potrzeby transportu i zrywki drewna to dùugoúã dróg o nawierzchni twardej i gruntowej ulepszonej jest ciàgle niewystarczajàca. Skutkuje to znacznym uzaleýnieniem nadleúnictwa, jak i odbiorców drewna, od warunków atmosferycznych. Podsumowujàc przeprowadzone analizy zebranej dokumentacji oraz obserwacje i badania terenowe stwierdziã naleýy, ýe: - Duýa iloúã drobnych kompleksów leúnych rozrzuconych na terenie 3 powiatów i 13 gmin utrudnia utrzymanie sieci drogowej, w tym dróg dojazdowych do dróg poýarowych. Duýe koszty czæstych remontów szczególnie dróg o nawierzchni gruntowej nieulepszonej, które stanowià okoùo 88% ogóùu dróg nadleúnictwa, ograniczajà moýliwoúci partycypowania nadleúnictwa w kosztach remontów dróg dojazdowych naleýàcych do innych wùaúcicieli. Czæsto sà to drogi o nawierzchni gruntowej zarzàdzane przez gminy. Drogami tymi porusza siæ gùównie sprzæt rolniczy i pojazdy wywoýàce drewno, a dodatkowym, waýnym czynnikiem destrukcyjnie na nie oddziaùujàcym w ostatnich latach, sà róýnego rodzaju prywatne pojazdy terenowe. Wùadze lokalne uzaleýniajà z reguùy remonty tych dróg, o niewielkim dla nich natæýeniu ruchu, od wspólnego ponoszenia kosztów, uzasadniajàc swoje stanowisko tym, ýe z dróg tych korzysta takýe ciæýki sprzæt zrywkowy i pojazdy wywoýàce drewno dziaùajàce na potrzeby nadleúnictwa. Naleýaùoby wiæc rozwaýyã zastàpienie corocznych prac profilowania nawierzchni drogowych na rzecz ich wzmacniania, np. tùuczniem czy ýwirem, co zwiækszy ich noúnoúã i wydùuýy czas pomiædzy remontami oraz poprawi stosunki z samorzàdami; - Analiza dokumentacji dotyczàcej dróg w archiwum Nadleúnictwa Kùobuck wykazaùa, ýe w ostatnim dziesiæcioleciu utwardzono zaledwie 5,4 kilometra nawierzchni dróg leúnych. Niektóre drogi o nawierzchni gruntowej byùy remontowane juý w drugim roku uýytkowania. Zakres remontu obejmowaù czæsto tylko profilowanie i zagæszczanie. Odcinki dróg, które byùy naprawiane i wzmacniane tùuczniem lub ýwirem, remontowano w dziesiæcioleciu tylko dwukrotnie i to nie w kaýdym przypadku;

247 - W toku prac terenowych, dotyczàcych inwentaryzacji sieci dróg uznanych za dojazdy poýarowe w kompleksie leúnym Ostrowy Nadleúnictwa Kùobuck, nie napotkano na raýàce naruszenia wymogów odnoúnie parametrów technicznych stawianych Rozporzàdzeniem Ministra Úrodowiska z 2006 roku [Rozporzàdzenie 2006]. Niemniej jednak wykazane nieprawidùowoúci winny zostaã jak najszybciej usuniæte. Wiadomo bowiem, ýe przejezdnoúã drogi warunkowana jest stanem technicznym caùego jej odcinka, a istnienie fragmentów trudnych lub niemoýliwych do pokonania przez pojazdy, chociaýby bardzo krótkich, skutkuje niejednokrotnie wyùàczeniem caùej drogi z moýliwoúci normalnej eksploatacji. Naleýy równieý mieã úwiadomoúã, iý istnienie takich wàskich gardeù w sieci komunikacyjnej szczególnie w sytuacjach ekstremalnych, jakimi bez wàtpienia sà akcje gaúnicze szybko rozprzestrzeniajàcych siæ poýarów lasów, moýe w sposób znaczàcy hamowaã lub wræcz uniemoýliwiaã prowadzenie skutecznych dziaùañ gaúniczych; - Stwierdzono, iý najczæstszà przyczynà zarastania skrajni drogowej sà odroúla wierzb, dæbu czerwonego, ýarnowca miotlastego i innych krzewów. Skrajniæ dróg leúnych moýna utrzymaã przez obsadzanie jej gatunkami o maùej úwiatùoýàdnoúci bocznej na przykùad brzozà, olszà, úwierkiem czy modrzewiem. Na etapie czyszczeñ wczesnych i póênych pracownicy terenowi powinni dopilnowaã oczyszczania skrajni drogowej dróg w sàsiedztwie powierzchni z mùodnikami. Przy wyznaczaniu trzebieýy naleýy zadbaã o usuniæcie drzew przydroýnych utrudniajàcych transport, czyli silnie ugaùæzionych, pochylonych w stronæ drogi, posuszu i innych drzew stwarzajàcych niebezpieczeñstwo tarasowania drogi lub obùamywania gaùæzi i konarów; - Certyfikacja Dyrekcji Regionalnej Lasów Pañstwowych w Katowicach wymusiùa usuniæcie drzew odartych z kory i ùyka oraz w inny sposób uszkodzonych rosnàcych w sàsiedztwie pasów drogowych. Spowodowaùo to poszerzenie skrzyýowañ i zùagodzenie ùuków na wyjazdach z dróg bocznych. Obecnie w zasadzie wszystkie skrzyýowania linii gospodarczych z oddziaùowymi mogà przez to sùuýyã jako mijanki. Wykorzystywanie przydroýnych, naturalnych luk w drzewostanie do mygùowania dùuýyc i ukùadania drewna stosowego oraz postoju pojazdów, skutkuje uzyskaniem dodatkowych miejsc do mijania pojazdów; - Szansà na sukcesywnà poprawæ stanu technicznego dróg jest stosowana od 1996 roku koncentracja prac pozyskania drewna polegajàca na skoordynowanym planowaniu ciæã na dany rok w kilku leúnictwach wzdùuý drogi, która przez te leúnictwa przebiega. Po zakoñczeniu wywozu drewna droga jest natychmiast remontowana. Najczæúciej w takim przypadku nawierzchnia jest profilowana, a nastæpnie zagæszczana przy pomocy walca drogowego. 247

248 248 WNIOSKI Na podstawie wyników przeprowadzonych analiz sieci komunikacyjnej Nadleúnictwa Kùobuck oraz badañ terenowych parametrów technicznych dróg poýarowych kompleksu leúnego Ostrowy tegoý nadleúnictwa sformuùowaã moýna nastæpujàce wnioski I uogólnienia: 1. Infrastrukturæ komunikacyjnà terenu Nadleúnictwa Kùobuck uznaã naleýy za rozwiniætà w wystarczajàcym stopniu. Jednakýe pilnego rozwiàzania wymagajà kwestie prawne i organizacyjne prowadzenia napraw i remontów dróg niebædàcych wùasnoúcià nadleúnictwa, a stanowiàcych niejednokrotnie jedyne poùàczenia kompleksów leúnych z siecià dróg publicznych o nawierzchni twardej. 2. W celu zwiækszenia skutecznoúci dotàd prowadzonych inwestycji remontowych i modernizacyjnych dróg leúnych zaleca siæ zaniechanie wykonywania profilowania nawierzchni gruntowych na rzecz ich wzmacniania ýwirem, kamieniem wapiennym lub ùupkiem przywæglowym. Zwiækszone koszty tych dziaùañ powinny zostaã w duýej mierze zrekompensowane podniesieniem ich efektywnoúci. Zmiana sposobu remontowania i modernizowania sieci drogowej przyczyni siæ do zmniejszenia wysokiego odsetka niskonoúnych dróg o nawierzchni gruntowej wraýliwych na zmiany warunków atmosferycznych. 3. Stan techniczny sieci dróg poýarowych obræbu Ostrowy nie odbiega w sposób raýàcy od wymogów obowiàzujàcego w tym zakresie prawa. Niemniej stwierdzono, ýe naprawy nawierzchni w trybie pilnym wymaga 3,6 kilometra dróg poýarowych co stanowi blisko 8% ogóùu dùugoúci dróg poýarowych kompleksu Ostrowy. 4. Skrajnia drogowa wymaga natychmiastowego oczyszczenia na dùugoúci 900 metrów bieýàcych, co stanowi prawie 2% ogóùu przeanalizowanych dróg kompleksu leúnego Ostrowy. 5. Na niektórych odcinkach dróg poýarowych naleýy koniecznie zagæúciã wystæpowanie mijanek. Obecnie úrednie odstæpy pomiædzy nimi wahajà siæ na poszczególnych drogach w szerokim przedziale od 153 do 493m. Zaproponowano wykonanie 5 nowych mijanek oraz zaadoptowanie na ten cel 11 skrzyýowañ, co 3 wiàýe siæ z wyciæciem 14 drzew o ùàcznej miàýszoúci 15,9m grubizny. 6. Postuluje siæ wprowadzenie dodatkowego, dotàd prawem niewymaganego, uzupeùniajàcego oznakowania dróg poýarowych na skrzyýowaniach, na których zmieniajà one swój kierunek przebiegu. LITERATURA Dzikowski J., Szarùowicz A., Burzyñski S., Rajsman M., Satoùa J., Wiàzowski Z. 2006: Drogi leúne. Poradnik techniczny. Oúrodek Rozwojowo-Wdroýeniowy LP w Bedoniu, Warszawa-Bedoñ. Drabarczyk J. 2008: Bædzie wiæcej dróg. Gùosu Lasu nr 3: Kamiñski B., Grajewski S., Czerniak A., Okoñski B. 2001: Effect of slag pavements on the contents of selected elements in the ground, groundwater and assimilatory organs of

249 trees. Acta Scientarum Polonorum. Silvarum Colendarum Ratio et Industira Lignaria, 1(1): Kamiñski B., Okoñski B., Czerniak A., Grajewski S. 2001: Effect of burned colliery shale road pavement on chemical elements concentrations in soil, groundwater and assimilative organs of trees in the road vicinity area. Forestry, Sc. Pap. of Agricul. Univ. of Poznañ, vol. 4: Mapa sytuacyjna ochrony przeciwpoýarowej Nadleúnictwa Kùobuck z 2009 roku w skali 1: Nadleúnictwo Kùobuck. Operat glebowo-siedliskowy Nadleúnictwa Kùobuck wg stanu na r. (2004). Przedsiæbiorstwo Usùug Przyrodniczo-leúnych,,TAXUS. Maszynopis. Pismo RDLP w Katowicach z dn r. w sprawie sporzàdzania planów ochrony przeciw poýarowej (1996). Nadleúnictwo Kùobuck. Maszynopis. Plan Urzàdzenia Lasu dla Nadleúnictwa Kùobuck na lata (2009). Nadleúnictwo Kùobuck. Maszynopis. Protokóù ustaleñ z czynnoúci kontrolno-rozpoznawczych w zakresie ochrony przeciwpoýarowej z dnia r. (2009). Komenda Miejska Pañstwowej Straýy Poýarnej w Czæstochowie, Wydziaù Kontroli Rozporzàdzeñ. Maszynopis. Redakcja 2008: Lasy drogami stojà. Las Polski, nr 15-16, Rozporzàdzenie Ministra Úrodowiska z dnia r. w sprawie szczegóùowych zasad zabezpieczenia przeciwpoýarowego lasów (2006). Dz.U. nr 58 z dnia 7 kwietnia Sùupski W., Stañczyk M. 1980: Kopalniane materiaùy odpadowe w budownictwie drogowym. Drogownictwo nr 4: Trampler T., Kliczkowska A., Dmyterko E., Sierpiñska A. 1990: Regionalizacja przyrodniczo-leúna na podstawach ekologiczno-fizjograficznych. PWRiL, Warszawa. Trzciñski G., Kaczmarzyk S. 2006: Ocena noúnoúci gruntowych dróg leúnych. Sylwan nr 150/4: Walczak K. 2009: Stan techniczny dróg poýarowych i zabezpieczenie przeciwpoýarowe w Nadleúnictwie Kùobuck. WSZÚ w Tucholi. Maszynopis pracy dyplomowej. Zydroñ T. 2007: Badania parametrów zagæszczalnoúci przepalonych odpadów powæglowych z kopalni Wesoùa. Przeglàd Naukowy Inýynieria i Ksztaùtowanie Úrodowiska, z. 1/35: Ýurawski J. 2005: Projekt przebudowy drogi w Leúnictwie Lemañsk. Nadleúnictwo Kùobuck. Maszynopis. STRESZCZENIE W niniejszej pracy analizie poddano infrastrukturæ komunikacyjnà jednego z pañstwowych nadleúnictw poùudniowej Polski. W ramach badañ sprawdzono m.in. stan techniczny blisko 50 kilometrów bieýàcych gùównych i bocznych dróg leúnych uznanych za dojazdy poýarowe. W wyniku przeprowadzonej inwentaryzacji stwierdzono, ýe pod wzglædem rodzaju nawierzchni drogowej najwiækszy odsetek stanowià drogi gruntowe jest ich prawie 68%. Stan techniczny nawierzchni przeanalizowanych odcinków generalnie uznaã naleýy za zadowalajàcy. Niemniej jednak dziaùania remontowe, o róýnym charakterze i zakresie, naleýaùoby przeprowadziã w trybie pilnym ùàcznie na ponad 4,5km dróg, co stanowi blisko 10% dùugoúci wszystkich przebadanych odcinków. Prace te gùównie dotyczyã powinny remontów i modernizacji nawierzchni, budowy mijanek oraz 249

250 oczyszczania skrajni drogowych. W trakcie prowadzenia prac terenowych zauwaýono pilnà potrzebæ uzupeùnienia oznakowania dróg poýarowych. Wynikiem analizy zebranej dokumentacji byùo równieý zalecenie, skierowane pod adresem nadleúnictwa, aby zwiækszyã skutecznoúã prowadzenia inwestycji remontowych i modernizacyjnych dróg leúnych poprzez zaniechanie wykonywania profilowania nawierzchni gruntowych na rzecz ich wzmacniania tanim materiaùem kamiennym np. ùupkiem przywæglowym. Zmiana sposobu remontowania i modernizowania dróg przez nadleúnictwo przyczyni siæ do zmniejszenia wysokiego odsetka dróg o niskonoúnej i podatnej na dziaùanie warunków atmosferycznych nawierzchni gruntowej. W konsekwencji powinno to doprowadziã do utworzenia sieci wysokonoúnych dróg, którà bez obaw o zniszczenie, bædzie moýna wykorzystywaã do wywozu drewna pojazdami wysokotonaýowymi. SUMMARY The study analysed road infrastructure in one of the State Forests Districts in southern Poland. Within the framework of the study among others the technical condition was examined for almost 50 km length of main and side forest roads considered to be fire access roads. As a result of the conducted survey it was found that in terms of the pavement type the highest percentage of roads are dirt roads constituting almost 68% all roads. The technical condition of the pavements in the analyzed road sections needs to be generally considered as satisfactory. However, repairs of different character and scope should be performed urgently on over 4.5 km roads, which accounts for almost 10% length of all examined sections. These works will comprise mainly repairs and modernization of pavements, the construction of turnouts and clearance of road edges. In the course of field studies an urgent need was observed to supplement signs for fire escape routes. Another result of the analysis of the collected documentation was also to recommend the forest inspectorates to increase the effectiveness of repair and modernization investments by abandoning the practice of molding the dirt pavements and instead to reinforce them with cheap rock material, e.g. carbon schist. A change in the method of road repair and modernization by the forest inspectorate will contribute to a reduction of the high percentage of roads with dirt pavements of poor load-bearing capacity, susceptible to weather conditions. As a consequence this should lead to the establishment of roads with a high load-bearing capacity, which could be used in timber hauling using high tonnage vehicles without any risk of road damage. 250

251 Anna Janusz Uniwersytet Rolniczy w Krakowie ZEWNÆTRZNE ÊRÓDÙA FINANSOWANIA OCHRONY PRZYRODY NA OBSZARZE REGIONALNEJ DYREKCJI LASÓW PAÑSTWOWYCH W KRAKOWIE EXTERNAL SOURCES OF NATURE PROTECTION FUNDING IN THE REGIONAL DIRECTORATE OF STATE FORESTS IN KRAKOW Sùowa kluczowe: ochrona przyrody, zewnætrzne êródùa finansowania, projekty úrodowiskowe Key words: nature protection, finance funding, environmental projects, external finance sources Abstract. National forest fulfill the function of the nature protection program and attempt to gain external financial funding in this area. The main goal of the research was to establish involvement of the for forestry commission in Regional Directorates of State Forests in order to gain external funding and estimate value of the project costing. Between 2005 and 2009 the team worked on 8 projects worth 33.2 million PLN. Input from RFD in Krakow was 4.6 milion PLN. WSTÆP Lasy speùniajà róýnorodne funkcje w sposób naturalny lub w wyniku dziaùañ gospodarki leúnej [Polityka Leúna Pañstwa 1997]. Administracja Lasów Pañstwowych w ramach zrównowaýonej gospodarki leúnej podejmuje starania o zachowanie i ochronæ potencjaùu biologicznego biocenozy leúnej. Leúnicy gospodarujàc na powierzchni bliskiej 1/3 terytorium kraju, na której bytuje ponad 60% gatunkowej róýnorodnoúci biologicznej, ponoszà szczególnà odpowiedzialnoúã za jej ochronæ [Grzywacz 2009]. Sùuýba Leúna poprzez codzienny kontakt z przyrodà identyfikuje pojawiajàce siæ zagroýenia dla funkcjonowania ekosystemu leúnego i aktywnie uczestniczy w ograniczaniu ich skutków. Dziaùalnoúã na rzecz ochrony leúnych zasobów przyrodniczych generuje koszty, w zwiàzku z tym po wejúciu Polski do struktur Unii Europejskiej, gdy pojawiùa siæ moýliwoúã pozyskiwania úrodków zewnætrznych, LP podjæùy aktywnoúã na tej pùaszczyênie. Celem gùównym badañ byùo rozpoznanie moýliwoúci Lasów Pañstwowych w zakresie pozyskiwania úrodków zewnætrznych. Podjæto równieý próbæ okreúlenia poziomu zaangaýowania Regionalnej Dyrekcji Lasów Pañstwowych w Krakowie w proces pozyskiwania úrodków na realizacjæ zadañ, w których za priorytet przyjæto ochronæ leúnych zasobów przyrodniczych. Istotnym byùo takýe oszacowanie wartoúci pieniæýnej przyjætych do realizacji projektów oraz êródeù ich finansowania 251

252 252 w latach Zgùæbienie informacji na temat iloúci zgùaszanych do oceny projektów oraz skutecznoúci w pozyskiwaniu úrodków zewnætrznych stanowiùo cel pomocniczy. OBIEKT BADAÑ Regionalna Dyrekcja Lasów Pañstwowych w Krakwie to najmniejsza spoúród 17 tego typu jednostek administracyjnych w Polsce, sprawuje zarzàd nad lasami o ùàcznej powierzchni 173,4 tys. ha, ponadto zasiæg terytorialny RDLP obejmuje ok. 170,5 tys. ha lasów nie stanowiàcych wùasnoúci Skarbu Pañstwa. Specyfikà obszaru jest bardzo duýy, niemal 90% powierzchniowy udziaù lasów speùniajàcych funkcje ochronne. W skùad RDLP Kraków wchodzi szesnaúcie nadleúnictw, na obszarze których utworzono liczne formy ochrony przyrody: 11 parków krajobrazowych, 68 rezerwatów przyrody o powierzchni ha, a takýe 9 obszarów chronionego krajobrazu. Natura 2000 to sieã obszarów tworzonych dla ochrony elementów flory i fauny oraz ich siedliska [Perzanowska, Grzegorczyk 2009]. Zgodnie z zapisami Dyrektywy Siedliskowej i Ptasiej na gruntach w 1 2 administracji RDLP Kraków wyznaczono 19 SOOS ( ha) oraz 6 OSOP ( ha). Na obszarze stwierdzono wystæpowanie licznych chronionych gatunków roúlin i zwierzàt, ustalono 38 stref ochrony wokóù gniazd ptaków chronionych (1334,57 ha), gùównie bociana czarnego (Ciconia nigra) i orlika krzykliwego (Aquila pomarina). Indywidualnà ochronà objæto 131 pomników przyrody, ustanowiono 3 stanowiska dokumentacyjne, a takýe 14 uýytków ekologicznych o powierzchni 67 ha. METODYKA Êródùo danych do przeprowadzenia oceny zaangaýowania RDLP Kraków w proces pozyskiwania úrodków finansowych zewnætrznych na realizacjæ zadañ z zakresu ochrony przyrody stanowiùy: -sprawozdania biura RDLP Kraków, przede wszystkim Informacja Roczna RDLP Kraków w zakresie ochrony przyrody za lata , a takýe êródeù dofinansowywania zadañ ze úrodków Unii Europejskiej za lata , -sprawozdania z realizacji projektów wraz z zaùàcznikami, -dane finansowo-ksiægowe, sprawozdanie LPIR-1 (Zestawienie planów i wykonania na poszczególnych rodzajach dziaùalnoúci jednostek Lasów Pañstwowych) za lata Cennym êródùem informacji okazaù siæ wywiad na temat badanego zagadnienia, przeprowadzony z pracownikami Wydziaùu Ochrony Lasu, Ùowiectwa i Integracji z Unià Europejskà RDLP Kraków. Analizæ zgromadzonych materiaùów przeprowadzono pod kàtem problematyki przygotowanych projektów, przewidywanych efektów rzeczowych, a przede wszystkim ich wartoúci pieniæýnej oraz êródeù finansowania. 1 Specjalne obszary ochrony siedlisk 2 Obszary specjalnej ochrony ptaków

253 ANALIZA WYNIKÓW Moýliwoúci pozyskiwania úrodków zewnætrznych na cele zwiàzane z ochronà przyrody i zasobów leúnych zaleýà od przyjætych przez Uniæ Europejskà zasad wieloletniego programowania. W latach funkcjonowaùy dwa instrumenty Forest Fokus oraz LIFE, w ramach których finansowano projekty dotyczàce przyrody i lasów [Rzewulski 2006]. Istotne znaczenie dla leúnictwa w latach majà programy: Rozwoju Obszarów Wiejskich, LIFE+, a przede wszystkim program Infrastruktura i Úrodowisko [Zaborski 2007]. Program Infrastruktura i Úrodowisko zawiera 13 priorytetów merytorycznych i 2 priorytety pomocy technicznej. Dla leúnictwa najwaýniejsze sà priorytety úrodowiskowe, szczególnie priorytet V Ochrona przyrody i ksztaùtowanie postaw ekologicznych. W ramach priorytetów przewidziano miædzy innymi wspieranie: retencyjnoúci ekosystemów leúnych, monitoringu leúnego oraz przebudowy drzewostanów. Ministerstwo Úrodowiska powierzyùo LP funkcjæ instytucji koordynujàcej priorytet V. W zwiàzku z tym faktem, w PGL LP pod koniec 2006 roku utworzono Centrum Koordynacji Projektów Úrodowiskowych. Uznano w ten sposób wkùad LP w ochronæ przyrody [Rzewuski 2006]. Istotnym jest, aby problemy waýne dla leúnictwa znalazùy siæ w programach operacyjnych województw, wówczas jednostki rdlp bædà mogùy staraã siæ o dofinansowanie konkretnych zadañ ze úrodków UE. Poza úrodkami z Unii Europejskiej, leúnicy mogà ubiegaã siæ o úrodki w NFOÚiGW czy WFOÚiGW, a takýe Fundacji EkoFundusz. Fundacja ta stanowi istotne ogniwo wúród instytucji wspomagajàcych finansowo dziaùania na rzecz ochrony úrodowiska w Polsce. Przez wiele lat byù to jedyny fundusz wspierajàcy te dziaùania w formie bezzwrotnych dotacji [Nowicki, Sitnicki 2007]. W celu uzyskania dofinansowania zadañ w zakresie ochrony przyrody ze úrodków zewnætrznych konieczne jest opracowanie projektu i zùoýenie go w odpowiedniej instytucji. W latach na obszarze RDLP Kraków wdroýono osiem projektów. Na poziomie ochrony gatunkowej roúlin i zwierzàt zrealizowano dwa projekty. W 2005 roku rozpoczæto realizacjæ przedsiæwziæcia pn. Ochrona gùuszca i cietrzewia oraz ich biotopów w Karpatach Zachodnich na obszarze województwa maùopolskiego. Koordynatorem projektu zostaùo Nadleúnictwo Nowy Targ, przedsiæwziæcie obejmowaùo takýe Nadleúnictwa: Kroúcienko, Myúlenice, Piwniczna, Nawojowa, Stary Sàcz oraz Sucha Beskidzka (RDLP Katowice). Celem projektu byùo rozpoznanie stanu iloúciowego kuraków leúnych oraz podjæcie dziaùañ gospodarczych zmierzajàcych do poprawy warunków bytowania gùuszca i cietrzewia. Dziaùania w wiækszoúci (w kwocie tys. PLN) zostaùy sfinansowane przez Fundacjæ EkoFundusz. W roku 2006 Nadleúnictwo Niepoùomice wdroýyùo projekt, majàcy na celu ochronæ gatunkowà ýubra. Caùkowita wartoúã projektu wynosiùa 453 tys. PLN (Tab.1). Nadleúnictwo uzyskaùo dofinansowanie ze úrodków NFOÚiGW w wysokoúci 167,7 tys. PLN. Gùównym celem dziaùañ byùa rozbudowa budynku, a takýe podejmowanie czynnoúci na rzecz 253

254 utrzymania stada w dobrej kondycji zdrowotnej. Ponadto RDLP Kraków podjæùa starania o pozyskanie úrodków na realizacjæ projektu pn. Ochrona i restytucja cisa na terenie RDLP w Krakowie. Projekt pozytywnie przeszedù ocenæ I stopnia, a w poùowie 2010 roku przewidywany jest termin oceny ostatecznej projektu. Gùównymi beneficjentami úrodków zostanà Nadleúnictwa: Gorlice, Ùosie, Stary Sàcz, Myúlenice, Nowy Targ, Gromnik, Nawojowa, Brzesko, Piwniczna. Caùkowita wartoúã projektu opiewa na kwotæ1,8 mln PLN, a wartoúã dotacji ze úrodków UE wynosi 1,6 mln PLN. W trosce o ochronæ siedlisk w 2008 roku w Wydziale Ochrony Lasu, Ùowiectwa i Integracji z Unià Europejskà RDLP Kraków przygotowano, a nastæpnie zùoýono do CKPÚ wniosek, majàcy na celu dofinansowanie projektu pn. Utrzymanie bioróýnorodnoúci siedlisk kserotermicznych w Maùopolsce. Priorytetowym zaùoýeniem przedsiæwziæcia jest odtworzenie i uksztaùtowanie warunków dla zachowania siedlisk i róýnorodnoúci gatunków roúlin muraw kserotermicznych, a takýe ciepùych zaroúli w rezerwatach przyrody województwa maùopolskiego. Caùkowita wartoúã projektu stanowi kwotæ niemal 3,4 mln. PLN. Projekt w ponad 75% jest dofinansowany ze úrodków UE, w pozostaùej kwocie ze úrodków budýetu pañstwa. Biuro RDLP Kraków przekazaùo projekt Regionalnej Dyrekcji Ochrony Úrodowiska w Krakowie, która koordynuje prace biurowe i terenowe na obszarze Nadleúnictw: Miechów, Brzesko, Krzeszowice, Kroúcienko, Myúlenice i Stary Sàcz. Wsparcia merytorycznego w zakresie podejmowanych dziaùañ udziela Instytut Botaniki Uniwersytetu Jagielloñskiego w Krakowie. Lasy Pañstwowe wspóùpracujà z instytucjami administracji pañstwowej, tj. Maùopolskim i Podkarpackim Konserwatorem Przyrody, a takýe Instytutem Ochrony Przyrody PAN w ramach przedsiæwziæcia dofinansowywanego ze úrodków UE, majàcego na celu optymalizacjæ wykorzystania zasobów sieci Natura 2000 dla zrównowaýonego rozwoju w Karpatach. Jednym z beneficjentów projektu zainicjowanego w 2007 roku zostaùo Nadleúnictwo Nowy Targ, które otrzymaùo kwotæ 25 tys. EUR na ochronæ torfowisk i odpowiednie zagospodarowanie rezerwatu Bór na Czerwonem. Caùkowita wartoúã projektu pilotowanego przez IOP PAN stanowi kwotæ 950 tys. EUR. Istotne znaczenie dla ochrony przyrody ma koordynacja i planowanie ruchu turystycznego na obszarach objætych ochronà. Nadleúnictwo Nowy Targ w 2005 roku zostaùo wùàczone do miædzynarodowego projektu koordynowanego przez Ecological Turism in Europe (ETE), który miaù na celu ochronæ i zróýnicowane wykorzystanie róýnorodnoúci biologicznej poprzez rozsàdny rozwój turystyki w rezerwatach biosfery Europy Úrodkowej i Wschodniej. W realizacjæ postawionych celów w Polsce zaangaýowaùo siæ dziesiæã podmiotów, w tym RDLP Kraków. Jedynym beneficjentem Lasów Pañstwowych zostaùo Nadleúnictwo Nowy Targ, które otrzymaùo kwotæ 101,1 tys. USD. Wkùadem wùasnym nadleúnictwa w realizacjæ projektu byùo wykonanie prac z zakresu zagospodarowania lasu. RDLP Kraków pozyskaùa úrodki z Maùopolskiego Regionalnego Programu Operacyjnego na lata , które w ramach dziaùañ pn. Zachowanie Dziedzictwa Narodowego w kwocie 284,6 tys. 254

255 Tab.1. ród³a finansowania projektów z zakresu ochrony przyrody na obszarze RDLP Kraków w latach ród³o: Opracowanie w³asne na podstawie danych RDLP Kraków. 255

256 Cd. Tab.1. ród³a finansowania projektów z zakresu ochrony przyrody na obszarze RDLP Kraków w latach ród³o: Opracowanie w³asne na podstawie danych RDLP Kraków. 256

257 PLN przeznaczono na skanalizowanie ruchu turystycznego w rezerwacie Bór na Czerwonem w Nadleúnictwie Nowy Targ. Lasy Pañstwowe realizujà równieý projekty ogólnopolskie zainicjowane przez Generalnà Dyrekcjæ Lasów Pañstwowych, w tym takýe na obszarze RDLP Kraków. Na terenie nadleúnictw górskich realizowany jest projekt pn. Maùa retencja na obszarach górskich, w który wùàczono 56 nadleúnictw (RDLP Krosno, Wrocùaw, Katowice, Kraków), w tym 12 nadleúnictw RDLP Kraków. Ùàczna kwota pieniæýna przeznaczona na realizacjæ przedsiæwziæcia stanowi 154 mln PLN. Czas realizacji projektu rozùoýono na lata: Poziom dofinansowania planowanych dziaùañ z Funduszu Spójnoúci moýe stanowiã 85% poniesionych przez LP wydatków. Ùàczna wartoúã projektu na obszarze RDLP Kraków wynosi niemal 22,5 mln PLN. Projekt realizowany jest w oparciu o trzy cele szczegóùowe: -retencjonowanie i renaturyzacja cieków staùych oraz obszarów podmokùych (koszt caùkowity realizacji tys. PLN), -ograniczanie i kontrola spùywu powierzchniowego (koszt 8 865,9 tys. PLN), -wyrównywanie i spowalnianie spùywu wód wezbraniowych (koszt 3 475,00 tys. PLN). Najwaýniejsze dla ochrony przyrody jest retencjonowanie i renaturyzacja cieków wodnych, przywracanie funkcji mokradùom oraz naturalnego ksztaùtu i ciàgùoúci biologicznej ciekom wodnym. Najwyýsze kwoty pieniæýne na realizacjæ zadañ projektowych zaplanowano w Nadleúnictwach: Gorlice, Nawojowa, Limanowa, Piwniczna, Ùosie, Stary Sàcz. Spoúród dwunastu beneficjentów najwiæcej úrodków finansowych na retencjonowanie i renaturyzacjæ cieków wodnych, przyznano Nadleúnictwom: Piwniczna, Gorlice, Ùosie, Nowy Targ i Limanowa. Na Niýu Polski realizowany jest projekt pn. Retencja wody na obszarach nizinnych, w który zaangaýowanych jest 190 nadleúnictw, ma on na celu zatrzymanie wody w úrodowisku leúnym. Na terenie RDLP Kraków w projekt wùàczono cztery nadleúnictwa, tj. Nadleúnictwo: Niepoùomice, Dàbrowa Tarnowska, Dæbica, Krzeszowice. Dla zachowania w odpowiednim stanie sanitarnym drzewostanów úwierkowych, w 2009 roku rozpoczæto realizacjæ projektu pn. Ograniczanie populacji kornika drukarza na terenie górskich nadleúnictw RDLP w Krakowie. Gùównym celem przedsiæwziæcia jest ograniczenie liczebnoúci populacji kornika drukarza (Ips typographus), a w zwiàzku z tym zahamowanie procesu rozpadu monokultur úwierkowych. Realizacjæ wytyczonych zadañ w ramach projektu o ùàcznej wartoúci 1,7 mln PLN koordynuje wnioskodawca, czyli Wydziaù Ochrony Lasu, Ùowiectwa i Integracji z Unià Europejskà RDLP Kraków. Úrodki z NFOÚiGW stanowià 1,26 mln PLN, pozostaùà kwotæ wdraýanego przedsiæwziæcia pokrywajà Nadleúnictwa: Stary Sàcz, Myúlenice, Nowy Targ, Piwniczna, Kroúcienko i Limanowa. 257

258 258 PODSUMOWANIE Ùàczna kwota úrodków zewnætrznych, jakà RDLP Kraków uzyskaùa na ochronæ przyrody (w tym úrodki finansowe na realizacjæ projektów, które nie zostaùy zakoñczone, ale zagwarantowane umowami podpisanymi w latach ), wynosi niemal 28,6 mln PLN. Wkùad wùasny Lasów Pañstwowych w realizowane projekty oszacowano na kwotæ 4,6 mln PLN. Najwiækszy potencjaù úrodków zewnætrznych wykorzystano w Nadleúnictwach: Nowy Targ, Kroúcienko, Stary Sàcz i Myúlenice. Najwiæcej úrodków wùasnych w realizowane przedsiæwziæcia wniosùo Nadleúnictwo Nowy Targ, jednak wystæpowaùo ono przede wszystkim w roli beneficjenta úrodków zewnætrznych. Skutecznoúã pracowników RDLP Kraków w pozyskiwaniu úrodków zewnætrznych byùa dotychczas 100%, wszystkie przygotowane wnioski skierowane do Centrum Koordynacji Projektów Úrodowiskowych, EkoFunduszu, NFOÚiGW zostaùy zaopiniowane i ocenione pozytywnie, aktualnie sà wdraýane lub oczekujà na realizacjæ. Lasy Pañstwowe wystæpujà nie tylko w roli beneficjenta, twórcy lub wspóùtwórcy projektu, ale przede wszystkim w roli gospodarza, odpowiedzialnego za rzeczywistà realizacjæ projektów. Funkcja ta nierzadko wiàýe siæ z ponoszeniem dodatkowych nakùadów, które nie sà ewidencjonowane, np. nakùady pracy poniesione w ramach koordynacji prac terenowych. Leúnicy wykorzystujà swoje umiejætnoúci i doúwiadczenie realizujàc projekty wspólnie z innymi podmiotami, wspóùpracujà m.in. ze úrodowiskiem naukowym, a takýe z instytucjami pañstwowymi na rzecz ochrony przyrody. Naleýy podkreúliã, iý iloúã pozyskanych úrodków zewnætrznych przez Lasy Pañstwowe uzaleýniona jest równieý od wiedzy, doúwiadczenia i determinacji pracowników przygotowujàcych wnioski. Czasochùonne rozliczanie projektów oraz sprawozdawczoúã w tym zakresie generuje dodatkowe obowiàzki, dlatego trudno nie zgodziã siæ z poglàdem, iý wdraýane projekty dodatkowo obciàýajà jednostki Lasów Pañstwowych. Warto dodaã, ýe Lasy Pañstwowe aplikujà równieý o dofinansowanie dziaùalnoúci, której celem jest tworzenie warunków sprzyjajàcych edukacji ekologicznej oraz rekreacji w lasach. Realizacja projektów úrodowiskowych nierzadko wiàýe siæ z korzyúciami w postaci efektów rzeczowych, majàcych znaczenie dla gospodarki leúnej, m. in. wyremontowane szlaki zrywkowe, odpowiednio zagospodarowane potoki czy udoskonalony system ochrony przeciwpoýarowej w lasach. LITERATURA Grzywacz A. 2009: Ochrona przyrody na obszarach leúnych, w: Leúnictwo w rozwoju obszarów niezurbanizowanych, Postæpy techniki w leúnictwie 106, Wydawnictwo Úwiat, Warszawa, 19. Nowicki M., Sitnicki S. 2007: Ochrona úrodowiska w praktyce, Agencja Reklamowo- Wydawnicza Arkadiusz Grzegorczyk, Warszawa, 265. Perzanowska J., Grzegorczyk M. 2009: Obszary Natura 2000 w Maùopolsce, IOP PAN, Kraków, 14.

259 Polityka leúna pañstwa, MOÚZNiL, Warszawa, 3. Rzewuski W. 2006: Fundusze Unii Europejskiej dla leúnictwa w latach , w: Problematyka programów pomocowych Unii Europejskiej funkcjonujàcych w leúnictwie, Postæpy techniki w leúnictwie, 96,Wydawnictwo Úwiat, Warszawa, 13,17. Zaborski K. 2008: Moýliwoúci wykorzystania funduszy unijnych przez Lasy Pañstwowe, maszynopis UE Kraków, 32. Zespóù redakcyjny RDLP Kraków 2000: Lasy i gospodarka leúna Regionalnej Dyrekcji Lasów Pañstwowych w Krakowie, Wyd. O.R.W.L.P. w Bedoniu, 11. STRESZCZENIE Dziaùalnoúã na rzecz ochrony przyrody w lasach generuje koszty, w zwiàzku z tym po wejúciu Polski do struktur Unii Europejskiej, gdy pojawiùa siæ moýliwoúã pozyskiwania úrodków zewnætrznych, LP podjæùy aktywnoúã na tej pùaszczyênie. Celem gùównym badañ byùo rozpoznanie moýliwoúci Lasów Pañstwowych w zakresie pozyskiwania úrodków zewnætrznych. Obiekt badañ stanowiùa Regionalna Dyrekcja Lasów Pañstwowych w Krakowie. Êródùo danych do przeprowadzenia oceny zaangaýowania RDLP Kraków w proces pozyskiwania úrodków finansowych na realizacjæ zadañ z zakresu ochrony przyrody stanowiùy sprawozdania roczne biura RDLP Kraków oraz dane finansowo ksiægowe. W latach na obszarze RDLP Kraków wdroýono osiem projektów. W ramach projektów podejmowano dziaùania na pùaszczyênie ochrony gatunkowej roúlin i zwierzàt, ochrony siedlisk, zasobów wody oraz planowania i koordynacji ruchu turystycznego na obszarach objætych ochronà. Podjæto równieý starania majàce na celu ochronæ lasu przed szkodnikami. Skutecznoúã pracowników RDLP Kraków w pozyskiwaniu úrodków zewnætrznych byùa dotychczas 100%, wszystkie przygotowane wnioski zostaùy zaopiniowane i ocenione pozytywnie. Ùàczna kwota úrodków zewnætrznych jakà RDLP Kraków uzyskaùa na ochronæ przyrody wynosi niemal 28,6 mln PLN. Wkùad wùasny Lasów Pañstwowych w realizowane projekty oszacowano na kwotæ 4,6 mln PLN. Najwiækszy potencjaù úrodków zewnætrznych wykorzystano w Nadleúnictwach: Nowy Targ, Kroúcienko, Stary Sàcz i Myúlenice. SUMMARY Activity towards nature protection in the forest incurs financial costs. After Poland became a part of the EU the national forest will take any opportunity whenever possible to gain external funds to support the forest projects. They tried to establish the level of involvement of RFD in Krakow in the application of the external funds for the nature protection projects. The object of the nature research was Regional Directorate of State Forests in Krakow. They have used annual reports and also used financial data. In this project the main focus was the protection of different species of plants and animals, and the protection of their habitat, natural water areas and coordination of tourist areas. This also included the protection from predators. RFD in Krakow succeeded 100% in order to gain outside funding, all application forms addressed to Coordination Center for Environmental Projects or Provincial and National Fund for Environmental Protection and Water Management were accepted by the organization. The total external funding for RFD in Krakow for the nature protection project was 28.6 million PLN. Input from national forest was 4.6 million PLN. The biggest use of external funding was used by the Nowy Targ, Kroúcienko, Stary Sàcz and Myúlenice Forest Districts. 259

260 Bogusùaw Kamiñski Wyýsza Szkoùa Zarzàdzania Úrodowiskiem w Tucholi Uniwersytet Przyrodniczy w Poznaniu Sylwester Grajewski Wyýsza Szkoùa Zarzàdzania Úrodowiskiem w Tucholi Uniwersytet Przyrodniczy w Poznaniu Bogdan Piankowski Lasy Pañstwowe, Nadleúnictwo Koúcierzyna REKULTYWACJA WYROBISK POKOPALNIANYCH W NADLEÚNICTWIE KOÚCIERZYNA RECLAMATION OF DISCARDED OPEN CASTWORKINGS IN THE KOÚCIERZYNA FOREST DISTRICT Sùowa kluczowe: wyrobisko, eksploatacja odkrywkowa, kruszywa naturalne, ýwir, rekultywacja techniczna, rekultywacja biologiczna Key words: working; opencast mining, gravel aggregate, gravel, mechanised land reclamation, biological land reclamation Abstract. In the Koúcierzyna Forest District huge deposits of aggregate minerals are found, which have been excavated for over 60 years. The study presents ecological effects connected with the restoration of stands in the former mining areas. It was shown that it is possible not only to recreate stands, but also at the same time to construct retention reservoirs, which improves water relations and considerably enhances biodiversity of the reclaimed areas. WSTÆP Szeroko pojæte budownictwo wymaga zabezpieczenia duýych iloúci kruszyw naturalnych. Pozyskanie tych materiaùów oddziaùuje szkodliwie na úrodowisko przyrodnicze, poniewaý powstajà przy tym róýnego rodzaju wyrobiska, zwaùowiska i skùadowiska okreúlane przy tym, jako nieuýytki przemysùowe (ryc. 1). Gruntom tym naleýy moýliwie szybko przywróciã zdolnoúã produkcyjnà przez odpowiednià rekultywacjæ, a nastæpnie powinny one zostaã przekazane do zagospodarowania rolniczego, leúnego lub specjalnego z przeznaczeniem na zbiorniki wodne, tereny sportowe, czy teý obiekty wypoczynkowe [Sobczak 1991]. Wedùug dotychczasowej praktyki zdecydowana wiækszoúã zrekultywowanych nieuýytków poprzemysùowych przekazana jest do zagospodarowania leúnego. Kopalnie ýwiru i pospóùki sà nierozerwalnà czæúcià krajobrazu Nadleúnictwa Koúcierzyna. Poczàtki dziaùalnoúci wydobywczej siægajà czasów przedwojennych i dotyczà zarówno terenów naleýàcych do Skarbu Pañstwa, jak i terenów prywatnych. W poczàtkowej fazie rozmiar eksploatowanych powierzchni nie byù 260

261 zbyt duýy, podobnie jak i gùæbokoúã wydobycia. Jednak w miaræ rozwoju przemysùu rosùy potrzeby, zwiækszaùa siæ równieý powierzchnia wydobycia, a w miaræ rozwoju techniki takýe gùæbokoúã. Miejscowe kopalnie byùy podstawà dostaw ýwiru i kamienia dla duýych obszarów byùego województwa gdañskiego. Obecne prawodawstwo dopuszcza wydobycie kopalin spod drzewostanów przy zachowaniu odpowiednich procedur. Pierwszym krokiem jest uzyskanie koncesji na wydobycie kopalin, kolejnym to umowa dzierýawy z wùaúcicielem lub zarzàdcà, a bardzo istotnymi dla zagospodarowania terenu po wydobyciu jest okreúlenie kierunku rekultywacji wraz ze sporzàdzanym projektem oraz czasowe wyùàczenie gruntu z produkcji. Kierunek rekultywacji okreúlany jest jako leúny, a wprowadzane powtórnie drzewostany majà ponownie przywróciã ekosystemy leúne na te obszary [Projekt 2006]. CEL PRACY Celem pracy jest próba oceny efektu ekologicznego rekultywacji terenów, upraw leúnych zaùoýonych w specyficznych warunkach glebowo-siedliskowych oraz moýliwoúci rewitalizacji nieistniejàcych juý siedlisk leúnych z perspektywy kilkudziesiæcioletnich doúwiadczeñ Nadleúnictwa Koúcierzyna. METODYKA I ZAKRES PRACY Dane do opracowania zebrano na podstawie wùasnych obserwacji i opinii kadry inýynierskiej nadleúnictwa oraz wczeúniejszych opracowañ znajdujàcych siæ w dokumentacji nadleúnictwa. Zakres pracy obejmuje: -ogólnà charakterystykæ nadleúnictwa, -ustalenie rozmiaru i zasiægu wyrobisk pokopalnianych w Nadleúnictwie Koúcierzyna, -opinie w sprawie ustalania rozmiaru szkód w úrodowisku glebowo-przyrodniczym w zwiàzku z eksploatacjà kruszyw, Ryc. 1. Wyrobisko po wydobyciu kruszywa ród³o: B. Piankowski. 261

262 262 -raport o oddziaùywaniu na úrodowisko projektowanej eksploatacji zùoýa [Raport 2004], -efekty rekultywacji wyrobisk poeksploatacyjnych. OGÓLNA CHARAKTERYSTYKA NADLEÚNICTWA Nadleúnictwo Koúcierzyna jest jednym z piætnastu nadleúnictw Regionalnej Dyrekcji Lasów Pañstwowych w Gdañsku. Lasy nadleúnictwa zlokalizowane sà w poùudniowo-zachodniej czæúci RDLP Gdañsk, na terenach gmin: Koúcierzyna, Nowa Karczma, Liniewo, Stara Kiszewa oraz Karsin. W skùad nadleúnictwa wchodzà 2 obræby: Koúcierzyna i Bàk. Grunty nadleúnictwa zlokalizowane sà na terenach bardzo atrakcyjnych, stanowiàcych turystyczne i rekreacyjne zaplecze dla ponad 750 tysiæcznego Trójmiasta. Lasy Nadleúnictwa Koúcierzyna w okresie letnim równieý sà penetrowane przez przebywajàcych w licznych oúrodkach wypoczynkowych turystów. Jesienià obserwuje siæ wzmoýonà penetracjæ lasów zwiàzanà z grzybobraniem. Szczególne walory krajobrazowe tych okolic powodujà rozwój usùug turystycznych oraz powstawanie, w sàsiedztwie kompleksów leúnych, licznych obiektów rekreacyjnych i turystycznych (stadnin koni, pensjonatów, hoteli, itp.). Jednoczeúnie obserwuje siæ dynamiczny rozwój budownictwa indywidualnego, zarówno mieszkaniowego, jak i rekreacyjnego. Wiàýe siæ z tym koniecznoúã tworzenia odpowiedniej infrastruktury komunalnej takiej, jak kanalizacja, wodociàgi, gazociàgi, linie telekomunikacyjne i energetyczne. W tym kontekúcie lasy nadleúnictwa stanowià waýny element w gospodarce regionu, bædàc gùównym dostawcà surowca drzewnego, tworzàc bazæ turystycznà i rekreacyjnà oraz zaplecze dla masowej rekreacji mieszkañców Trójmiasta i okolic. Podziaù Nadleúnictwa Koúcierzyna na regiony przyrodniczo-leúne przedstawia siæ nastæpujàco [Trampler i in. 1990]: -Kraina: I Baùtycka Dzielnica: 5. Pojezierza Drawsko Kaszubskiego; -Mezoregion: c. Pojezierza Kaszubskiego, ok. 38% powierzchni zasiegu terytorialnego; -Mezoregion: d. Pojezierza Starogardzkiego, ok. 8% powierzchni zasiægu terytorialnego; -Kraina: III Wielkopolsko Pomorska Dzielnica: 1. Borów Tucholskich, okoùo 54% powierzchni zasiægu terytorialnego. Krajobraz na obszarze Nadleúnictwa Koúcierzyna ksztaùtowaù siæ w czasie wielokrotnych zlodowaceñ làdolodu skandynawskiego i jego wód roztopowych. Wierzchnia warstwa osadów plejstoceñskich ostatecznie uksztaùtowaùa siæ podczas ostatniego baùtyckiego zlodowacenia w stadiale pomorskim. Lodowiec fazy pomorskiej zanikaù stopniowo w kierunku póùnocno-zachodnim, zaú wody roztopowe kierowaùy siæ na poùudniowy wschód dolinà rzeki Wdy oraz na wschód dolinà rzeki Wierzycy. Miàýszoúã osadów plejstoceñskich, zalegajàcych na

263 osadach trzeciorzædowych (piaski i muùki mioceñskie i oligoceñskie), a gùæbiej na osadach kredowych, wynosi od kilkudziesiæciu do ponad 200m i jest najwiæksza w centralnej czæúci Pojezierza Kaszubskiego [Plan 2009]. Wierzchnie utwory geologiczne w obræbie nadleúnictwa zbudowane sà w przewaýajàcej wiækszoúci z piasków fluwioglacjalnych o skùadzie mechanicznym piasków luênych i pùytkich piasków sùabo gliniastych przechodzàcych w piaski luêne. Budujà one rozlegùe sandry. Na mniejszych powierzchniowo obszarach piaski zwaùowe tworzà moreny czoùowe i denne. Waýnym elementem fizjografii terenu sà obniýenia wytopiskowe i rynny glacjalne. Wypeùniajà je utwory holoceñskie, w tym gùównie torfy o miàýszoúci od 0,5m do okoùo 3m. W niewielkich pùatach wystæpujà tu równieý osady jeziorne (gytie), deluwialne i eoliczne powstaùe z przewiania i erozji piasków sandrowych. Fragmentarycznie w dolinach rzek i strumieni zlokalizowane sà wàskie pùaty piasków rzecznych [Plan 2009]. Przeglàd form fizjograficznych na terenie Nadleúnictwa Koúcierzyna úwiadczy o duýym zróýnicowaniu i bogactwie reliefu. Rzeêba mùodoglacjalna tego terenu cechuje siæ duýà úwieýoúcià, a proces jej ksztaùtowania nie zostaù jeszcze zakoñczony. Nadleúnictwo Koúcierzyna posiada aktualne opracowanie glebowosiedliskowe wykonane w latach przez Pracowniæ Siedliskowà BULiGL O/Gdynia [Operat ]. Od tego czasu zmieniono zasady kartowania siedlisk leúnych oraz klasyfikacjæ gleb. W ramach prac urzàdzeniowych na zlecenie Regionalnej Dyrekcji Lasów Pañstwowych w Gdañsku, BULiGL O/Gdynia wykonaùo równieý weryfikacjæ dotychczas wykonanych prac siedliskowych, dokonaùo ponownego rozpoznania siedlisk znieksztaùconych, zdegradowanych, wilgotnych i bagiennych oraz wykonaùo uzupeùniajàce prace siedliskowe na gruntach bez rozpoznanych gleb i siedlisk. Poniewaý wymieniony powyýej operat glebowo-siedliskowy oraz plan urzàdzenia lasu obszernie przedstawiajà warunki geologiczne, cechy geomorfologiczne oraz typy gleb na poszczególnych siedliskach (a nawet w pododdziaùach leúnych) tematy te nie bædà omawiane szczegóùowo. Na omawianym terenie wystæpuje maùe zróýnicowanie typów gleb. Wyksztaùcone na polu sandrowym gleby rdzawe zajmujà ùàcznie ponad 84% powierzchni nadleúnictwa. Na uwagæ zasùuguje równieý udziaù gleb brunatnych kwaúnych. Znajomoúã warunków glebowo-siedliskowych umoýliwia nadleúnictwu prowadzenie trwaùej, zrównowaýonej i wielofunkcyjnej gospodarki leúnej dostosowanej do potencjalnych moýliwoúci siedlisk. Siedliska borowe stanowià ponad 80% powierzchni leúnej nadleúnictwa i to pokrywa siæ niemal caùkowicie z procentowym udziaùem gleb rdzawych. Ponadto odnotowano istotny spadek powierzchni najuboýszych siedlisk boru suchego i boru úwieýego na rzecz siedlisk ýyêniejszych. Wzrosùa teý ogólnie powierzchnia siedlisk wilgotnych i bagiennych, na których drzewostany zaliczono do grupy lasów wodochronnych. 263

264 Czæúã omawianych siedlisk wykazuje cechy znieksztaùceñ, czyli obniýenia ich aktualnych moýliwoúci produkcyjnych, na skutek dziaùalnoúci czynników zewnætrznych (np. poprzez sposób uýytkowania las-rola-las szczególnie w XIX wieku) lub nasadzeñ monokultur sosnowych. W grupie tej znajdujà siæ teý siedliska porolne. Weryfikacja opracowania siedliskowego, przeprowadzona ùàcznie z pracami urzàdzeniowymi w roku 2007, znaczàco obniýyùa powierzchnie siedlisk porolnych, ograniczajàc je do zalesieñ powojennych. Ùàczna powierzchnia siedlisk znieksztaùconych wynosi 7098,37ha. POWIERZCHNIA I ZASIÆG WYROBISK Wyrobiska ýwirowe, bædàce przedmiotem badañ, znajdujà siæ w Obræbie Koúcierzyna na terenie Leúnictwa Garczyn w oddziaùach , , o ùàcznej powierzchni 192ha i Leúnictwa Strzelnica w oddziaùach , , 207 o sumarycznej powierzchni 83ha (ryc. 2, 3). Ryc. 2. Mapa orientacji ogólnej z obszarem wyrobisk wirowych ród³o: Matuszkiewicz

265 Powierzchnia wyrobisk wg legendy mapy powy ej: kolor czerwony ok. 107ha, kolor zielony 56ha (czynna i obecnie eksploatowana czêœæ to powierzchnia 34ha), kolor pomarañczowy 139,92ha (teren zrekultywowany z za³o onymi uprawami leœnymi 129,00 ha do rekultywacji 10,92ha). Ryc. 3. Lokalizacja wyeksploatowanych, czynnych (oddzia³ 196 i 197) oraz planowanych lokalizacji wydobycia wed³ug oddzia³ów leœnych ród³o: opracowanie w³asne na podstawie Plan

266 REALIZACJA PRAC REKULTYWACYJNYCH Rozpoczæcie procesu wydobycia kopalin na terenach leúnych polega na wyciæciu drzewostanu, a nastæpnie zepchniæciu nadkùadu urodzajnej gleby leúnej, poza granice odkrywki (ryc. 4, 5). W trakcie wydobycia tworzà siæ zbiorniki wodne o powierzchni i gùæbokoúci zaleýnej od miàýszoúci pokùadu oraz moýliwoúci technicznych sprzætu (ryc. 6). Zbiorniki wodne stanowià istotny element rekultywowanego terenu, przyczyniajàc siæ do zróýnicowania odtwarzanego ekosystemu leúnego oraz zwiækszania wilgotnoúci, co w istotny sposób wpùywa na warunki wzrostu mùodych drzewek. Ryc. 4. Wyciêcie lasu i zepchniêcie nadk³adu w oddziale 201 ród³o: B. Piankowski. Ryc. 5. Eksploatacja z³o a w oddziale 201 ród³o: B. Piankowski. 266

267 Ryc. 6. Utworzony zbiornik wodny w oddziale 198 ród³o: B. Piankowski. Caùy proces rekultywacji moýna podzieliã na nastæpujàce etapy: rekultywacjæ technicznà i rekultywacjæ biologicznà. Rekultywacja techniczna polega na doprowadzeniu terenów poeksploatacyjnych do stanu, który umoýliwi ich racjonalne wykorzystanie do celów gospodarczych. Pierwszym zabiegiem jest uksztaùtowanie rzeêby terenu polegajàce na niwelowaniu powierzchni wierzchowin zwaùów, ùagodzenie stromych skarp zboczy. Ma to na celu polepszenie stosunków wodnych, zmniejszenie erozji wodnej, zapewnienie naleýytej statecznoúci. Bardzo waýnà Ryc. 7. Jednoroczna uprawa w oddziale 200 za³o ona sadzonkami z odkrytym systemem korzeniowym z zastosowaniem hydro elu ród³o: B. Piankowski. 267

268 268 czynnoúcià jest uregulowanie stosunków wodnych poprzez regulacjæ cieków wodnych i budowæ zbiorników wodnych. Wszystkie te czynnoúci wymagajà przemieszczeñ olbrzymich mas ziemi, do czego potrzebne sà duýe úrodki transportowe oraz ciæýki sprzæt mechaniczny. Ostatnim etapem rekultywacji technicznej jest pokrycie terenu warstwà gleby ýyznej pochodzàcej z nadkùadu [Projekt 2006]. Rekultywacja biologiczna obejmuje zabiegi agrotechniczne, jak uprawa gruntu, nawoýenie mineralne, wprowadzanie mieszanek próchnicznych, gùównie motylkowych. Czas trwania rekultywacji biologicznej zaleýy od wùaúciwoúci fizykochemicznych podùoýa i typu zagospodarowania; w przypadku terenów naleýàcych do Nadleúnictwa Koúcierzyna byù to minimum jeden okres wegetacyjny. Moýliwe jest to dziæki przykryciu powierzchni zwaùu warstwà gruntów ýyznych, trzeba zastosowaã kilkakrotny siew roúlin próchnicotwórczych; wówczas cykl zabiegów agrotechnicznych trwa od 3 do 6 lat. Koñcowym efektem rekultywacji biologicznej jest ponowne wprowadzenie lasu (ryc. 7). W chwili obecnej w nadleúnictwie znajdujà siæ drzewostany rosnàce na gruntach zrekultywowanych obejmujàce obszar ponad 300ha. Okres, w jakim dokonano rekultywacji i odnowienia, to kilkadziesiàt lat. Prace odbywajà siæ tu systematycznie, etapami, kilkuhektarowymi partiami. WPÙYW REKULTYWACJI NA ÚRODOWISKO LEÚNE Jednym z podstawowych zadañ rekultywacji terenów przemysùowych jest wytworzenie gleb, jako niezbædnego elementu skùadowego ekosystemu. Nie naleýy odczytywaã tego literalnie, jako rekonstrukcji budowy i stanu gleb sprzed dziaùania czynników dewastujàcych jest to w zdecydowanej wiækszoúci przypadków niemoýliwe. Pokrywa glebowa ma byã natomiast w peùni funkcjonalnà, w rozumieniu zarówno uýytkowym, jak i przyrodniczym. Wedùug definicji ISO 11074, z sierpnia 1996 roku gleba to powierzchniowa warstwa skorupy ziemskiej, zùoýona z czàstek mineralnych, materii organicznej, wody, powietrza i organizmów. Gleba bædàc elementem siedliska jest najbardziej odporna na szybkie zmiany dziæki zdolnoúciom buforowym. W warunkach naturalnych powstawanie gleb jest procesem trwajàcym kilkadziesiàt, a nawet kilkaset lat. Zniszczenie jej moýe nastàpiã w bardzo szybkim tempie, miædzy innymi dziæki dziaùalnoúci przemysùu wydobywczego. Poprzez umiejætnie dobrane i zastosowane czynnoúci rekultywacyjne, nastæpuje szybkie w porównaniu do naturalnego przeksztaùcenie ich w glebæ. Tereny pokopalniane sà typowym przykùadem obszarów pozbawionych gleb. Przy odpowiednim uýyciu roúlin uwzglædniajàc ich wartoúã gospodarczà, a przede wszystkim oddziaùywanie ich na surowy grunt nastæpuje rekonstrukcja przeksztaùconych komponentów úrodowiska. Powstajàce ekosystemy leúne warunkujà efektywne zagospodarowanie terenów pokopalnianych. Na opisywanym terenie gatunkami najczæúciej wprowadzanymi byùa i jest sosna zwyczajna i brzoza brodawkowata, w miejscach bardziej

269 Ryc. 8. Wprowadzone II piêtro bukowe w oddziale 188 ród³o: A. Piankowski. wilgotnych znajduje siæ olsza czarna, úwierk pospolity, buk zwyczajny. Warstwæ ekotonu stanowi olsza szara, jarzàb pospolity. Ta dominacja wynika z moýliwoúci adaptacyjnych tych roúlin. W drzewostanach w wieku ponad 50-ciu lat rosnàcych na terenach zrekultywowanych wprowadza siæ drugie piætro drzewostanu skùadajàce siæ z buka zwyczajnego (ryc. 8). Wyksztaùcenie siæ piætrowej struktury zbiorowisk jest niewàtpliwie wskaênikiem tworzenia siæ úrodowiska leúnego. Mùode drzewka trafiajàce do tzw. surowej gleby stykajà siæ z ekstremalnymi warunkami, co w powiàzaniach z szokiem poprzesadzeniowym i niesprzyjajàcà aurà wiosennà lub letnià (susza) moýe zakoñczyã siæ uschniæciem sadzonki. Aby zminimalizowaã ryzyko powstania wypadów stosuje siæ róýne metody majàce uùatwiã zaaklimatyzowanie siæ mùodego pokolenia lasu w niesprzyjajàcych warunkach. Jednà z takich metod jest zastosowanie podsypki gliniastej lub torfowo-gliniastej. Zapewnia ona utrzymanie wilgoci w strefie korzeni oraz dostarcza skùadników pokarmowych bardzo istotnych w poczàtkowej fazie wzrostu. W miaræ rozwoju nauki pojawiùy siæ úrodki chemiczne, które przyczyniùy siæ do skuteczniejszej aklimatyzacji mùodych drzewek, np. hydroýele czy úrodki uproduktywniajàce glebæ takie, jak Terralyt Plus. Zastosowany hydroýel charakteryzuje siæ duýà zdolnoúcià magazynowania wody, co zdecydowanie poprawia warunki wilgotnoúciowe, zmniejsza zjawisko szoku fizjologicznego zwiàzanego z przesadzaniem roúlin ze szkóùki, a tym samym zwiæksza siæ szansa na przyjæcie sadzonek, poprawia dynamika wzrostu i ogólny rozwój. Kolejnym bardzo waýnym czynnikiem wpùywajàcym na efekt rekultywacji jest tworzenie zbiorników wodnych wykorzystywanych jako zbiorniki retencyjne. Utrzymanie przez caùy sezon wegetacyjny wody przez podsiàkanie poziome jak i zwiækszonà wilgotnoúã powietrza ewidentnie polepsza warunki wzrostu drzewek. 269

270 270 Przyczynia siæ równieý do rozwoju poýytecznych owadów, pùazów, ptaków czy ssaków. Nie bez znaczenia jest wpùyw wody na urozmaicenie krajobrazu i pozytywny odbiór przez spoùecznoúã lokalnà. Iloúã rekultywowanych rocznie gruntów jest róýna, waha siæ od kilku do kilkunastu hektarów. Wszystkie prace wykonywane sà przez firmy eksploatujàce surowce naturalne pod nadzorem pracowników Nadleúnictwa Koúcierzyna. Etap wprowadzania mùodego pokolenia lasu poprzedzany jest wykonaniem Karty Dokumentacyjnej Uprawy, w której na szkicu przedstawia siæ rozmieszczenie poszczególnych gatunków z okreúleniem wiæêby oraz iloúci wprowadzanych sadzonek. Karta musi byã zaopiniowana i zatwierdzona przez kierownictwo Nadleúnictwa. Na jej podstawie dokonuje siæ odnowienia zrekultywowanych terenów. Udatnoúã uprawy mimo niekorzystnych warunków glebowych i klimatycznych oscyluje na poziomie 90%. REKULTYWACJA WYROBISK POKOPALNIANYCH NA TERENIE NADLEÚNICTWA KOÚCIERZYNA Do rekultywacji przystæpuje siæ po caùkowitym zaprzestaniu prac zwiàzanych z wydobyciem kruszywa. Do wykonania tego zabiegu zobowiàzany jest dzierýawca wùasnym kosztem i staraniem. Rekultywacja prowadzona jest zgodnie z warunkami okreúlonymi w decyzji o kierunku rekultywacji oraz planem prac rekultywacyjnych opracowanym przez dzierýawcæ na 60 dni przed rozpoczæciem prac. Plan musi uzyskaã pozytywnà opiniæ wydzierýawiajàcego. Rekultywacja prowadzona jest w dwóch etapach: etap podstawowy polegajàcy na zniwelowaniu terenu, czyli zlikwidowaniu haùd i zagùæbieñ, zùagodzeniu skarp zewnætrznych wyrobiska pogórniczego. Etap szczegóùowy polega na przesuniæciu zdjætego nadkùadu na miejsce sadzenia drzew oraz zalesienie gruntu. Do etapu szczegóùowego naleýy przystàpiã po roku od wykonania etapu podstawowego, czyli po osadzaniu gruntu. Waýnym jest, aby przygotowania gleby dokonaã jesienià roku poprzedzajàcego w celu zatrzymania w glebie jak najwiækszej iloúci wody. Zalecany jest wysiew ùubinu ýóùtego w celu wzbogacenia gleby. Zasadnym jest równieý sadzenie sadzonek z zastosowaniem ýelu zatrzymujàcego wodæ w strefie korzeni. Zabiegi takie byùy w ubiegùych latach przeprowadzane w ramach rekultywacji. Oceny udatnoúci upraw dokonuje siæ dwukrotnie: w 2 i 5 roku po posadzeniu (ryc. 9). Na podstawie przeprowadzanych kontroli stwierdzono, ýe udatnoúã ta oscylowaùa pomiædzy 80 a 90%. Na fragmentach zrekultywowanej powierzchni uprawy wykazujà niedobory zwiàzków mineralnych oraz wody. Jednak wraz ze wzrostem systemów korzeniowych kondycja posadzonych drzewek ulega znacznej poprawie. Zwiæksza siæ udziaù roúlin zielnych, pojawia siæ opad igliwia wpùywajàc stopniowo na odtwarzanie gleby leúnej. Na terenie nadleúnictwa Koúcierzyna zrekultywowano 129ha wyrobisk. Do rekultywacji pozostaje jeszcze 10,92ha. Nadzór nad przebiegiem rekultywacji ze strony ALP zaczyna siæ juý w momencie opiniowania Planu Prac Rekultywacyjnych, do sporzàdzenia którego zobowiàzany

271 Ryc. 9. Piêcioletnia uprawa sosnowa w oddziale 207 ród³o: A. Piankowski. jest dzierýawca. Bieýàcego nadzoru nad pracami dokonujà pracownicy nadleúnictwa w ramach peùnienia obowiàzków sùuýbowych. UZYSKANY EFEKT EKOLOGICZNY Efekt ekologiczny w przypadku rekultywacji terenów to nie tylko wielkoúã emisji eliminowanych w wyniku realizacji zadania, ale równieý produkcja tlenu, stwarzanie warunków do rozwoju zwierzætom, tworzenie nowych siedlisk, zùoýonej budowy piætrowej drzewostanu, zbiorników retencyjnych. Las reguluje warunki ekologiczne Úrodowiska, np. temperatura, wilgotnoúã. Nadleúnictwo nie dokonywaùo pomiarów pochùaniania zanieczyszczeñ pyùowych i gazowych przez drzewostany powstajàce na terenach pokopalnianych. Wynika to z faktu, ýe nadleúnictwo, jako jednostka Pañstwowego Gospodarstwa Leúnego Lasy Pañstwowe, przez swojà dziaùalnoúã nie powoduje wzrostu zanieczyszczeñ, a wræcz przeciwnie, zarzàdzane przez nadleúnictwo grunty leúne powodujà redukcjæ zanieczyszczeñ powodowanych przez inne przedsiæbiorstwa, poruszajàce siæ samochody czy osoby fizyczne. Z ogólnych badañ wynika, ýe 1ha sosnowego lasu pochùania od 150 do 200 ton CO2 rocznie. Oprócz redukcji zanieczyszczeñ las produkuje teý znacznà iloúã tlenu. Szacuje siæ, ýe jedna 60-letnia sosna produkuje w 3 ciàgu doby dm tlenu, czyli zaspakaja dobowe zapotrzebowanie dla 3 osób. Przyjmujàc, ýe na powierzchniach rekultywowanych znajduje siæ 30ha drzewostanów okoùo 60-cio letnich, na 1 ha roúnie 1000 drzew, to produkcja tlenu tylko z tej powierzchni wystarczyùaby dla osób, czyli obrazowo dla czterech miasteczek wielkoúci Koúcierzyny. 271

272 272 Las i woda to miejsca dla ýycia i rozwoju wielu zwierzàt. W powierzchniowych warstwach gleby bardzo istotny jest edafon glebowy warunkujàcy rozkùad zwiàzków organicznych, bioràcy udziaù w tworzeniu próchnicy glebowej tym samym wpùywajàc na ýyznoúã gleby. Wszystkie procesy rekultywacyjne zmierzajà do odtworzenia edafonu. Wpùyw na zespóù organizmów zamieszkujàcych glebæ majà wùaúciwoúci fizyczne, jak struktura, temperatura, wilgotnoúã i chemiczne (ph). Edafon to mikroorganizmy oraz drobne zwierzæta, które na staùe lub w pewnym okresie swojego ýycia przebywajà w glebie. Sà najwaýniejszym z biotycznych czynników glebowych. O pozytywnie zakoñczonej rekultywacji úwiadczà teý wystæpujàce owady poýyteczne jak mrówki speùniajàce istotnà rolæ w niszczeniu populacji szkodliwych owadów, chrzàszcze z rodziny biegaczowatych, ýuki, waýki, mrówki. Powstajàce zbiorniki wodne to úrodowisko ýycia pùazów, zaobserwowano ropuchæ zielonà, ropuchæ paskówkæ, traszkæ grzebieniastà, jaszczurkæ zwinkæ, kumaka nizinnego, ale równieý ptaki gniazdujàce: ùabædê niemy, kaczka krzyýówka oraz zalatujàce: czapla siwa, cyraneczka, ýuraw. Tereny z ciekami wodnymi sà zasiedlane przez bobry. Znaczenia bobra dla úrodowiska naturalnego nikt juý nie kwestionuje wprost przeciwnie, kaýdego roku odkrywa siæ nowe aspekty, które jeszcze bardziej utwierdzajà pozycjæ bobra na szczycie zasùuýonych dla bioróýnorodnoúci úrodowiska naturalnego. Bobry tworzà úrodowisko dla roúlin i warunki do ýycia innych zwierzàt, w tym wielu rzadkich roúlin i zwierzàt chronionych prawem. Okoùo 30% roúlin chronionych w Polsce ma stanowiska w sàsiedztwie wody lub na terenach podmokùych. Dla duýej czæúci tych roúlin, bobry stwarzajà optymalne biotopy. Tereny zagospodarowane przez bobry znane sà z duýej bioróýnorodnoúci. Sà miejscem wystæpowania owadów, pùazów, gadów, ptaków i ssaków. Jedni zamieszkujà je stale, inne odwiedzajà w poszukiwaniu pokarmu. Na terenach leúnych swojà ostojæ znalazùy sarny i jelenie, zbiorniki wodne wykorzystujàc jako pojniki. Doskonale przystosowaùy siæ do otaczajàcych warunków, pokazujàc siæ w ciàgu dnia na terenie przylegùej funkcjonujàcej kopalni ýwiru. Rozlegùe obszary mùodników traktujà, jako dzienne schronienie. Przy ocenie efektu ekologicznego naleýy teý wspomnieã o wytworzeniu siæ róýnych siedlisk majàcych istotny wpùyw na bioróýnorodnoúã. Na terenach eksploatowanych przed II wojnà úwiatowà tworzy siæ obecnie drzewostany II piætrowe; wprowadzajàc buka jako podsadzenie produkcyjne, które w przyszùoúci moýe byã drzewostanem panujàcym. Nie bez znaczenia jest wpùyw buka na siedlisko leúne rozumiane, jako oddziaùywanie na siebie gleby, klimatu, pokrywy leúnej wzbogacane metodami gospodarki leúnej. Drzewostan wielopiætrowy dokùadniej izoluje wnætrze lasu od wpùywów zewnætrznych, przez co klimat staje siæ ùagodniejszy, zwiæksza siæ ocienienie dna lasu i wilgotnoúã powietrza, zmniejszajà siæ wahania temperatury. W korzystnych warunkach klimatycznych wewnàtrz lasu szybciej przebiega proces oczyszczania siæ drzew i rozkùad materii organicznej, której êródùem jest úcióùka i martwa czæúã drzew, krzewów, roúlin zielnych.

273 Zwiækszajàcy siæ udziaù próchnicy oraz penetracja wierzchnich jak i gùæbszych warstw gleby przez korzenie róýnych gatunków drzew, krzewów i roúlin runa wpùywa na poprawæ struktury gleby, a intensywniejszy obieg pierwiastków zwiæksza jej ýyznoúã. Drzewostany z wprowadzonym bukiem to jedne z najwczeúniej rekultywowanych terenów. Moýna mieã nadziejæ, ýe podobnie bædà wyglàdaùy obszary rekultywowane w póêniejszym czasie. Dla wzrostu zdrowotnoúci drzew, a takýe odpornoúci na szkodniki istotne znaczenie ma woda, a na terenach pokopalnianych szczególnie. Utworzone zbiorniki wodne wykorzystywane sà równieý, jako zbiorniki retencyjne zatrzymujàce wodæ. Podsiàkanie poziome, jak i zwiækszenie wilgotnoúci powietrza, istotnie wpùywa na kondycjæ otaczajàcych drzewostanów. PODSUMOWANIE I WNIOSKI Wyniki z przeprowadzonych obserwacji na zrekultywowanym ýwirowisku pozwalajà na sformuùowanie nastæpujàcych wniosków: 1. Wùaúciwie przeprowadzone wszystkie etapy rekultywacji ùàcznie z odpowiednio przygotowanà glebà sà czynnikami, które bezpoúrednio wpùywajà na wysokà przeýywalnoúã sadzonek, a takýe ich dobrà jakoúã I wzrost. 2. Tereny, gdzie nie przeprowadzono rekultywacji biologicznej, nie powinny byã zalesiane, bowiem doúwiadczenia z minionych lat wykazujà niedopuszczalnà w praktyce leúnej niskà przeýywalnoúã, zùà jakoúã, obniýony przyrost wysokoúci. 3. Dla poprawy warunków glebowych wprowadza siæ gatunki przedplonowe o skromnych wymaganiach, znacznej wytrzymaùoúci na ujemne czynniki klimatyczne, charakteryzujàce siæ szybkim wzrostem, a przede wszystkim korzystnym oddziaùywaniem na glebæ przez szybki rozkùad úcióùki. 4. Nawoýenie mineralne lub podsypka gleby leúnej, torfowo-gliniasta przed sadzeniem stwarzajà lepsze warunki do aklimatyzacji, wzrostu i rozwoju sadzonek. 5. Úrodek uproduktywniajàcy glebæ o nazwie Terralyt Plus powoduje o 30% wiækszy wzrost u sosny. 6. W najstarszych rekultywowanych drzewostanach majàcych okoùo 50 lat z powodzeniem wprowadzono drugie piætro bukowe. 7. Powstajàce zbiorniki wodne na obszarach rekultywowanych stanowià doskonaùe úrodowisko dla ýycia pùazów (ropucha zielona, ropucha paskówka, kumak nizinny, traszka grzebieniasta, jaszczurka zwinka) oraz ptaków (ùabædê niemy, kaczka krzyýówka, cyraneczka, ýuraw, czapla siwa). 8. Na systemie cieków wodnych zasiedliùy siæ bobry, których dziaùalnoúã wzbogaca róýnorodnoúã biologicznà úrodowiska rekultywowanego. 9. Zbiorniki wodne oraz cieki podnoszà walory rekreacyjno-turystyczne tych terenów. 273

274 LITERATURA Matuszkiewicz J. M. (1994): Atlas Rzeczypospolitej, Wydawnictwo PPWK. Trampler T., Kliczkowska A., Dmyterko E., Sierpiñska A. (1990): Regionalizacja przyrodniczo-leúna na podstawach ekologiczno-fizjograficznych, PWRiL Warszawa. Plan urzàdzenia lasu dla Nadleúnictwa Koúcierzyna sporzàdzony na okres od r. do r. na podstawie stanu lasu w dniu 1 stycznia 2009r. Nadleúnictwo Koúcierzyna, maszynopis. Raport o oddziaùywaniu na úrodowisko projektowanej eksploatacji zùoýa kruszywa naturalnego Rybaki V (kwiecieñ 2004). Nadleúnictwo Koúcierzyna, maszynopis. Sobczak R. (1991): Zalesienia nieuýytków. W: Praca zbiorowa: Poradnik Leúniczego. SITLiD, Wyd. Úwiat Warszawa: Operat siedliskowo-glebowy dla Nadleúnictwa Koúcierzyna opracowany przez BULiGL O/Gdynia ( ). Nadleúnictwo Koúcierzyna, maszynopis. Projekt rekultywacji wyrobisk poeksploatacyjnych po odkrywkowej eksploatacji zùoýa kruszywa naturalnego Rybaki V, Sopot, Nadleúnictwo Koúcierzyna, maszynopis. STRESZCZENIE Wszelkiego rodzaju prace budowlane, a w szczególnoúci budownictwo kubaturowe oraz budowa dróg i autostrad wymagajà zabezpieczenia duýych iloúci kruszyw naturalnych. Najwiæksze zasoby tych materiaùów zalegajà pod obszarami leúnymi. W Nadleúnictwie Koúcierzyna znajdujà siæ olbrzymie pokùady kopalin kruszyw, które sà eksploatowane od ponad 60 lat. W pracy przedstawiono kwestie prawne zwiàzane z uzyskaniem pozwolenia na eksploatacje zùóý, sposoby ich wydobycia oraz sposoby ich rekultywacji technicznej i biologicznej. Ponadto przedstawiono efekty ekologiczne w zakresie ponownego przywracania drzewostanu na obszary wyeksploatowane. Wykazano nie tylko moýliwoúã odtworzenia drzewostanów, ale równoczeúnie budowy zbiorników maùej retencji, co poprawia stosunki wodne oraz znacznie wzbogaca róýnorodnoúã biologicznà rekultywowanych terenów. SUMMARY All types of construction works, particularly the construction of large-area building structures as well as the construction of roads and motorways requires considerable supplies of gravel aggregate. The biggest resources of these materials are deposited under forested areas. In the Koúcierzyna Forest District huge deposits of aggregate minerals are found, which have been excavated for over 60 years. The study presents legal issues connected with obtaining permits for the excavation of deposits, methods of their mining as well as methods of their mechanised and biological reclamation. Moreover, the presented ecological effects are presented in terms of the restoration of the stand in former mining areas. It was shown that it is possible not only to recreate stands, but also at the same time to construct retention reservoirs, which improves water relations and considerably enhances biodiversity of the reclaimed areas. 274

275 Janusz Kwiecieñ Uniwersytet Technologiczno-Przyrodniczy w Bydgoszczy Wyýsza Szkoùa Zarzàdzania w Tucholi Tomasz Lewicki Nadleúnictwo Bydgoszcz AKTUALIZACJA LEÚNEJ MAPY NUMERYCZNEJ Z WYKORZYSTANIEM GPS UPDATING FOREST NUMERICAL MAP USING GPS Sùowa kluczowe: GPS, Leúnictwo, ochrona przyrody Keywords: GPS, forestry, nature protection Abstract. Recently we have been dealing with the use on ever growing scale of the GIS applications, including Global Positioning Systems, in forestry and nature conservation. It is clear that still exists the need to test of selected GPS receivers in various forest conditions which would give reply as regards accuracy and limitations of GPS measurements. WSTÆP Z punktu widzenia leúnictwa waýnym faktem staùo siæ Zarzàdzenie nr 74 Dyrektora Generalnego Lasów Pañstwowych z dnia r., w zaùàczniku nr 8, w punkcie dotyczàcym zmian wewnàtrz dziaùek gùosi, iý powinny one: (...) byã oparte o wiarygodne dane uzyskane z: pomiarów terenowych, pomiarów GPS, innych baz geometrycznych, materiaùów fotogrametrycznych lub map analogowych, i dalej w punkcie 2.3. dot. aktualizacji systemu SIP na poziomie nadleúnictwa, w tym zmian sytuacji wewnætrznej: (...) ze wzglædu jednak na zachowanie dokùadnoúci mapy numerycznej, w tym umiejscowienie mierzonych punktów w sytuacji geograficznej, zaleca siæ dokonywanie pomiarów metodami dajàcymi duýà wiarygodnoúã. Dlatego preferowane powinny byã: pozycjonowanie satelitarne GPS (oprócz duýej dokùadnoúci daje oszczædnoúã czasu) oraz wykorzystanie zdjæã lotniczych lub wysokorozdzielczych zobrazowañ satelitarnych. Nie sprecyzowano jednak w Zarzàdzeniu dopuszczalnych bùædów ani technologii pomiarowej [Wæýyk 2004]. Niniejszy artykuù ma na celu obiektywne zaprezentowanie przydatnoúci odbiorników GPS w pracach dotyczàcych aktualizacji Leúnej Mapy Numerycznej oraz udzielenie praktycznych wskazówek zwolennikom tej nowej metody pomiarowej. Artykuù ten jest wynikiem prac i doúwiadczeñ stanowiàcych dorobek autorów. 275

276 276 CHARAKTERYSTYKA SYSTEMU GPS Satelitarny Globalny System Pozycjonowania, zostaù utworzony w 1978 roku przez Departament Obrony USA i pierwotnie przeznaczony byù tylko do zastosowañ militarnych. Dopiero w lipcu 1995 roku system uzyskaù peùnà sprawnoúã operacyjnà i zostaù dopuszczony do uýytku publicznego, choã (do 2 maja 2000 roku) z doúã znacznymi ograniczeniami dokùadnoúci. Obecnie system jest zarzàdzany przez dowództwo siù powietrznych USA, a konkretnie poùàczone biuro Navstar (GPS JPO Navstar GPS Joint Program Office), zùoýone z przedstawicieli siù powietrznych, marynarki, siù làdowych, piechoty morskiej, straýy przybrzeýnej, US Defence Mapping Agency, kwatery gùównej NATO i Australii. System GPS dostarcza wysokiej dokùadnoúci trójwymiarowego pozycjonowania (nawet do milimetrów) oraz precyzyjnych informacji o prædkoúci i czasie. W systemie tym sygnaùy odbierane sà przez róýnego rodzaju odbiorniki w dowolnym momencie, bez ponoszenia bezpoúrednich opùat. Warunki atmosferyczne majà znikomy wpùyw na funkcjonowanie urzàdzenia i dokùadnoúã wyznaczonej pozycji. Liczba uýytkowników jest nieograniczona. Odbiorniki korzystajà zazwyczaj z miniaturowych anten o charakterystyce umoýliwiajàcej jednoczesny odbiór sygnaùu z caùego obszaru sfery niebieskiej, pod warunkiem, ýe zapewnimy jej dostatecznà widocznoúã. Na system GPS skùadajà siæ trzy segmenty, wyróýniane wedùug funkcji : segment kosmiczny (Rys.1.), segment kontroli oraz segment uýytkownika. Segment kosmiczny skùada siæ z 29 satelitów bloku II/IIA/IIR (stan na dzieñ 27 styczna 2004 wedùug U.S. Naval Observatory) rozmieszczonych równomiernie na szeúciu, zbliýonych do koùowych orbitach na wysokoúci okoùo km. Pùaszczyzny orbit nachylone sà do pùaszczyzny równika pod kàtem 55 stopni. Czas obiegu satelity Ryc.1. Segment kosmiczny GPS ród³o: Bujarkiewicz A. 2007: Geoinformacja w Zarz¹dzaniu. Biuletyn kwartalny nr 2, Kujawsko Pomorskie Centrum Badawczo- Szkoleniowe Systemów Informacji Geograficznej, Toruñ. wynosi okoùo 11 godzin i 58 minut, co odpowiada poùowie doby gwiazdowej. Satelity rozmieszczone sà tak, ýe istnieje prawdopodobieñstwo równe liczbie 0,9996 w dostæpie do co najmniej piæciu z nich w dowolnym punkcie na Ziemi. Sygnaù satelitarny, który dociera z satelity do odbiornika jest bardzo skomplikowany. Skùada siæ on z dwóch podstawowych czæstotliwoúci: tzw. L1 = 1575,42 MHz i L2 = 1227,60 MHz, na które naùoýone sà specjalne kody C/A i P oraz pakiet dodatkowych informacji. Pomiar prowadzony na dwóch czæstotliwoúciach jest praktycznie wolny od wpùywu refrakcji jonosferycznej. Refrakcjæ niýszych warstw atmosfery troposfery eliminuje siæ poprzez automatyczne

277 wprowadzenie poprawek obliczonych na podstawie przyjætego modelu atmosfery. Kody zawarte w sygnale satelitów wykorzystywane sà do pomiaru odlegùoúci (tzw. pseudodlegùoúci) satelity od anteny odbiornika. Kod P (precise protected) jest precyzyjny, ale dostæpny tylko dla uprawnionych uýytkowników, zaú kod C/A (coarse aquisition clear access) ogólnie dostæpny, ale mniej dokùadny. Pakiet informacji wysùany w sygnale satelitarnym zawiera miædzy innymi elementy orbit wszystkich satelitów GPS, poprawki zegarów pokùadowych oraz dane o jakoúci sygnaùu. TECHNIKI POMIAROWE GPS Wspóùrzædne punktów wyznaczamy metodà absolutnà (bezwzglædnà) lub wzglædnà. Majàc do dyspozycji jeden tylko odbiornik satelitarny GPS, moýna uzyskaã wspóùrzædne stanowiska anteny w ukùadzie, w którym podawane sà orbity satelitów GPS (ukùad geocentryczny WGS 84 Word Geodetic System). Jest to sposób najmniej dokùadny stosowany w nawigacji làdowej i morskiej lub turystyce, gdzie nie sà wymagane duýe dokùadnoúci wyznaczenia pozycji. Jednak w przypadku pomiarów wymagajàcych wiækszych dokùadnoúci, niezbædne jest stosowanie metod wzglædnych bazujàcych na wykorzystaniu przynajmniej dwóch odbiorników GPS i porównywaniu róýnic wspóùrzædnych miædzy stanowiskami pomiarowymi a punktami o znanych wspóùrzædnych. W pomiarach przeznaczonych dla systemów GIS, równieý Leúnej Mapy Numerycznej (LMN) powinno wykorzystywaã siæ pomiary wzglædne metodà róýnicowà DGPS (w czasie rzeczywistym lub w postprocessingu). Róýnicowy GPS (DGPS) to sposób korygowania niektórych bùædów zaobserwowanych w miejscu o znanej lokalizacji, które nastæpnie sà uýywane do skorygowania odczytów pozycji ruchomego odbiornika. W metodzie tej wymagane jest równoczesne dziaùanie dwóch odbiorników. Jeden z nich pracuje jako odbiornik ruchomy zbierajàcy dane terenowe, natomiast drugi (nazywany stacjà bazowà lub referencyjnà ) ustawiony jest na punkcie o znanych wspóùrzædnych i wyznacza róýnice wzglædem pozycji uzyskanej z systemu GPS. Uzyskany pomiar bùædu jest nastæpnie uwzglædniany w korygowaniu pozycji okreúlanej przez odbiornik zbierajàcy dane w terenie (ruchomy). Pomiary róýnicowe DGPS realizowane mogà byã dwoma metodami: - w czasie rzeczywistym poprzez przesùanie poprawki do odbiornika drogà radiowà (Rys.2) i samodzielne skorygowanie pozycji przez odbiornik w czasie sesji pomiarowej, - lub teý zapamiætujàc rezultaty pomiarów wykonanych przy uýyciu odbiornika ruchomego i bazowego i póêniejsze wyliczenie danych korekcyjnych dla odbiornika ruchomego (tzw. postprocessing). ODBIORNIKI GPS DLA POTRZEB AKTUALIZACJI LMN Od kilku lat pojawiajà siæ w sprzedaýy odbiorniki GPS przeznaczone gùównie dla uýytkowników zbierajàcych dane do baz GIS, a takýe leúników. 277

278 278 Ryc.2. System ró nicowy DGPS ród³o: Opracowanie w³asne. Poczàtkowo byùy to modele jednoczæstotliwoúciowe, a przez to dokùadnoúã ich pomiaru mocno ograniczona. Jednak w ostatnim okresie dostæpne sà na rynku odbiorniki GPS, które pracujà w oparciu o dwie czæstotliwoúci L1 i L2. Wyznaczajà one pozycjæ w pomiarach kodowych, ale równieý w droýszych rozwiàzaniach fazowych. Od odbiorników GPS przeznaczonych dla aktualizacji LMN powinno siæ wymagaã speùnienia nastæpujàcych parametrów:- dokùadnoúã wyznaczania pozycji w pomiarach bezwzglædnych nie powinna przekraczaã 3 m [Bujarkiewicz 2007], a w pomiarach róýnicowych osiàgaã wartoúci centymetrowe,- metoda róýnicowa DGPS powinna mieã moýliwoúã przeprowadzania pomiarów zarówno w czasie rzeczywistym jak i w postprocessingu, -odbiornik powinien zapewniaã pomiary punktowe, liniowe i powierzchniowe. Cena takich odbiorników ksztaùtuje siæ w granicach od kilku do kilkunastu Ryc.3. Odbiornik Magellan MobileMapper CX ród³o: Lewicki T. 2009: Proces a k t u a l i z a c j i L e œ n e j M a p y Numerycznej oraz bazy danych SILP na przyk³adzie Nadleœnictwa Bydgoszcz, praca in ynierska WSZS, Tuchola. tysiæcy zùotych, np. Magellan MobileMapper CX daje dokùadnoúã 0,5 m w pomiarach róýnicowych (Rys.3).

279 PRZYKÙAD ZASTOSOWANIA Uýycie technologii GPS do pomiarów w leúnictwie zostaùo zapoczàtkowane przez sùuýby urzàdzeniowe [Lewicki 2009]. Moýliwoúã posùugiwania siæ urzàdzeniem pomiarowym lokalizujàcym obiekt w ukùadzie wspóùrzædnych bez koniecznoúci konstruowania osnowy mogùa byã sposobem na znaczne uùatwienie pracy. Niestety pierwsze urzàdzenia oferowane Lasom Pañstwowym nie speùniaùy pokùadanych w nich nadziei. Dziaùajàcy przy DGLP Zespóù ds. Leúnej Mapy Numerycznej dokonaù w roku 1996 pierwszej oceny wystæpujàcych na rynku urzàdzeñ w kontekúcie ich przydatnoúci dla Lasów Pañstwowych. Na potrzeby testów w roku 2004, w oúrodku szkoleniowym LP w Margoninie (Nadleúnictwo Podanin) zostaù zaùoýony testowy poligon geodezyjny, w skùad którego wchodziùo 15 punktów oraz obiekt w formie wyciætego gniazda w drzewostanie. Kaýdy z punktów zlokalizowany byù w róýnym stanie rozwoju oraz odmiennym stanie gatunkowym. Punkty zostaùy zastabilizowane w terenie oraz odpowiednio oznakowane. Ksztaùt gniazda wyznaczono metodà biegunowà, mierzàc azymuty i odlegùoúci ze úrodka gniazda do drzew na jego skraju. Ze wzglædu na zaùoýonà koniecznoúã szybkoúci pomiarów dopuszczalny bùàd pomiarowy oraz okreúlone ograniczenia kosztów zakupu do pierwszych testów uýyto odbiorników niskiej klasy dokùadnoúci bædàcych wówczas na wyposaýeniu nadleúnictw. Nie wdajàc siæ w szczegóùy parametrów testowanych urzàdzeñ, pierwsze próby pomiarowe nie byùy zachæcajàce. Okazaùo siæ bowiem, ýe teren leúny z zasùoniætym horyzontem pomiarowym i stojàcymi drzewami dyskwalifikuje odbiorniki popularne, o deklarowanej przez producentów Ryc. 4. Wynik testu odbiorników GPS niskiej dok³adnoœci ród³o: Lewicki T. 2009: Proces aktualizacji Leœnej Mapy Numerycznej oraz bazy danych SILP na przyk³adzie Nadleœnictwa Bydgoszcz, praca in ynierska WSZS, Tuchola. 279

280 dokùadnoúci wiækszej od 25 m. Przykùadowy efekt pomiaru konturu gniazda w ræbni III róýnymi rodzajami odbiorników ilustruje rysunek 4. Polepszenia dokùadnoúci pomiarowej GPS naleýaùo spodziewaã siæ po urzàdzeniach wyýszej klasy niý odbiorniki turystyczne (znacznie droýsze w zakupie) oraz przy zastosowaniu technik DGPS i okreúlonych metod pomiaru w terenie leúnym. W oparciu o te kryteria oraz po rozeznaniu doúwiadczeñ innych jednostek, Nadleúnictwo Bydgoszcz dokonaùo zakupu w roku 2008 odbiornika GPS typu MobileMapperCX firmy MAGELLAN (Rys.3). Odbiornik ten jest dokùadnym i przystosowanym do pracy w trudnym terenie ræcznym odbiornikiem GPS przeznaczonym do uniwersalnego wykorzystania w GIS. Zapewnia dokùadnoúã poniýej 1m w czasie rzeczywistym (przy korzystnej konfiguracji satelitarnej), a nawet 30-centymetrowà dokùadnoúã w trybie post-processingu. Dziæki technologiom ùàcznoúci bezprzewodowej (GSM) ma moýliwoúã pracy w trybie DGPS. Pierwsze pomiary prowadzone w technologii DGPS na terenie nadleúnictwa podczas zbierania materiaùów do aktualizacji mapy w roku 2008 daùy bardzo pozytywne efekty. Dobre poùoýenie terenów nadleúnictwa w maksymalnym dystansie km od stacji referencyjnej DGPS spowodowaùy, ýe przyjæto ten sposób za wùaúciwy dla prowadzenia pomiarów. W okresie od paêdziernika 2008 roku do stycznia 2009 roku, sprzætem przeprowadzono wszystkie pomiary konieczne do bieýàcej aktualizacji LMN. Zestawienie dokonanych pomiarów przedstawia tabela 1. Tab.1. Zestawienie pomiarów GPS zwi¹zanych z aktualizacj¹ LMN o zdarzenia gospodarcze w 2008 roku. ród³o: Lewicki T. 2009: Proces aktualizacji Leœnej Mapy Numerycznej oraz bazy danych SILP na przyk³adzie Nadleœnictwa Bydgoszcz, praca in ynierska WSZS, Tuchola. 280 PODSUMOWANIE Doúwiadczenia zebrane w trakcie prowadzenia pomiarów metodà DGPS sprowadzajà siæ do nastæpujàcych wniosków: - wspóùczynnik prawidùowej konfiguracji satelitów (PDOP) powinien byã mniejszy od 6; - za wymagany tryb pomiaru odbiornika GPS uznaã naleýy wspóùpracæ ze stacjà referencyjnà DGPS-NTRIP (poprawki otrzymywane za pomocà mobilnego

281 internetu z wykorzystaniem protokoùu NTRIP, np. w sieci ASG-EUPOS); - wùàczanie odbiornika w terenie otwartym i przewoýenie w pojeêdzie z uýyciem anteny zewnætrznej skraca czas zimnego startu odbiornika; - warunkiem umoýliwiajàcym brak zakùóceñ pomiarów GPS w terenie leúnym jest wybór okresu bezlistnego w drzewostanach liúciastych, w miaræ moýliwoúci podczas pomiaru orientujemy antenæ odbiornika tak, aby byù widoczny horyzont poùudniowy; - pomiary powierzchni zræbowych o niejasnym przebiegu konturów najlepiej prowadziã po dokonaniu orki zræbu dla ùatwiejszego rozgraniczenia powierzchni; - próbne pomiary wspóùrzædnych punktów zaùamañ konturów uúredniane z róýnej liczby kolejnych cykli pomiarowych (od 5 do 30) daùy przeciætnà 10 jako bezpiecznà dla unikniæcia bùædów dyskwalifikujàcych wyniki; - zalecane przed pomiarami zaplanowanie misji pomiarowej wydaje siæ zbædne (poza doraênà kontrolà drastycznego pogorszenia siæ warunków pomiaru w wewnætrznym almanachu satelitów odbiornika MobileMapper). Podczas pomiarów w 2008 roku tylko w jednym przypadku natrafiono na warunki uniemoýliwiajàce pomiar, kilkakrotnie pomiar byù równieý utrudniony przez okres kilkudziesiæciu minut. Wobec napiætego harmonogramu aktualizacji i caùodniowej organizacji pomiarów na wielu obiektach, czas sygnaùu niýszej jakoúci moýna poúwiæciã na pomiar powierzchni o odsùoniætym horyzoncie pomiarowym lub doraêne opracowanie wyników; - pomiary naleýy koniecznie dokumentowaã dodatkowo na szkicu pomiarowym, dla ùatwiejszej interpretacji pomierzonych obiektów w dalszym etapie prac; - pomiary naleýy prowadziã w úcisùej wspóùpracy z gospodarzem terenu leúniczym - dla ùatwiejszej interpretacji oznaczeñ stref pomiarowych i ostatecznego ustalenia zakùadanej treúci mapy na szkicu pomiarowym. LITERATURA Bujarkiewicz A. 2007: Geoinformacja w Zarzàdzaniu. Biuletyn kwartalny nr 2, Kujawsko Pomorskie Centrum Badawczo-Szkoleniowe Systemów Informacji Geograficznej, Toruñ. Kwiecieñ J. 2004: Systemy informacji geograficznej - podstawy, Wydawnictwo UTP, Bydgoszcz. Lewicki T. 2009: Proces aktualizacji Leúnej Mapy Numerycznej oraz bazy danych SILP na przykùadzie Nadleúnictwa Bydgoszcz, praca inýynierska WSZS, Tuchola. Wæýyk P. 2004: Mity i fakty dotyczàce stosowania GPS w leúnictwie. Roczniki Geomatyki, tom 2, zeszyt 4, Warszawa. STRESZCZENIE Uýycie technologii GPS do pomiarów w leúnictwie zostaùo zapoczàtkowane przez sùuýby urzàdzeniowe. Moýliwoúã posùugiwania siæ urzàdzeniem pomiarowym lokalizujàcym obiekt w ukùadzie wspóùrzædnych bez koniecznoúci konstruowania osnowy moýe byã sposobem na znaczne uùatwienie pracy. Niestety pierwsze odbiorniki GPS 281

282 oferowane Lasom Pañstwowym w 2004 nie speùniùy pokùadanych w nich nadziei, poniewaý roku uýyto odbiorników niskiej klasy dokùadnoúci bædàcych na wyposaýeniu nadleúnictw. Nie wdajàc siæ w szczegóùy parametrów testowanych urzàdzeñ pierwsze próby pomiarowe nie byùy zachæcajàce. Okazaùo siæ bowiem, ýe teren leúny z zasùoniætym horyzontem pomiarowym i stojàcymi drzewami dyskwalifikuje odbiorniki popularne, o deklarowanej przez producentów dokùadnoúci wiækszej od 25 m. Polepszenie dokùadnoúci pomiarowej nastàpiùo dopiero przy zastosowaniu urzàdzeñ wyýszej klasy, niý odbiorniki turystyczne oraz przy zastosowaniu technik DGPS. W artykule zaprezentowano badania przydatnoúci odbiornika Magellan MobileMapper CX w pracach dotyczàcych aktualizacji Leúnej Mapy Numerycznej oraz przedstawiono praktyczne wskazówki dotyczàce stosowania tej nowej metody pomiarowej. SUMMARY Recently we have been dealing with the use on ever growing scale of the GIS applications, including Global Positioning Systems, in forestry and nature conservation. Special regulations (like No. 74 of the General Director of the State Forests dated ) are published stressing the need to apply GPS receivers in the forest administration. However, we still do not have enough proper tests of selected GPS receivers in various forest conditions which would give clear reply as regards accuracy and limitations of GPS measurements. This uncertainty around the usefulness of GPS technology resulting mostly from lack of information gives rise to emergence of groups of skeptics. It is an undeniable fact, that the tree stand has negative influence on GPS signal. But the statement that GPS receivers are useless for the forest measurements and are only expensive toys, is a myth. In this paper the practical use of GPS receivers in the Bydgoszcz District Management during updating works for Forest Numerical Map is presented. 282

283 Joanna Pietrzak Szkoùa Gùówna Gospodarstwa Wiejskiego w Warszawie PROBLEMY OCHRONY DRZEW I KRZEWÓW POMNIKOWYCH W POLSCE PROBLEMS OF PROTECTION OF MONUMENTAL TREES AND SHRUBS IN POLAND Sùowa kluczowe: pomnik przyrody, drzewa pomnikowe, ochrona ex situ, prawna ochrona pomników przyrody Key words: monuments of nature, trees - monuments of nature, ex situ protection, legal protection of trees - monuments of nature Abstract. Natural monuments are one of those forms of nature conservation, which have a long tradition in the Polish system of environmental law. They were in the Nature Conservation Act of 1949, as well as another from 1991, and in the current document, the 2004 law is now in force This method has been standardized in the Article 40 of the Act determining the conditions, which should be directed at establishing security and what kind of monumental natural sites can be covered. The provisions of this that the scope of its application can be very broad and diverse values protected. This paper devotes special attention to the complex problems of the protection of monumental trees and shrubs in Poland. WSTÆP Pomnik przyrody, jako forma ochrony naturalnych zasobów Ziemi, ma dùugie tradycje w wielu krajach úwiata, choã nie we wszystkich uzasadnienie ochrony oparto na tych samych przesùankach. Prastare i okazaùe drzewa czczono jako bóstwa i ich siedziby z nakazu wierzeñ animistycznych i obyczajów pogañskich. W staroýytnoúci stare drzewa otaczano opiekà i czcià równieý z przyczyn religijnych. Tradycje te przetrwaùy do úredniowiecza, a nawet czasów póêniejszych. W Europie kult starych drzew zachowaù siæ do XV w. Uznawano je jako drzewa úwiæte i godne szacunku. W Polsce wyróýnianie i rejestracja zabytkowych drzew o ponad przeciætnym rozmiarze i pokroju ma juý dùugà historiæ. Tradycje ochrony niektórych drzew sà zwiàzane przede wszystkim z wierzeniami i obyczajami naszych przodków. Szacunek, jakim obdarzano drzewa byù przez wieki decydujàcym motywem ich ochrony. Dopiero z czasem dochodziùy do tego zapisy prawne dotyczàce ochrony drzew, zakazu wycinania egzemplarzy naleýàcych do gatunków o najbardziej wartoúciowym drewnie. 283

284 284 DRZEWO POMNIK PRZYRODY W polskiej literaturze okreúleniem pomnika przyrody posùuýyù siæ Adam Mickiewicz w poemacie Pan Tadeusz przy opisie sædziwych drzew. W kolejnych latach nazwa ta zostaùa zapomniana. Jej rozpowszechnienia dokonaù Hugo Conwentz ( ), dyrektor Muzeum Przyrodniczego w Gdañsku w latach Podjàù on akcjæ zmierzajàcà do ochrony pomnikowych tworów przyrody. Pojæciu pomnik przyrody nadaù szersze znaczenie, gdyý zaliczyù do tej formy ochrony nie tylko pojedyncze twory przyrody, lecz równieý ginàce gatunki roúlin, zwierzàt i wiæksze obszary wyróýniajàce siæ pierwotnoúcià krajobrazu. Podobnà akcjæ w tym czasie rozwinàù Marian Raciborski ( ). Czas gruntownej inwentaryzacji zabytków przyrodniczych, która staùa siæ powszechnym zwyczajem zastæpujàcym prawo to wiek XVIII i XIX. Z tego okresu pochodzà najwaýniejsze opracowania i publikacje. W inwentaryzacji oprócz drzew uwzglædniano takýe okazaùe gùazy narzutowe, interesujàce formy skalne, wodospady i inne osobliwoúci natury. Pierwszym syntetycznym zestawieniem, rejestrujàcym drzewa zabytkowe jako pomniki minionych wieków na ziemiach polskich byù Tabelaryczny przeglàd nadzwyczaj starych oraz rzadkich drzew w lasach zachodniej Galicji ogùoszony przez leúnika polskiego, cesarsko-królewskiego komisarza do spraw szacowania lasów, V. M. Bõhme w 1866 r. w krakowskim Dzienniku Rolniczym. W wyróýnianiu i rejestracji starych drzew nie brakowaùo osobistej, czæsto bezimiennej inicjatywy licznych czùonków spoùeczeñstwa, w tym przyrodników i leúników, dziæki którym ocalaùy zarówno pojedyncze okazaùe drzewa rozrzucone po caùym kraju, jak niemniej liczne pamiàtkowe aleje i stare parki dworskie, kryjàce w sobie niejeden cenny zabytek przyrody. Czas pierwszej wojny úwiatowej i lata powojenne nie sprzyjaùy ochronie przyrody. Nastàpiùa olbrzymia dewastacja lasów polskich, przejawiajàca siæ licznymi wyciæciami drzew dotychczas szanowanych z powodu ich powaýnego wieku lub tradycji, jaka byùa z nimi zwiàzana. Wúród przyrodników i leúników istniaùo jednak przekonanie, ýe ochrona wartoúci przyrodniczych leýy w interesie spoùeczeñstwa i nie przeszkadza dàýeniom do poprawy sytuacji ekonomicznej. Ochrona pojedynczych elementów przyrody byùa prawnie usankcjonowana juý w pierwszych latach po uzyskaniu niepodlegùoúci, a regulowaù jà dekret Rady Regencyjnej z 31 paêdziernika 1918 r. (Dziennik Praw Pañstwa Polskiego nr 16, poz. 36) o opiece nad zabytkami sztuki i kultury oraz rozporzàdzenie z 15 wrzeúnia 1919r. Ministerstwa Wyznañ Religijnych i Oúwiecenia Publicznego o ochronie niektórych zabytków przyrody [Brzeêniak 1995]. Dokumenty te zakazywaùy niszczenia, uszkadzania bàdê wywoýenia z kraju okazów przyrody okreúlonych generalnie (np. meteoryty, sosny limby, úwistaki, kozice) lub indywidualnie (np. kamieñ Filaretów obok drogi z Tuhanowicz do Baranowicz, lipa Chodkiewicza w Rudawie w powiecie nowogródzkim). Inwentaryzacja podlegaùa Pañstwowej Radzie Ochrony Przyrody. Rejestr obejmowaù wówczas 4500 zabytków przyrody, wúród nich drzewa i ich skupienia.

285 Do prawa i praktyki ochrony przyrody w Polsce pojæcie pomnika przyrody wprowadziùa dopiero druga ustawa o ochronie przyrody z 1949r., a powtórzyùa je ustawa z 1991r. W aktualnym ustawodawstwie pomnikami przyrody sà pojedyncze twory przyrody ýywej i nieoýywionej lub ich skupiska o szczególnej wartoúci przyrodniczej, naukowej, kulturowej, historycznej lub krajobrazowej. Ochronà pomnikowà obejmowane sà odznaczajàce siæ indywidualnymi cechami, wyróýniajàcymi je wúród innych tworów przyrody, okazaùych rozmiarów drzewa i krzewy gatunków rodzimych lub obcych, êródùa, wodospady, wywierzyska, skaùki, jary, gùazy narzutowe oraz jaskinie [Ustawa 2008]. O uznaniu tworu przyrody ýywej lub nieoýywionej za pomnik przyrody decydujà wzglædy naukowe, estetyczne, historyczno-pamiàtkowe, kulturowe i krajobrazowe, rzadkoúã wystæpowania oraz indywidualne cechy, które wyróýniajà obiekt spoúród innych, podobnych tworów przyrody. Istnienie starych drzew w powiàzaniu z zachowaniem ich naturalnego otoczenia, moýe okazaã siæ niezwykle wartoúciowym obiektem porównawczym, który pozwala na odnoszenie zjawisk zachodzàcych w tych samych warunkach przyrodniczych, lecz w róýnych okolicznoúciach antropopresji. Skupienia starych drzew niejednokrotnie stanowià ostatnie úlady flory i roúlinnoúci naturalnej, okreúlenie tendencji dynamicznych lokalnych populacji drzew, a w konsekwencji równieý roúlinnoúci jako istotnego elementu úrodowiska przyrodniczego [Bojarski, Radecki 1995; Danielewicz, Wroñska-Pilarek 1992]. Gùówne cele i motywy ochrony drzew pomnikowych [Siewniak 1988, Kasprzak 2005] to: - ochrona drzew jako zabytków przyrody, bædàcych równoczeúnie zabytkami kultury (pojedyncze drzewa i grupy drzew, które stanowià funkcjonalnokompozycyjnà caùoúã z zabytkowymi budowlami, podobnie jak drzewa i drzewostany zabytkowych zaùoýeñ paùacowo-ogrodowych); - ochrona drzew ze wzglædów historycznych (drzewa w miejscach zwiàzanych z wydarzeniami historycznymi, kulturowymi, legendami lub podaniami ludowymi); - ochrona drzew jako obiektów naukowych (stare drzewa jako obiekt badañ dendrochronologicznych, jak równieý zastosowanie drzew w bioindykacji); - ochrona drzew ze wzglædów estetycznych (drzewa podkreúlajà walory wizualne ukùadu kompozycyjnego oraz stanowià element dekoracyjny); - ochrona drzew ze wzglædów ekologicznych. Duýe znaczenie drzew pomnikowych, obok wartoúci przyrodniczej, ma takýe ich znaczenie kulturowe. Czæsto sà jednoczeúnie tworami przyrody i kultury. Ochrona drzew jako pomników przyrody, podobnie jak kultywowanie niektórych zwyczajów i tradycji, bædàc nierozpoznana jest zapomniana i zacierana, zubaýajàc w ten sposób spoùecznoúci lokalne i caùe narody [szerzej Michaùowski 1991]. Uznaje siæ, ýe wàtek kulturowy widzenia drzewa jest tylko wzglædnie odræbny od wàtku przyrodniczego i podlega on na nadaniu drzewu roli w tworzeniu przestrzeni 285

286 286 kulturowej (krajobrazu kulturowego), ma wiele wymiarów, m.in. efekty hodowlane, aklimatyzacyjne, kunszt formowania drzewa, symbolika drzew, a wspólnym atrybutem porzàdku przyrodniczego i kulturowego jest czas i przestrzeñ, w których drzewo roúnie [Siewniak 1995]. Niezaleýnie od przepisów prawnych wymieniã naleýy kilka wùaúciwoúci biologicznych predysponujàcych poszczególne gatunki drzew do roli pomników przyrody [Siewniak 1988]: 1. szczególnie duýe znaczenie gospodarcze w dawnych czasach (pokarm, lekarstwa itp.); 2. szczególne oddziaùywanie na stan psychiczny i fizyczny czùowieka (np. stymulujàce i tonizujàce oddziaùywanie niektórych gatunków (dàb, sosna, lipa, olsza, wierzba); 3. dùugowiecznoúã bædàca rezultatem korzystnej konstrukcji drzewa (mocny system korzeniowy, zbieýysty pieñ, nisko osadzona korona, odporne mechanicznie i chemicznie drewno twardzielowe); 4. wysoka zdolnoúã do regeneracji (duýa iloúã materiaùów zapasowych, znaczny potencjaù pàków úpiàcych i przybyszowych zapewniajàcy regeneracjæ aparatu asymilacyjnego, systemu korzeniowego i rozwój tkanki gojàcej); 5. wysoka tolerancja na uciàýliwoúci siedliskowe. Wiele drzew pomnikowych wystæpuje na terenie parków wiejskich, zabytkowych, podworskich. W wiekach wczeúniejszych zwracano uwagæ na to, aby projekt parku (czy ogrodu) uwzglædniaù wùaúciwoúci wczeúniej istniejàcych na danym miejscu drzewostanów, otaczajàc starannà opiekà stare drzewa (przykùadem moýe byã park Izabeli Czartoryskiej w Puùawach). Wiele widoków parkowych otwierano na krajobrazy rolnicze ze starymi drzewami, pozostawionymi dla ich ozdoby (np. pojedyncze dæby na ùàkach w Rogalinie). Wyróýnianie pomnikowych drzew w parkach jest czæúcià inwentaryzacji, bædàcej podstawowà dokumentacjà dla gospodarki drzewostanem i analizy jego zachowania oraz okreúlenia wieku poszczególnych drzew. Drzewa sædziwe stanowià substancjæ zabytkowà parku i zasùugujà na szczególnà uwagæ. Wúród takich drzew moýna wyróýniã czæsto drzewa starsze niý samo zaùoýenie parkowe [Majdecki 1993]. Drzewa pomnikowe stanowiàce w zaùoýeniu parkowo-ogrodowym jego substancjæ zabytkowà, powinny byã leczone w jak najszerszym zakresie. Wycinanie tego rodzaju drzew jest w przypadku parku traktowane jako podstawowy bùàd w gospodarce zadrzewieniami parkowymi. PROBLEMY OCHRONY DRZEW POMNIKOWYCH Motywy ochrony starych drzew sà powszechnie zrozumiaùe i akceptowane, jednak w praktyce ich ochrona zawæýa siæ zwykle do zabezpieczania drzew o wymiarach kwalifikujàcych je do uznania za pomniki przyrody, a takie dziaùania sà niewystarczajàce, poniewaý w lesie takie okazy sà zwiàzane przez dùuýszy okres ýycia ze swym naturalnym ukùadem ekologicznym. Dlatego teý reguùà powinno staã

287 siæ otaczanie ochronà skupieñ i pojedynczych sædziwych drzew wraz z siedliskiem i biocenozà w miejscu ich wystæpowania [Kasprzak 2005]. Wskazane jest ponadto tworzenie pomników z drzew piæknych i okazaùych, a niekoniecznie najstarszych i najgrubszych. Ochronà warto obejmowaã zwùaszcza zgrupowania cennych, dorodnych drzew, jak równieý aleje, szpalery lub zadrzewienia starych cmentarzy. W dotychczasowej historii ochrony przyrody, liczàcej we wspóùczesnym rozumieniu tego pojæcia, ponad 150 lat nie przedstawiono oficjalnych kryteriów i sposobów wyznaczania drzew pomnikowych. Istniejà tabele minimalnych obwodów jako kryterium pomocnicze, wstæpne, w uznawaniu poszczególnych gatunków drzew za pomniki przyrody, róýnego autorstwa, znacznie róýniàce siæ co do propozycji szczegóùowych obwodów drzew na wysokoúci 1,3 m od powierzchni gruntu (Tab. 1.). Tab. 1. Propozycje wymiarów drzew pomnikowych ród³o: Opracowanie w³asne na podstawie propozycji ró nych autorów Wymiary drzew staùy siæ waýnym kryterium uwzglædnianym przy typowaniu drzew do ochrony prawnej. Jednak czæsto drzewa o znacznie mniejszych rozmiarach mogà dla konkretnego regionu stanowiã najstarsze, najwiæksze i najcenniejsze okazy, dlatego teý wymiary te sà niewystarczajàce. Wskazane jest tworzenie pomników z drzew piæknych i okazaùych, a niekoniecznie najstarszych i najgrubszych. Dziæki temu wzroúnie szansa, ýe chronione okazy bædà ýyùy jeszcze dùugo i zdrowo. Wymiary te przyjmuje siæ takýe przy typowaniu drzew pomnikowych w dokumentacjach ewidencyjnych zabytkowych zaùoýeñ zieleni (np. parków przypaùacowych, podworskich, miejskich, ogrodów, cmentarzy). Brak jest przepisów prawnych, które precyzowaùyby konkretne wartoúci obwodów i pierúnic dla drzew obejmowanych ochronà jako pomniki przyrody Wymiary sà wiæc jedynie wskazówkà. Podane wymiary dotyczà w zasadzie drzew pojedynczych. W przypadku alei i wiækszych skupieñ drzew za pomnik przyrody uchodziã mogà drzewa o znacznie mniejszych wymiarach. 287

288 W zasadach uznania drzew (i krzewów) za pomniki przyrody, obok wymiarów, powinno uwzglædniaã siæ róýne kryteria: gatunek drzewa, obwód, wiek, stan zdrowotny, rzadkoúã wystæpowania, poùoýenie geograficzne, walory krajobrazowe, walory estetyczne, osobliwoúci dendrologiczne, zwiàzek z wydarzeniami lub postaciami historycznymi. Ustawa o ochronie przyrody z dn. 16 kwietnia 2004 r. (z póêniejszymi zmianami) upowaýnia ministra úrodowiska do wydania rozporzàdzenia w sprawie okreúlenia kryteriów uznawania tworów przyrody ýywej i nieoýywionej za pomniki 1 przyrody, kierujàc siæ potrzebà ochrony drzew i krzewów ze wzglædu na ich wielkoúã, wiek, pokrój i znaczenie historyczne, a odnoúnie tworów przyrody nieoýywionej - ze wzglædu na ich znaczenie naukowe, estetyczne i krajobrazowe, jednak dotychczas takie rozporzàdzenie nie zostaùo wydane. Z postanowieñ art. 40 pkt. 3 Ustawy o ochronie przyrody wynika róýny zakres i wielorakoúã wartoúci chronionych pomników przyrody. W zwiàzku z tym zastanowienia wymaga czy w niektórych przypadkach nie dojdzie do zbiegu form ochrony? Aktualne zapisy w 2 ustawie z 2003 r. o ochronie zabytków i opiece nad zabytkami oraz zapisy dotyczàce pomników przyrody w ustawie o ochronie przyrody z 2004 uzupeùniajà siæ wzajemnie, wprowadzenie ochrony dwóch obiektów z punktu widzenia róýnych ich wartoúci. Jest to doúã istotna zmiana w podejúciu do tych obiektów [Gruszecki 2010]. W art. 44 ust. 1 Ustawy o ochronie przyrody okreúlone zostaùy kompetencje upowaýniajàce wymienione w nim organy do wprowadzenia form ochrony przyrody (pomniki przyrody, stanowiska dokumentacyjne, uýytki ekologiczne, zespoùy przyrodniczo-krajobrazowe). Nowelizacja ustawy dokonana przez art. 21 pkt. 4 Ustawy o zmianie niektórych ustaw w zwiàzku ze zmianami w organizacji, przyznaùa kompetencje w tym zakresie wyùàcznie radzie gminy. Oznacza to, ýe tylko ten organ moýe powoùywaã do ýycia wyýej wymienione formy ochrony przyrody, jak równieý wprowadzaã zmiany w rozwiàzaniach z nimi zwiàzanymi oraz znosiã te formy ochrony przyrody. Autonomia rady gminy zostaùa ograniczona postanowieniami art. 44 ust. 3a ustawy wymagajàcego wspóùdziaùania w tym 3 procesie w formie uzgodnienia z regionalnym dyrektorem ochrony úrodowiska. Przedmiotem uzgodnienia jest projekt uchwaùy odnoszàcy siæ do pomników przyrody, stanowisk dokumentacyjnych, uýytków ekologicznych, zespoùów Art. 40 pkt. 3 Ustawy o ochronie przyrody wskazuje, e minister w³aœciwy do spraw œrodowiska mo e okreœliæ, w drodze rozporz¹dzenia, kryteria uznawania tworów przyrody ywej i nieo ywionej za pomniki przyrody, kieruj¹c siê potrzeb¹ ochrony drzew i krzewów ze wzglêdu na ich wielkoœæ, wiek, pokrój i znaczenie historyczne, a odnoœnie tworów przyrody nieo ywionej ze wzglêdu na ich znaczenie naukowe, estetyczne i krajobrazowe 2 Ustawa z dnia 15 lutego 1962 r. o ochronie dóbr kultury z póÿniejszymi zmianami stanowi³a, e okazy przyrody ywej lub martwej mog³y byæ zabytkami, jeœli nie podlega³y zapisom ustawy o ochronie przyrody 3 Instytucja uzgodnienia jest najdalej id¹c¹ form¹ wspó³dzia³ania, w której wspó³pracuj¹ce ze sob¹ organy musz¹ byæ zgodne co do treœci przyjmowanych rozwi¹zañ.

289 przyrodniczo-krajobrazowych. Jego brak uniemoýliwia regionalnemu dyrektorowi ochrony úrodowiska zajæcie stanowiska. Kompetencje gminy w odniesieniu do pomników przyrody ograniczajà siæ do prowadzenia rejestru pomników przyrody oraz udostæpniania informacji zawartych w tych rejestrach, zgodnie z ustawà z dnia 3 paêdziernika 2008 r. o udostæpnianiu informacji o úrodowisku i jego ochronie, udziale spoùeczeñstwa w ochronie úrodowiska oraz o ocenach oddziaùywania na úrodowisko [Ustawa 2008]. Ustanowienie pomnika przyrody nastæpuje w drodze uchwaùy rady gminy. Dokument ten okreúla nazwæ danego obiektu lub obszaru, jego poùoýenie, sprawujàcego nadzór, szczególne cele ochrony, w razie potrzeby ustalenia dotyczàce jego czynnej ochrony oraz zakazy wùaúciwe dla tego obiektu, obszaru lub jego czæúci. W stosunku do pomnika przyrody mogà byã wprowadzone nastæpujàce zakazy: 1) niszczenia, uszkadzania lub przeksztaùcania obiektu lub obszaru; 2) wykonywania prac ziemnych trwale znieksztaùcajàcych rzeêbæ terenu, z wyjàtkiem prac zwiàzanych z zabezpieczeniem przeciwsztormowym lub przeciwpowodziowym albo budowà, odbudowà, utrzymywaniem, remontem lub naprawà urzàdzeñ wodnych; 3) uszkadzania i zanieczyszczania gleby; 4) dokonywania zmian stosunków wodnych, jeýeli zmiany te nie sùuýà ochronie przyrody albo racjonalnej gospodarce rolnej, leúnej, wodnej lub rybackiej; 5) likwidowania, zasypywania i przeksztaùcania naturalnych zbiorników wodnych, starorzeczy oraz obszarów wodno-bùotnych; 6) wylewania gnojowicy, z wyjàtkiem nawoýenia uýytkowanych gruntów rolnych; 7) zmiany sposobu uýytkowania ziemi; 8) wydobywania do celów gospodarczych skaù, w tym torfu oraz skamieniaùoúci, w tym kopalnych szczàtków roúlin i zwierzàt, a takýe mineraùów i bursztynu; 9) zbioru, niszczenia, uszkadzania roúlin i grzybów na obszarach uýytków ekologicznych, utworzonych w celu ochrony stanowisk, siedlisk lub ostoi roúlin i grzybów chronionych; 10) umieszczania tablic reklamowych. Zniesienia tej formy ochrony przyrody dokonuje rada gminy w drodze uchwaùy. Projekt tej uchwaùy wymagaja uzgodnienia z wùaúciwym regionalnym dyrektorem ochrony úrodowiska. SIEÃ POMNIKÓW PRZYRODY I ICH INWENTARYZACJA Wedùug danych Gùównego Urzædu Statystycznego (GUS) w 2009 r. w Polsce byùy pomniki przyrody [Ochrona Úrodowiska 2009]. W tej liczbie 78,34 % przypadaùo na drzewa, 13,69 % na grupy drzew oraz 2,44 % na aleje. Drzewa stanowià wiæc 94,47 % pozycji rejestru pomników przyrody w naszym kraju. Moýna wiæc powiedzieã, ýe pomnikiem przyrody jest w naszym kraju gùównie sædziwe drzewo. 289

290 Wzrost liczebnoúci zarejestrowanych drzew pomnikowych byù nadzwyczaj powolny w pierwszej poùowie lat siedemdziesiàtych. W latach szeúãdziesiàtych odnotowano niemal caùkowità stagnacjæ. Zwiækszenie tempa wzrostu liczebnoúci drzew zanotowano od lat osiemdziesiàtych. Z danych liczbowych podanych przez GUS wynika, iý najwyýszy przyrost zaobserwowano w piæcioleciu Zapewne pewien wpùyw na aktywizacjæ tego procesu miaùa ustawa o ochronie przyrody z 1991 r. poprzez przekazanie czæúci uprawnieñ z tworzeniem pomników przyrody (podobnie jak aktualnie) radom gmin. Od lat dziewiæãdziesiàtych obserwuje siæ ciàgùy wzrost liczby pomników przyrody (Ryc. 1). Od roku 1960 ustanowiono nowych pomników przyrody: pojedynczych drzew, 4263 grup drzew, 793 alej, a wiæc liczba pomnikowych drzew zwiækszyùa siæ prawie 8-krotnie. 290 Ryc. 1. Stan pomników przyrody drzew w latach ród³o: opracowanie w³asne wg GUS Jest to doúã duýa grupa obiektów chronionych, jednak miædzy poszczególnymi województwami wystæpuje duýa dysproporcja. Dlatego teý sieã pomników przyrody naleýy rozszerzaã, obejmujàc inwentaryzacjà nowe miejsca i gatunki. Niektóre tereny kraju pod tym wzglædem sà sùabo zbadane, wymagajà dodatkowych akcji uznawania nowych drzew za pomniki przyrody. Prawdopodobnie pewna liczba pomników przyrody istnieje juý tylko w rejestrach, nie we wszystkich województwach w jednakowym czasie weryfikowanych. Prace nad ustanawianiem nowych pomników powinny byã kontynuowane. Wiele wyjàtkowych drzew nie tylko pod wzglædem wymiarów, lecz takýe pod wzglædem przyrodniczym, historycznym oraz spoùecznym nie jest uznanych za pomnik

291 przyrody [Grzywacz 2001]. Drzewa stanowià najliczniejszà grupæ spoúród pojedynczych tworów przyrody oýywionej objætych ochronà prawnà. Jednak brak dostatecznej wiedzy oraz úwiadomoúci ekologicznej o tej formie ochrony przyrody, skutkuje brakiem szacunku dla drzew, prowadzàcym niekiedy do utraty ich wartoúci przyrodniczych, krajobrazowych, estetycznych oraz bùædów z zakresu konserwacji i pielægnacji. Duýà przeszkodà w stosowaniu przepisów ustawy o ochronie przyrody odnoúnie drzew pomnikowych sà braki w inwentaryzacji pomników przyrody, która jest podstawà zarzàdzania tà formà ochrony przyrody na terenie gminy. Niekiedy zdarza siæ, ýe na mapach, zaktualizowanych dla celów projektowania nowych inwestycji, nie ma wyszczególnionych drzew oznaczonych w terenie jako pomniki przyrody, a urzædy czæsto nie posiadajà osobnej, kompletnej dokumentacji, na podstawie której mogùyby juý na etapie wydawania decyzji o warunkach zabudowy i zagospodarowania terenu stwierdziã, czy na terenie planowanej inwestycji znajduje siæ obiekt podlegajàcy ochronie. Z powodu braków w dokumentacji monitorowanie samowolnych wycinek jest bardzo utrudnione, szczególnie na terenach wiejskich, gdzie nie ma w pobliýu instytucji nadzorujàcych. Rozwiàzaniem moýe byã wspóùpraca gmin z organizacjami pozarzàdowymi i obywatelskie inicjatywy monitorowania drzew, dziæki któremu moýliwe staùo siæ zaangaýowanie lokalnej spoùecznoúci i wymiana danych, co w konsekwencji usprawniùo dùugoterminowe planowanie zadrzewieñ miejskich. Zaangaýowanie organizacji pozarzàdowych moýe przynosiã efekty równieý w Polsce, co pokazuje przykùad dziaùañ, np. Federacji Zielonych Gaja. WYMIARY POMNIKOWYCH DRZEW Rozmiary drzew sà najczæstszym motywem ich ochrony; zwùaszcza 4 gruboúã (obwód) pnia mierzona na wysokoúci 1,3 m od powierzchni gruntu, ale niekiedy równieý osobliwy pokrój drzewa lub wyjàtkowa budowa korony, zwiàzek z wydarzeniami historycznymi (czæsto legendarnymi) lub wybitnà postacià naszej kultury narodowej. Wymiary, które kwalifikujà drzewo lub krzew do uznania za pomnik przyrody sà zróýnicowane, zaleýnie od gatunku lub rodzaju: mniejsze w przypadku krzewów oraz drzew krótko ýyjàcych, wiæksze w odniesieniu do drzew z natury dùugowiecznych. Poza naturalnym zasiægiem wystæpowania lub w pobliýu granicy naturalnego wystæpowania gatunku, drzewo moýe uzyskaã status pomnika przyrody przy mniej imponujàcych wymiarach, choã nie ma w tej kwestii przejrzystych przepisów prawnych. Jednak, jak pokazaùa praktyka, najczæúciej bierze siæ pod uwagæ obwód pierúnicowy drzewa, a dopiero póêniej wartoúci przyrodnicze i spoùeczne. Brak jest przepisów prawnych precyzujàcych konkretne wartoúci obwodów i pierúnic dla drzew obejmowanych ochronà prawnà. Wymiary sà wiæc jedynie wskazówkà i 4 Pierœnica to œrednica drzewa stoj¹cego na pniu mierzona na wysokoœci 1,3 m od powierzchni gruntu, natomiast obwód to d³ugoœæ linii okalaj¹cej pieñ drzewa na tej wysokoœci 291

292 292 dotyczà wùaúciwie tylko drzew pojedynczych. W przypadku grup drzew lub wiækszych ukùadów kompozycyjnych, czæsto o wartoúci historycznej, jakimi sà aleje, wchodziã mogà drzewa o znacznie mniejszych wymiarach. W indywidualnych przypadkach, gdy drzewo jest dorodne, rozùoýyste i roúnie w interesujàcym krajobrazowo miejscu moýna je uznaã za pomnikowe mimo mniejszych rozmiarów. Jeúli natomiast drzewo roúnie w okolicy obfitujàcej w okazaùe drzewa tego samego gatunku, uznane za pomnikowe to mimo osiàgniæcia odpowiednich rozmiarów nie musi byã uznawane za pomnik przyrody. Pomnik powinien byã tworem przyrody wyróýniajàcym siæ z otoczenia nieprzeciætnymi cechami w skali lokalnej, np. dàb Piast z Miszewa, powiat pùoñski, dàb szypuùkowy Jagieùùo, gm. Sulechów, powiat zielonogórski czy krajowej - dàb szypuùkowy Napoleon z Mielna, dàb szypuùkowy Bartek z Zagnañska, lipa drobnolistna z Cielætnik. Istotnym kryterium powinno byã istnienie pomnika w úwiadomoúci lokalnego spoùeczeñstwa za waýne przy wyborze obiektów kwalifikowanych do ochrony prawnej. ÝYCIE DRZEWA POMNIKOWEGO Wiek pojedynczych, sædziwych drzew jest zwykle okreúlany szacunkowo lub przez róýnego rodzaju porównania. Bywa zwykle przesadzony i zbyt mocno zaokràglony w góræ. Drzewo pomnikowe równieý po fizjologicznej úmierci zasùuguje na zachowanie, wykorzystujàc je w celach edukacyjnych, historycznych, zabytkowych, pamiàtkowych, patriotycznych. Po wywróceniu drzewo stanowi element, który wzbogaca biocenozæ, jest pokarmem dla wielu gatunków grzybów, zwierzàt i mikroorganizmów, miejscem ich bytowania i schronienia [Grzywacz 2006]. Istnieje kilka sposobów zachowania martwego drzewa pomnikowego. PIELÆGNACJA I KONSERWACJA DRZEW POMNIKOWYCH Okres ýycia wszystkich drzew, w tym takýe pomników przyrody, jest oczywiúcie ograniczony. Stale pogarszajàcy siæ istniejàcy stan úrodowiska powoduje przyspieszenie obumierania drzew oraz utrudnia osiàgniæcie przez drzewa sædziwego wieku i rozmiarów uznawanych za pomnikowe. Na terenach miejskich drzewa ginà obecnie zbyt szybko, aby w przyszùoúci mogùy osiàgnàã wymiary pomnikowe. Spoúród wielu czynników oddziaùujàcych na stare drzewa, szczególnie na terenach miejskich, wymieniã naleýy ruch koùowy, zasolenie przyuliczne, wahania poziomu wód podziemnych i powierzchniowych, brak konserwacji i pielægnacji (leczenia) drzew, kaleczenie, prace ziemne przy instalacjach podziemnej infrastruktury technicznej, utwardzona i nieprzepuszczalna powierzchnia [Kasprzak 2005]. Przyczynà zagroýenia tych obiektów jest, m.in.: zanieczyszczenie úrodowiska, wahania wód podziemnych, grzyby chorobotwórcze, prowadzenie róýnych prac ziemnych oraz wprowadzanie sztucznej nawierzchni w pobliýu drzew, wypalanie traw i pni, gwaùtowne zjawiska atmosferyczne. Oprócz wyýej wymienionych czynników na zùy stan zachowania

293 Tab. 2. Sposoby zachowania martwych drzew pomnikowych o szczególnej wartoœci przyrodniczej i historycznej ród³o: Opracowanie w³asne na podstawie Grzywacza 2001, 2006 tych cennych obiektów wpùywa takýe: wysoki koszt zabiegów konserwatorskich, niefachowe ich wykonanie, brak tabliczek informacyjnych i ogrodzeñ wokóù pomników przyrody, brak opiekunów mieszkajàcych w pobliýu chronionych drzew, maùa wraýliwoúã na piækno przyrody i niski poziom wiedzy na temat roli starych drzew w úrodowisku czæúci spoùeczeñstwa. 293

294 294 Wúród przyrodników i leúników nie ma jednomyúlnoúci co do sposobu ochrony starych drzew uznanych za pomniki przyrody. Spory budzi zwùaszcza kwestia celowoúci ich leczenia i konserwacji, umacniania spróchniaùych pni lub podpierania rozpadajàcych siæ konarów, a wiæc prób sztucznego przedùuýania ich ýycia. Problemem sà równieý choroby drzew osùabionych nie tylko z racji sædziwego wieku - wiele drzew ulegùo infekcji przez patogeny. Czæsto z braku peùnej diagnozy sprawcy choroby nastæpowaùo przyúpieszone usychanie i zamieranie. Szczególnie konfliktowym problemem jest osùabienie kondycji drzew pomnikowych spowodowane przez gatunki prawnie chronionych owadów lub grzybów chorobotwórczych. Wyjaúnienia wymaga równieý prowadzenie ochrony wystæpujàcych na starych dæbach, populacji chrzàszcza kozioroga dæbosza (Cerambyx cerdo). Wystæpowanie na dæbach koziorogów dæboszy i szkody, które te owady powodujà, byùy czæsto mocno wyolbrzymione. Ten chroniony prawem bardzo rzadki owad z rodziny kózkowatych w naszym kraju wystæpuje wyspowo, najczæúciej w poùudniowo-zachodniej czæúci kraju. Nie sposób porównywaã i przeciwstawiaã sobie ochrony dæbów i ochrony gatunkowej kozioroga dæbosza, bowiem zakres i stopieñ tej ochrony sà nieporównywalne. W przypadku dæbów ochronie podlegajà drzewa pojedyncze lub grupy drzew gatunku, któremu nie zagraýa wyginiæcie, natomiast w przypadku kozioroga dæbosza zagroýony w swym istnieniu jest caùy gatunek. Wspóùczesna ochrona przyrody to ochrona nie tylko samych tworów przyrody, ale takýe istniejàcych procesów biologicznych [Ustawa 2004]. W przypadku licznego pojawiania siæ koziorogów dæboszy na drzewach chronionych, obserwowane, np. na dæbach w Rogalinie w województwie wielkopolskim, moýna prowadziã kontrolowane odùowy ýywych osobników i przesiedlaã je na dawne, opuszczone stanowiska lub na nowe obszary. Chcàc pogodziã ochronæ dæbów z ochronà kozioroga dæbosza proponuje siæ takýe dosadzanie nowych drzew tuý przy usychajàcych dæbach. Martwych dæbów nie naleýy wycinaã przez kilka lat. Kiedy stracà resztki kory naleýy je ostroýnie usunàã, aby nie uszkodziã rosnàcych obok mùodych drzew. Przy tego rodzaju postæpowaniu istnieje szansa zachowania stanowiska kozioroga dæbosza [Kasprzak, Kurczewski 1995] Z powyýszych przykùadów wynika, ýe ochrona bierna drzew pomnikowych jest ochronà niewystarczajàcà. Ze wzglædu na bardzo na ogóù zaawansowanà fazæ starzenia siæ oraz silniejsze niý w przypadku drzew mùodszych oddziaùywanie róýnych czynników antropogenicznych niezbædne jest prowadzenie w przypadku drzew pomnikowych ochrony aktywnej, która zapewniana jest przez prowadzanie prac zapobiegawczych i leczniczych. Prace te umoýliwiajà zabezpieczenie drzew przed uszkodzeniem lub zniszczeniem oraz moýliwie maksymalne przedùuýenie ich ýycia. W miastach prace te pozwalajà ograniczyã do minimum potencjalne zagroýenie, jakie duýe, stare drzewa stwarzajà ludziom, pojazdom i budynkom, w tym takýe podziemnej infrastrukturze technicznej.

295 Z dotychczasowych obserwacji wynika, ýe najczæúciej spotykanymi wykroczeniami dotyczàcymi drzew - pomników przyrody sà niszczenie lub kradzieý tabliczek urzædowych, rozpalanie w pobliýu pomników ognisk, zaúmiecanie ich otoczenia, skùadowanie w pobliýu pomników róýnych surowców i materiaùów, niszczenie kory drzew, zawieszanie na drzewach ogùoszeñ lub wykonywanie w korze napisów, obcinanie konarów, ùamanie gaùæzi, zrywanie owoców i zbieranie kwiatów, lokalizowanie urzàdzeñ technicznych i budynków w strefie ochronnej, przemieszczanie gùazów w inne miejsce (np. z przeznaczeniem na róýnego rodzaju pomniki historyczne, pamiàtkowe itp.). Dla pomników przyrody oýywionej (drzewa, grupy drzew, stanowiska chronionych gatunków roúlin) i zabytkowych parków szczególnym zagroýeniem sà równieý prace ziemne. Niezbædne jest uwzglædnianie pomników przyrody w postæpowaniu administracyjnym przy przygotowaniu inwestycji majàcej na celu zmianæ stosunków wodnych. W wykonywanym dla potrzeb melioracji studium krajobrazowym, obejmujàcym inwentaryzacjæ i waloryzacjæ przyrodniczà, wskazaã naleýy elementy i obiekty krajobrazowe wymagajàce ochrony. USUWANIE DRZEW POMNIKOWYCH Ustawa o ochronie przyrody [Ustawa 2004] nie przyjæùa rozwiàzania znanego poprzednim przepisom, które spod instrumentarium ochrony drzew i krzewów poza lasami (zezwolenie na usuniæcie, opùaty, kary pieniæýne) wyùàczaùo tereny i obiekty objæte formami ochrony przyrody. Doúã powaýny problem stanowi precyzyjne okreúlenie, w jakiego typu sytuacjach moýe mieã miejsce zniesienie ochrony pomnikowej. Zniesienia tej ochrony, jak juý wspomniano, moýe dokonaã rada gminy w drodze uchwaùy po dokonaniu uzgodnienia jej projektu z regionalnym dyrektorem ochrony úrodowiska. Art. 44 ust 4. Ustawy o ochronie przyrody okreúla materialnoprawne podstawy do uchylenia ochrony prawnej. Moýe to nastàpiã tylko i wyùàcznie w trzech przypadkach: utraty wartoúci przyrodniczych, ze wzglædu na które ustanowiono formæ ochrony przyrody lub w razie koniecznoúci realizacji inwestycji celu publicznego, lub zapewnienia bezpieczeñstwa powszechnego. W przypadku pomnika przyrody zapewnienie bezpieczeñstwa nie musi byã zwiàzane z usuwaniem jakiegoú konkretnego zagroýenia. Za dostatecznà podstawæ bædzie naleýaùo uznaã zagroýenie hipotetyczne, jak i realne [Gruszecki 2010]. Zgodnie z literà prawa na terenach niezabudowanych, jeýeli nie stanowi to zagroýenia dla ludzi i mienia, drzewa pomnikowe podlegajà ochronie do czasu ich samoistnego rozpadu. W zwiàzku z tym utrata ýywotnoúci przez drzewo, która ma powaýny wpùyw na wartoúã obiektu przyrodniczego, nie bædzie stanowiã odpowiedniej podstawy do uchylenia jego ochrony, jeúli znajduje siæ ono na obszarze niezabudowanym. W powyýszej sytuacji zasadà, która uzasadni uchylenie ochrony bædzie tylko realizacja celu publicznego lub zapewnienie bezpieczeñstwa powszechnego. Drzewo moýe równieý zostaã usuniæte jeýeli 295

296 stanowi zagroýenie dla ludzi i mienia, po pozbawieniu statusu pomnika przyrody (art. 83 ustawy) [Gruszecki 2010]. Wobec takich przypadków ustawodawca powinien ustaliã jasny zestaw moýliwie obiektywnych kryteriów, które pozwalaùyby oceniã róýne elementy przesàdzajàce o wartoúci drzew, np.: tempo wzrostu czy wartoúã kulturowà, wynikajàcà z rzadkoúci drzew danego gatunku w Polsce. W zakresie wartoúci przyrodniczej winno siæ braã pod uwagæ czynniki wpùywajàce pozytywnie na ocenæ danego drzewa w warunkach zurbanizowanych. Kolejne kryteria mogùyby odwoùywaã siæ do obiektywnej wartoúci danego drzewa dla lokalnego i regionalnego úrodowiska przyrodniczego czy wystæpuje w Polsce (w danym województwie) oraz czy pochodzi z lokalnej, naturalnej populacji, czy jest inwazyjnym gatunkiem obcym w rozumieniu Konwencji o Ochronie Róýnorodnoúci Biologicznej i Konwencji Berneñskiej. Ochrona drzew pomnikowych jest trudnym zagadnieniem w úwietle obowiàzujàcego prawa. Odpowiedzialnoúã karna za zniszczenie pomnika przyrody znaczàco róýni siæ w zaleýnoúci od tego, czy jest wymierzana na podstawie przepisów karnych dotyczàcych pomników przyrody, przepisów karnych dot. usuwania drzew (ustawa o ochronie przyrody) czy na podstawie kodeksu karnego. Ustawa o ochronie przyrody okreúla (art. 127 pkt 2 lit a), ýe kto umyúlnie narusza zakazy obowiàzujàce w stosunku do pomników przyrody, popeùnia wykroczenie i podlega karze aresztu albo grzywny. [Gruszecki 2010]. Zakùadajàc, ýe sàd uzna usuniæcie za naruszenie zakazów wobec pomników przyrody, to na podstawie tego przepisu zdecydowanie tañsze jest usuniæcie pomnika przyrody, niezaleýnie od tego, czy jest to pojedyncze drzewo, czy nawet caùa aleja, niý zwykùego drzewa, niebædàcego pomnikiem przyrody, które podlega opùatom za usuniæcie drzew i krzewów. Daje on sàdom moýliwoúã naùoýenia kary grzywny albo kary pozbawienia wolnoúci od trzech miesiæcy do piæciu lat. Wysokoúã grzywny nie jest okreúlona. Kwestia stosowania kar pozbawienia wolnoúci w sprawach tego typu wymaga niewàtpliwie szerszego zbadania, ale dotychczasowe informacje wskazujà, ýe sàdy zazwyczaj stosujà je w najmniejszym moýliwym wymiarze, w zawieszeniu. Byã moýe najbardziej skutecznà ochronà byùoby sztywne ustalenie kary grzywny jako piæcio- lub dziesiæciokrotnoúci opùaty za samowolne wyciæcie danego drzewa wg stawki ustalonej w zaùàczniku do rozporzàdzenia [Mædrzycki i in. 2008]. 296 PODSUMOWANIE Wzrastajàce zagroýenie zasobów przyrody naszego kraju stwarza koniecznoúã pilnego podejmowania wszelkich dziaùañ umoýliwiajàcych ochronæ najcenniejszych pod wzglædem przyrodniczym zjawisk, terenów i obiektów. Obejmowaã one muszà takýe pojedyncze twory przyrody oýywionej i nieoýywionej.

297 Nie wszystkie jednak sprawy zwiàzane z pomnikowymi drzewami wydajà siæ prawnie jednoznaczne. Po pierwsze, brak jest ogólnie obowiàzujàcych norm, które pozwalajà na jednoznacznà kwalifikacjæ drzew pomnikowych. Kryteria takie sà czæsto podawane w róýnych aktach nie majàcych mocy prawnej powszechnie obowiàzujàcej. Wydaje siæ nieodzownym opracowanie ogólnie obowiàzujàcych zasad uznawania drzew za pomniki przyrody uwzglædniajàcych róýne kryteria, np : gatunek drzewa, obwód, wiek, stan zdrowotny, rzadkoúã wystæpowania, wzglædy geograficzne, walory krajobrazowe, osobliwoúci dendrologiczne, zwiàzek z wydarzeniami lub postaciami historycznymi, walory estetyczne. Nie naleýy jednak lekkomyúlnie uznawaã drzew i innych obiektów za pomniki przyrody. Zastanowienia wymagajà gatunki drzew szybko rosnàcych, krótkowiecznych i ùatwo ùamliwych, jak wierzby, topole, brzozy (poza rzeczywiúcie wyjàtkowymi okazami) [Kasprzak 2005]. Niektórzy autorzy podkreúlajà takýe koniecznoúã wyznaczania i otaczania opiekà drzew, które w niedalekiej przyszùoúci osiàgnà niezbædne wymiary, gdyý to one w pierwszej kolejnoúci padajà ofiarà ludzkiej chciwoúci. Brakuje równieý peùnych informacji, na podstawie których moýna by wyciàgnàã wnioski co do stanu iloúciowego tych obiektów w Polsce, a wiedza ta jest niezbædna, aby móc skutecznie zarzàdzaã tà formà ochrony przyrody (pozwoliùoby to, m.in. na opracowanie metodyki, wedùug której wyznaczaùoby siæ równieý perspektywiczne pomniki przyrody). Niepokojàcy jest nie stan zdrowotny drzew pomnikowych. Obok prawnej ochrony drzewa pomniki przyrody wymagajà systematycznych i intensywnych zabiegów pielægnacyjnych, majàcych przedùuýyã ich ýycie. Zasady ochrony drzew pomnikowych winny opieraã siæ równieý na analizie zmian warunków siedliskowych, jakie dokonaùy siæ w ciàgu ich ýycia oraz moýliwoúci ich adaptacji zmian. Waýne i potrzebne jest eliminowanie zewnætrznych zagroýeñ. Zabezpieczanie ubytków drewna, ograniczanie dalszego rozkùadu, wzmacnianie konstrukcyjnego osùabionego statycznie drzewa to tylko niektóre z intensywnych dziaùañ pielægnacyjnych. W kompleksowym leczeniu drzew stosuje siæ nowoczesne metody biologicznej i chemicznej ochrony ùàcznie z interwencjà w systemy korzeniowe drzew, przyjmowany indywidualnie dla kaýdego drzewa zakres zastosowania metod ochrony. Integralnà czæúcià programu prac konserwacyjnych powinny byã zabiegi poprawiajàce warunki siedliskowe drzew, takie jak: nawoýenie, przewietrzanie, podlewanie, wymiana gleby. Waýna jest równieý odpowiednia aranýacja wokóù drzew pomnikowych, umoýliwiajàc w ten sposób ochronæ obiektu, wùaúciwe oznakowanie oraz odpowiednie przygotowanie terenu na przyjæcie turystów. Niezbædne sà programy ochrony drzew pomnikowych, których celem jest opracowanie zasad ksztaùtowania warunków siedliskowych, przestrzennych i úwietlnych, ograniczenie dekonstrukcji drzew oraz wprowadzenie sprawdzonych metod leczenia drzew. 297

298 298 Naukowe i edukacyjne walory pomników przyrody nie sà dostatecznie rozpoznane i wykorzystywane. Monitorowane i dokumentowane przejawy procesu starzenia siæ i rozkùadu drzew aý do ich fizjologicznej úmierci oraz zwiàzane z nimi zjawiska natury biocenotycznej i biotopowej mogà dostarczyã wiedzy dotyczàcej przejawów zaniku funkcji ýyciowej danego osobnika (np. intensywnoúci asymilacji i transpiracji) oraz wzrostu znaczenia starzejàcego siæ, obumierajàcego, rozkùadajàcego siæ i w konsekwencji martwego drewna jako siedliska dla wielu innych organizmów: porostów, grzybów, mszaków, owadów, pajæczaków, a takýe ptaków i maùych ssaków [Kasprzak 2005]. Ochronà prawnà powinno objàã siæ duýe, sædziwe drzewa, a takýe ich skupiska i aleje, okreúlajàc to dziaùanie za pomocà wùaúciwych kryteriów i klas wartoúci. Podobnie, wùaúciwym byùoby uzupeùnienie, inwentaryzacja, weryfikacja rejestrów pomników przyrody, z wykorzystaniem dostæpnych moýliwoúci technicznych, a wiæc zastosowania informatycznych baz danych i systemów informacji przestrzennej w celu odpowiedniego monitoringu obiektów pomnikowych. LITERATURA Andrzejewski R Pomnikowe drzewa. Parki Narodowe, Warszawa, 2: 1-9. Bojarski M., Radecki W (red.). Kodeks wykroczeñ z komentarzem. Warszawa. Brzeêniak E Rozwój sieci pomników przyrody w ostatnim 35-leciu. Chroñmy Przyrodæ Ojczystà. 3:7-15. Danielewicz W., Wroñska-Pilarek D O motywach ochrony starych drzew w lasach gospodarczych. Przeglàd Leúniczy, Poznañ, 4/II: Goùàbek E., Aleksandrowicz M Ocena wieku i stanu zdrowotnego drzew pomnikowych na Obszarze Chronionego Krajobrazu Bory Niemodliñskie. Opole. Gruszecki K Ustawa o ochronie przyrody. Komentarz. Wolters Kulwer Polska Sp. z o.o. Grzywacz A Drzewa pomniki przyrody úwiata i Polski. Warszawa, Agricola 51: Grzywacz A Losy martwych drzew pomnikowych o szczególnej wartoúci przyrodniczej i historycznej. Poznajmy Las, Nr 5. Harabin Z Ochrona drzew pomnikowych w Polsce. Komunikaty Dendrologiczne, Warszawa, 2/24: Kasprzak K Perspektywy dalszej ochrony dæbów rogaliñskich. Kronika Wielkopolski, Poznañ, 4 (75): Kasprzak K Ochrona pomników przyrody. Zasady postæpowania administracyjnego. ABRYS, Poznañ. Kasprzak K., Kurczewski R Ochrona dæbów rogaliñskich. Kronika Wielkopolski, Poznañ, 4 (75): Mædrzycki P., Mædrzycki M., Okoñ M Problemy ochrony drzew. Zieleñ Miejska. Nr 1, str Majdecki L Ochrona i konserwacja zabytkowych zaùoýeñ ogrodowych. Wyd. Naukowe PWN, Warszawa.

299 Michaùowski A Drzewa w krajobrazie kulturowym (Natura miædzy cywilizacjà i kulturà). Zarzàd Ochrony i Konserwacji Zespoùów Paùacowo-Ogrodowych. Studia i Materiaùy, Krajobrazy 1, Warszawa-Kraków, str Ochrona Úrodowiska Gùówny Urzàd Statystyczny. Warszawa. Siewniak M Historia leczenia drzew i uzyskane efekty. Najnowsze poglàdy i metody. Komunikaty Dendrologiczne, Warszawa, 1/23: Siewniak M Ochrona drzew pomnikowych. Komunikaty Dendrologiczne, Warszawa, 7: Ustawa z dnia 16 kwietnia 2004 r. o ochronie przyrody, Dz. U. z 2004 r., Nr 92 poz STRESZCZENIE W dotychczasowej historii ochrony przyrody, liczàcej we wspóùczesnym rozumieniu tego pojæcia, ponad 150 lat nie przedstawiono oficjalnych kryteriów i sposobów wyznaczania drzew pomnikowych. Istniejà tabele minimalnych obwodów jako kryterium pomocnicze, wstæpne, w uznawaniu poszczególnych gatunków drzew za pomniki przyrody, róýnego autorstwa, znacznie róýniàce siæ co do propozycji szczegóùowych obwodów drzew na wysokoúci 1,3m od powierzchni gruntu. Wymiary drzew staùy siæ waýnym kryterium, uwzglædnianym przy typowaniu drzew do ochrony prawnej. Czæsto drzewa o znacznie mniejszych rozmiarach mogà dla konkretnego regionu stanowiã najstarsze, najwiæksze i najcenniejsze okazy. Brak jest w dalszym ciàgu zadowalajàcych rozwiàzañ dotyczàcych uznawania za pomniki przyrody drzew (pojedynczych drzew, alei, grup drzew), prawidùowego oznaczania, inwentaryzacji i weryfikacji stanu sieci pomników przyrody, wskazañ dla wùaúciwej kompozycji i aranýacji otoczenia drzew pomnikowych, odpowiedniej ich pielægnacji i konserwacji, okreúlenia przyrodniczej i spoùecznej walorów tej formy ochrony przyrody, co do prezentacji ich w informacji turystycznej. W zwiàzku z tym dziaùania podejmowane na tym polu wymagajà poszukiwania nowych rozwiàzañ niý dotychczas stosowane i obowiàzujàce. Oznacza to, ýe uznawanie drzew za pomniki przyrody i dziaùania podejmowane na rzecz ich ochrony powinny byã dokonywane w oparciu o jasne i obiektywne kryteria. Wùaúciwym byùoby uzupeùnienie, inwentaryzacja, weryfikacja rejestrów pomników przyrody, z wykorzystaniem dostæpnych moýliwoúci technicznych, a wiæc zastosowania informatycznych baz danych i systemów informacji przestrzennej w celu odpowiedniego monitoringu obiektów pomnikowych. SUMMARY In the history of nature conservation in Poland, numbering in the modern sense of the term, more than 150 years, no official determination of the criteria and ways of monumental trees. There are tables of minimum auxiliary circuit as the introductory criterion, in recognition of the species of trees as monuments of nature, prepared by different authors. Theydiffer widely as to the detailed proposals of treecircuits at a height of 1.3m from the ground surface. The dimensions of the trees have become an important criterion taken into account when selecting trees to legal protection. Often a tree with a much smaller size for a particular region may be the oldest, largest and most valuable specimen. There is still a lack of satisfactory solution regarding the criteria for recognition as natural 299

300 300 monuments trees (individual trees, avenues, groups of trees), proper labeling, inventory and verifynimg the condition of a network of monuments of nature, the indications for the proper composition and arrangement of surrounding trees, monuments, their proper care and maintenance, determine the nature and social values of this form of conservation for the presentation of the tourist information. Therefore, the action taken in this field require seeking new solutions than used and applied so far. This means that the recognition of trees as monuments of nature and action taken for their protection should be based on clear and objective criteria. It would be appropriate to prepare a supplement, inventory, verification of records of monuments of nature, using the available technical possibilities, and to apply information databases and spatial information systems for adequate monitoring of trees monumental of nature.

301 Marcin Piszczek Uniwersytet Rolniczy w Krakowie Krzysztof Lysik Regionalna Dyrekcja Lasów Pañstwowych w Katowicach ANALIZA PORÓWNAWCZA WYBRANYCH KOSZTÓW, STRUKTURY SPRZEDAÝY DREWNA, UZYSKIWANYCH CEN ÚREDNICH ORAZ WYNIKU FINANSOWEGO W DWUNASTU NADLEÚNICTWACH SILNIE I SÙABO ZRÓÝNICOWANYCH PRZYRODNICZO W RDLP KATOWICE COMPARATIVE ANALYSIS OF SELECTED COSTS, WOOD SELLING STRUCTURE, ACHIEVED AVERAGE TIMBER PRICE AND FINANCIAL RESULTS IN TWELVE FOREST DISTRICTS HIGHLY AND WEAKLY BIODIVERSE IN REGIONAL DIRECTORATE OF STATES FOREST KATOWICE Sùowa kluczowe: bioróýnorodnoúã, koszty jednostkowe, ceny drewna, wynik finansowy Key words: biodiversity, costs per piece, raw wood price, financial results Abstract. During past 200 years forestry changed forest, reducing the number of tree species, cost of timber production and increasing the crop. Process of limitary biodiversity had economical background. Currently we restitute biodiversity and we can ask: how much does it cost? The aim of the study was to compare costs and financial benefits between 7 highly biodiversed Forest Districts and 5 weakly biodversed Forest Districts in Regional Directorate of State Forests Katowice. WSTÆP Ochrona bioróýnorodnoúci w otaczajàcym czùowieka úrodowisku staje siæ koniecznoúcià wynikajàca z jego daleko posuniætej antropomorfizacji. Proces ten prowadzi do zuboýenia biocenoz, bezpowrotnego wymierania taksonów na skutek dziaùalnoúci ludzkiej, odbierajàcej tym organizmom biotopy, w których ýyùy. Omawiane zjawisko dotyczy równieý lasów, które przez minione 150 lat byùy przeksztaùcane w kierunku zwiækszania produkcyjnoúci i obniýania kosztów produkcji. Majàc na wzglædzie wspomniane zaùoýenia leúnicy ograniczali liczbæ gatunków tworzàcych drzewostany oraz eliminowali te, które byùy maùo wydajne, lub których drewno nie znajdowaùo nabywców na rynku. Skoro, zatem proces ograniczania bioróýnorodnoúci w lasach miaù podùoýe ekonomiczne, moýna zadaã pytanie: ile obecnie kosztuje jej zachowanie i ewentualne odtwarzanie oraz jakie wymierne korzyúci materialne przynosi bioróýnorodnoúã? 301

302 CEL PRACY I METODYKA BADAÑ Celem pracy jest wykazanie róýnic w wysokoúci kosztów ponoszonych na zagospodarowanie i ochronæ lasu pomiædzy nadleúnictwami silnie zróýnicowanymi siedliskowo i przyrodniczo oraz maùo zróýnicowanymi w RDLP Katowice. Dodatkowym celem jest porównanie struktury uýytkowania, wielkoúci przychodów ze sprzedaýy drewna, uzyskiwanych cen úrednich oraz osiàganego wyniku finansowego w tych nadleúnictwach. Obiektem badañ byùy nadleúnictwa RDLP w Katowicach. Wybrano 7 nadleúnictw, które na podstawie analizy siedlisk, skùadu gatunkowego i struktury pozyskania uznano za silnie zróýnicowane, zaliczono do tej grupy: Andrychów, Bielsko, Brzeg, Katowice, Prudnik, Suchà Beskidzkà i Ustroñ oraz 5 nadleúnictw, które w oparciu o te same kryteria okreúlono, jako maùo zróýnicowane: Kùobuck, Krasiejów, Lubliniec, Olesno, Zawadzkie. Dokonujàc wyboru nadleúnictw do analizy dàýono do uzyskania dwóch jednolitych i porównywalnych grup jednostek organizacyjnych. W zwiàzku z tym starano siæ tak wybraã nadleúnictwa, aby powierzchnia ogóùem, wielkoúã pozyskania i zrywki, powierzchnie odnowieñ, pielægnacji i ochrony byùy w obu grupach podobne. Dla wybranych jednostek organizacyjnych LP porównano koszty jednostkowe: odnowienia, poprawek, pielægnacji, pozyskania, zrywki oraz koszty ochrony przed owadami, zwierzynà i przeciwpoýarowej w latach Porównano takýe wielkoúã i wartoúã pozyskania ogóùem, strukturæ pozyskania analizujàc wielkoúã i wartoúã pozyskania sortymentów strategicznych, tzn. takich, których sumaryczna wartoúã sprzedaýy wynosi co najmniej 90% wartoúci sprzedaýy drewna ogóùem oraz wielkoúã i wartoúã pozyskania na jeden hektar w latach Dane dotyczàce kosztów pochodzà ze sprawozdañ finansowogospodarczych za lata RDLP w Katowicach z tzw. tabeli kosztów oraz LPIR 1. Informacje na temat wielkoúci i struktury sprzedaýy uzyskano z Analizy sprzedaýy surowca drzewnego wg nadleúnictw wraz ze sprzedaýà wewnætrznà z lat przygotowanej przez Wydziaù Planowania, Analiz i Handlu Drewnem RDLP w Katowicach na podstawie LPIO-9. CHARAKTERYSTYKA SIEDLISKOWA BADANYCH NADLEÚNICTW Nadleúnictwa maùo zróýnicowane charakteryzujà siæ przewagà siedlisk borowych. Dominujàce udziaùy majà odpowiednio: bór mieszany w trzech nadleúnictwach i bór - w dwóch nadleúnictwach. Jednostki uznane za silnie zróýnicowane cechuje wyraêna przewaga siedlisk lasowych, w trzech nadleúnictwach zdecydowanie dominujà takie wùaúnie siedliska, w trzech kolejnych siedliska lasu mieszanego, a tylko w jednym siedliska boru mieszanego. Szczegóùowe dane dotyczàce procentowego udziaùu siedlisk w badanych nadleúnictwach przedstawiono w tabeli 1. Dokonujàc podziaùu nadleúnictw na maùo i silnie zróýnicowane kierowano siæ miædzy innymi skùadem gatunkowym. Za nadleúnictwa o niewielkim 302

303 Tab.1. Siedliskowe typy lasu, powierzchnia i udziaùy procentowe w 12 nadleúnictwach RDLP Katowice Tab.2. Gatunki lasotwórcze i ich udziaùy w 12 nadleúnictwach RDLP Katowice 303

304 304 zróýnicowaniu uznano takie, w których udziaù jednego gatunku osiàgaù lub przekraczaù 90%. We wszystkich analizowanych nadleúnictwach uznanych za maùo zróýnicowane dominujàcym gatunkiem jest sosna, której udziaù wahaù siæ w tych jednostkach od 88,5%-93,2%. Typujàc do analizy nadleúnictwa silnie zróýnicowane poszukiwano takich, które cechowaùy siæ wysokim udziaùem gatunków liúciastych oraz jednoczesnym wystæpowaniem jak najwiækszej iloúci gatunków lasotwórczych w drzewostanie gùównym. Udziaù gatunków liúciastych w badanych nadleúnictwach wahaù siæ od 35, 8%-60, 0%, zaú liczba gatunków lasotwórczych wystæpujàcych w drzewostanie gùównym wynosiùa od 8 do 10. Udziaùy procentowe poszczególnych gatunków lasotwórczych w drzewostanie gùównym w analizowanych nadleúnictwach zawarto w tabeli 2. ANALIZA KOSZTÓW JEDNOSTKOWYCH ODNOWIENIA, PIELÆGNACJI, POZYSKANIA DREWNA I OCHRONY LASU W LATACH Koszty jednostkowe odnowienia i poprawek. Úrednie koszty jednostkowe odnowienia w analizowanym okresie w nadleúnictwach silnie zróýnicowanych wahaùy siæ od 3758,0 zù/ha/rok do 7234,6 zù/ha/rok. Úredni koszt odnowienia 1 ha w tych nadleúnictwach wynosiù 4726,1 zù/rok. W nadleúnictwach maùo zróýnicowanych analizowane koszty zamykaùy siæ w przedziale 2716,2 3461,1 zù/ha/rok, a úredni koszt odnowienia 1 ha wynosiù 3157,3 zù/rok. Analizujàc powyýsze dane moýna stwierdziã, ýe w badanym okresie koszty odnowienia byùy wyýsze w nadleúnictwach o silnie zróýnicowanym skùadzie gatunkowym, zaú úredni koszt odnowienia 1 ha byù wyýszy o 33,2% w porównaniu do nadleúnictw maùo zróýnicowanych. Zredukowane powierzchnie odnowieñ w latach w nadleúnictwach silnie i sùabo zróýnicowanych wynosiùy odpowiednio: 2296 ha i 2950 ha. Úrednie koszty poprawek w badanym okresie w nadleúnictwach silnie zróýnicowanych wynosiùy od 3426,7 zù/ha/rok do 11896,0 zù/ha/rok, zaú úredni koszt wykonania tego zabiegu na powierzchni 1 ha w tej grupie nadleúnictw wynosiù 5303,26 zù/rok. W jednostkach uznanych za maùo zróýnicowane odpowiednie koszty mieúciùy siæ w przedziale 2147,2-3327,6 zù/ha/rok, zaú úredni koszt wykonania poprawek na powierzchni 1 ha wynosiù 2933,80 zù/rok i byù o 44,7% niýszy w porównaniu z kosztem poprawek w grupie nadleúnictw silnie zróýnicowanych. Powierzchnie, na których wykonano poprawki w latach w nadleúnictwach silnie i sùabo zróýnicowanych wynosiùy odpowiednio: 522 ha i 633 ha. Koszty jednostkowe pielægnacji Úrednie koszty pielægnacji w analizowanym okresie w nadleúnictwach zaliczonych do grupy silnie zróýnicowanych wahaùy siæ pomiædzy 314,5 zù/ha/rok, a 464,4 zù/ha/rok. Úredni koszt wykonania pielægnacji 1 ha lasu wynosiù w tej grupie

305 390,52 zù/rok. W nadleúnictwach maùo zróýnicowanych odpowiednie wielkoúci wynosiùy 251,7 zù/ha/rok i 406,0 zù/ha/rok, natomiast úredni koszt pielægnacji 1 ha wynosiù 332,20 zù/rok i byù o 14,9% niýszy w stosunku do analogicznego kosztu w nadleúnictwach silnie zróýnicowanych. Powierzchnie pielægnacji w latach w nadleúnictwach silnie i sùabo zróýnicowanych wynosiùy odpowiednio: ha i ha. Koszty jednostkowe pozyskania i zrywki Úrednie koszty jednostkowe pozyskania w latach w 3 nadleúnictwach uznanych za silnie zróýnicowane wynosiùy od 19,09 zù/m /rok do 3 29,03 zù/m /rok, zaú úredni koszt pozyskania dla wszystkich badanych nadleúnictw 3 w tej grupie wynosiù 21,46 zù/m /rok. W nadleúnictwach niezróýnicowanych 3 3 analogiczne koszty wynosiùy odpowiednio: 14,59 zù/m /rok, 21,15 zù/m /rok oraz koszt úredni dla wszystkich nadleúnictw w badanym okresie 3 17,94 zù/m /rok, który byù o 16,4% niýszy w porównaniu do nadleúnictw silnie zróýnicowanych. Wielkoúã pozyskania w latach w nadleúnictwach silnie 3 3 i sùabo zróýnicowanych wynosiùa odpowiednio: m i m. Úrednie koszty jednostkowe zrywki w analizowanym okresie w 3 nadleúnictwach silnie zróýnicowanych ksztaùtowaùy siæ pomiædzy 11,05 zù/m /rok, 3 a 30,93 zù/m /rok, zaú úredni koszt zrywki w caùym okresie w przeliczeniu na jedno 3 nadleúnictwo wynosiù 21,98 zù/m /rok. W odniesieniu do nadleúnictw maùo 3 3 zróýnicowanych analogiczne koszty osiàgnæùy: 9,23 zù/m /rok, 13,57 zù/m /rok oraz 3 koszt úredni 11,86 zù/m /rok i byù on o 46,0% niýszy w porównaniu z analogicznym, w nadleúnictwach silnie zróýnicowanych. Miàýszoúã zerwanego drewna w latach w nadleúnictwach silnie i sùabo zróýnicowanych 3 3 wynosiùa odpowiednio: m i m. Zestawienie úrednich kosztów jednostkowych odnowienia, pielægnacji, pozyskania i zrywki w latach w badanych nadleúnictwach zawiera tabela 3. Koszty jednostkowe ochrony lasu Úredni jednostkowy koszt ochrony lasu w badanym okresie w nadleúnictwach silnie zróýnicowanych wynosiù 32,57 zù/ha/rok, natomiast w nadleúnictwach maùo zróýnicowanych tylko 30,39 zù/ha/rok, co oznacza, ýe byù o 15,6% niýszy. Analizujàc jednostkowe koszty ochrony moýna jednak wyróýniã nakùady na ochronæ lasu: przed zwierzynà, przed szkodliwymi owadami oraz przeciwpoýarowà. Jednostkowe úrednie koszty ochrony przed zwierzynà w nadleúnictwach silnie zróýnicowanych wyniosùy 16,61 zù/ha/rok, podczas gdy w nadleúnictwach sùabo zróýnicowanych zaledwie 11,35 zù/ha/rok, czyli o 31,7% mniej. Odwrotnà proporcjæ jednostkowych kosztów úrednich odnotowano w odniesieniu do ochrony przed szkodliwymi owadami i przeciwpoýarowej. W obu wymienionych rodzajach ochrony lasu jednostkowe úrednie koszty sà wyýsze w nadleúnictwach maùo zróýnicowanych niý w silnie zróýnicowanych. Wynoszà one 305

306 Tab.3. Úrednie jednostkowe koszty: odnowienia, poprawek, pielægnacji, pozyskania i zrywki uzyskane w latach w 12 nadleúnictwach RDLP Katowic Êródùo:Opracowanie wùasne. Tab.4. Úrednie jednostkowe koszty ochrony lasu w latach w 12 nadleúnictwach RDLP Katowice Êródùo:Opracowanie wùasne. odpowiednio: koszty ochrony przeciwpoýarowej - 5,02 zù/ha/rok (nadleúnictwa silnie zróýnicowane) i 10,17 zù/ha/rok (nadleúnictwa sùabo zróýnicowane) oraz koszty ochrony przed szkodliwymi owadami 6,13 zù/ha/rok (nadleúnictwa silnie zróýnicowane) i 7,60 zù/ha/rok (nadleúnictwa sùabo zróýnicowane). Jednostkowe úrednie koszty ochrony przed szkodliwymi owadami sà zatem o 19,3% wyýsze w nadleúnictwach sùabo zróýnicowanych, zaú koszty ochrony przeciwpoýarowej aý o 50,6%. Naleýy przy tym zaznaczyã, ýe wúród nadleúnictw sùabo zróýnicowanych trzy miaùy pierwszà kategoriæ ppoý., a dwa drugà, natomiast wúród nadleúnictw silnie zróýnicowanych jedno nadleúnictwo miaùo pierwszà kategoriæ ppoý., trzy drugà i trzy trzecià. Zestawienie úrednich kosztów jednostkowych ochrony lasu, przed zwierzynà, owadami i przeciwpoýarowej w latach w badanych nadleúnictwach zawiera tabela

307 ANALIZA WYNIKU FINANSOWEGO Porównanie wyniku finansowego nadleúnictw silnie i sùabo zróýnicowanych moýe byã dokonane dwojako: wykorzystujàc wynik finansowy skorygowany o dopùaty i odpis na Fundusz Leúny oraz wynik finansowy bez dopùat i odpisów na Fundusz Leúny. Porównujàc wynik finansowy skorygowany o Fundusz Tab.5. Wynik finansowy netto skorygowany o odpisy i dopùaty z Funduszu Leúnego w latach w 12 nadleúnictwach RDLP Katowice Êródùo:Oopracowanie wùasne. Tab.6. Wynik finansowy netto bez odpisów i dopùat z Funduszu Leúnego w latach w 12 nadleúnictwach RDLP Katowice Êródùo: Opracowanie wùasne. 307

308 308 Leúny dostrzegamy mniejsze róýnice pomiædzy nadleúnictwami silnie i sùabo zróýnicowanymi przyrodniczo (por. tab. 5 i 6). W nadleúnictwach silnie zróýnicowanych úredni wynik finansowy uzyskany w latach wahaù siæ od 432,50 tys. zù/rok (nadl. Prudnik) do 314,25 tys. zù/rok (nadl. Katowice). W trzech nadleúnictwach byù ujemny, a w czterech dodatni. W grupie nadleúnictw sùabo zróýnicowanych przeciætny wynik finansowy skorygowany o Fundusz Leúny zamykaù siæ w przedziale 55, 80 tys. zù/rok (nadl. Zawadzkie) do 130, 71 tys. zù/rok (nadl. Kùobuck) i tylko w jednym nadleúnictwie byù ujemny. Przeciætny wynik finansowy uzyskany przez nadleúnictwo w grupie silnie zróýnicowanych wyniósù 26, 26 tys. zù/rok, zaú w grupie sùabo zróýnicowanych 63, 35 tys. zù/rok. Analizujàc wynik finansowy nadleúnictw bez uwzglædnienia odpisów i dopùat z Funduszu Leúnego uwagæ zwraca znacznie wiæksza dysproporcja pomiædzy nadleúnictwami silnie (przeciætny wynik finansowy dla wszystkich nadleúnictw wyniósù 149, 07 tys. zù/rok) i sùabo zróýnicowanymi (965, 74 tys. zù/rok). W pierwszej z wymienionych grup úredni wynik finansowy uzyskany w badanym czteroleciu wahaù siæ pomiædzy 3595, 87 tys. zù/rok (nadl. Katowice) i 2071, 56 tys. zù/rok (nadl. Prudnik), przy czym w trzech nadleúnictwach byù on ujemny, a w czterech dodatni. W badanej grupie nadleúnictw sùabo zróýnicowanych wynik finansowy bez odpisów i dopùat z Funduszu Leúnego zamykaù siæ w przedziale 276, 45 tys. zù/rok (nadl. Krasiejów) i 2567, 80 tys. zù/rok (nadl. Kùobuck), z piæciu analizowanych nadleúnictw tylko jedno uzyskaùo w caùym badanym okresie wynik ujemny. Podsumowujàc powyýsze dane moýna stwierdziã, ýe okres badane nadleúnictwa silnie zróýnicowane zamknæùy stratà, natomiast nadleúnictwa sùabo zróýnicowane zyskiem. ANALIZA STRUKTURY I WARTOÚCI SPRZEDAWANEGO DREWNA Liczba sprzedawanych sortymentów strategicznych, tzn. takich, których sumaryczna wartoúã sprzedaýy wynosi co najmniej 90%, zaú sumaryczna masa okoùo 90% zamykaùa siæ w nadleúnictwach silnie zróýnicowanych w przedziale 5-13, podczas gdy w nadleúnictwach sùabo zróýnicowanych wahaùa siæ pomiædzy Úrednia liczba sortymentów strategicznych wynosiùa w grupie nadleúnictw silnie zróýnicowanych 9 sortymentów/nadl., a wúród sùabo zróýnicowanych 6,6 sortymentu/nadl. Peùne zestawienie sortymentów strategicznych sprzedawanych przez badane nadleúnictwa zawiera tab. 7. W strukturze uýytkowania i sprzedaýy w nadleúnictwach silnie zróýnicowanych pojawia siæ znacznie wiæcej gatunków drzew i sortymentów. Czæúciej sà oferowane do sprzedaýy sortymenty cenne. Natomiast w nadleúnictwach sùabo zróýnicowanych liczba gatunków jest znacznie mniejsza i ograniczona niemal wyùàcznie do iglastych. Jedynym oferowanym na rynku sortymentem cennym byùo WB1iglaste Úrednie ceny obliczone dla lat uzyskiwane w nadleúnictwach silnie zróýnicowanych i sùabo zróýnicowanych zawieraùy siæ odpowiednio w

309 3 3 przedziaùach: 121,36-174,70 zù/m oraz 115,65 137,13 zù/m. Uzyskane úrednie ceny dla wszystkich nadleúnictw w badanym okresie wynosiùy: w nadleúnictwach 3 3 silnie zróýnicowanych 153,5 zù/m i w sùabo zróýnicowanych 127,8 zù/m. Zatem úrednia cena uzyskiwana w nadleúnictwach silnie zróýnicowanych byùa o 16,7% wyýsza niý w sùabo zróýnicowanych. Úrednie ceny uzyskiwane w poszczególnych sortymentach w nadleúnictwach silnie zróýnicowanych sà na ogóù wyýsze niý w nadleúnictwach sùabo zróýnicowanych. Sumaryczne wielkoúci sprzedaýy w ujæciu iloúciowym i wartoúciowym w latach w badanych nadleúnictwach wynosiùy odpowiednio: nadleúnictwa silnie 3 zróýnicowane ,69 m i , 44 zù oraz nadleúnictwa sùabo 3 zróýnicowane ,49 m i ,81 zù. Peùne zestawienie wielkoúci i wartoúci sprzedaýy drewna oraz uzyskanych cen úrednich w latach w badanych nadleúnictwach zawarto w tabeli 7. Tab.7. Sortymenty strategiczne, wielkoúã i wartoúã sprzedaýy drewna oraz uzyskane ceny úrednie w latach w 12 nadleúnictwach RDLP Katowice Êródùo: Opracowanie wùasne. 309

310 310 DYSKUSJA I WNIOSKI Dokonujàc porównania uzyskanych wyników z konkluzjami wysnutymi przez innych autorów prowadzàcych podobne badania naleýy podkreúliã duýà zbieýnoúã uzyskiwanych rezultatów. W badaniach przeprowadzonych przez Gluræ i Moliñskiego [2003] przeciætne ùàczne koszty prowadzenia upraw byùy znacznie wyýsze na siedlisku LMúw niý Búw. Wedùug Kocela i Kirstena [1998] w pracach hodowlanych nastæpuje spadek kosztów jednostkowych odnowieñ, poprawek i uzupeùnieñ wraz ze wzrostem udziaùu sosny i modrzewia, natomiast wzrost udziaùu pozostaùych gatunków iglastych (zwùaszcza úwierka) oraz liúciastych powoduje wzrost kosztów realizacji tych zadañ. Ci sami autorzy [1998] stwierdzili, ýe jednostkowe koszty prac z zakresu pozyskania drewna spadajà wraz ze wzrostem udziaùu sortymentów iglastych oraz duýy udziaù sortymentów liúciastych takich, jak papierówka, drewno okleinowe, a zwùaszcza drewno tartaczne powoduje wzrost kosztów pozyskania i zrywki. Jednoczeúnie na jednostkowe koszty pozyskania drewna wpùywa struktura pozyskiwanych sortymentów drzewnych. Cytowane wyniki badañ potwierdzajà zatem generowanie wyýszych kosztów odnowienia, poprawek, uzupeùnieñ, pozyskania i zrywki wraz ze wzrostem udziaùu gatunków liúciastych, poprawà jakoúci siedliska i wzrostem bioróýnorodnoúci. Przeprowadzone badania i uzyskane wyniki pozwalajà na wysuniæcie nastæpujàcych wniosków: 1. jednostkowe koszty odnowienia sà wyýsze w nadleúnictwach silnie zróýnicowanych przyrodniczo, co moýna czæúciowo uzasadniã koniecznoúcià wprowadzania wiækszej liczby gatunków i wynikajàcymi z tego faktu trudnoúciami organizacyjnymi oraz wiækszà pracochùonnoúcià, 2. koszty jednostkowe poprawek sà znacznie wyýsze w nadleúnictwach silnie zróýnicowanych przyrodniczo, 3. koszty jednostkowe pielægnacji sà wyýsze w nadleúnictwach silnie zróýnicowanych przyrodniczo, 4. koszty jednostkowe pozyskania sà wyýsze w nadleúnictwach zróýnicowanych przyrodniczo, zaú koszty zrywki sà znaczàco wyýsze w porównaniu do nadleúnictw maùo zróýnicowanych, jednak naleýy zauwaýyã, ýe w badanej próbie nadleúnictw silnie zróýnicowanych byùy jednostki z terenów podgórskich, co niewàtpliwie wpùynæùo na uzyskane wyniki dotyczàce jednostkowych kosztów pozyskania i zrywki, zawyýajàc je, 5. koszty jednostkowe ochrony lasu sà wyýsze w nadleúnictwach silnie zróýnicowanych, podobna prawidùowoúã dotyczy kosztów jednostkowych ochrony przed zwierzynà, przy czym naleýy uznaã nadleúnictwa silnie zróýnicowane przyrodniczo za potencjalnie bardziej przydatne do prowadzenia gospodarki ùowieckiej ze wzglædu na zasobnoúã bazy pokarmowej, co z kolei uzasadnia wyýsze koszty jednostkowe ochrony przed zwierzynà, 6. koszty jednostkowe ochrony przed owadami sà niýsze w nadleúnictwach zróýnicowanych przyrodniczo, a koszty jednostkowe ochrony przeciwpoýarowej sà

311 znacznie niýsze niý w nadleúnictwach sùabo zróýnicowanych, zatem naleýy uznaã nadleúnictwa silnie zróýnicowane przyrodniczo za znacznie odporniejsze na wystæpowanie klæsk poýarów i gradacji szkodliwych owadów, 7. nadleúnictwa silnie zróýnicowane przyrodniczo posiadajà znacznie bogatszà ofertæ sprzedaýy zarówno w zakresie iloúci gatunków, jak i liczby sortymentów, co pozwala na przyciàgniæcie wiækszej rzeszy zróýnicowanych klientów, obsùugæ wiækszej iloúci segmentów nabywców i w konsekwencji mniejsze odczuwanie ewentualnej dekoniunktury na rynku drzewnym, 8. nadleúnictwa silnie zróýnicowane przyrodniczo osiàgajà znaczàco wyýsze ceny úrednie, 9. mimo osiàgania wyýszych cen úrednich nadleúnictwa silnie zróýnicowane osiàgajà znacznie gorszy wynik finansowy wynikajàcy z wysokich kosztów dziaùalnoúci podstawowej i wymagajà wspomagania ze úrodków Funduszu Leúnego. Podsumowujàc moýna stwierdziã, ýe prawie wszystkie analizowane koszty jednostkowe, tzn.: odnowienia, poprawek, pielægnacji, pozyskania, zrywki, ochrony lasu i ochrony przed zwierzynà byùy wyýsze w nadleúnictwach silnie zróýnicowanych przyrodniczo niý w nadleúnictwach sùabo zróýnicowanych. Jedynie jednostkowe koszty ochrony przed owadami i przeciwpoýarowej byùy niýsze w nadleúnictwach silnie zróýnicowanych, co pozwala na uznanie ich za mniej zagroýone tymi klæskami niý nadleúnictwa sùabo zróýnicowane przyrodniczo. Kolejnym atutem, jaki daje bioróýnorodnoúã drzewostanów nadleúnictwa jest poszerzenie oferty produktów drzewnych i uzyskiwanie znaczàco wyýszych cen úrednich. Zatem ponoszàc wyýsze koszty uzyskujemy odporniejszy las, stabilniejszy ekosystem wobec klæsk biotycznych i abiotycznych oraz bardziej konkurencyjne, dziæki bogactwu oferty i osiàganiu wyýszych cen na sprzedawane drewno, gospodarstwo leúne. LITERATURA Glura J., Moliñski K.(2003), Zastosowanie metody dyskontowania do porównania kosztów upraw leúnych, Sylwan nr 7, ss Kocel J., Kirsten B. (1998), Grupowanie nadleúnictw (czæúã II pod wzglædem zbliýonej struktury sortymentowej drewna pozyskanego w 1996 roku), Gùos Lasu, nr 4, ss Kocel J., Kirsten B. (1998), Grupowanie nadleúnictw (czæúã II pod wzglædem zbliýonej struktury gatunków panujàcych), Gùos Lasu, nr 5, ss STRESZCZENIE Gospodarka leúna prowadzona przez czùowieka przez 200 lat przeksztaùcaùa lasy, majàc na celu zwiækszanie ich produkcyjnoúci i obniýania kosztów produkcji. Ograniczano, zatem liczbæ gatunków tworzàcych drzewostany oraz eliminowana te, które byùy maùo wydajne, lub, których drewno nie znajdowaùo nabywców na rynku. Skoro proces ograniczania bioróýnorodnoúci w lasach miaù podùoýe ekonomiczne, moýna zadaã pytanie ile obecnie kosztuje jej zachowanie i ewentualne odtwarzanie oraz jakie wymierne korzyúci 311

312 312 materialne przynosi róýnorodnoúã przyrodnicza? Celem pracy byùo: wykazanie róýnic w wysokoúci kosztów ponoszonych na zagospodarowanie i ochronæ lasu; porównanie struktury uýytkowania, wielkoúci przychodów ze sprzedaýy drewna, uzyskiwanych cen úrednich i osiàganego wyniku finansowego pomiædzy nadleúnictwami silnie zróýnicowanymi siedliskowo i przyrodniczo oraz maùo zróýnicowanymi w RDLP Katowice. Obiektem badañ byùo 7 nadleúnictw, które na podstawie analizy siedlisk, skùadu gatunkowego i struktury pozyskania uznano za silnie zróýnicowane oraz 5 nadleúnictw maùo zróýnicowanych. Dla wybranych jednostek organizacyjnych LP porównano koszty jednostkowe: odnowienia, poprawek, pielægnacji, pozyskania, zrywki, oraz koszty ochrony przed owadami, zwierzynà i przeciwpoýarowej. Zestawiono takýe wielkoúã i wartoúã pozyskania ogóùem, strukturæ pozyskania analizujàc wielkoúã i wartoúã pozyskanych sortymentów strategicznych, tzn. takich, których sumaryczna wartoúã sprzedaýy wynosiùa, co najmniej 90% wartoúci sprzedaýy drewna ogóùem oraz wielkoúã i wartoúã pozyskania na jeden hektar. Dane pochodziùy z lat Przeprowadzone badania pozwoliùy na stwierdzenie, ýe jednostkowe koszty odnowienia, poprawek, pielægnacji, pozyskania, ochrony przed zwierzynà sà wyýsze w nadleúnictwach silnie zróýnicowanych przyrodniczo. Tylko koszty jednostkowe ochrony przeciwpoýarowej i przed owadami sà niýsze w tej samej grupie jednostek organizacyjnych Lasów Pañstwowych. Ponadto nadleúnictwa silnie zróýnicowane przyrodniczo posiadajà znacznie bogatszà ofertæ sprzedaýy zarówno w zakresie iloúci gatunków jak i liczby sortymentów, co pozwana na przyciàgniæcie wiækszej rzeszy zróýnicowanych klientów, obsùugæ wiækszej iloúci segmentów nabywców i w konsekwencji mniejsze odczuwanie ewentualnej dekoniunktury na rynku drzewnym. Jednak mimo osiàgania znaczàco wyýszych úrednich cen surowca drzewnego nadleúnictwa silnie zróýnicowane osiàgajà znacznie gorszy wynik finansowy wynikajàcy z wysokich kosztów dziaùalnoúci podstawowej i wymagajà wspomagania ze úrodków Funduszu Leúnego. Moýna, zatem wysnuã konkluzjæ, ýe przywracanie i utrzymywanie róýnorodnoúci przyrodniczej w lesie wiàýe siæ z koniecznoúcià ponoszenia znacznych nakùadów finansowych, których nie rekompensujà przychody ze sprzedaýy drewna SUMMARY Forestry created by man during past 200 years changed forests. The aim of that activity was to increase productivity and reduce cost. The number of tree species was delimited. Species having low productivity or such, which wood had low demand were excluded. Process of delimitation forest biodiversity had economical backgrounds. Currently, restituting biodiversity, we can ask two questions: how much it costs and what economic benefits it gives. The aim of the study weas to show differences in costs per piece of silviculture, forest protection, harvesting, average prices of raw wood and financial result between forest inspectorates highly and weakly biodiverse in Regional Directorate of State Forests Katowice Object of the research were 7 forest inspectorates highly diverse and 5 forest inspectorates weakly diverse. Areas of both groups were similar. Costs per piece of reforestation, silviculture, harvesting, transportation, forest protection and financial result in selected groups of forest inspectorates were compared. Amount and structure of harvested

313 wood were matched as well. Data was collected for the period between 1999 and2002. The carried out study states that costs per piece of reforestation, silviculture, harvesting, and protection before game were significantly higher in highly diverse Forest Districts. Only costs per piece of fire and insects protection were higher in weakly diverse Forest Districts. The offer of wood assortment was richer as well as average timber price was higher in highly diverse Forest Districts. Financial results in weakly diverse Forest Districts were higher, in the second group it was under zero. Unfortunately, higher incomes do not cover expenses and highly diverse Forest Districts in investigated area need financial support from the Forest Fund. Main conclusion is to restore and hold biodiversity in forest needs expenses, which is not covered by income from the wood sold. 313

314 Ewa Referowska-Chodak Szkoùa Gùówna Gospodarstwa Wiejskiego w Warszawie 314 WPÙYW SYSTEMÓW CERTYFIKACJI FSC I PEFC NA OCHRONÆ PRZYRODY W POLSKICH LASACH THE INFLUENCE OF FSC AND PEFC CERTIFICATION SYSTEMS N THE NATURE PROTECTION IN POLISH FORESTS Sùowa kluczowe: system certyfikacji FSC, system certyfikacji PEFC, ochrona przyrody, prawo, polskie lasy Key words: FSC certification system, PEFC certification system, nature protection, law, Polish forests Abstract. This paper gives an analysis of documents relative to the FSC and PEFC certification systems, which are in force in Poland. It provides a study of their references to the international and national nature protection law. The following questions have been considered inter alia: the knowledge of this law, the presence of various nature protection forms and protected natural habitats, Othe monitoring of nature, the introduction of alien species and genetically modified organisms. Both FSC and PEFC systems have a lot of detailed references to nature protection in forests, which are not described in Polish Nature Protection Act [2004]. These details are considered in others laws and documents, e.g. Forests Act [1991]. WSTÆP Systemy certyfikacji gospodarki leúnej sùuýà kontroli i potwierdzeniu faktu, ýe sposób zarzàdzania lasami i korzystania z ich dóbr jest prawidùowy, uwzglædniajàcy takýe potrzeby ochrony leúnej przyrody. Obejmujà one stopniowo coraz wiækszà powierzchniæ lasów na kuli ziemskiej. W przypadku polskich lasów szczególne znaczenie majà systemy FSC (Forest Stewardship Council) i PEFC (Programme of the Endorsement of Forest Certification Schemes), przy czym FSC juý funkcjonuje, a PEFC jest dopiero wdraýany. System FSC dziaùa na úwiecie od 1993 r., popularyzujàc model gospodarki leúnej, która równorzædnie uwzglædnia aspekty ekonomiczne, spoùeczne i przyrodnicze lasów i leúnictwa [Sawicka i Knysak 2006]. Tym systemem certyfikacji objætych jest obecnie na úwiecie okoùo 133 mln ha lasów [ Najnowsza polska wersja zasad certyfikacji zostaùa zatwierdzona w paêdzierniku 2009 r. [Zasady, Kryteria i Wskaêniki ; System PEFC jest nieco mùodszy, funkcjonuje od 1999 r. Opiera siæ na Konwencji o róýnorodnoúci biologicznej [ ] oraz na dokumentach Ministerialnych Konferencji Ochrony Lasów w Europie [Oktaba 2008]. Certyfikatem PEFC objætych jest

315 obecnie ok. 225 mln ha lasów [ Polska wersja kryteriów i wskaêników systemu PEFC zostaùa zatwierdzona w 2005 r. [Polskie Kryteria i Wskaêniki ]. Systemy certyfikacji sà dobrowolne. Jednak ze wzglædu na to, ýe wúród odbiorców drewna w coraz wiækszym stopniu zwracana jest uwaga na pochodzenie drewna w sensie wùaúciwie zagospodarowanych lasów istnieje swoista presja wúród zarzàdców lasów na poddawanie siæ procesowi certyfikacji. W niniejszej pracy przeanalizowano relacje miædzy wymogami systemów FSC i PEFC a podstawowym prawem ochrony przyrody w Polsce. Uýyte w dalszym tekúcie skróty oznaczajà: K kryterium, Z zasada (ZK zasada kierunkowa), W wskaênik (WW Wskaênik Wymierny, WO Wskaênik Opisowy), ich numeracja jest zgodna z oryginalnymi dokumentami [PEFC Polskie Kryteria i Wskaêniki ; FSC Zasady, Kryteria i Wskaêniki ; FSC Kryteria wyznaczania Lasów ]. WPÙYW SYSTEMÓW CERTYFIKACJI NA OCHRONÆ PRZYRODY W LASACH Przestrzeganie obowiàzujàcego prawa Ochrona przyrody w Polsce regulowana jest przez liczne akty prawne, zarówno krajowe, jak i miædzynarodowe (konwencje, porozumienia, dyrektywy), które zostaùy przez Polskæ przyjæte i wdroýone do prawa krajowego. Z najwaýniejszych naleýy wymieniã Ustawæ o ochronie przyrody [2004], akty prawne wykonawcze do niej, Ustawæ o udostæpnianiu informacji o úrodowisku i jego ochronie, udziale spoùeczeñstwa w ochronie úrodowiska oraz o ocenach oddziaùywania na úrodowisko [2008], a z prawa miædzynarodowego: Konwencjæ Ramsarskà [1978], Waszyngtoñskà [ ], Berneñskà [1996], z Rio de Janeiro [ ], z Aarhus [2003a], Boñskà [2003b] wraz z Porozumieniem EUROBATS [1999], Konwencjæ Helsiñskà [2000], Paryskà [1976], Europejskà Konwencjæ Krajobrazowà [2006], a takýe prawo unijne: Dyrektywæ Ptasià i Dyrektywæ Siedliskowà [Liro i Dyduch-Falniowska 1999]. Oba systemy certyfikacji zobowiàzujà zarzàdców lasów do ich przestrzegania [Polskie Kryteria i Wskaêniki rozdz. 2; Zasady, Kryteria i Wskaêniki W1.1.1, W.1.3.2, Zaùàcznik II], zatem w tym przypadku istnieje peùna zgodnoúã pomiædzy wymogami systemów a wymogami prawa ochrony przyrody. Zaùàczone listy aktów prawnych sà w róýnym stopniu kompletne wiæcej ich wymienia system FSC, przy czym oba systemy nie odnoszà siæ, np. do Europejskiej Konwencji Krajobrazowej [2006]. Jednak przy ogólnym zaùoýeniu, ýe prawo ochrony przyrody powinno byã respektowane, kompletnoúã wspomnianych wykazów nie ma wiækszego znaczenia. Waýnà jest raczej dostæpnoúã i znajomoúã tego prawa u zarzàdzajàcych lasami i ich pracowników, do czego odnoszà siæ oba opisywane systemy (bezpoúrednio FSC W1.1.2, W1.3.1, poúrednio PEFC poprzez system nauczania/doskonalenia zawodowego KIII.WO5 i KVI.WO3). 315

316 316 Ustawa o ochronie przyrody [2004] przewiduje moýliwoúã tworzenia dziesiæciu form ochrony przyrody, z czego osiem ma charakter obszarowy (parki narodowe, rezerwaty przyrody, parki krajobrazowe, obszary chronionego krajobrazu, obszary Natura 2000, uýytki ekologiczne, stanowiska dokumentacyjne przyrody nieoýywionej i zespoùy przyrodniczo-krajobrazowe), jedna najczæúciej charakter obiektowy, jednostkowy (pomniki przyrody) i jedna charakter mieszany, punktowy lub obszarowy (ochrona gatunkowa z uwzglædnieniem stref ochronnych). Obszarowa ochrona przyrody Do obszarowych form ochrony przyrody w wiækszym stopniu odnosi siæ system certyfikacji PEFC [wskaênik KIV.WW32 Polskie Kryteria i Wskaêniki ]. Zaleca on gromadzenie informacji o powierzchni: leúnej w parkach narodowych, parkach krajobrazowych i na obszarach chronionego krajobrazu bàdê ogólnej obszarów Natura 2000 i rezerwatów przyrody (tu dodatkowo wyodræbniona powierzchnia pod ochronà úcisùà). Pozostaùe formy ochrony obszarowej (uýytki ekologiczne, stanowiska dokumentacyjne przyrody nieoýywionej i zespoùy przyrodniczo-krajobrazowe) sà uwzglædnione tylko zbiorczo w ramach pierwszej czæúci tego wskaênika, mówiàcej o powierzchni leúnej objætej powierzchniowà formà ochrony. System FSC ma niewiele bezpoúrednich odniesieñ do polskich obszarów chronionych. Jedynie niektóre z nich zawarte sà w opisach wybranych kategorii Lasów o szczególnych walorach przyrodniczych (HCVF High Conservation Value Forests): HCVF1.1 lasy w parkach narodowych, rezerwatach przyrody i parkach krajobrazowych, wybrane obiekty kategorii HCVF1.2 i HCVF2 (gatunki) oraz HCVF3 (siedliska) obszary Natura 2000 [Kryteria wyznaczania Lasów ]. Brakuje zatem odniesieñ do obszarów chronionego krajobrazu, uýytków ekologicznych, stanowisk dokumentacyjnych przyrody nieoýywionej i zespoùów przyrodniczo-krajobrazowych. Mimo ýe istnieje adnotacja, ýe plan urzàdzenia lasu oraz dokumentacja pomocnicza powinny obejmowaã mapy opisujàce, m.in. obszary chronione, to nie jest sprecyzowane, czy chodzi o obszary chronione w systemie FSC czy w systemie krajowym [W7.1.2.f Zasady, Kryteria i Wskaêniki ]. Czy omawiane systemy certyfikacji wpùywajà na sposób ochrony wymienionych obiektów? Otóý system PEFC nie ingeruje w zasady ochrony stwierdzajàc, ýe certyfikowane jednostki powinny braã udziaù w opracowaniu zasad i instrukcji zapewniajàcych uwzglædnianie w planach zagospodarowania lasu wszelkich dziaùañ przewidzianych w planach ochrony przyrody (PEFC KIV.WO2), zatem pod tym wzglædem jest zbieýny z przepisami Ustawy o ochronie przyrody [2004 np. art i 105.5]. Naleýy mieã jednak úwiadomoúã, ýe przeciætna certyfikowana jednostka nie bædzie w stanie wykazaã tego typu dziaùalnoúci przy kaýdym audycie, gdyý modyfikacje prawa ochrony przyrody, a z

317 nimi konsultacje spoùeczne, nie zachodzà na co dzieñ. Podobnie jak w przypadku nowych wersji podstawowych dokumentów dla leúnictwa, np. Instrukcji Urzàdzania Lasu czy Instrukcji Ochrony Lasu. System FSC stwierdza podobnie, ýe zarzàdcy lasów majà realizowaã obowiàzujàce plany ochrony (W6.2.1, poúrednio W6.4.1, W6.4.5). Jednoczeúnie system FSC w ostatnim wymienionym wskaêniku (W6.4.5) nie zezwala na utrzymywanie istniejàcych systemów odwadniajàcych w obszarach chronionych, chyba ýe wynika to z planu ochrony danego obszaru. Jest to zapis, który wykracza poza regulacje zawarte w Ustawie o ochronie przyrody [2004]. Mówi ona bowiem wyùàcznie o zakazie zmian stosunków wodnych, jeúli zmiany te nie sùuýà przyrodzie (parki narodowe i rezerwaty przyrody art , strefy ochrony gatunków art ) lub dodatkowo, jeúli nie wynikajà z racjonalnej gospodarki rolnej, leúnej, wodnej lub rybackiej (parki krajobrazowe art , obszary chronionego krajobrazu art , pomniki przyrody, stanowiska dokumentacyjne, uýytki ekologiczne, zespoùy przyrodniczokrajobrazowe art ). Jak juý wczeúniej wspomniano, w systemie FSC czæúã lasów poùoýonych w granicach obszarowych form ochrony przyrody, ma przypisane róýne kategorie lasów o szczególnych walorach przyrodniczych HCVF. Dotyczy to lasów w parkach narodowych, rezerwatach przyrody, parkach krajobrazowych i obszarach Natura System FSC wymaga, ýeby konsultowaã z zainteresowanymi (np. lokalne spoùecznoúci, przedstawiciele przyrodniczych organizacji pozarzàdowych) dziaùania gospodarcze, mogàce wpùynàã na wartoúã tych lasów (W9.2.3), a takýe ýeby unikaã dziaùañ, które mogùyby spowodowaã utratæ tej wartoúci (W9.3.3). W sytuacji, kiedy las HCVF pokrywa siæ z obszarem chronionym, takie sformuùowania wykraczajà poza zapisy Ustawy o ochronie przyrody [2004], która wyraênie stwierdza, ýe tego typu rozstrzygniæcia powinny byã zawarte w planie ochrony takiego obszaru. Tymczasem w tekúcie Zasady 9 systemu FSC nie ma ýadnego odniesienia do priorytetu/wyýszoúci oficjalnego planu ochrony w stosunku do ustaleñ lokalnych spoùecznoúci czy organizacji przyrodniczych. Ochrona pomników przyrody i ochrona gatunkowa Kolejne formy ochrony przyrody, tworzone na podstawie Ustawy o ochronie przyrody [2004], to pomniki przyrody i ochrona gatunkowa roúlin, zwierzàt i grzybów. Do pomników przyrody odnosi siæ wyùàcznie system PEFC [KIV.WW33 Polskie Kryteria i Wskaêniki ], który kontroluje ewidencjæ tych obiektów, natomiast nie ingeruje w zasady ich ochrony. Ochrona gatunkowa obejmuje gatunki rzadkie, endemiczne, zagroýone wyginiæciem [Gùowaciñski red. 2002, Mirek i in. red. 2006] oraz te, które sà na listach Konwencji Waszyngtoñskiej [ ], Boñskiej [2003b] czy Berneñskiej [1996]. Zasady tej ochrony zawarte sà w Ustawie o ochronie przyrody [2004], a takýe w Ustawie o zapobieganiu szkodom w úrodowisku i ich naprawie [2007], jednak zgodnie z art przepisów tej ostatniej nie stosuje siæ do gospodarki leúnej prowadzonej zgodnie z zasadami trwale zrównowaýonej 317

318 318 gospodarki leúnej [Ustawa o lasach 1991]. Ochrona gatunkowa znajduje swoje odzwierciedlenie w obu opisywanych systemach certyfikacji. System certyfikacji PEFC wymaga utrzymywania wykazów zinwentaryzowanych chronionych gatunków fauny i flory (KIV.WW34) oraz uwzglædniania w planach urzàdzenia lasu potrzeby ochrony ich stanowisk i ýywotnych populacji (KIV.WO2). System FSC zaleca takie prace (katalogowanie, kartowanie, realizacja obowiàzujàcych planów ochrony) zarówno w stosunku do gatunków chronionych, jak i tych zamieszczonych w czerwonej ksiædze gatunków zagroýonych (W6.2.1, W6.2.4, K7.1). Dodatkowo wymaga opracowania dla pracowników terenowych odpowiednich wytycznych, okreúlajàcych, m.in. zasady ochrony stanowisk wspomnianych gatunków podczas prowadzenia prac leúnych (W6.5.3). Ustawa o ochronie przyrody [2004] okreúla szereg ograniczeñ w dziaùalnoúci czùowieka, podyktowanych potrzebà ochrony gatunków roúlin, grzybów i zwierzàt (art. 51 i 52), w tym ich stanowisk, podczas, m.in. prowadzenia prac leúnych. Jednak nie narzuca zarzàdcom lasów koniecznoúci rejestrowania tych stanowisk. Mówi jedynie, ýe gromadzenie dokumentacji dotyczàcej stanowisk chronionych gatunków powinno pozostawaã w gestii regionalnych dyrektorów ochrony úrodowiska (art ). W praktyce, aby wùaúciwie wywiàzaã siæ z obowiàzku ochrony miejsc wystæpowania cennych gatunków, zarzàdcy lasów wykonujà na wùasny koszt ich inwentaryzacje [w ramach sporzàdzanego planu urzàdzenia lasu, w tym programu ochrony przyrody w nadleúnictwie Instrukcja i 34f; Instrukcja Urzàdzania Lasu 2003]. Realizuje to zatem zapisy systemów certyfikacji FSC i PEFC odnoúnie gatunków chronionych, ale jednoczeúnie wychodzi poza zapisy Ustawy o ochronie przyrody [2004]. Jak juý wczeúniej wspomniano, system FSC zaleca dziaùania inwentaryzacyjne i ochronæ stanowisk równieý w stosunku do gatunków zamieszczonych w czerwonej ksiædze gatunków zagroýonych. Sà to po czæúci gatunki, które nie figurujà na listach gatunków chronionych, a zatem oficjalnie nie dotyczà ich przypisane takim gatunkom zakazy zawarte w Ustawie o ochronie przyrody [2004]. Zatem ten zapis systemu FSC w jeszcze wiækszym stopniu wychodzi poza standard okreúlony we wspomnianej Ustawie. Koniecznoúã podjæcia dziaùañ na rzecz gatunków zagroýonych objætych ochronà gatunkowà (czyli nie wszystkich gatunków z czerwonych ksiàg!) spoczywa na organach ochrony przyrody (art. 60.1), a zatem ministrze do spraw úrodowiska, Generalnym Dyrektorze Ochrony Úrodowiska, wojewodzie, regionalnym dyrektorze ochrony úrodowiska, staroúcie oraz wójcie, burmistrzu i prezydencie miasta (art. 91). Nie ma zatem na tej liúcie osób i instytucji, które bezpoúrednio zarzàdzajà lasami. Ustawa o ochronie przyrody [2004] zaznacza jednak, ýe gospodarowanie zasobami dziko wystæpujàcych roúlin, zwierzàt i grzybów (a zatem takýe gospodarka leúna) powinno stwarzaã warunki dla rozwoju gatunków zagroýonych wyginiæciem (art ). Jednak specjalne dziaùania ochronne, podejmowane samodzielnie przez zarzàdców lasów na rzecz gatunków chronionych i/lub zagroýonych, sà elementem wykraczajàcym poza obowiàzujàce zapisy prawne w tym zakresie (np. wolierowa hodowla gùuszca w Nadleúnictwie

319 Wisùa). Istnieje natomiast moýliwoúã realizowania przez zarzàdców lasów (konkretnie Lasy Pañstwowe) specjalnych zadañ zleconych przez administracjæ rzàdowà na rzecz chronionych gatunków roúlin i zwierzàt, co powinno byã podparte przyznaniem odpowiedniej finansowej dotacji na ten cel [Ustawa o lasach 1991 art. 54.5]. Warto w tym miejscu zauwaýyã, ýe zarówno przytoczony zapis Ustawy o lasach [1991], jak i aktualne sformuùowanie w systemie PEFC, pomijajà chronione gatunki grzybów [Rozporzàdzenie a]. System certyfikacji FSC zwraca uwagæ na koniecznoúã takiej realizacji czynnoúci gospodarczych, która nie spowoduje znacznych zniszczeñ wystæpujàcych gatunków, w tym stanowisk tych chronionych (W5.3.2, W6.1.2, W6.2.4 i W6.5.3). System FSC zawiera takýe moýliwoúã zabezpieczania ostoi zagroýonych i ginàcych gatunków (z koniecznoúcià wyznaczania stref ochronnych, jeúli wymaga tego gatunek) w ramach systemu Lasów o szczególnej wartoúci [W9.1.1, W9.1.2, W9.1.3; Kryteria wyznaczania Lasów ]. Chodzi tu o kategoriæ HCVF1.2: Ostoje zagroýonych i ginàcych gatunków. Dotyczy to gatunków z czerwonych list oraz z zaùàczników Dyrektyw: Siedliskowej (zaù. II lub IV) i Ptasiej (zaù. I). Tak jak to juý przedstawiono w punkcie 2.2 niniejszego opracowania, obecnoúã takich lasów zobowiàzuje ich zarzàdców do konsultowania z zainteresowanymi stronami dziaùañ gospodarczych, mogàcych wpùynàã na wartoúã tych lasów (W9.2.3), a takýe do unikania dziaùañ, które mogùyby spowodowaã utratæ tej wartoúci (W9.3.3). Te zapisy (szczególnie pierwszy) mogà stanowiã swego rodzaju ingerencjæ w istniejàce prawo ochrony przyrody w sytuacji, gdy jest w danym lesie HCVF1.2 wyznaczona strefa ochronna gatunku na podstawie rozporzàdzeñ Ministra Úrodowiska dotyczàcych chronionych grzybów [2004a], roúlin [2004b] lub zwierzàt [2004c]. Ustawa o ochronie przyrody [2004] jasno okreúla zasady funkcjonowania takiej strefy, w tym równieý fakt, ýe dziaùania leúne powinny byã podejmowane po uzyskaniu zgody regionalnego dyrektora ochrony úrodowiska (art. 60.6). Zatem w tym przypadku konsultacje ze spoùeczeñstwem nie powinny mieã decydujàcego wpùywu, a ewentualnà szkodliwoúã dla przyrody prac leúnych powinien oceniaã powoùany do tego organ. Wspóùczesna definicja ochrony gatunkowej obejmuje nie tylko okazy i ostoje wybranych gatunków, ale takýe ich siedliska [Ustawa o ochronie przyrody 2004 art ]. System PEFC zwraca uwagæ na úrodowiska wystæpowania gatunków naraýonych, zagroýonych, endemicznych i chronionych, zalecajàc ich inwentaryzacjæ i kartowanie (KIV.ZKb). Pozwala zatem na efektywnà realizacjæ zapisów Ustawy o ochronie przyrody [2004], bowiem trudno jest chroniã coú, co nie jest rozpoznane. Ponadto wykracza poza te zapisy w przypadku gatunków zagroýonych nie bædàcych jednoczeúnie gatunkami chronionymi. System FSC ogranicza siæ do wspomnianych wczeúniej stanowisk gatunków chronionych i zagroýonych (W6.2.1, W6.2.4), bez rozszerzenia tego okreúlenia na siedliska/úrodowiska tych gatunków. Podobnie jest w przypadku wspomnianej wczeúniej kategorii HCVF1.2 Lasów o szczególnych walorach przyrodniczych 319

320 320 Ostoje zagroýonych i ginàcych gatunków [Kryteria wyznaczania Lasów ]. Waýnym aspektem ochrony gatunków jest zabezpieczanie korytarzy ekologicznych i szlaków migracji, na co zwracajà uwagæ liczne dokumenty miædzynarodowe i krajowe [Konwencja o ochronie dzikiej flory art. 4.3, art. 10; Konwencja o ochronie wædrownych gatunków b art. III.4.b, V.5; Liro i Dyduch-Falniowska 1999; Krajowa Strategia Ochrony Karta Zadania nr 16-18, 38, 44-45, 47, 49, 86]. Ustawa o ochronie przyrody [2004] desygnuje obszary chronionego krajobrazu do roli korytarzy ekologicznych (art. 23.1), a takýe przewiduje moýliwoúã dziaùañ na rzecz utrzymania korytarzy ekologicznych pomiædzy obszarami Natura 2000, czyli spójnoúci tej sieci (art , , ). Uwzglædniajàc przedstawione potrzeby, system certyfikacji PEFC zaleca takie planowanie i realizacjæ infrastruktury transportowej i podziaùu przestrzennego, które bædà minimalizowaùy podziaùy zasiægu wystæpowania kluczowych gatunków, dróg ich migracji i obszarów zasiedlenia zwierzàt (KIV.ZKg). Dodatkowo odnosi siæ do uczestnictwa certyfikowanej jednostki w krajowym lub regionalnym (gminnym) programie zwiækszania lesistoúci i zadrzewieñ [KI.WO5, Krajowy Program Zwiækszania Lesistoúci ], co ma pozytywne przeùoýenie na ksztaùtowanie i ochronæ korytarzy ekologicznych [Krajowa Strategia Ochrony np. Karta zadania nr 45 i 49]. System FSC wymaga stworzenia dla pracowników terenowych wytycznych, które pozwolà zmniejszyã negatywne wpùywy gospodarki leúnej w przypadku szlaków zrywkowych i dróg, ale nie jest jasno sprecyzowane, czy majà byã w tym uwzglædnione potencjalne kolizje tych obiektów ze szlakami migracji czy obszarami zasiedlenia gatunków (W6.5.3). Zarówno w stosunku do gatunków chronionych, jak i wszelkich innych, nie moýe mieã miejsca nielegalne ich pozyskiwanie [Ustawa o ochronie przyrody 2004 art i 125, Ustawa Prawo ùowieckie 1995 art. 4.3]. Jest to przedmiotem zainteresowania systemu certyfikacji FSC (W6.2.8), który nakùada na zarzàdzajàcego lasem zadanie podejmowania dziaùañ dla wyeliminowania niewùaúciwego i nielegalnie prowadzonego ùowiectwa, rybactwa, odùowu zwierzàt i zbieractwa. Ustawa o ochronie przyrody [2004] wymienia jedynie straý parków narodowych, jako uprawnionà do zwalczania przestæpstw i wykroczeñ na obszarach chronionych (art. 108). Natomiast takie prace w lasach pañstwowych poza parkami narodowymi wykonuje straý leúna, dziaùajàca na mocy Ustawy o lasach [1991 art. 47] lub straý ùowiecka, dziaùajàca na mocy Ustawy Prawo ùowieckie [1995 art. 36]. Zatem ten zapis systemu certyfikacji FSC wykracza poza sferæ oddziaùywania Ustawy o ochronie przyrody [2004]. Ochrona siedlisk przyrodniczych Wdraýajàc postanowienia Konwencji Ramsarskiej [1978], Berneñskiej [1996], z Rio de Janeiro [ ] i Dyrektywy Siedliskowej [Liro i Dyduch- Falniowska 1999], Ustawa o ochronie przyrody [2004] wprowadza pojæcie

321 siedliska przyrodniczego (art. 5.17) oraz wùaúciwego stanu jego ochrony (art. 5.25). Listæ siedlisk przyrodniczych, wymagajàcych ochrony, zawierajà dwa rozporzàdzenia Ministra Úrodowiska [2001, 2010], przy czym to ostatnie odnosi siæ do sieci Natura Natomiast zasady ochrony tych siedlisk przyrodniczych zawarte sà w Ustawie o ochronie przyrody [2004 gùównie w odniesieniu do siedlisk Natura 2000] oraz w Ustawie o zapobieganiu szkodom w úrodowisku i ich naprawie [2007], z tym, ýe zgodnie z art przepisów tej ostatniej nie stosuje siæ do gospodarki leúnej prowadzonej zgodnie z zasadami przedstawionymi w Ustawie o lasach [1991]. Moýe mieã ona jednak zastosowanie w przypadku drobnych enklaw nieleúnych, które sà wplecione w kompleksy leúne i podlegajà dziaùaniom tych samych zarzàdców lasów. W przypadku Ustawy o ochronie przyrody [2004] zaleca ona utrzymywanie lub przywracanie wùaúciwego stanu ochrony siedlisk przyrodniczych wystæpujàcych w parkach narodowych (art. 8.2) lub bædàcych przedmiotem ochrony w danym obszarze Natura 2000 (art. 28 i 29), choã jednoczeúnie stwierdza, ýe w tym ostatnim przypadku gospodarka leúna moýe byã kontynuowana dopóki znaczàco negatywnie nie bædzie oddziaùywaã na takie siedliska (art. 36.1). Powstaje zatem pytanie: czy jest realne pogodzenie gospodarki leúnej oddziaùywujàcej tylko lekko negatywnie z wymogami, jakie musi speùniaã siedlisko we wùaúciwym stanie ochrony? I czy przy bardzo úcisùym, nadgorliwym przestrzeganiu tego pojæcia zapis z artykuùu nie pozostanie tylko dobrze brzmiàcà fikcjà? Naleýy w tym miejscu zwróciã takýe uwagæ na szczególne znaczenie (i traktowanie) siedlisk wodnych i podmokùych, co jest przedmiotem wyùàcznego zainteresowania wspomnianej Konwencji Ramsarskiej [1978], a w jej konsekwencji Strategii Ochrony Obszarów Wodno-Bùotnych w Polsce [2006]. System PEFC zwraca szczególnà uwagæ na chronione, rzadkie, wraýliwe i reprezentatywne leúne ekosystemy (w tym obszary nadbrzeýne, siedliska wilgotne i zalewowe), zalecajàc ich inwentaryzacjæ, kartowanie oraz uwzglædnianie ich ochrony w planach urzàdzeniowych (KIV.ZKb, KIV.WO2). Podobne wymagania stawia system FSC (W6.2.1, W6.2.4, czæúciowo W7.1.2.f), precyzujàc jednak we wskaêniku W6.2.1, ýe przedmiotem zainteresowania powinny byã siedliska objæte programem Natura Ustawa o ochronie przyrody [2004] ogranicza potrzebæ inwentaryzacji przyrody (w tym siedlisk przyrodniczych) do wybranych obiektów chronionych, dla których wykonuje siæ plany ochrony (parki narodowe, rezerwaty przyrody, parki krajobrazowe art , obszary Natura 2000 art ) oraz do wybranych miejsc, w których realizowany jest monitoring przyrodniczy róýnorodnoúci biologicznej i krajobrazowej (art ). Inwentaryzacja siedlisk przyrodniczych jest takýe zadaniem sùuýby parku krajobrazowego (art ), a dokumentacjæ dotyczàcà siedlisk przyrodniczych w danym województwie powinien gromadziã regionalny dyrektor ochrony úrodowiska (art ). Zatem Ustawa o ochronie przyrody [2004] nie narzuca zarzàdcom lasów (prócz parków narodowych) koniecznoúci inwentaryzacji chronionych siedlisk przyrodniczych, 321

322 322 co jest elementem obu systemów certyfikacji (FSC i PEFC). Zobowiàzuje ich jednak do realizacji planów ochrony tych siedlisk w przypadku parków narodowych odpowiedzialni za to bædà dyrektorzy tych parków (art ), w przypadku obszarów Natura 2000 nadleúniczowie Lasów Pañstwowych (LP) i dyrektorzy parków narodowych (art ), a w przypadku parków krajobrazowych nadleúniczowie LP (art ). Ci ostatni mogà mieã takýe zlecanà ochronæ rezerwatów przyrody [Ustawa o lasach 1991 art. 54.5]. Jeúli jednak cenne siedliska przyrodnicze wystæpujà poza granicami chronionych obszarów, to zapisy Ustawy o ochronie przyrody [2004] nie sà juý tak precyzyjne, a z kolei nawiàzujàce do tej sytuacji zapisy Ustawy o zapobieganiu szkodom w úrodowisku i ich naprawie [2007] nie odnoszà siæ do wùaúciwie realizowanej gospodarki leúnej (art. 5.2). Zatem ochrona takich siedlisk przez zarzàdców lasów, wpisujàca siæ w wymagania obu systemów certyfikacji, wykracza poza szczegóùowe regulacje Ustawy o ochronie przyrody [2004]. Natomiast do realizacji ogólnikowo brzmiàcego zapisu Ustawy, dotyczàcego uwzglædniania wymagañ ochrony przyrody w dziaùalnoúci gospodarczej (art. 3.1), moýna przypisaã wskazania obu systemów certyfikacji mówiàce o koniecznoúci unikania znacznych zniszczeñ siedlisk leúnych (bez wzglædu na ich status ochronny) w trakcie prowadzonych prac gospodarczych (PEFC KI.ZKd, KII.ZKd; FSC W5.3.2, W6.1.2, W6.2.4, W6.5.3). Wspomniane wczeúniej duýe znaczenie ochrony siedlisk podmokùych [Konwencja Ramsarska 1978, Strategia Ochrony Obszarów Wodno- Bùotnych w Polsce 2006] przejawia siæ w systemach certyfikacji w postaci szczególnej troski o lasy wodochronne (PEFC KV.ZKa, KV.ZKc, KV.ZKd, KV.WO1) i wystæpujàce na bagiennych, ùægowych i wilgotnych typach siedliskowych lasu (FSC W6.1.2, W6.3.2). System FSC zaleca dodatkowo identyfikacjæ i kartowanie (W9.1.1, W9.1.2, W9.1.3) specjalnych kategorii Lasów o szczególnych walorach przyrodniczych pod nazwà Obszary obejmujàce rzadkie, ginàce lub zagroýone ekosystemy (HCVF3), do których naleýy zaliczyã siedliska z programu Natura 2000 oraz Lasy wodochronne (HCVF4.1) [Kryteria wyznaczania Lasów ]. Jak juý wczeúniej wspomniano, system FSC wymaga, ýeby w przypadku takich lasów unikaã dziaùañ, które mogùyby spowodowaã utratæ ich wartoúci (W9.3.3), a takýe ýeby konsultowaã z lokalnymi spoùecznoúciami i przedstawicielami przyrodniczych organizacji pozarzàdowych te dziaùania gospodarcze, które mogùyby wpùynàã na wartoúã tych lasów (W9.2.3). W sytuacji, kiedy las HCVF3 bædzie pokrywaù siæ z wyznaczonym obszarem siedliskowym Natura 2000, takie sformuùowania wykraczajà w pewnych sytuacjach poza zapisy Ustawy o ochronie przyrody [2004], wedùug której tego typu rozstrzygniæcia powinny byã zawarte w planie zadañ ochronnych lub planie ochrony danego obszaru (art. 28 i 29). Spoùeczeñstwo moýe siæ wùàczyã w proces tworzenia takiego planu lub jego zmiany na zasadach przewidzianych w Ustawie o ochronie przyrody [2004] oraz Ustawie o udostæpnianiu informacji o úrodowisku i jego ochronie, udziale spoùeczeñstwa w

323 ochronie úrodowiska oraz o ocenach oddziaùywania na úrodowisko [2008]. Natomiast, jeúli plan jest zatwierdzony, to obie wymienione ustawy nie przewidujà moýliwoúci konsultowania, skùadania uwag i wniosków. W przypadku leúnych siedlisk naturowych poùoýonych poza wyznaczonym obszarem Natura 2000 lub w przypadku lasów wodochronnych HCVF4.1, to zasady ich zagospodarowania sà zawarte w planach urzàdzenia lasu danego nadleúnictwa. Stosowana jest wówczas podobna (jak w przypadku planów ochrony) procedura dotyczàca udziaùu spoùeczeñstwa w ksztaùtowaniu zasad gospodarowania tymi lasami moýe on nastàpiã w procesie tworzenia planu urzàdzenia lasu [Zaùàcznik ]. Sà to jednak sytuacje i rozwiàzania, do których nie odnosi siæ szczegóùowo Ustawa o ochronie przyrody [2004 np. art. 3) i do których Ustawa o zapobieganiu szkodom w úrodowisku i ich naprawie [2007] nie ma zastosowania. W stosunku do ekosystemów nieleúnych, niekoniecznie bædàcych na liúcie chronionych siedlisk przyrodniczych, Ustawa o ochronie przyrody [2004] zaleca ochronæ, utrzymanie lub racjonalne ich zagospodarowanie, zaú Ustawa o zapobieganiu szkodom w úrodowisku i ich naprawie [2007] zabezpiecza przed skutkiem szkodliwej dziaùalnoúci czùowieka. Dotyczy to w szczególnoúci torfowisk, bagien, muraw, solnisk, klifów nadmorskich, wydm, linii brzegów wód, dolin rzecznych, êródeù i êródlisk oraz rzek i jezior [Ustawa art i 121]. Zalecenia obu omawianych systemów certyfikacji wpisujà siæ w realizacjæ tych postulatów. Wedùug systemu PEFC cenne ekosystemy nieleúne nie powinny byã zalesiane (KIV.ZKh), zaú wedùug FSC chronione tereny nieleúne powinny byã zachowane (W6.2.6). Zatem w tym przypadku system FSC podchodzi do zagadnienia wæziej, niý Ustawa o ochronie przyrody [2004]. Natomiast szerzej niý wspomniana ustawa traktuje powierzchniowy zasiæg oddziaùywania ochrony terenów otwartych, gdyý zaleca pozostawianie wzdùuý ich granic stref ochronnych bez stosowania zræbów zupeùnych, o szerokoúci przynajmniej dwóch wysokoúci drzewostanu (W6.5.6). Wedùug tego systemu certyfikacji nie naleýy takýe odwadniaã i eksploatowaã torfowisk poza tymi, które aktualnie juý sà uýytkowane (FSC W6.2.5), a w przypadku cieków, êródlisk, mokradeù i zbiorników wodnych naleýy je zabezpieczaã przed negatywnymi skutkami prac leúnych (PEFC KII.ZKd takýe inne ekosystemy nieleúne; FSC W6.2.7, W6.5.5). Monitoring zasobów przyrodniczych Ustawa o ochronie przyrody [2004] zaleca monitoring zasobów przyrodniczych zarówno w odniesieniu do konkretnych obszarów chronionych (monitoring stanu przedmiotu ochrony i realizacji celów ochrony obszarów Natura 2000 art b, , 31), jak i wybranych komponentów przyrody, w szczególnoúci siedlisk i gatunków naturowych takýe poza granicami obszarów Natura 2000 (art ). W przypadku obszarów Natura 2000 taki monitoring ma byã wykonywany przez podmioty wskazane w planie zadañ ochronnych lub planie ochrony kaýdego obszaru (art i ). Pozostaùy monitoring przyrodniczy 323

324 324 róýnorodnoúci biologicznej i krajobrazowej wykonywany jest w ramach pañstwowego monitoringu úrodowiska (art ) przez Gùówny Inspektorat Ochrony Úrodowiska (GIOÚ). Podsystem monitoringu przyrody obejmuje monitoring ptaków (w tym monitoring obszarów specjalnej ochrony ptaków Natura 2000), monitoring gatunków i siedlisk przyrodniczych ze szczególnym uwzglædnieniem specjalnych obszarów ochrony siedlisk Natura 2000, monitoring lasów oraz zintegrowany monitoring úrodowiska przyrodniczego [ Oba opisywane systemy certyfikacji wymagajà od zarzàdców lasów wdroýonego systemu monitorowania stanu zdrowotnego lasu i zmian odczynu gleb (PEFC KII.WO3; FSC W8.2.1.c), a takýe realizacji przez lasy funkcji glebo- i wodochronnych (PEFC KV.ZKa; FSC W8.2.1.c). Pierwsze dwa elementy sà zbieýne z zakresem monitoringu lasów na Staùych Powierzchniach Obserwacyjnych I i II rzædu [ w przypadku kontroli realizacji funkcji ochronnych lasów brakuje takich parametrów w programie pomiarów i obserwacji GIOÚ. Dodatkowo system FSC zaleca kontrolæ: a) zmian skùadu fauny i flory (W8.2); b) zmian úrodowiskowych, wpùywajàcych na floræ i faunæ (W8.2.1.c); c) zmian zidentyfikowanych obszarów leúnych o szczególnych walorach ochronnych (W8.2.1.e) i lasów o szczególnej wartoúci (W9.4.1, W9.4.2). W ramach monitoringu lasów ocena róýnorodnoúci gatunkowej runa leúnego przewidziana jest co 5 lat wyùàcznie na Staùych Powierzchniach Obserwacyjnych II rzædu, co tylko po czæúci realizuje zapis ze wskaênika W8.2, W8.2.1.e, W9.4.1 i W Natomiast mogà tu byã przydatne wyniki pozostaùych monitoringów przyrody, o których wczeúniej wspomniano. W przypadku wskaênika W8.2.1.c mogà byã przydatne inne informacje zbierane w ramach monitoringu lasów zarówno na powierzchniach I, jak i II rzædu (np. defoliacja, skùad chemiczny opadów atmosferycznych), choã zapewne bædà niewystarczajàce. W pewnym stopniu te dane mogà byã takýe uzupeùnione o informacje z pozostaùych monitoringów przyrody. Moýna zatem uznaã, ýe wymagania systemów certyfikacji w zakresie monitoringu wspomnianych elementów czy zjawisk sà zgodne z wymaganiami Ustawy o ochronie przyrody [2004] jeúli chodzi o ich zakres merytoryczny, natomiast niekoniecznie w przypadku pokrycia terenu (rozmieszczenia). Naleýy bowiem zauwaýyã, ýe niektóre dane sà pozyskiwane tylko w siatce 8x8 km (Staùe Powierzchnie Obserwacyjne I rzædu), na 148 obiektach w skali caùej Polski (Staùe Powierzchnie Obserwacyjne II rzædu) lub na ograniczonej, choã obejmujàcej coraz wiækszà liczbæ stanowisk powierzchni poddanej monitoringowi siedlisk i gatunków Natura 2000 [ Zgodnie z systemem FSC zebrane w ten sposób dane naleýy wykorzystaã w trakcie uaktualniania planu urzàdzenia lasu (W8.4.1). Czæúciowo poza zapisy Ustawy o ochronie przyrody [2004] wybiegajà wymagania systemu certyfikacji FSC odnoszàce siæ do monitoringu gatunków obcych (zwùaszcza rozprzestrzeniania siæ tych inwazyjnych W6.9.2). Pañstwowy Monitoring Úrodowiska prowadzi takie obserwacje gùównie w odniesieniu do siedlisk Natura 2000, gdzie stanowi to element oceny struktury i funkcji danego

325 siedliska przyrodniczego [ zatem nie obejmuje to caùej problematyki gatunków obcych w polskich lasach. Do problemu monitoringu gatunków obcych nie odnosi siæ system PEFC. System FSC zaleca jeszcze jeden rodzaj monitoringu uszkodzeñ zasobów leúnych wynikajàcych z prowadzenia prac leúnych (FSC W5.3.2), który nie jest uwzglædniony w Pañstwowym Monitoringu Úrodowiska [ a zatem wykracza poza regulacje Ustawy o ochronie przyrody [2004]. Gatunki obce i GMO Ustawa o ochronie przyrody [2004] definiuje gatunek obcy jako taki, który wystæpuje poza swoim naturalnym zasiægiem w postaci osobników lub zdolnych do przeýycia gamet, zarodników, nasion, jaj lub czæúci osobników, dziæki którym mogà siæ one rozmnaýaã (art. 5.1.c). System FSC przyjmuje tæ definicjæ za Ustawà o ochronie przyrody [2004], zamieszczajàc jà w Zaùàczniku II Zasad, Kryteriów i Wskaêników Dobrej Gospodarki Leúnej w Polsce [2009]. System PEFC nie podaje takiej definicji [Polskie Kryteria i Wskaêniki ]. Ustawa o ochronie przyrody [2004 Art ] zezwala na stosowanie w gospodarce leúnej gatunków obcych, pod warunkiem, ýe nie zagroýà rodzimym gatunkom i ekosystemom. Negatywny wpùyw gatunków obcych (szczególnie tych niebezpiecznych dla úrodowiska) podkreúlajà takýe dokumenty miædzynarodowego prawa ochrony przyrody, jak Konwencja Boñska [2003b art. III.4.c], Konwencja Berneñska [1996 art b], Konwencja o róýnorodnoúci biologicznej [ art. 8.h] oraz wynikajàca z niej Krajowa Strategia Ochrony i Zrównowaýonego Uýytkowania Róýnorodnoúci Biologicznej [2007 Karta Zadania nr 22-23]. Oba omawiane systemy certyfikacji zalecajà zgodnoúã podejmowanych dziaùañ (wprowadzania obcych gatunków) z obowiàzujàcym prawem (PEFC KII.ZKd; FSC W6.9.1), zatem nie wykraczajà poza regulacje Ustawy o ochronie przyrody [2004]. Dodatkowo doradzajà ostroýnoúã w tych dziaùaniach, co ma pozwoliã na unikniæcie negatywnego wpùywu obcych gatunków na ekosystem leúny (PEFC KIV.ZKc, KIV.WW40; FSC W6.9.1), zaburzenia genetycznej integralnoúci lokalnego pochodzenia (PEFC KIV.ZKc) oraz wprowadzenia gatunku, który nie bædzie dostosowany do warunków siedliskowych i klimatycznych (PEFC KIV.ZKc). W stosunku do gatunków obcych system FSC wprowadza jeszcze dodatkowe wymagania: monitoringu (zwùaszcza rozprzestrzeniania siæ tych inwazyjnych odniesiono siæ do tego zagadnienia wyýej, w rozdziale 2.5), a w miaræ moýliwoúci ograniczania liczebnoúci lub eliminacji ich wystæpowania (W6.9.2). Ustawa o ochronie przyrody [2004] nie zawiera ýadnych zapisów odnoszàcych siæ do zwalczania gatunków obcych, stàd ten zapis wykracza poza regulacje w niej zawarte. Innym przejawem wychodzenia poza wspomnianà ustawæ jest zalecenie systemu FSC mówiàce o stosowaniu do sztucznej, kontrolowanej mikoryzacji sadzonek (w szkóùkach leúnych) tylko rodzimych gatunków grzybów (W6.9.3), bez moýliwoúci 325

326 326 zastosowania gatunku obcego, nawet jeúli zostanie udowodniony brak jego negatywnego wpùywu na polskà przyrodæ. Wokóù organizmów modyfikowanych genetycznie (ang. GMO) narosùo juý wiele kontrowersji, których podstawà jest róýna ocena bezpieczeñstwa ich stosowania. Ustawa o ochronie przyrody [2004] niewiele mówi na ten temat zabrania jedynie wprowadzania organizmów genetycznie zmodyfikowanych na teren parków narodowych i rezerwatów przyrody (art ). Temu zagadnieniu poúwiæcona jest odræbna Ustawa o organizmach genetycznie zmodyfikowanych [2001a], wedùug której jakiekolwiek dziaùania z GMO wymagajà uzyskania odpowiednich zezwoleñ ministra ds. úrodowiska, zaú wedùug Ustawy o leúnym materiale rozmnoýeniowym [2001b] dopuszczalny jest obrót przetestowanym leúnym materiaùem rozmnoýeniowym zawierajàcym takie elementy (art. 38). System PEFC nie jest konsekwentny w swoich zapisach na ten temat z jednej strony mówi o zakazie wprowadzania GMO niezgodnego z prawem (KII.ZKd) a prawo to dopuszcza stosowanie GMO, z drugiej jednak strony zabrania wprowadzania do lasów w trakcie odnowieñ/zalesieñ jakichkolwiek organizmów modyfikowanych genetycznie, dopuszczajàc jedynie efekt selekcji naturalnej (KIV.ZKc). Zatem ten ostatni zapis jest bardziej restrykcyjny niý polskie prawo w tym zakresie. System FSC zabrania z kolei wykorzystania organizmów modyfikowanych genetycznie w biologicznych úrodkach ochrony roúlin (W6.8), a poza tym nie odnosi siæ szerzej do tego zagadnienia. Opisany przypadek moýe byã sprzeczny z wymogami polskiego prawa w sytuacji, gdy Minister Úrodowiska dopuúci na podstawie Ustawy o organizmach genetycznie zmodyfikowanych [2001a] moýliwoúã zastosowania takie úrodka. PODSUMOWANIE Lasy w Polsce sà ostojà róýnorodnoúci biologicznej, zarówno tej krajowej, jak teý w wielu przypadkach kontynentalnej. Úwiadczy o tym duýa liczba chronionych obiektów usytuowanych wùaúnie w lasach [Raport ]. Z tego wzglædu wydawaùoby siæ, ýe w Ustawie o ochronie przyrody [2004], która jest kluczowà, podstawowà regulacjà prawnà w tym zakresie, powinny zajmowaã szczególne miejsce. Tymczasem tak nie jest, wedùug analizy oryginalnego tekstu ustawy z 2004 roku raptem co ok. 850 sùowo jest jakàú odmianà rzeczownika las lub przymiotnika leúny, w sytuacji ustawy z 1991 roku, gdzie co 243. sùowo byùo zwiàzane z lasem i leúnictwem [Grzywacz i Marszaùek 2007]. Potwierdza to przeprowadzona w tym opracowaniu analiza relacji miædzy podstawowym prawem ochrony przyrody w Polsce a wymogami systemów FSC i PEFC. Zagadnienia, do których siæ odnosi Ustawa o ochronie przyrody [2004], a które opisano powyýej, w rzeczywistoúci stanowià tylko wycinek rzeczywistej ochrony leúnej róýnorodnoúci biologicznej, której wymagajà oba systemu certyfikacji. Pozostajà bowiem takie dziaùania, jak na przykùad: - preferowanie naturalnego odnowienia lasów (FSC W6.3.1; PEFC KII.ZKc, KIV.WW39, KIV.ZKc), które pozwala na zachowanie wiækszej lokalnej

327 puli genowej, róýnicuje strukturæ gatunkowà i przestrzennà drzewostanu, a wiæc oddziaùuje takýe na róýnorodnoúã gatunkowà I ekosystemowà, - preferowanie lokalnych uznanych pochodzeñ gatunków w odnowieniu sztucznym (PEFC KIV.ZKc, KIV.WW41, KIV.WW42, KIV.WO4), które takýe pozwala na utrzymanie odræbnoúci genetycznej oraz stosowanie materiaùu sadzeniowego sprawdzonego pod wzglædem adaptacji do danych warunków siedliskowych, - promowanie zróýnicowanej struktury ekosystemów leúnych (PEFC KII.ZKc, KIV.ZKd, KIV.WW35-38; FSC W.6.3.1, W6.3.4), która skutkuje wiækszà stabilnoúcià lasów i odpornoúcià na negatywne czynniki abiotyczne i biotyczne, a takýe staje siæ refugium dla wiækszej liczby i róýnorodnoúci organizmów z nimi powiàzanych, - pozostawianie wiækszej iloúci martwego drewna w lesie (FSC W6.3.5, W6.3.7; PEFC KIV.ZKf, KIV.WO3), które stanowi ostojæ wielu rzadkich i ginàcych gatunków, szczególnie bezkrægowców, - pozostawianie drzew dziuplastych (PEFC KIV.ZKf; FSC W6.3.5, W6.3.6), z którymi zwiàzane sà nie tylko ptaki (nieraz rzadkie), ale takýe drobne ssaki czy cenne gatunki owadów, - pozostawianie gatunków biocenotycznych i lekkonasiennych (FSC W6.3.5; PEFC KI.WO6, KIV.ZKf), które urozmaicajà róýnorodnoúã gatunkowà lasów nie tylko poprzez sam fakt ich wystæpowania, ale takýe poprzez stwarzanie lepszych warunków bytowania gatunków od nich zaleýnych, - pozostawianie fragmentów lasów bez ingerencji czùowieka w postaci gospodarki leúnej (FSC W6.3.8, W6.4.1, W6.4.2, W6.4.4, W6.4.5), co pozwala rozwijaã siæ gatunkom zwiàzanym z pùatami starodrzewów oraz takim, które sà szczególnie wraýliwe na zmiany w otoczeniu. Przedstawione wyýej wymogi certyfikatów FSC i PEFC w zakresie ochrony róýnorodnoúci biologicznej lasów nie sà bez pokrycia w polskim prawie czy dokumentach branýowych. To, co nie zostaùo uregulowane w podstawowym dokumencie, jakim jest Ustawa o ochronie przyrody [2004], znajduje siæ w Ustawie o lasach [1991], Polityce Leúnej Pañstwa [1997], podstawowych dokumentach leúnictwa, takich jak Zasady Hodowli Lasu [2003], Instrukcja Ochrony Lasu [2004] czy Instrukcja Urzàdzania Lasu [2003] wraz z Instrukcjà sporzàdzania programu ochrony przyrody w nadleúnictwie [1996]. Ze wzglædu na fakt, ýe Pañstwowe Gospodarstwo Leúne Lasy Pañstwowe zarzàdza 78% powierzchni wszystkich polskich lasów [Leúnictwo 2009], niebagatelne znaczenie bædà miaùy wewnætrzne zarzàdzenia wydane przez Dyrektora Generalnego tej instytucji. Szczególne znaczenie dla rozpoznania i ochrony róýnorodnoúci biologicznej lasów bædà miaùy nastæpujàce: Zarzàdzenie nr 11a [1999], Zarzàdzenie nr 31 [2006], a takýe wszystkie te, które wprowadzaùy do realizacji kolejne, wymienione wyýej dokumenty branýowe leúnictwa. Zatem dopiero komplet powyýszych praw i dokumentów odzwierciedla peùniæ dziaùañ podejmowanych na rzecz ochrony przyrody w polskich lasach 327

328 dziaùañ, z których rozliczani sà zarzàdcy tych lasów w ramach obu systemów certyfikacji FSC i PEFC. Wymagajà one bowiem wiæcej, niý jest zapisane wyùàcznie w Ustawie o ochronie przyrody [2004]. Wiæcej bezpoúrednich odniesieñ do polskiego systemu ochrony przyrody zawiera system PEFC. System FSC ukrywa czæúã chronionych obiektów w postaci róýnych kategorii lasów o szczególnych walorach przyrodniczych (HCVF). Natomiast oba realizujà w bardzo szerokim zakresie tak ogólnikowo sformuùowanà reguùæ, ýe dbaùoúã o przyrodæ jest obowiàzkiem, m.in. róýnych jednostek organizacyjnych i osób fizycznych [Ustawa art. 4.1]. Sà jednak powoùane specjalne organy i sùuýby ochrony przyrody, które sà w pierwszym rzædzie predestynowane do takich dziaùañ [Ustawa rozdz. 5 i 6]. Naleýy takýe zauwaýyã, ýe do zapewnienia warunków prawnych, organizacyjnych i finansowych dla ochrony przyrody zobowiàzane sà organy administracji publicznej (art. 4.2), tymczasem tajemnicà poliszynela jest to, ýe zarówno parki narodowe, jak i Lasy Pañstwowe na takà dziaùalnoúã muszà same z innych êródeù zdobywaã pieniàdze lub pokrywaã wydatki z wùasnych przychodów. Systemy certyfikacji FSC i PEFC egzekwujà od zarzàdzajàcych lasami wypeùnianie licznych zadañ sùuýàcych szeroko pojætej ochronie przyrody w polskich lasach. Ulegajà one stopniowym ewolucjom przystosowujàcym je do polskich realiów i polskiego prawodawstwa, miædzy innymi poprzez proces negocjacji miædzy róýnymi grupami interesu (leúnicy, przyrodnicy, przemysù drzewny itd.). Jednak w niektórych sytuacjach wychodzà poza ten standard np. w przypadku dopuszczonych do stosowania chemicznych úrodków ochrony roúlin w systemie FSC (K.6.6) bàdê zaznaczonych przypadkach w tekúcie opracowania. Mimo, ýe systemy certyfikacji sà dobrowolne, to presja ze strony odbiorców drewna jest na tyle duýa, ýe zarzàdcy lasów chcàc nie chcàc siæ w nie wùàczajà. Z pewnoúcià pozytywnym dla przyrody efektem takiego podejúcia jest jeszcze wiæksze zaangaýowanie zarzàdców lasów w ochronæ róýnorodnoúci biologicznej. Jednak powstaje pytanie: czy jest zachowana odpowiednia równowaga miædzy wymogami ekologicznymi a efektami ekonomicznymi systemów certyfikacji? Czy jednostki poddajàce siæ certyfikacji w warunkach Polski dùugo jeszcze bædzie staã na prowadzenie takiej wyúrubowanej modelowej gospodarki, zwùaszcza, ýe jak wczeúniej wspomniano, ochronæ wspólnej przecieý przyrody (na gruntach Skarbu Pañstwa) realizujà gùównie za wùasne pieniàdze? LITERATURA Europejska Konwencja Krajobrazowa Dz.U. Nr : Gùowaciñski Z. (red.) Czerwona lista zwierzàt ginàcych i zagroýonych w Polsce. Red list of threatened animals in Poland. Wyd. Instytut Ochrony Przyrody PAN, Kraków. Grzywacz A., Marszaùek E Prawne aspekty ochrony przyrody w ekosystemach leúnych. [W:] K. Kannenberg i H. Szramka (red.) Zarzàdzanie ochronà przyrody w lasach. Wyd. Wyýsza Szkoùa Zarzàdzania Úrodowiskiem w Tucholi, Tuchola,

329 Instrukcja Ochrony Lasu Wyd. Centrum Informacyjne Lasów Pañstwowych, Warszawa. Instrukcja sporzàdzania programu ochrony przyrody w nadleúnictwie Zaùàcznik nr 11 do instrukcji Urzàdzania Lasu. Wyd. Ministerstwo Ochrony Úrodowiska, Zasobów Naturalnych i Leúnictwa, Warszawa. Instrukcja Urzàdzania Lasu. Czæúã 1 - Instrukcja sporzàdzania planu urzàdzenia lasu dla nadleúnictwa Wyd. Pañstwowe Gospodarstwo Leúne Lasy Pañstwowe, Warszawa (+Czæúã 2 Instrukcja wyróýniania i kartowania siedlisk leúnych). Konwencja (z Aarhus) o dostæpie do informacji, udziale spoùeczeñstwa w podejmowaniu decyzji oraz dostæpie do sprawiedliwoúci w sprawach dotyczàcych úrodowiska. 2003a. Dz.U. Nr i 707. Konwencja (Waszyngtoñska) o miædzynarodowym handlu dzikimi zwierzætami i roúlinami gatunków zagroýonych wyginiæciem Dz. U. Nr , Dz.U. Nr , Dz. U. Nr Konwencja (Ramsarska) o obszarach wodno-bùotnych majàcych znaczenie miædzynarodowe, zwùaszcza jako úrodowisko ýyciowe ptactwa wodnego Dz.U. Nr Konwencja (Berneñska) o ochronie dzikiej flory i fauny europejskiej oraz (ich) siedlisk naturalnych Dz. U. Nr Konwencja (Helsiñska) o ochronie úrodowiska morskiego obszaru Morza Baùtyckiego Dz.U. Nr Konwencja (Paryska) w sprawie ochrony úwiatowego dziedzictwa kulturalnego i naturalnego Dz.U. Nr Konwencja (Boñska) o ochronie wædrownych gatunków dzikich zwierzàt. 2003b. Dz.U. Nr Konwencja (z Rio de Janeiro) o róýnorodnoúci biologicznej Dz.U. Nr , Dz.U. Nr Krajowa Strategia Ochrony i Zrównowaýonego Uýytkowania Róýnorodnoúci Biologicznej wraz z Programem Dziaùañ na lata Dokument zatwierdzony przez Radæ Ministrów w dniu 26 paêdziernika 2007 r. (uchwaùa nr 207/2007). Krajowy Program Zwiækszania Lesistoúci Dokument przyjæty do realizacji przez Radæ Ministrów w dniu 23 czerwca 1995 r., zmodyfikowany w 2003 r. Kryteria wyznaczania Lasów o szczególnych walorach przyrodniczych (High Conservation Value Forests) w Polsce Zwiàzek Stowarzyszeñ Grupa Robocza FSC-Polska, [data dostæpu: ]. Liro A., Dyduch-Falniowska A Natura Europejska Sieã Ekologiczna. Wyd. Ministerstwo Ochrony Úrodowiska, Zasobów Naturalnych i Leúnictwa, Warszawa: Mirek Z., Zarzycki K., Wojewoda W., Szelàg Z. (red.) Red list of plants and fungi in Poland. Czerwona lista roúlin i grzybów Polski. Wyd. Instytut Botaniki PAN, Kraków. Oktaba J Certyfikacja gospodarki leúnej w systemie PEFC, w: Certyfikacja gospodarki leúnej w systemie PEFC (Zarzàd Gùówny SITLID). Wyd. Úwiat, Warszawa, Polityka Leúna Pañstwa. Dokument przyjæty przez Radæ Ministrów w dniu 22 kwietnia 1997 r. 329

330 330 Polskie Kryteria i Wskaêniki Trwaùego i Zrównowaýonego Zagospodarowania Lasów dla Potrzeb Certyfikacji Lasów Dokument nr 4, Rada PEFC Polska, Warszawa, [data dostæpu: ]. Porozumienie o ochronie nietoperzy w Europie (EUROBATS) Dz.U. Nr Raport o stanie lasów w Polsce Wyd. Centrum Informacyjne Lasów Pañstwowych, Warszawa, Rozporzàdzenie Ministra Úrodowiska z dnia 14 sierpnia 2001 r. w sprawie okreúlenia rodzajów siedlisk przyrodniczych podlegajàcych ochronie. Dz.U. Nr Rozporzàdzenie Ministra Úrodowiska z dnia 9 lipca 2004 r. (a) w sprawie gatunków dziko wystæpujàcych grzybów objætych ochronà. Dz.U. Nr Rozporzàdzenie Ministra Úrodowiska z dnia 9 lipca 2004 r. (b) w sprawie gatunków dziko wystæpujàcych roúlin objætych ochronà. Dz.U. Nr Rozporzàdzenie Ministra Úrodowiska z dnia 28 wrzeúnia 2004 r. (c) w sprawie gatunków dziko wystæpujàcych zwierzàt objætych ochronà. Dz.U. Nr Rozporzàdzenie Ministra Úrodowiska z dnia 13 kwietnia 2010 r. w sprawie siedlisk przyrodniczych oraz gatunków bædàcych przedmiotem zainteresowania Wspólnoty, a takýe kryteriów wyboru obszarów kwalifikujàcych siæ do uznania lub wyznaczenia jako obszary Natura Dz. U. Nr Sawicka J., Knysak R Certyfikacja Dobrej Gospodarki Leúnej. System Forest Stewardship Council. Wyd. Zwiàzek Stowarzyszeñ Grupa Robocza FSC-Polska, [data dostæpu: ]. Strategia Ochrony Obszarów Wodno-Bùotnych w Polsce wraz z Planem Dziaùañ (na lata ). Dokument zatwierdzony w dniu 10 paêdziernika 2006 roku przez Ministra Úrodowiska, [data dostæpu: ] Ustawa z dnia 28 wrzeúnia 1991 r. o lasach. Dz.U. Nr Ustawa z dnia 13 paêdziernika 1995 r. Prawo ùowieckie. Dz.U. Nr Ustawa z dnia 22 czerwca 2001 r. (a) o organizmach genetycznie zmodyfikowanych. Dz. U. Nr Ustawa z dnia 7 czerwca 2001 r. (b) o leúnym materiale rozmnoýeniowym. Dz. U. Nr Ustawa z dnia 16 kwietnia 2004 r. o ochronie przyrody. Dz.U. Nr z póên. zm. Ustawa z dnia 13 kwietnia 2007 r. o zapobieganiu szkodom w úrodowisku i ich naprawie. Dz.U. Nr Ustawa z dnia 3 paêdziernika 2008 r. o udostæpnianiu informacji o úrodowisku i jego ochronie, udziale spoùeczeñstwa w ochronie úrodowiska oraz o ocenach oddziaùywania na úrodowisko. Dz.U. Nr Zaùàcznik nr 1 do zarzàdzenia nr 12 dyrektora generalnego Lasów Pañstwowych z 9 lutego 2009 r. (ZU /09): Wytyczne w sprawie konsultacji spoùecznych oraz czynnoúci zmierzajàcych do sporzàdzenia Prognozy oddziaùywania na úrodowisko, o której mowa w art. 51 ustawy z 3 paêdziernika 2008 r. o udostæpnianiu informacji o úrodowisku i jego ochronie, udziale spoùeczeñstwa w ochronie úrodowiska oraz o ocenach oddziaùywania na úrodowisko (Dz. U. z 2008 r., nr 199, poz. 1227), w ramach prac dotyczàcych sporzàdzenia planu urzàdzenia lasu dla nadleúnictwa. Zarzàdzenie nr 11a Dyrektora Generalnego Lasów Pañstwowych z dnia 11 maja 1999 r. (ZG /99), zmieniajàce Zarzàdzenie nr 11 Dyrektora Generalnego Lasów

331 Pañstwowych z dnia 14 lutego 1995 r. w sprawie doskonalenia gospodarki leúnej na podstawach ekologicznych (ZZ /95). Zarzàdzenie nr 31 Dyrektora Generalnego Lasów Pañstwowych z dnia 19 lipca 2006 r. w sprawie ustalenia systemu okresowej, powszechnej inwentaryzacji gatunków roúlin, zwierzàt, innych organizmów i siedlisk przyrodniczych, majàcych znaczenie wskaênikowe przy ocenie stanu lasów oraz prognozowaniu zmian w ekosystemach leúnych (ZO /2006). Zasady Hodowli Lasu obowiàzujàce w Pañstwowym Gospodarstwie Leúnym Lasy Pañstwowe Wyd. Oúrodek Rozwojowo-Wdroýeniowy Lasów Pañstwowych w Bedoniu, Bedoñ. Zasady, Kryteria i Wskaêniki Dobrej Gospodarki Leúnej w Polsce Zwiàzek Stowarzyszeñ Grupa Robocza FSC-Polska, [data dostæpu: ]. [data dostæpu: ] miædzynarodowa strona internetowa systemu certyfikacji FSC [data dostæpu: ] polska strona internetowa systemu certyfikacji FSC [data dostæpu: ] strona internetowa Gùównego Inspektoratu Ochrony Úrodowiska [data dostæpu: ] miædzynarodowa strona internetowa systemu certyfikacji PEFC STRESZCZENIE W pracy przeanalizowano obowiàzujàce w Polsce dokumenty opisujàce systemy certyfikacji FSC i PEFC. Zbadano ich odniesienia do miædzynarodowego i krajowego prawa ochrony przyrody. Wziæto pod uwagæ m.in. znajomoúã tego prawa, obecnoúã form ochrony przyrody i chronionych siedlisk przyrodniczych, monitoring przyrody, wprowadzanie gatunków obcych i organizmów modyfikowanych genetycznie. Oba systemy certyfikacji (FSC i PEFC) zawierajà wiele szczegóùowych odniesieñ do ochrony przyrody w lasach, nie opisanych w polskiej Ustawie o ochronie przyrody [2004]. Te szczegóùy sà zawarte w innych aktach prawnych i dokumentach, na przykùad w Ustawie o lasach [1991]. SUMMARY This paper gives an analysis of documents relative to the FSC and PEFC certification systems, which are in force in Poland. It provides a study of their references to the international and national nature protection law. The following questions have been considered inter alia: the knowledge of this law, the presence of various nature protection forms and protected natural habitats, the monitoring of nature, the introduction of alien species and genetically modified organisms. Both FSC and PEFC systems have a lot of detailed references to nature protection in forests, which are not described in Polish Nature Protection Act [2004]. These details are considered in others laws and documents, e.g. Forests Act [1991]. 331

332 Paweù Strzeliñski Uniwersytet Przyrodniczy w Poznaniu Tomasz Zawiùa-Niedêwiecki Instytut Badawczy Leúnictwa w Sækocinie Starym NARZÆDZIA GEOMATYCZNE W BADANIACH STABILNOÚCI DRZEWOSTANÓW GEOMATIC TOOLS IN RESEARCH ON FOREST STANDS STABILITY Sùowa kluczowe: teledetekcja, lidar, numeryczny modele terenu, pomiary lasu Key words: remote sensing, lidar, digital terrain model, forest measurements Abstract. Paper presents the geomatics applications, especially remote sensing, to forest stability analysis. Oleúnica Úlàska Forest District, where frequent catastrophic events are noted, was an example for the presentation. Digital fish-eye photography, satellite imagery, orthophotomaps as well as digital terrain model were used. 332 WSTÆP Zmieniajàce siæ gwaùtownie w ostatnich dziesiæcioleciach warunki klimatyczne oraz uproszczenia w strukturach gatunkowych i wiekowych drzewostanów powodujà coraz czæúciej powaýne sytuacje klæskowe w lasach. W Polsce, spoúród powodowanych przez czynniki abiotyczne, do najpowaýniejszych naleýà szkody spowodowane huraganowymi wiatrami, które spowodowaùy w 2007 roku uszkodzenia na ponad 273 tys. ha [Lasy Pañstwowe w liczbach, 2008]. Skala tych uszkodzeñ oraz nasilajàca siæ ich czæstotliwoúã zmusza do dziaùañ profilaktycznych uodporniajàcych lasy zagospodarowane na czynniki destrukcyjne. Wymaga to niestety podjæcia kompleksowych badañ nad szeroko rozumianà stabilnoúcià. Ocena stabilnoúci ekosystemów przyrodniczych, zwùaszcza lasów, jest jednak zadaniem zùoýonym, co wynika, m.in. z duýej liczby elementów skùadowych, koniecznoúci okreúlenia ich stanu oraz zbadania zachodzàcych miædzy nimi relacji [Miú 2003a]. Wskazane jest wiæc prowadzanie tego typu badañ na stosunkowo duýych i w miaræ jednorodnych powierzchniach. Opisanie procesów ekologicznych zachodzàcych w ekosystemach leúnych wymaga takýe zgromadzenia i analizy obserwacji z jak najdùuýszych okresów. Wiele aspektów tego typu badañ wymaga niestety zebrania informacji, np. cech biometrycznych na poziomie pojedynczego drzewa. Dopiero speùnienie tych wymogów moýe zapewniã wyniki o duýej

333 wiarygodnoúci oraz utworzenie zaawansowanych modeli symulacyjnych i prognoz. Jednym z podstawowych problemów staje siæ wiæc utworzenie baz danych, czyli zgromadzenie odpowiedniej liczby danych, z ustalonym poziomem dokùadnoúci. W przypadku analiz dotyczàcych duýych obszarów (np. drzewostany sosnowe w Wielkopolsce), powaýnym czynnikiem ograniczajàcym jest zakres terenowych prac pomiarowych. W takim wypadku nieodzowne jest wykorzystanie, m.in. technik zdalnego pozyskiwania danych (czyli teledetekcji) oraz zaawansowanych, tzw. geoinformatycznych metod ich analizy. Do technik zdalnych zaliczyã moýna, m.in. zobrazowania satelitarne, lotnicze (lidar lotniczy, zdjæcia analogowe i cyfrowe) oraz naziemne (lidar terenowy, zdjæcia hemisferyczne, instrumentalne pomiary indeksu powierzchni liúciowej-lai). Niniejsze opracowanie ma na celu przedstawienie wybranych metod geomatycznych, które umoýliwiajà zbadanie elementów opisowych ekosystemu leúnego, niezbædnych do oceny stabilnoúci drzewostanu. Opracowanie jest czæúcià tematu pt.: Relacje pomiædzy iloúcià i jakoúcià produkcji drewna oraz stabilnoúcià drzewostanów sosnowych, zleconego w 2007 roku przez Dyrekcjæ Generalnà Lasów Pañstwowych. Jest on realizowany pod kierownictwem prof. Edwarda Stæpnia z Katedry Urzàdzania Lasu, Geomatyki i Ekonomiki Leúnictwa z SGGW w Warszawie, przy wspóùpracy Katedry Urzàdzania Lasu Uniwersytetu Przyrodniczego w Poznaniu. METODY TRADYCYJNE W KRAJOWYCH BADANIACH STABILNOÚCI DRZEWOSTANÓW SOSNOWYCH Badania zwiàzane z ocenà stabilnoúci drzewostanów sosnowych byùy w Polsce prowadzone, m.in. przez Stæpnia [1988, 1996], który w oparciu o analizæ bezpoúrednio mierzonych (na powierzchniach próbnych) wybranych cech taksacyjnych wpùywajàcych na rozmiar i trwaùoúã produkcji oraz czynniki szkodotwórcze (gùównie únieg), okreúlaù, m.in. klasy stabilnoúci zapasu (na poziomie obræbu leúnego). Nieco inne podejúcie metodyczne do oceny stabilnoúci drzewostanów sosnowych zaproponowaù Miú [2003a, 2003b]. Analizie poddano wybrane elementy taksacyjne (opisujàce jednorodne grupy drzewostanów), zawarte w operatach urzàdzeniowych, z minimum ostatnich 4 dziesiæcioleci. Badaniami (na róýnym poziomie dokùadnoúci) objæto zarówno caùy obszar lasów Puszczy Noteckiej, jak i czæúã jej kompleksu (nadleúnictwa: Krucz, Potrzebowice i Wronki) [Zwierzchlewska 2004, Goliñska 2005, Kupczak 2005]. Obydwie te metody majà swoje zalety. Metoda Stæpnia, ze wzglædu na pomiar powierzchni próbnych, zapewnia wysokà wiarygodnoúã danych, natomiast metoda Misia zapewnia moýliwoúã prowadzenia analiz na duýych obszarach i duýych zbiorach danych z uwzglædnieniem zmian w czasie. W kontekúcie oceny stabilnoúci optymalnym rozwiàzaniem wydaje siæ poùàczenie tych dwóch metod, gdzie np. 333

334 pomiar powierzchni próbnych zapewni weryfikacjæ najistotniejszych parametrów taksacyjnych, a analiza dokumentacji w nadleúnictwach zapewni dostæp, np. do wyników szacunków brakarskich i prac zræbowych, wielkoúci uýytków przedræbnych i przygodnych, ale takýe planowanych i realizowanych zabiegów gospodarczych. Zasadniczym problemem jest wiæc zebranie odpowiednio duýej liczby danych na duýych obszarach o poszczególnych elementach majàcych wpùyw na: iloúã i jakoúã produkcji, cechy pozwalajàce na opis stanu úrodowiska. Niezbædne takýe wydaje siæ analizowanie stabilnoúci takýe w aspekcie funkcji lasów, realizowanych na poziomie drzewostanu (wydzielenia leúnego). Caùoúã natomiast powinna byã widziana w aspekcie zmian czasowych (np. w cyklach 10-letnich), zachodzàcych w ekosystemach leúnych nie tylko pod wpùywem czynników abiotycznych i biotycznych, ale takýe antropogenicznych. Pomocà w rozwiàzaniu problemu pozyskania duýej liczby danych dla duýych obszarów (zwùaszcza w krótkim czasie) jest wykorzystanie metod geoinformacyjnych. Przetestowano je, m.in. na terenie Nadleúnictwa Oleúnica Úlàska (Regionalna Dyrekcja Lasów Pañstwowych we Wrocùawiu), gdzie w ostatnich dziesiæcioleciach doszùo do trzech powaýnych klæsk spowodowanych czynnikami abiotycznymi. W lipcu 1988 roku huragan uszkodziù lasy na powierzchni ponad 4500 ha, w 3 tym totalnie na pow ha (pozyskano 481,3 tys. m drewna). W maju 2005 roku, nad terenem Nadleúnictwa przeszùa silna burza wraz z huraganowym wiatrem, w Ryc. 1. Lokalizacja Nadleœnictwa Oleœnica na tle podzia³u administracyjnego Lasów Pañstwowych (kolor czerwony oznacza lokalizacje powierzchni badawczych w Leœnictwie Ligota, uszkodzonym przez huragan w 2005 roku). ród³o: archiwum Katedry Urz¹dzania Lasu UP w Poznaniu. 334

335 wyniku czego wystàpiùy szkody w drzewostanach na obszarze 9 leúnictw, w których 3 wykazano ùàcznie 209 ha powierzchni do odnowienia oraz ponad 83 tys. m grubizny do wyrobienia i pozyskania. W lutym 2006 roku na obszarze 11 leúnictw 3 wykazano szkody w postaci úniegoùomów na ùàcznà masæ ponad 3,5 tys. m [ Rycina 1. prezentuje poùoýenie Nadleúnictwa Oleúnica na tle podziaùu administracyjnego Lasów Pañstwowych w Polsce. NAZIEMNY SKANING LASEROWY Naziemny skaning laserowy (ang. TLS Terrestrial Laser Scanning) to najnowsza z metod zdalnego pozyskiwania informacji o úrodowisku przyrodniczym, wywodzàca siæ z zastosowañ architektonicznych i inýynieryjnych, które wykorzystywane sà dopiero od poczàtku bieýàcego tysiàclecia. Jednak mimo stosunkowo krótkiego okresu, jaki minàù od rozpoczæcia doúwiadczeñ z tà technologià w badaniach leúnych, zapewnia ona zdalne pozyskanie najwiækszej iloúci danych o drzewach i drzewostanach [Aschoff i Speicker 2004; Thies i Spiecker 2004; Bienert i in. 2006; Danson i in. 2006; Wæýyk 2006; Zawiùa- Niedêwiecki i in. 2006]. Obejmujà one zarówno cechy opisowe, jak i biometryczne drzew: - gatunek drzewa (na podstawie obrazu intensywnoúci kory drzewa bàdê zdjæcia cyfrowego z kamery zintegrowanej ze skanerem), - pierúnica I wysokoúã, - indeks powierzchni liúciowej i aýurowoúã korony, - dùugoúã, szerokoúã korony oraz dùugoúã strzaùy pozbawionej gaùæzi, - kàty nasady gaùæzi, - zbieýystoúã pnia i jego krzywizna, jak i parametry taksacyjne drzewostanów (w ramach ich poszczególnych warstw): - skùad gatunkowy i forma zmieszania, - liczba pni i zwarcie koron drzew, - typ pokrywy runa (oraz w niektórych przypadkach identyfikacja rodzaju lub gatunku gùównie na podstawie analizy zdjæcia cyfrowego ze zintegrowanej ze skanerem kamery), - zasobnoúã oraz pionowy i poziomy profil zmiennoúci biomasy drzewostanu. Jednakýe jednà z najwaýniejszych zalet naziemnego skaningu laserowego jest lokalizacja wszystkich rejestrowanych parametrów (zwùaszcza poùoýenia poszczególnych drzew) w przestrzeni trójwymiarowej (3D). Daje to moýliwoúã okreúlenia parametru, do tej pory nie stosowanego w badaniach ekosystemów leúnych, jakim jest wypeùnienie przestrzeni. Technologia ta posiada takýe swoje ograniczenia. Najwiækszym problemem, utrudniajàcym peùnà, trójwymiarowà rejestracjæ wszystkich elementów na skanowanej powierzchni, jest zagæszczenie drzew oraz 335

336 wystæpowanie krzewów i drzewek w niýszych warstwach (nalot, podrost i podszyt), co w efekcie moýe prowadziã do sytuacji, gdy niektóre drzewa lub ich czæúci bædà niewidoczne (poprzez wzajemne przesùanianie). Katedra Urzàdzania Lasu UP w Poznaniu od 2007 roku posiada naziemny skaner laserowy FARO LS 880HE. Jego parametry (bùàd liniowy: 3 mm/25 m, o o zasiæg: 76 m oraz obszar skanowania: 360 w poziomi i 320 w pionie) umoýliwiajà wykorzystywanie do skanowania drzewostanów i oceny parametrów pojedynczych drzew [Strzeliñski 2008b]. Przykùady analizy obrazowej danych z naziemnego skaningu laserowego w nieuszkodzonym drzewostanie sosnowym przedstawia ryc. 2. Ryc. 2. Naziemny skaning laserowy: A obraz intensywnoœci punktów w widoku 2D z wyodrêbnieniem pojedynczego drzewa; B wyodrêbnione pojedyncze drzewo w widoku 3D; C fragment pnia z naniesion¹ 5 cm siatk¹ pomiarow¹. ród³o: archiwum Katedry Urz¹dzania Lasu UP w Poznaniu. INSTRUMENTALNE POMIARY LAI Indeks powierzchni liúciowej (ang. LAI Leaf Area Index) jest parametrem opisujàcym korony drzew, a tym samym procesy ekofizjologiczne w ekosystemach leúnych [Cowling i Field 2003]. Jest powszechnie wykorzystywany w badaniach ekologicznych, biogeochemicznych i meteorologicznych [Kaùuýa i Strzeliñski 2009, Strzeliñski i in. 2009]. Spoúród kilku opracowanych dotychczas metod pomiaru LAI w drzewostanach do najczæúciej stosowanych naleýà: - pomiary instrumentalne [Bartelink 1998; Xu i Harrington 1998; Jagodziñski i Kaùucka 2008], - równania allometryczne [Johnson i in. 1985, Shelburne i in. 1993, Shi i Cao 1997, Albaugh i in. 1998], - pomiary satelitarne [Zawiùa-Niedêwiecki i in. 1993; Waring i Running 1998; Manninen i in. 2005; Kalacska i in. 2005; Berterretche i in. 2005; Johansen i Phinn 2006]. 336

337 Pomiary instrumentalne indeksu powierzchni liúciowej najczæúciej prowadzi siæ przy pomocy urzàdzenia LAI-2000 Plant Canopy Analyzer). Zaletà tych badañ jest moýliwoúã wykonania w krótkim czasie znacznej iloúci pomiarów LAI (i innych cech struktury koron) przy uýyciu niedestrukcyjnych metod opartych na pomiarach radiacyjnych. Jednak ze wzglædu na znaczny koszt urzàdzeñ pomiarowych w ostatnich latach coraz wiækszà popularnoúã zdobywajà cyfrowe zdjæcia hemisferyczne. ZDJÆCIA HEMISFERYCZNE Zdjæcia hemisferyczne najczæúciej sà wykonywane podczas badañ zwiàzanych z opisem warunków ekologicznych wzrostu i rozwoju roúlin (lasy, uprawy rolnicze, sady). Zazwyczaj celem jest uzyskanie informacji o iloúci úwiatùa docierajàcego na odpowiedni poziom oraz ocenæ stopnia aýurowoúci. Umoýliwiajà równieý ogólnà charakterystykæ koron i ocenæ stanu aparatu asymilacyjnego [Wang i in. 1992; Walter i Himmler 1996; Diaci i in. 1999; Planchais i Pontailler 1999; Dobbertin i in. 2004]. W pracach badawczych wielokrotnie podejmowane byùy takýe próby oceny wpùywu promieniowania úwietlnego (mierzonego przy zastosowaniu zdjæã hemisferycznych) na wzrost i rozwój mùodego pokolenia drzew [Cameron i Ives 1997; Robakowski i in. 2000; Robakowski 2003]. Metodyka zdjæã hemisferycznych byùa równieý wykorzystywana do oceny gæstoúci przepùywu fotonów w procesie fotosyntezy dla drzewostanu o niejednorodnym zwarciu (pod okapem i w lukach) [Easter i Spies 1994]. Wskazane jest jednak uzupeùnienie pomiarów aýurowoúci innymi, powszechnie stosowanymi metodami pomiaru úwiatùa. Naleýà do nich, m.in. pomiary úwiatùa fotosyntetycznie czynnego [Gower i in. 1999; Robakowski i in. 2000; Robakowski i in. 2004] oraz pomiary pozwalajàce na okreúlenie indeksu powierzchni liúciowej [Martens i in. 1993; Chen 1996; Gower i in. 1999; Kucharik i in. 1998a, Kucharik i in. 1998b; Hyer i Goetz 2004]. Podstawowe zaùoýenia metodyczne wymagajà zastosowania optyki, dajàcej w efekcie obraz z kàtem o widzenia 180 [Chan i in. 1986; Becker i in. 1989; Wagner 1994; Frazer i in. 1999; Englund i in. 2000; Inoue i in. 2002; Robakowski 2003; Inoue i in. 2004; Megumi 2004; Robakowski i in. 2004]. Do wykonywania zdjæã hemisferycznych w Katedrze Urzàdzania Lasu UP w Poznaniu wykorzystywane jest obecnie nastæpujàcy zestaw: a) aparat cyfrowy typu SLR ( lustrzanka ) Canon EOS 5D (matryca 12 MP), b) obiektyw Sigma 8 mm f/4.0 DG EX (umoýliwiajàcy uzyskanie kàta o widzenia 180 ). W efekcie analiz opartych na zdjæciach hemisferycznych moýliwe jest okreúlenie nastæpujàcych elementów [Strzeliñski 2006, 2008a]: - bezwzglædna iloúã úwiatùa rejestrowana na poziomach pomiarowych, 337

338 Tab. 1. Przykùadowe wartoúci analizy zdjæã hemisferycznych dla powierzchni uszkodzonych i nieuszkodzonych Êródùo: opracowanie wùasne. A zdjêcie tradycyjne B zdjêcie hemisferyczne Fot. 1. Drzewostan uszkodzony, pow. nr 17. ród³o: archiwum Katedry Urz¹dzania Lasu UP w Poznaniu. A zdjêcie tradycyjne B zdjêcie hemisferyczne Fot. 2. Drzewostan nieuszkodzony, pow. nr 55. ród³o: archiwum Katedry Urz¹dzania Lasu UP w Poznaniu. 338

339 - struktura zwarcia koron, - zmiennoúã przestrzenna ulistnienia okapu drzewostanu, - indeks powierzchni liúciowej, - ogólna charakterystyka koron (deformacja koron, ýywotnoúã pædów bocznych), - biomasa i stan aparatu asymilacyjnego (liczba roczników igieù, przeúwietlenie koron i ubytek aparatu asymilacyjnego, znieksztaùcenia i przebarwienia aparatu asymilacyjnego), - zaleýnoúã pomiædzy zwarciem, iloúcià úwiatùa a odnowieniem naturalnym. Do analiz zdjæã hemisferycznych w Katedrze Urzàdzania Lasu UP w Poznaniu obecnie wykorzystane jest specjalistyczne oprogramowanie Gap Light Analyzer (v. 2.0). W omawianym temacie najbardziej wartoúciowym parametrem jest aýurowoúã. Przykùadowe wyniki analizy zdjæã hemisferycznych (fot. 1.) z powierzchni badawczych w Nadleúnictwie Oleúnica (fot. 2.) zawiera tabela 1. ZDJÆCIA LOTNICZE Dla celów taksacji leúnej najbardziej przydatne sà wykonane w odpowiednim terminie zdjæcia na filmie spektrostrefowym. Wszechstronnoúã zastosowañ barwnych zdjæã lotniczych w podczerwieni potwierdzajà wyniki wielu prac badawczych dotyczàcych interpretacji obszarów leúnych. Iracka [1993] wskazuje na moýliwoúã pozyskania dwóch kategorii informacji: - w zakresie opisu jakoúciowego stanu lasu (zróýnicowanie gatunkowe, zasobnoúã w aparat asymilacyjny, udatnoúã upraw, prawidùowa lub patologiczna forma korony, czæúciowe lub caùkowite zamieranie koron), - w zakresie opisu stanu powierzchni leúnej (przestrzenny rozkùad struktury gatunkowej, przestrzenny rozkùad struktury wiekowej, zwarcie, luki, gniazda, zwartoúã kompleksu leúnego). Potwierdza siæ równieý zaleýnoúã pomiædzy: - wysokoúcià drzewa i pierúnicà, - úrednicà korony i pierúnicà, - wysokoúcià drzewa i dùugoúcià korony. Zaleýnoúci te wyraýane równaniami 1-3 stopnia charakteryzujà siæ wysokimi wspóùczynnikami korelacji (0,9 i wiækszymi) [Bædkowski i Piekarski 2001]. Pomiædzy elementami okapu drzewostanu odczytanymi ze zdjæã lotniczych istniejà zaleýnoúci nie tylko miædzy parami poszczególnych parametrów, ale równieý wielorakie (np. miædzy wysokoúcià drzewa, úrednicà korony i jej dùugoúcià). CYFROWA ORTOFOTOMAPA Aktualne zaùoýenia standardu Leúnej Mapy Numerycznej, mimo ýe umoýliwiajà dostæp do olbrzymich zasobów danych o úrodowisku leúnym, to jednak 339

340 ograniczajà siæ do obszarów wyodræbnianych na mapach (wydzielenia, kæpy, luki, gniazda, itp.). Z reguùy nie ma moýliwoúci zdobycia informacji o mniejszych obszarach, a tym bardziej o pojedynczym drzewie. Naprzeciw tego typu oczekiwaniom wychodzi cyfrowa ortofotomapa. Jest to bardzo szczegóùowe narzædzie, wypeùniajàce treúcià obszar opisany przez leúnà mapæ numerycznà (bazy geometryczne) oraz SILP (bazy opisowe). W przypadku wykorzystania najnowszych technik stosowanych w cyfrowej fotografii lotniczej, gdzie po przetworzeniu (do postaci ortofotomapy) piksel terenowy bez problemu osiàga wymiar 10 cm. Pojawiajà siæ moýliwoúci prowadzenia analiz na poziomie pojedynczych, wybranych koron drzew. Dodatkowo, co jest niezwykle istotne, w przypadku koniecznoúci pomiarów i opisu cech niedostæpnych z poziomu 340 Ryc. 3. Lokalizacja punktów pomiarowych w Nadleœnictwie Oleœnica na tle ortofotomapy. ród³o: pliki *shp na tle ortofotomapy z Geoportalu.

341 ortofotomapy, moýna poùàczyã poùoýenie, np. analizowanego drzewa na zdjæciu z jego lokalizacjà w terenie. Bardzo cennym êródùem informacji o zmianach zachodzàcych w úrodowisku leúnym sà analizy wykorzystujàce zdjæcia z róýnych okresów. Dotarcie, np. do archiwalnych zdjæã lotniczych oraz porównanie ich ze zdjæciami aktualnymi (w nawiàzaniu do informacji o prowadzonych tam zabiegach gospodarczych), moýe bardzo uùatwiaã zrozumienie reakcji ekosystemów leúnych na badane czynniki, analizowane z puùapu lotniczego. Opisanie takich zaleýnoúci stanowi takýe podstawæ do tworzenia modeli symulacyjnych zmian zachodzàcych w strukturze drzewostanów. W projekcie dotyczàcym oceny stabilnoúci drzewostanów sosnowych w Nadleúnictwie Oleúnica wykorzystano ortofotomapæ w poùàczeniu z danymi SILP do wyznaczenia sieci powierzchni badawczych (ryc. 3.). Powierzchnie te zlokalizowano w drzewostanach o róýnym stopniu uszkodzenia przez huragan z 2005 roku. LOTNICZY SKANING LASEROWY Lotniczy skaning laserowy (ang. ALS - Airborne Laser Scanning) to obok cyfrowych zdjæã lotniczych najdokùadniejsza obecnie metoda zdalnego pozyskiwania danych o terenie. Zaleýnie od stosowanej technologii (czæstotliwoúã impulsów, wielkoúã plamki na okreúlonej odlegùoúci) pozwala na uzyskanie 2 2 dokùadnoúci ok. 0,3 punktu na 1 m (skaner Leica ALS50) czy ok. 4 punktów na 1 m (skaner TopoSys-1) [Bædkowski 2004; Wæýyk 2006]. Jednym z pierwszych duýych przedsiæwziæã badawczych, testujàcych przydatnoúã lotniczego skaningu laserowego w pomiarach drzewostanów, byù miædzynarodowy projekt HIGH-SCAN (skaner TopoSys-1, gæstoúã skanowania 2 ok. 4 punktów na 1 m, przy wysokoúci lotu 800 m), w ramach którego przeprowadzono badania przydatnoúci skaningu laserowego do pozyskiwania informacji na poziomie szczegóùowoúci odpowiadajàcym pojedynczym drzewom [Ziegler i in. 2000; Hyyppä i in. 2001b]. Zaùoýono, ýe dane ze skaningu oraz dodatkowo z wysokorozdzielczych zobrazowañ satelitarnych, powinny umoýliwiã 3 okreúlenie nastæpujàcych wielkoúci: zapas (m /ha), skùad gatunkowy, úrednia wysokoúã drzew, zwarcie drzewostanu, pierúnicowe pole przekroju, struktura klas wieku, typ gleby, powierzchnia koron drzew, granice drzewostanów. Technologia skaningu laserowego jest równieý dobrym êródùem danych do tworzenia numerycznego modelu terenu (NMT) [Wack i Wimmer 2002]. Dane tego typu, dostarczajàce informacji o zróýnicowaniu wysokoúciowym terenu, tj. zarówno o ksztaùcie powierzchni gruntu, jak i obiektach wystæpujàcych na danym terenie (np. drzewach). Odpowiednie przetworzenie tych informacji, zwùaszcza w poùàczeniu ze zdjæciami lotniczymi, umoýliwiajà opis i pomiar wielu elementów taksacyjnych, zarówno w odniesieniu do duýych powierzchni, jak i pojedynczych drzew; np.: 341

342 342 - gatunku drzewa [Holmgren i Persson 2004; Reitberger i in. 2006], - liczby drzew [Popescu i in. 2003], - lokalizacji, zwarcia i zagæszczenia drzew [Koch i in. 2006], - úredniej wysokoúci drzew [Hyyppä i in. 2001a; Persson i in. 2002], - powierzchni i ksztaùtu poszczególnych koron drzew [Koch i in. 2006], - pola przekroju pierúnicowego drzewa [Means i in. 1999; Lefsky i in. 2001], - miàýszoúci okreúlanej na podstawie wysokoúci drzewa [Hyyppä i in. 2006] oraz okreúlanej na podstawie wysokoúci drzewa i szerokoúci jego korony [Wæýyk 2006], - stopnia defoliacji [Solberg i in. 2004]. NUMERYCZNY MODEL TERENU Numeryczny model terenu (NMT) oznacza zbiór odpowiednio wybranych punktów powierzchni o znanych wspóùrzædnych oraz algorytmów umoýliwiajàcych odtworzenie jej ksztaùtu dla okreúlonego obszaru [Korpetta i Zajàczkowski 2000]. Czæsto jest to pojæcie traktowane umownie, obejmujàce szerszy zakres, np.: - Numeryczny Model Terenu (ang. DTM Digital Terrain Model), - Numeryczny Model Powierzchni (ang. DSM Digital Surface Model), - Znormalizowany Numeryczny Model Powierzchni (ang. ndsm normalised Digital Surface Model) obliczany, jako róýnica pomiædzy DSM a DTM. Sporzàdzenie numerycznego modelu terenu dla danego obszaru pozwala na generowanie trójwymiarowych obrazów sùuýàcych do jego bardziej przejrzystej (oraz efektownej) wizualizacji, a takýe czæsto bardzo zaawansowanych analiz przestrzennych [Zawiùa-Niedêwiecki i Strzeliñski 2006]. Korzyúci pùynàce z faktu posiadania numerycznego modelu terenu sà trudne do przecenienia. Poczàwszy od szerokich moýliwoúci analitycznych, poprzez planowanie i projektowanie, do zaawansowanych prognoz wùàcznie. Zbudowanie numerycznego modelu terenu jest niezbædne takýe przy stosowaniu nowoczesnych metod prognozowania, zwùaszcza w odniesieniu do zagroýeñ powodziowych, lawinowych czy zwiàzanych z silnymi wiatrami. W przytaczanym projekcie dotyczàcym oceny stabilnoúci drzewostanów sosnowych w Nadleúnictwie Oleúnica równieý zbudowano NMT. Na jego bazie 2 oszacowano wpùyw rzeêby terenu duýego obszaru (kilkaset km ) na przemieszczanie siæ duýych mas powietrza. Analizowany teren, wg podziaùu fizyczno-geograficznego [Kondracki 2000] znajduje siæ na obszarze Wzgórz Trzebnickich (318.44). Úrednie wysokoúci na tym terenie wynoszà m, a najwyýsza wysokoúã wzglædna przekracza 150 m. Jak widaã na zaùàczonej ryc. 4., obszar objæty szkodami od huraganu z 2005 roku, leýy w dolinie otoczonej wzgórzami od strony póùnocno-zachodniej i poùudniowo-wschodniej. Przy przewaýajàcym w tym regionie poùudniowozachodnim kierunku wiatrów analizowany obszar znajduje siæ w swoistym korytarzu, zwiækszajàcym ryzyko zniszczeñ od huraganowych wiatrów.

343 Wiæcej informacji dostarczyã moýe szczegóùowa analiza geostatystyczna danych klimatycznych w powiàzaniu z numerycznym modelem terenu. PODSUMOWANIE Prezentowane w niniejszym opracowaniu metody, obok szerokiego zastosowania w licznych badaniach ekosystemów leúnych, znalazùy siæ takýe w zaùoýeniach najnowszych projektów badawczych, realizowanych na terenach Ryc. 4. Lokalizacja uszkodzonego obszaru w Nadleœnictwie Oleœnica ( ó³ta elipsa), na tle numerycznego modelu terenu. ród³o: archiwum Katedry Urz¹dzania Lasu UP w Poznaniu. 343

344 344 Lasów Pañstwowych w Polsce. Jednym z nich byù projekt pt.: Opracowanie metody inwentaryzacji lasu opartej na integracji wybranych technik geomatycznych, realizowany w latach na zlecenie DGLP [Zawiùa- Niedêwiecki i in. 2006, Raport 2009]. Jest to obecnie najbardziej kompleksowe opracowanie z zakresu moýliwoúci zastosowania technologii geomatycznych w polskim leúnictwie. Celem projektu byùo wyselekcjonowanie sposobów zdalnej rejestracji obrazu lasu uýytecznych w leúnictwie oraz opracowanie metody inwentaryzacji lasu opartej na wybranych technikach geomatycznych. Techniki te objæùy wykorzystanie zobrazowañ satelitarnych (Ikonos, QuickBird), lotniczych (lidar i zdjæcia wielospektralne) oraz terenowych (lidar, zdjæcia hemisferyczne, instrumentalne pomiary LAI, MMS). Waýnym elementem tego projektu byùa moýliwoúã przetestowania najnowszych technologii geomatycznych, w tym: lidara lotniczego, lidara terenowego oraz systemu kartowania mobilnego (ang. MMS Mobile Mapping System). W podsumowaniu projektu stwierdzono jednoznacznie, ýe najbardziej obiecujàcà z analizowanych technologii wydaje sie lotnicze skanowanie laserowe (ALS). Dostarcza ono produktów, które juý dziú mogùyby staã siæ elementem planu urzàdzenia lasu (ortofotomapa, NMT, NMPT), zastæpujàc lub uzupeùniajàc informacje pochodzàce ze zdjæã lotniczych. [Raport 2009]. Podkreúlono równieý, ýe technologia naziemnego skanowania laserowego (TLS) daje obiecujàce wyniki. LITERATURA Albaugh T.J., Allen H.L., Dougherty P.M., Kress L.W., King J.S Leaf area and aboveand belowground growth responses of loblolly pine to nutrient and water additions. Forest Science 44: Aschoff, T., Spiecker, H Algorithms for the Automatic Detection of Trees in Laser- Scanner Data. International Archives of Photogrammetry, Remote Sensing and Spatial Information Sciences, Volume XXXVI, Part 8/W2: Bartelink H.H Radiation interception by forest trees: a simulation study on effects of stand density and foliage clustering on absorption and transmission. Ecological Modelling 105: Becker P.F., Erhart D.W., Smith A.P Analysis of forest light environments. I. Computerized estimation of solar radiation from hemispherical photographs. Agric For Meteorol 44: Berterretche M., Hudak A.T., Cohen W.B., Maiersperger T.K., Gower S.T., Dungan J Comparison of regression and geostatistical methods for mapping Leaf Area Index (LAI) with Landsat ETM+ data over a boreal forest. Remote Sensing of Environment 96 (1): Bædkowski K Skaning laserowy i moýliwoúci jego zastosowania w leúnictwie. II Krajowa Konferencja System Informacji Przestrzennej w Lasach Pañstwowych. Rogów, 30 sierpnia - 1 wrzeúnia 2004 r.

345 Bædkowski K., Piekarski E Moýliwoúci wykorzystania zdjæã lotniczych w pomiarach drzewostanów. I Krajowa Konferencja: System Informacji Przestrzennej w Lasach Pañstwowych, Rogów, 3-5 grudnia Bienert A., Maas H.-G, Scheller St Analysis of the information content of terrestrial laserscanner point clouds for the automatic determination of forest inventory parameters. [In:] Koukal T., Schneider W. (eds.): 3-D Remote Sensing in Forestry, Vienna. EARSeL SIG Forestry SIG Forestry. ISPRS WG VIII/11. Vienna, February 14-15, 2006: Cameron A.D., Ives J.D Use of hemispherical photography techniques to determine the association between canopy openness and regeneration of Scots pine (Pinus sylvestris L.) and downy birch (Betula pubescens Ehrh.) in Ballochbuie native pinewood, North-east Scotland. Scot. For., Vol. 51 nr 3: Chan S.S., McCreight M.C., Walstad J.D., Spies T.A Evaluating forest cover with computerized analysis of fisheye photographs. For Sci 32: Chen J.M Optically-based methods for measuring seasonal variation of leaf area index in boreal conifer stands. Agricultural and Forest Meteorology 80: Cowling S.A., Field C.B Environmental control of leaf area production: implications for vegetation and land-surface modeling. Global Biogeochemical Cycles 17: Danson F.M., Hetherington D., Morsdorf F., Koetz B., Allgoewer B Threedimensional forest cannopy structure from terrestrial laser scanning. [In:] Koukal T., Schneider W. (eds.): 3-D Remote Sensing in Forestry, Vienna. EARSeL SIG Forestry SIG Forestry. ISPRS WG VIII/11. Vienna, February 14-15, 2006: Diaci J., Thormann J.-J., Kolar U Meritve sonènega sevanja v gozdu. II. Metode na osnovi i projekcij hemisfere neba in krošenj. Zb. Gozd. Les., T. 60: Dobbertin M., Hug Ch., Mizoue N Using slides to test for changes in crown defoliation assessment methods. Part I: Visual assessment of slides. Environ. Monit. a. Assess., Vol. 98 nr 1/3: Easter M.J., Spies T.A Using hemispherical photography for estimating photosynthetic photon flux density under canopies and in gaps in Douglas-fir forests of the Pacific Northwest. Can. J. For. Res., Vol. 24, 10: Englund S.R., O Brien J.J., Clark D.B Evaluation of digital and film hemispherical photography and spherical densiometry for measuring forest light environments. Can. J. For. Res. 30(12): Frazer G.W., Canham C.D., Lertzman K.P Gap Light Analyzer (GLA), vers. 2.0: Imaging software to extract canopy structure and gap light transmission indices from true-colour fisheye photographs, users manual and program documentation. Burnaby, British Columbia: Simon Fraser Univ. and Millbrook, NY: Institute of Ecosystem Studies. Goliñska M Problemy trwaùoúci lasów Puszczy Noteckiej na przykùadzie Nadleúnictwa Potrzebowice, Obræb Drawsko. Praca magisterska w Katedrze Urzàdzania Lasu AR w Poznaniu. Maszynopis. Gower S.T., Kucharik C.J., Norman J.M Direct and indirect estimation of leaf area index, fapar, and net primary production of terrestrial ecosystems. Remote Sensing and Environment, 70: Holmgren J., Persson A Identifying species of individual trees using airborne laser scanning. Remote Sensing of Environment 90:

346 346 Hyer E.J., Goetz S.J Comparison and sensitivity analysis of instruments and radiometric methods for LAI estimation: assessments from a boreal forest site. Agricultural and Forest Meteorology. Volume 122, Issues 3-4, 20 April 2004: Hyyppä J., Kelle O., Lehikoinen M., Inkinen M. 2001a. A segmentation-based method to retrieve stem volume estimates from 3-D tree height models produced by laser scanners. IEEE Transactions on Geoscience and Remote Sensing, 39(5): Hyyppä J., Schardt M., Haggrén H., Koch B., Lohr U., Scherrer H.U., Paananen R., Luukkonen H., Ziegler M., Hyyppä H., Pyysalo U., Friedländer H., Uuttera J., Wagner S., Inkinen M., Wimmer A., Kukko A., Ahokas E., Karjalainen M. 2001b. HIGH- SCAN: The first european-wide attempt to derive single-tree information from laserscanner data. The Photogrammetric Journal of Finland, vol. 17, No. 2: Hyyppä J., Yu X., Hyyppä H., Maltamo M Methods of airborne laser scanning for forest information extraction. [In:] Koukal T., Schneider W. (eds.): 3-D Remote Sensing in Forestry, Vienna. EARSeL SIG Forestry SIG Forestry. ISPRS WG VIII/11: Inoue A., Yamamoto K., Mizoue, N., Kawahara Y Estimation of relative illuminance using digital hemispherical photography. Journal of Forest Planning 8: Inoue A., Yamamoto K., Mizoue, N., Kawahara Y Effects of image quality, size and camera type on forest light environment estimates using digital hemispherical photography. Agricultural and Forest Meteorology. Volume 126, Issues 1-2, 20 November 2004: Iracka M Barwne zdjæcia lotnicze w podczerwieni jako êródùo informacji o stanie lasu. Prace IBL, Seria B, Nr 18. Jagodziñski A.M., Kaùucka I Age-related changes in leaf area index of young Scots pine stands. Dendrobiology 59: Johansen K., Phinn S Mapping structural parameters and species composition of riparian vegetation using IKONOS and landsat ETM plus data in Australian tropical savannahs. Photogrammetric Engineering and Remote Sensing 72(1): Johnson J.D., Zedaker S.M., Hairston A.B Foliage, stem and root interrelations in young loblolly pine. Forest Science 31: Kalacska M., Sanchez-Azofeifa A., Caelli T., Rivard B., Boerlage B Estimating leaf area index from satellite imagery using Bayesian networks. IEEE Transactions on Geoscience and Remote Sensing 43 (8): Kaùuýa T., Strzeliñski P., Teledetekcyjne narzædzia w badaniach roúlinnoúci wysokopiennej do oceny warunków przepùywu na terenach zalewowych. Studia i Materiaùy Centrum Edukacji Przyrodniczo-Leúnej. R.11, Zeszyt 2 (21): Koch B., Diederhagen O., Straub Ch., Weinacker H Standwise delineation based on 3-D information from LIDAR. Proceedings 3-D Remote Sensing in Forestry. [In:] Koukal T., Schneider W. (eds.): 3-D Remote Sensing in Forestry, Vienna. EARSeL SIG Forestry SIG Forestry. ISPRS WG VIII/11, pp Kondracki J., Geografia regionalna Polski. PWN, Warszawa. Korpetta D., Zajàczkowski G Numeryczny model terenu (NMT). [W:] Okùa K. (red.). System Informacji Przestrzennej w Lasach Pañstwowych. Podræcznik uýytkownika leúnej mapy numerycznej. Bogucki Wydawnictwo Naukowe S.C., Poznañ: Kucharik C.J., Norman J.M., Gower S.T. 1998a. Measurements of branch area and adjusting leaf area index indirect measurements. Agricultural and Forest Meteorology, 91:

347 Kucharik C.J., Norman J.M., Gower S.T. 1998b. Measurements of leaf orientation, light distribution and sunlit leaf area in a boreal aspen forest. Agricultural and Forest Meteorology, 91: Kupczak K.M Problematyka trwaùoúci lasów Puszczy Noteckiej na przykùadzie Nadleúnictwa Wronki, Obræb Wronki. Praca magisterska w Katedrze Urzàdzania Lasu AR w Poznaniu. Maszynopis. Lasy Pañstwowe w liczbach, Centrum Informacyjne lasów Pañstwowych. Lefsky M.A., Cohen W., Harding D., Parker G., Acker S., Gower S Lidar remote sensing of aboveground biomass in three biomes. Int. Arch. of Rem. Sens. XXXIV- 3/W4, Annapolis: 6. Manninen T., Stenberg P., Rautiainen M., Voipio P., Smolander H Leaf area index estimation of boreal forest using ENVISAT ASAR. IEEE Transactions on Geoscience and Remote Sensing 43 (11): Martens S.N., Ustin S.L., Rousseau R.A Estimation of tree canopy leaf area index by gap fraction analysis. For. Ecol. Mgmt. 61: Means J., Acker S., Harding D., Blair B., Lefsky M., Cohen W., Harmon M., McKee W Use of large-footprint scanning airborne LIDAR to estimate forest stand characteristics in the western Cascades of Oregon. Remote Sensing of the Environment. 67: Megumi I Automatic thresholding for digital hemispherical photography. Can. J. For. Res./Rev. Can. Rech. For. 34(11): Miú R. 2003a. Urzàdzanie lasów wielofunkcyjnych. Wyd. AR Pozn. Miú R. 2003b. Charakterystyka zmian w stanie lasów Puszczy Noteckiej. Sylwan 6: Persson A., Holmgren J., Sodermann U Detecting and measuring individual trees using an airborne laser scanner. Photogrammetric Engineering & Remote Sensing, 68(9): Planchais I., Pontailler J.-Y Validity of leaf areas and angles estimated in a beech forest from analysis of gap frequencies, using hemispherical photographs and a plant canopy analyzer. Ann. Sci. For., Vol. 56 nr 1: Popescu S.C., Wynne R.H., Nelson R.F Measuring individual tree crown diameter with lidar and assessing its influence on estimating forest volume and biomass. Canadian Journal of Remote Sensing, 25(5): Raport koñcowy z realizacji tematu Opracowanie metody inwentaryzacji lasu opartej na integracji danych pozyskiwanych róýnymi technikami geomatycznymi Reitberger J., Krzystek P., Heurich M Full-waveform analysis of small footprint airborne laser scanning data in the Bavarian Forest National Park for tree species classification. [In:] Koukal T., Schneider W. (eds.). 3-D Remote Sensing in Forestry, Vienna. EARSeL SIG Forestry SIG Forestry. ISPRS WG VIII/11: Robakowski P Retrospektywna analiza przyrostów sadzonek jodùy pospolitej (Abies alba Mill.) rosnàcych pod okapem róýnych gatunków drzew w Karkonoskim Parku Narodowym. Sylwan 1: Robakowski P., Modrzyñski J., Niemczyk M., Zwaduch P Aýurowoúã i fotosyntetyczna gæstoúã strumienia fotonów w drzewostanach z odnowieniem jodùy pospolitej (Abies alba Mill.). Opera Corcontica 36:

348 348 Robakowski P., Wyka T., Samardakiewicz S., Kierzkowski D Growth, photosynthesis, and needle structure of silver fir (Abies alba. Mill.) seedlings under different canopies. For. Ecol. a. Manage Vol. 201, nr 2/3, s Shelburne V.B., Hedden R.L., Allen R.M The effects of site, stand density, sapwood permeability on the relationship between leaf area and sapwood area in loblolly pine. Forest Ecology and Management 58: Shi K., Cao Q.V Predicted leaf area growth and foliage efficiency of loblolly pine plantations. Forest Ecology and Management 95: Solberg S., Næsset E., Lange H., Bollandsås O Remote sensing of forest health. [In:] Thies, M., Koch, B, Spiecker, H. and Weinacker, H.(eds.). Laser Scanners for Forest and Landscape Assessment. Proceedings of the ISPRS working group VIII/2. Freiburg, Germany, October, International Archives of Photogrammetry, Remote Sensing and Spatial Information Sciences. Volume XXXVI, Part 8/W2: Stæpieñ E Ocena stanu zasobów drzewnych w úwietle wspóùczesnej interpretacji zasady trwaùoúci lasu. Wydawnictwo SGGW-AR, Warszawa. Stæpieñ E Metodyczne podstawy kompleksowej oceny stanu lasu. Sylwan 10: Strzeliñski P Moýliwoúci zastosowania w praktyce zdjæã hemisferycznych. III Konferencja SIP w LP Stan i perspektywy wdraýania leúnej mapy numerycznej. Rogów wrzeúnia 2006 r. Strzeliñski P. 2008a. Zdjæcia hemisferyczne. Las Polski 17: Strzeliñski P. 2008b. Naziemny skaning laserowy w pomiarach lasu. Las Polski 17: Strzeliñski P., Zawiùa-Niedêwiecki T., Olejnik J., Technologie teledetekcyjne wspomagajàce pomiary wymiany CO2 pomiædzy atmosferà a ekosystemem leúnym. [W:] Kannenberg K. i Szramka H. (red.). Zarzàdzanie ochronà przyrody w lasach. Wyýsza Szkoùa Zarzàdzania Úrodowiskiem w Tucholi, Tuchola: Thies, M., Spiecker, H Evaluation and Future Prospects of Terrestrial Laser-Scanning for Standardized Forest Inventories. International Archives of Photogrammetry, Remote Sensing and Spatial Information Sciences. Volume XXXVI, Part 8/W2. pp Wack R., Wimmer A Digital Terrain Models from Airborne Laserscanner Data a Grid based approach Proceedings of the ISPRS Commission III Symposium Graz: Wagner S Strahlungsschatzung in Waldern durch hemispharische Fotos. Ber. Forsch. Waldökosyst., Bd. 123: Walter J.M.N., Himmler C.G Spatial heterogeneity of a Scots pine canopy: an assessment by hemispherical photographs. Can. J. For. Res., Vol. 26, nr 9: Wang Y.S., Miller D.R., Welles J.M., Heisler G.M Spatial variability of canopy foliage in an oak forest estimated with fisheye sensors. For. Sci., Vol. 38, nr 4: Waring R.H., Running S.W Forest Ecosystems: Analysis at Multiple Scales, II ed. Academic Press, New York. Wæýyk P Wprowadzenie do technologii skaningu laserowego LIDAR w leúnictwie. III Konferencja SIP w LP Stan i perspektywy wdraýania leúnej mapy numerycznej. Rogów wrzeúnia 2006 r. Referaty/28R_P.Wezyk_LIDAR_w_lesnictwie.pdf

349 Xu M., Harrington T.B Foliage biomass distribution of loblolly pine as affected by tree dominance, crown size and stand characteristics. Canadian Journal of Forest Research 28: Zawiùa-Niedêwiecki T., Gruszczyñska M., Strzelecki P Wskaênik LAI w teledetekcyjnej ocenie kondycji lasu. Sylwan 137 (6): Zawiùa-Niedêwiecki T., Miúcicki S., Zasada M., Wencel A Zaùoýenia do pracy naukowo-badawczej o metodach inwentaryzacji lasu opartych na integracji danych pozyskiwanych technikami geopatycznymi. III Konferencja SIP w LP Stan i perspektywy wdraýania leúnej mapy numerycznej. Rogów wrzeúnia 2006 r. Zawiùa-Niedêwiecki T., Strzeliñski P Systemy informacji przestrzennej w ochronie przyrody. [W:] Gospodarka leúna a ochrona przyrody (pod redakcjà Dariusza J. Gwiazdowicza), Poznañ, Wyd. Ornatus, s Ziegler M., Schardt M., Konrad H Einsatzmöglichkeiten von Laserscannerdaten für die Forstinventur Laserscanning for forest inventory. [In:] Žíhlavník Š., Scheer L. (ed.): Application of Remote Sensing in Forestry. Zvolen: Zwierzchlewska I Stabilnoúã lasów Puszczy Noteckiej na przykùadzie Nadleúnictwa Krucz, Obræb Krucz,. Praca magisterska w Katedrze Urzàdzania Lasu AR w Poznaniu. Maszynopis. Êródùa internetowe STRESZCZENIE Praca przedstawia przykùadowe moýliwoúci wykorzystania technik zdalnego pozyskiwania danych o lesie (czyli teledetekcji) oraz zaawansowanych, tzw. geoinformatycznych metod ich analizy. Omówiono gùównie te metody, które umoýliwiajà pomiary ekosystemu leúnego, niezbædnych do oceny stabilnoúci drzewostanu. Wybrane metody zastosowano na terenie Nadleúnictwa Oleúnica Úlàska, gdzie w ostatnich dziesiæcioleciach doszùo do trzech powaýnych klæsk spowodowanych czynnikami abiotycznymi. Badaniami objæto obszar Leúnictwa Ligota, uszkodzony przez huragan z 2005 roku. Wykorzystujàc system informacji przestrzennej Nadleúnictwa wyznaczono na uszkodzonym obszarze 62 powierzchnie badawcze. W badaniach, oprócz tradycyjnych metod pomiarowych wykorzystano równieý takie techniki, jak cyfrowe zdjæcia hemisferyczne, ortofotomapa i numeryczny model terenu. Opracowanie jest czæúcià szerszego tematu pt.: Relacje pomiædzy iloúcià i jakoúcià produkcji drewna oraz stabilnoúcià drzewostanów sosnowych, zleconego w 2007 roku przez Dyrekcjæ Generalnà Lasów Pañstwowych. 349

350 350 SUMMARY Paper presents possible applications of remote sensing and advanced geomatics for forest data analysis. Remotely sensed measurements of forest parameters, which are necessary for estimation of stand stability, were presented. Selected methods were applied in Oleúnica Úlàska Forest District, where frequent catastrophic events are noted. The subject of research was a sub-district Ligota damaged by hurricane in In this area 62 experimental plots were selected with the use of GIS. Except traditional methods, digital fish-eye photography, orthophotomaps as well as digital terrain model were used. The paper is a part of wider work under title Relations between quantity and quality of wood production and pine stands stability ordered by General Directorate of the State Forests in 2007.

351 Rida Sultanova, Denis Hanov Bashkortostan State Agrarian University (Russia) IMPLEMENTATION OF THE RECREATIONAL ACTIVITIES IN THE TERRITORY, ADJACENT TO THE PAVLOVSKY RESERVOIR REALIZACJA ZAJÆÃ REKREACYJNYCH W OBRÆBIE JEZIORA PAWÙOWSKIEGO Sùowa kluczowe: czynnoúci rekreacyjne, Jezioro Pawùowskiego, obszary lasu, turystyka, wypoczynek Key words: recreation activity, Pavlovsky reservoir, forest blocks, tourism, rest Abstract. Intensive urban development, improving people's welfare and development of vehicles led to a sharp increase of forest use for the recreational purposes. In the modern recreational activities the following trends are revealed - widespread use of forest landscapes for recreation, increase the diversity of the recreational activities, strengthening of the active kinds activities role. There are resources in the Republic of Bashkortostan which can and should be used for tourist purposes. Further development of recreation in the area adjacent to the Pavlovsky reservoir will contribute to the economic development of the republic, because this will create additional jobs and save the republican and municipal budget funds allocated for the infrastructural facilities development, and ultimately the completion of the republic budget. INTRODUCTION Intensive urban development, improving people's welfare and development of vehicles led to a sharp increase of forest use for the recreational purposes. In the modern recreational activities the following trends are revealed - widespread use of forest landscapes for recreation, increase the diversity of the recreational activities, strengthening of the active kinds activities role. DISCUSSION There are resources in the Republic of Bashkortostan (Russia) which can and should be used for tourist purposes. The objectives of the tourist and recreational areas are increasing of the tourist activities competitiveness, development of medical and health resorts, development activities for the treatment and prevention of diseases, cognitive, historical and cultural forms of tourism, increase of employment, and increase of budget revenues. 351

352 However, according to the most optimistic estimates, the listed capacity is currently used no more than by 15-17%. By 28 August 2009 the Ministry of Forestry of the Republic of Bashkortostan signed 167 leases on the forest blocks for the implementation of the recreational activities on the total area of 520 hectares (. Report.., 2009). Basically forest blocks around the reservoirs (particularly in the Pavlovsky reservoir area), as well as around the large lakes in the Abzelilovsky (the Lake Yaktykul), Tuymazinsky (the Lake Kandrykul), Davlekanovsky (the Lake Aslykul) Districts and in mountain forest zone of Beloretsk District (village Abzakovo) are demanded for the recreational purposes. Pavlovka with its almost untouched nature, pine forests and picturesque mountains is rightfully considered the pearl of Bashkortostan. This is a popular place for the citizens recreation of the republic. Here everybody can find a recreation they like, and choose a place of rest according to their needs and means - someone arranged in a fisherman's tent, the other will choose the dispensary for health recovery and someone will stop at the well-based recreation center. 17 resorts are arranged on the bank of the reservoir, this also indicates the popularity of this place among the tourists and investors. The range of the Pavlovsky reservoir dam is located on the river Ufa; it is km from the mouth. It was built in Its total volume is 1,411 million m, and million m is useful. The catchment area of the river Ufa in the alignment of the 2 Waterworks is 47.1 thousand km (89% of the total watershed). The average surface area of the reservoir is 116 km?, its length is 150 km, the average width is 770 m and the average depth is 11.7 m (maximum m). The Pavlovsky hydroelectric power station (capacity of MW) is included in the integrated power system of the Urals. The average annual electricity output is 590 million KW / hour (V. Balcov, 1978; Internet resource: Ecology of Barkoshtostan: The main resorts located on the bank of the reservoir are "Bashkir Riza", "Aviator", "Soluni", "Energetic", "Mountain Air", "Star" and "Pavlovsky". Nowadays the tourist ski center "Pavlovsky is under construction, it undoubtedly will be the main center of the touristic and recreational activities development in the Republic of Bashkortostan. According to Art. 41of the RF FC the construction of temporary buildings on the forest blocks and realization of their improvement is allowed during the implementation of the recreational activities in the forests. If the areas of the planned development of forests within the boundaries of which involves the construction, reconstruction and maintenance of recreational activities facilities are determined in the plan of the forest development on the territory of the Russian Federation (Forest Plan of the Russian Federation), the construction of sports and health, sport and sport-technical installations are allowed in the appropriate forest areas. According to the forest plan of the RB Pavlovsky reservoir is attributed to such zone. 352

353 There are 4 ski slopes and all the necessary infrastructure, designed for the comfort of holidaymakers on the "Pavlovsky" territory at the present time. The construction of a water park, spa, hotel complex and others is planned in perspective. The ski resort "Pavlovsky" is designed for 1800 guests. Relatively close proximity of the Ufa city (120 km) also contributes to the popularity growing of the Pavlovsky reservoir among the holidaymakers. In comparison with the recreation center, located near the village Abzakovo, it is located in 300 km from the Ufa city. LITERATURE Balcov V. 1978, Water Bashkortostan. Ufa. Internet resource: Ecology of Barkoshtostan: Report of the Ministry of Forestry of Republic of Bashkortostan Ufa. STRESZCZENIE Dalszy rozwój turystyki (rekreacji) na terenie przylegùym do Jeziora Pawùowskiego bædzie prowadziã do ekonomicznego rozwoju Republiki Baszkirskiej, poniewaý umoýliwi to utworzenie dodatkowych miejsc pracy i pozwoli zaoszczædziã pañstwu i miastu fundusze potrzebne na rozwój zaplecza infrastrukturalnego, a takýe wyraênie zasili budýet Republiki. SUMMARY Further development of recreation in the area adjacent to the Pavlovsky reservoir will contribute to the economic development of the republic, because this will create additional jobs and save the republican and municipal budget funds allocated for the infrastructural facilities development, and ultimately the completion of the republic budget. 353

354 Maùgorzata Tarant Regionalna Dyrekcja Ochrony Úrodowiska w Poznaniu 354 ZADANIA I KOMPETENCJE REGIONALNEGO DYREKTORA OCHRONY ÚRODOWISKA W ZAKRESIE OCHRONY PRZYRODY W LASACH TASKS AND COMPETENCE OF REGIONAL DIRECTOR FOR ENVIRONMENTAL PROTECTION IN THE FIELD OF NATURE PROTECTION IN THE FORESTS Sùowa kluczowe: regionalny dyrektor ochrony úrodowiska, ochrona przyrody, lasy, strategiczna ocena oddziaùywania, plan urzàdzenia lasu, formy ochrony przyrody, rezerwat przyrody, obszar Natura 2000, ochrona gatunkowa, strefy ochrony, zezwolenia na odstæpstwa od zakazów. Key words: regional director for environmental protection, nature conservation, forests, strategic environmental assessment, forest management plan, forms of nature protection, nature reserve, Natura 2000 site, protected species, protective zones, permits to carry out activity prohibited under wildlife legislation. Abstract. The article presents the status and general competence of a regional director for environmental protection and then focuses on tasks of this government body in the field of nature conservation. The article analyses strategic environmental assessment, especially in the aspect of assessment of forest management plans, establishing of nature protection forms, management of nature reserves and Natura 2000 sites and issue of decision on permission to carry out activity prohibited under nature protection legal act. WSTÆP W rozumieniu ustawy z dnia 16 kwietnia 2004 r. o ochronie przyrody [Dz. U. z 2009 r. Nr 151, poz ze zm.] ochrona przyrody polega na zachowaniu, zrównowaýonym uýytkowaniu oraz odnawianiu zasobów, tworów i skùadników przyrody (art. 2 cyt. ustawy). Mimo ýe brak definicji legalnej pojæcia przyroda, moýna przyjàã, ýe jest nià wszystko, co nas otacza, a nie zostaùo stworzone przez czùowieka [Radecki 2006]. Niewàtpliwie jednym z waýniejszych komponentów úrodowiska przyrodniczego sà lasy. Znajduje to odzwierciedlenie w prawodawstwie, bowiem zarówno prawo ochrony przyrody uwzglædnia zagadnienia zwiàzane z siedliskami leúnymi, jak i prawo leúne na pierwszym miejscu stawia zachowanie, ochronæ i powiækszanie zasobów leúnych (art. 1 ustawy z dnia 28 wrzeúnia 1991 r. o lasach [Dz. U. z 2005 r. Nr 45, poz. 435 ze zm.]).

355 Z dniem 15 listopada 2008 r. weszùa w ýycie ustawa z dnia 3 paêdziernika 2008 r. o udostæpnianiu informacji o úrodowisku i jego ochronie, udziale spoùeczeñstwa w ochronie úrodowiska oraz o ocenach oddziaùywania na úrodowisko [Dz. U. z 2008 r. Nr 199, poz ze zm.]. Celem usprawnienia procesu zarzàdzania úrodowiskiem w Polsce w kontekúcie skuteczniejszej absorpcji úrodków UE ustawà tà powoùano takýe nowe organy administracji rzàdowej Generalnego Dyrektora Ochrony Úrodowiska i regionalnych dyrektorów ochrony úrodowiska [Druk 768]. Ci ostatni przejæli kompetencje wojewodów w zakresie ocen oddziaùywania na úrodowisko, zapobiegania szkodom w úrodowisku oraz w zakresie ochrony przyrody. W kontekúcie zarzàdzania ochronà przyrody w lasach warto przyjrzeã siæ kompetencjom i zadaniom regionalnego dyrektora ochrony úrodowiska, bowiem pozwoli to na zdefiniowanie obszarów wspóùdziaùania administracyjnych organów ochrony przyrody (lub szerzej ochrony úrodowiska) i zarzàdców lasów. STATUS REGIONALNEGO DYREKTORA OCHRONY ÚRODOWISKA W STRUKTURZE ADMINISTRACJI SPECJALNEJ W ZAKRESIE OCHRONY ÚRODOWISKA Na czele wyspecjalizowanych sùuýb ochrony úrodowiska stoi, zgodnie z art. 121 ustawy z dnia 3 paêdziernika 2008 r. o udostæpnianiu informacji úrodowisku i jego ochronie, udziale spoùeczeñstwa w ochronie úrodowiska oraz o ocenach oddziaùywania na úrodowisko [Dz. U. z 2008 r. Nr 199, poz ze zm.], Generalny Dyrektor Ochrony Úrodowiska (GDOÚ), który jest centralnym organem administracji rzàdowej. Podlega on ministrowi wùaúciwemu do spraw úrodowiska. Na szczeblu regionalnym (obejmujàcym obszar województwa), zgodnie z art. 123 cytowanej ustawy, zadania z zakresu ochrony úrodowiska wykonuje regionalny dyrektor ochrony úrodowiska (rdoú), który jest organem administracji rzàdowej niezespolonej. Powoùywany jest on i odwoùywany przez Generalnego Dyrektora Ochrony Úrodowiska. Swoje zadania regionalny dyrektor ochrony úrodowiska wykonuje przy pomocy regionalnej dyrekcji ochrony úrodowiska, która jest pañstwowà jednostkà budýetowà. Zgodnie z ustawowym uregulowaniem art. 124 ust. 2 cytowanej ustawy zadania w zakresie ochrony przyrody rdoú wykonuje przy pomocy regionalnego konserwatora przyrody, bædàcego zastæpcà regionalnego dyrektora. W postæpowaniach administracyjnych organem wyýszego stopnia, w rozumieniu kodeksu postæpowania administracyjnego, w stosunku do regionalnych dyrektorów ochrony úrodowiska jest Generalny Dyrektor Ochrony Úrodowiska (art. 127 ust. 3 cytowanej powyýej ustawy). W postæpowaniach legislacyjnych akty prawa miejscowego ustanawiane przez rdoú w formie zarzàdzeñ (art. 123 ust. 2 ustawy z dnia 3 paêdziernika 2008 r. o udostæpnianiu informacji o úrodowisku i jego ochronie, udziale spoùeczeñstwa w ochronie úrodowiska oraz o ocenach oddziaùywania na úrodowisko) podlegajà kontroli w trybie nadzoru przez Prezesa 355

356 Rady Ministrów, co wynika z art. 61 ust. 1 ustawy z dnia 23 stycznia 2009 r. o wojewodzie i administracji rzàdowej w województwie [Dz. U. z 2009 r. Nr 31, poz. 206 ze zm.]. Art. 59 ust. 2 tej ustawy nakùada takýe na rdoú, jako na organ niezespolonej administracji rzàdowej, obowiàzek uzgadniania z wojewodà projektów aktów prawa miejscowego. KOMPETENCJE OGÓLNE REGIONALNEGO DYREKTORA OCHRONY ÚRODOWISKA Kompetencje ogólne naleýy rozumieã jako generalne wskazanie spraw, jakimi dany organ ma siæ zajmowaã [Matczak 2004]. Kompetencje te zostaùy wskazane w art. 131 ustawy z dnia 3 paêdziernika 2008 r. o udostæpnianiu informacji o úrodowisku i jego ochronie, udziale spoùeczeñstwa w ochronie úrodowiska oraz o ocenach oddziaùywania na úrodowisko[dz. U. z 2008 r. Nr 199, poz ze zm.]. Przedmiotowy zakres dziaùania regionalnego dyrektora ochrony úrodowiska obejmuje: 1) udziaù w strategicznych ocenach oddziaùywania na úrodowisko; 2) przeprowadzanie ocen oddziaùywania przedsiæwziæã na úrodowisko lub udziaù w tych ocenach;3) tworzenie i likwidacjæ form ochrony przyrody na podstawie ustawy z dnia 16 kwietnia 2004 r. o ochronie przyrody;4) ochronæ i zarzàdzanie obszarami Natura 2000 i innymi formami ochrony przyrody na zasadach i w zakresie okreúlonym ustawà z dnia 16 kwietnia 2004 r. o ochronie przyrody; 5) wydawanie decyzji na podstawie ustawy z dnia 16 kwietnia 2004 r. o ochronie przyrody; 6) przeprowadzanie postæpowañ i wykonywanie innych zadañ, o których mowa w ustawie z dnia 13 kwietnia 2007 r. o zapobieganiu szkodom w úrodowisku i ich naprawie; 7) przekazywanie danych do bazy danych o ocenach oddziaùywania na úrodowisko prowadzonej przez Generalnego Dyrektora Ochrony Úrodowiska; 8) wykonywanie zadañ zwiàzanych z udziaùem organizacji w systemie ekozarzàdzania i audytu (EMAS) na zasadach i w zakresie okreúlonych w ustawie z dnia 12 marca 2004 r. o krajowym systemie ekozarzàdzania i audytu (EMAS); 9) wspóùpracæ z organami jednostek samorzàdu terytorialnego w sprawach ocen oddziaùywania na úrodowisko i ochrony przyrody; 10) wspóùpracæ z organizacjami ekologicznymi. W dalszej czæúci artykuùu zostanà poddane analizie wybrane kompetencje regionalnego dyrektora ochrony úrodowiska, które mogà byã powiàzane z gospodarkà leúnà. 356

357 STRATEGICZNA OCENA ODDZIAÙYWANIA NA ÚRODOWISKO Dokumenty podlegajàce strategicznej ocenie oddziaùywania na úrodowisko zostaùy okreúlone w art. 46 ustawy z dnia 3 paêdziernika 2008 r. o udostæpnianiu informacji o úrodowisku i jego ochronie, udziale spoùeczeñstwa w ochronie úrodowiska oraz o ocenach oddziaùywania na úrodowisko [Dz. U. z 2008 r. Nr 199, poz ze zm.]. Na tej podstawie oceny strategicznej wymagajà projekty: - koncepcji przestrzennego zagospodarowania kraju, studium uwarunkowañ i kierunków zagospodarowania przestrzennego gminy, planów zagospodarowania przestrzennego oraz strategii rozwoju regionalnego, - polityk, strategii, planów lub programów w dziedzinie przemysùu, energetyki, transportu, telekomunikacji, gospodarki wodnej, gospodarki odpadami, leúnictwa, rolnictwa, ryboùówstwa, turystyki i wykorzystania terenu, opracowywanych lub przyjmowanych przez organy administracji, wyznaczajàcych ramy dla póêniejszej realizacji przedsiæwziæã mogàcych znaczàco oddziaùywaã na úrodowisko, - polityk, strategii, planów lub programów innych niý wymienione powyýej, których realizacja moýe spowodowaã znaczàce oddziaùywania na obszar Natura 2000, jeýeli nie sà one bezpoúrednio zwiàzane z ochronà obszaru Natura 2000 lub nie wynikajà z tej ochrony. Przeprowadzenie strategicznej oceny oddziaùywania na úrodowisko, na podstawie art. 47 cytowanej ustawy, jest wymagane takýe w przypadku projektów dokumentów, innych niý wymienione w art. 46, jeýeli w uzgodnieniu z wùaúciwym organem, o którym mowa w art. 57 (tj. Generalnym Dyrektorem Ochrony Úrodowiska w przypadku dokumentów opracowywanych i zmienianych przez centralne organy administracji rzàdowej lub regionalnym dyrektorem ochrony úrodowiska w przypadku pozostaùych dokumentów), organ opracowujàcy projekt dokumentu stwierdzi, ýe wyznaczajà one ramy dla póêniejszej realizacji przedsiæwziæã mogàcych znaczàco oddziaùywaã na úrodowisko i ýe realizacja postanowieñ tych dokumentów moýe spowodowaã znaczàce oddziaùywanie na úrodowisko. Na podstawie powyýszych przepisów naleýy stwierdziã, ýe w odniesieniu do gospodarki leúnej strategicznej ocenie oddziaùywania podlegajà wykonywane na podstawie art. 7 ustawy z dnia 28 wrzeúnia 1991 r. o lasach [Dz. U. z 2005 r. Nr 45, poz. 435 ze zm.] plany urzàdzenia lasu i uproszczone plany urzàdzenia lasu, o ile wyznaczajà one ramy dla póêniejszej realizacji przedsiæwziæã mogàcych znaczàco oddziaùywaã na úrodowisko lub których realizacja moýe spowodowaã znaczàce oddziaùywania na obszar Natura 2000, jeýeli nie sà one bezpoúrednio zwiàzane z ochronà obszaru Natura 2000 lub nie wynikajà z tej ochrony. Organ opracowujàcy projekt planu urzàdzenia lasu lub uproszczonego planu urzàdzenia lasu sporzàdza prognozæ oddziaùywania na úrodowisko zgodnie z art. 51 ustawy z dnia 3 paêdziernika 2008 r. o udostæpnianiu informacji o úrodowisku i jego ochronie, udziale spoùeczeñstwa w ochronie úrodowiska oraz o ocenach oddziaùywania na úrodowisko [Dz. U. z 2008 r. Nr 199, poz ze zm.]. 357

358 358 Jednym z elementów prognozy jest analiza i ocena istniejàcych problemów ochrony úrodowiska istotnych z punktu widzenia realizacji projektowanego dokumentu, w szczególnoúci dotyczàcych obszarów podlegajàcych ochronie na podstawie ustawy o ochronie przyrody. Prognoza powinna przedstawiaã rozwiàzania majàce na celu zapobieganie, ograniczenie lub kompensacjæ przyrodniczà negatywnych oddziaùywañ na úrodowisko, mogàcych byã rezultatem realizacji projektowanego dokumentu, w szczególnoúci na cele i przedmiot ochrony obszaru Natura 2000 oraz integralnoúã tego obszaru. Ponadto, bioràc pod uwagæ cele i geograficzny zasiæg dokumentu oraz cele i przedmiot ochrony obszaru Natura 2000 a takýe integralnoúã tego obszaru prognoza powinna przedstawiaã rozwiàzania alternatywne do rozwiàzañ zawartych w projektowanym dokumencie wraz z uzasadnieniem ich wyboru. Regionalny dyrektor ochrony úrodowiska uczestniczy w ocenie strategicznej jako organ, który uzgadnia zakres i stopieñ szczegóùowoúci informacji wymaganych w prognozie oddziaùywania na úrodowisko (na podstawie art. 53 cytowanej ustawy [Dz. U. z 2008 r. Nr 199, poz ze zm.]) oraz jako organ wùaúciwy w sprawach opiniowania projektu planu wraz z prognozà. (na podstawie art. 57 pkt 2 cyt. ustawy). TWORZENIE I LIKWIDACJA FORM OCHRONY PRZYRODY Zagadnienie form ochrony przyrody jest jednym z kluczowych zagadnieñ systemu ochrony przyrody. Przez formæ ochrony przyrody rozumie siæ instytucjæ prawnà polegajàcà na wyodræbnieniu okreúlonego przedmiotu (obszaru, obiektu, gatunku), uznaniu go za chroniony powszechnie obowiàzujàcym aktem normatywnym, poddaniu go szczególnemu reýimowi prawnemu, w którym zasadniczà rolæ odgrywajà zakazy zachowania siæ zagraýajàcego temu przedmiotowi oraz ustanowieniu odpowiedzialnoúci typu penalnego za naruszenie tych zakazów [Radecki 2006]. W art. 6 ustawy z dnia 16 kwietnia 2004 r. o ochronie przyrody [Dz. U. z 2009 r. Nr 151, poz ze zm.] zawarta jest lista 10 form ochrony przyrody, które mogà zostaã wprowadzone w celu ochrony obiektów lub obszarów cennych przyrodniczo. W kolejnych artykuùach znalazùy siæ definicje poszczególnych form, okreúlenie sposobu ich ustanawiania lub wyznaczania i wskazanie kompetentnych organów, a takýe reýim prawny obowiàzujàcy na ich obszarze lub w stosunku do nich. Przyjmujàc klasyfikacjæ W. Radeckiego [2006] wymienione w art. 6 cyt. ustawy formy ochrony przyrody moýna podzieliã na: 1. formy ochrony obszarowej: parki narodowe, rezerwaty przyrody, parki krajobrazowe, obszary chronionego krajobrazu i obszary Natura 2000; 2. formy ochrony obiektowej: pomniki przyrody, stanowiska dokumentacyjne, uýytki ekologiczne i zespoùy przyrodniczo-krajobrazowe 3. formy ochrony gatunkowej: roúlin, zwierzàt i grzybów.

359 Spoúród tych form ochrony przyrody regionalny dyrektor ochrony úrodowiska jest organem wùaúciwym do ustanawiania rezerwatu przyrody. Zgodnie z art. 13 ust. 1 ustawy z dnia 16 kwietnia 2004 r. o ochronie przyrody [Dz. U. z 2009 r. Nr 151, poz ze zm.] rezerwat przyrody obejmuje obszary zachowane w stanie naturalnym lub maùo zmienionym, ekosystemy, ostoje i siedliska przyrodnicze, a takýe siedliska roúlin, siedliska zwierzàt i siedliska grzybów oraz twory i skùadniki przyrody nieoýywionej, wyróýniajàce siæ szczególnymi wartoúciami przyrodniczymi, naukowymi, kulturowymi i walorami krajobrazowymi. Uznanie za rezerwat przyrody danego obszaru nastæpuje, na podstawie art. 13 ust. 2 cytowanej ustawy, w drodze aktu prawa miejscowego w formie zarzàdzenia regionalnego dyrektora ochrony úrodowiska, które okreúla jego nazwæ, poùoýenie lub przebieg granicy i otulinæ, jeýeli zostaùa wyznaczona, cele ochrony oraz rodzaj, typ i podtyp rezerwatu przyrody, a takýe sprawujàcego nadzór nad rezerwatem. Regionalny dyrektor ochrony úrodowiska, w drodze aktu prawa miejscowego w formie zarzàdzenia, po zasiægniæciu opinii regionalnej rady ochrony przyrody, moýe zwiækszyã obszar rezerwatu przyrody, zmieniã cele ochrony, a w razie bezpowrotnej utraty wartoúci przyrodniczych, dla których rezerwat zostaù powoùany - zmniejszyã obszar rezerwatu przyrody albo zlikwidowaã rezerwat przyrody. OCHRONA I ZARZÀDZANIE OBSZARAMI NATURA 2000 I INNYMI FORMAMI OCHRONY PRZYRODY NA ZASADACH I W ZAKRESIE OKREÚLONYM USTAWÀ Z DNIA 16 KWIETNIA 2004 R. O OCHRONIE PRZYRODY W odniesieniu do form ochrony przyrody, zgodnie z powyýej cytowanà za Radeckim definicjà, wprowadza siæ szczególny reýim prawny, w którym zasadniczà rolæ odgrywajà zakazy, a ich naruszenie podlega odpowiedzialnoúci karnej. Zakazy obowiàzujàce na terenie rezerwatów zostaùy wymienione w art. 15 ust. 1 ustawy z dnia 16 kwietnia 2004 o ochronie przyrody [Dz. U. z 2009 r. Nr 151, poz ze zm.]. Ustawodawca przewidziaù jednak moýliwoúã odstàpienia od zakazów w indywidualnych przypadkach, okreúlajàc sytuacje, w których wùaúciwym do wydania zezwolenia jest Generalny Dyrektor Ochrony Úrodowiska lub regionalny dyrektor ochrony úrodowiska. Zgodnie z art.. 15 ust. 4 cytowanej ustawy 4. Generalny Dyrektor Ochrony Úrodowiska, po zasiægniæciu opinii regionalnego dyrektora ochrony úrodowiska, moýe zezwoliã na obszarze rezerwatu przyrody na odstæpstwa od zakazów, o których mowa w ust. 1, jeýeli jest to uzasadnione potrzebà ochrony: - ochrony przyrody lub - realizacji inwestycji liniowych celu publicznego, w przypadku braku rozwiàzañ alternatywnych i po zagwarantowaniu kompensacji przyrodniczej w rozumieniu ustawy z dnia 27 kwietnia 2001 r. - Prawo ochrony úrodowiska [Dz. U. z 2008 r. Nr 25, poz. 150 ze zm.]. 359

360 360 Natomiast regionalny dyrektor ochrony úrodowiska, na podstawie art. 15 ust. 5 ustawy o ochronie przyrody [Dz. U. z 2009 r. Nr 151, poz ze zm.] moýe zezwoliã na obszarze rezerwatu przyrody na odstæpstwa od zakazów, o których mowa w ust. 1, jeýeli jest to uzasadnione wykonywaniem badañ naukowych lub celami edukacyjnymi, kulturowymi, turystycznymi, rekreacyjnymi, sportowymi lub celami kultu religijnego i nie spowoduje to negatywnego oddziaùywania na cele ochrony przyrody rezerwatu.kompetencje te umoýliwiajà organom ochrony przyrody dopuszczenie w zarzàdzaniu obszarem chronionym pewnych dziaùañ, o ile nie stanowià one zagroýenia dla celu ochrony rezerwatu. Eliminacji zagroýeñ dla celu ochrony rezerwatu sùuýà takýe uregulowania prawne zwiàzane z koniecznoúcià uzgadniania projektów aktów planowania, których wykonanie moýe wpùynàã na stan úrodowiska w rezerwacie i jego otulinie. Do takich dokumentów naleýà projekty planów urzàdzenia lasu, uproszczonych planów urzàdzenia lasu. Zgodnie z art. 13 ust. 3b ustawy o ochronie przyrody [Dz. U. z 2009 r. Nr 151, poz ze zm.] projekty te, a takýe zadania z zakresu gospodarki leúnej, o których mowa w i ustawy z dnia 28 wrzeúnia 1991 r. o lasach [Dz. U. z 2005 r. Nr 45, poz. 435 ze zm.], w czæúci dotyczàcej otuliny rezerwatu przyrody wymagajà uzgodnienia z regionalnym dyrektorem ochrony úrodowiska w zakresie ustaleñ tych planów lub zadañ, mogàcych mieã negatywny wpùyw na ochronæ przyrody rezerwatu. Jednym z instrumentów zarzàdzania formami ochrony przyrody sà plany ochrony. W art. 19 ustawy z dnia 16 kwietnia 2004 r. o ochronie przyrody [Dz. U. z 2009 r. Nr 151, poz ze zm.] okreúlona zostaùa wùaúciwoúã podmiotów przygotowujàcych projekty planów ochrony oraz organów ustanawiajàcych plany. Ustanowienie planu ochrony dla rezerwatu nastæpuje w drodze aktu prawa miejscowego, w formie zarzàdzenia regionalnego dyrektora ochrony úrodowiska. Natomiast projekt planu ochrony sporzàdza regionalny dyrektor ochrony úrodowiska lub po uzgodnieniu z tym organem zarzàdzajàcy rezerwatem albo sprawujàcy nadzór nad rezerwatem. W tym miejscu naleýy przywoùaã art. 54 pkt 5 ustawy z dnia 28 wrzeúnia 1991 r. o lasach [Dz. U. z 2005 r. Nr 45, poz. 435 ze zm.], który mówi, iý Lasy Pañstwowe otrzymujà dotacje celowe z budýetu pañstwa na zadania zlecone przez administracjæ rzàdowà, w tym na opracowywanie planów ochrony dla rezerwatów przyrody znajdujàcych siæ w ich zarzàdzie. Najnowszà formà ochrony przyrody w Polsce jest obszar Natura Jest to forma wprowadzona do polskiego systemu form ochrony przyrody w zwiàzku z wejúciem Polski do Unii Europejskiej. Równoczeúnie z przystàpieniem naszego kraju do UE, z dniem 1 maja 2004 r., weszùa w ýycie ustawa z dnia 16 kwietnia 2004 r. o ochronie przyrody [Dz. U. z 2009 r. Nr 151, poz ze zm.], która w duýej czæúci jest wyrazem implementacji standardów prawa unijnego w zakresie ochrony przyrody do prawodawstwa polskiego. Na europejskie prawo ochrony przyrody skùadajà siæ przede wszystkim rozporzàdzenia i dyrektywy, z których najwaýniejsze to: dyrektywa Rady 92/43/EWG z 21 maja 1992 r. w sprawie ochrony siedlisk

361 naturalnych oraz dzikiej fauny i flory [Dz. Urz. UE Nr L 92 z 21 maja 1992 r., s. 206, polska wersja jæzykowa Dz. Urz. UE Wydanie Specjalne Rozdz. 15. Tom 2, str ], zwana popularnie dyrektywà siedliskowà lub dyrektywà habitatowà oraz dyrektywa Rady 79/409/EWG z 2 kwietnia 1979 r. w sprawie ochrony dzikich ptaków [Dz. Urz. WE Nr L 103 z 25 kwietnia 1979 r., s. 1, polska wersja jæzykowa Dz. Urz. UE Wydania Specjalne rozdz. 15 Tom 1, str ], zwana dyrektywà ptasià. Te dwie dyrektywy dajà podstawy wyznaczania i funkcjonowania Europejskiej Sieci Ekologicznej Natura 2000, na którà skùadajà siæ obszary Natura 2000, do wyznaczenia których zobligowane sà wszystkie pañstwa czùonkowskie UE na podstawie art. 3 ust. 2 dyrektywy Rady 92/43/EWG. Zgodnie z art. 5 pkt 2b ustawy z dnia 16 kwietnia 2004 r. o ochronie przyrody [Dz. U. z 2009 r. Nr 151, poz ze zm.] przez obszar Natura 2000 rozumie siæ obszar specjalnej ochrony ptaków (OSO), specjalny obszar ochrony siedlisk (SOO) lub obszar majàcy znaczenie dla Wspólnoty (OZW), utworzony w celu ochrony populacji dziko wystæpujàcych ptaków lub siedlisk przyrodniczych, lub gatunków bædàcych przedmiotem zainteresowania Wspólnoty. Te trzy kategorie obszarów skùadajà siæ takýe na sieã obszarów Natura 2000, o której mowa w art. 25 wyýej wymienionej ustawy. Wyznaczenie OSO i SOO, zgodnie z art. 27a ustawy z dnia 16 kwietnia 2004 r. o ochronie przyrody [Dz. U. z 2009 r. Nr 151, poz ze zm.], nastæpuje w drodze rozporzàdzenia ministra wùaúciwego do spraw úrodowiska. Natomiast regionalny dyrektor ochrony úrodowiska, na podstawie art. 27a ust. 2 ustawy z dnia 16 kwietnia 2004 r. o ochronie przyrody [Dz. U. z 2009 r. Nr 151, poz ze zm.] w odniesieniu do obszarów Natura 2000 organem sprawujàcym nadzór zgodnie z wùaúciwoúcià terytorialnà (dla obszarów morskich sprawujàcym nadzór jest dyrektor urzædu morskiego). Odstæpstwo od tej zasady przewidziane jest art. 32 ust. 5 cytowanej ustawy, który stanowi, ýe w przypadku, gdy obszar Natura 2000 obejmuje w caùoúci lub w czæúci obszar parku narodowego, sprawujàcym nadzór nad obszarem jest dyrektor parku narodowego. Na sprawujàcego nadzór nad obszarem Natura 2000 ustawa o ochronie przyrody nakùada obowiàzek wykonania zadañ zwiàzanych ze sporzàdzeniem projektu planu zadañ ochronnych lub planu ochrony dla obszaru Natura W odniesieniu do planu zadañ ochronnych regionalny dyrektor ochrony úrodowiska jest równieý organem wùaúciwym do ich ustanowienia, co wynika z art. 28 ust. 5 cytowanej ustawy. Równoczeúnie art. 28 ust. 6 ustawy o ochronie przyrody nakùada na regionalnego dyrektora ochrony úrodowiska obowiàzek uzyskania, przed ustanowieniem planu zadañ ochronnych, uzgodnienia projektu z dyrektorem regionalnej dyrekcji Lasów Pañstwowych, jeýeli obszar Natura 2000 obejmuje obszar zarzàdzany przez Pañstwowe Gospodarstwo Leúne Lasy Pañstwowe. Uzgodnienie to dotyczy obszaru zarzàdzanego przez Pañstwowe Gospodarstwo Leúne Lasy Pañstwowe w zakresie zadañ ochronnych, za których wykonywanie odpowiadaã bædà jednostki Pañstwowego Gospodarstwa Leúnego Lasy 361

362 362 Pañstwowe, bowiem zgodnie z art. 32 ust 4 cytowanej ustawy na terenie zarzàdzanym przez PGL LP znajdujàcym siæ na obszarze Natura 2000 zadania w zakresie ochrony przyrody wykonuje samodzielnie miejscowy nadleúniczy, zgodnie z ustaleniami planu zadañ ochronnych lub planu ochrony, uwzglædnionymi w planie urzàdzenia lasu. Drugà funkcjà przypisanà regionalnemu dyrektorowi ochrony úrodowiska w odniesieniu do obszarów Natura 2000 jest koordynowanie ich funkcjonowania (art. 32 ust. 3 ustawy z dnia 16 kwietnia 2004 r. o ochronie przyrody [Dz. U. z 2004 r. Nr 92, poz. 880 ze zm.]).ustawodawca nie precyzuje jednak, na czym ta koordynacja miaùaby polegaã. Na gruncie nauki administracji koordynacjæ definiuje siæ jako harmonizowanie dziaùañ róýnych jednostek czy zespoùów jednostek dla osiàgniæcia zamierzonych celów [Leoñski 1979]. Idàc tym tokiem rozumowania, majàc na uwadze przede wszystkim aspekt osiàgniæcia zamierzonego celu, moýna przyjàã, ýe regionalny dyrektor ochrony úrodowiska wyposaýony jest w szereg kompetencji w odniesieniu do obszarów Natura 2000, np. do wyraýania zgody na realizacjæ planów lub przedsiæwziæã mogàcych znaczàco negatywnie oddziaùywaã na cele ochrony obszaru Natura 2000, do przeprowadzania oceny oddziaùywania przedsiæwziæã na obszary Natura 2000, czy do uzgadniania dokumentów planistycznych, ale takýe do nakùadania obowiàzku wykonania kompensacji przyrodniczej czy zawierania umów z wùaúcicielami lub posiadaczami obszarów, na których dziaùalnoúã gospodarcza wymaga dostosowania do wymogów ochrony obszaru Natura WYDAWANIE DECYZJI NA PODSTAWIE USTAWY Z DNIA 16 KWIETNIA 2004 R. O OCHRONIE PRZYRODY Analizujàc w kontekúcie zarzàdzania ochronà przyrody w lasach zadanie regionalnego dyrektora ochrony úrodowiska polegajàce na wydawaniu decyzji na podstawie ustawy o ochronie przyrody naleýy wskazaã przede wszystkim na przepisy dotyczàce ochrony gatunkowej roúlin, grzybów i zwierzàt. W odniesieniu do tych organizmów ustawodawca przewidziaù moýliwoúã wprowadzenia rozporzàdzeniem ministra wùaúciwego ds. úrodowiska wùaúciwych dla poszczególnych gatunków zakazów wybranych spoúród zakazów wymienionych w art. 51 ustawy o ochronie przyrody [Dz. U. z 2009 r. Nr 151, poz ze zm.] (w odniesieniu do roúlin i grzybów) oraz w art. 52 (w odniesieniu do zwierzàt). Podobnie jak w przypadku reýimu prawnego rezerwatów, tak i w ochronie gatunkowej ustawodawca zezwala jednak na wyjàtki od tej ochrony. Organy wùaúciwe do wydania zezwoleñ na odstæpstwa od zakazów w ochronie gatunkowej zostaùy wymienione w art. 56 cytowanej ustawy. Sà to mianowicie: Generalny Dyrektor Ochrony Úrodowiska oraz regionalny dyrektor ochrony úrodowiska. Ten ostatni, na podstawie art. 56 ust. 2. na obszarze swojego dziaùania moýe zezwoliã: - w stosunku do gatunków objætych ochronà czæúciowà - na czynnoúci podlegajàce zakazom, okreúlonym w art. 51 ust. 1 i w art. 52 ust. 1,

363 - w stosunku do gatunków objætych ochronà úcisùà w odniesieniu do chronionych roúlin i grzybów na czynnoúci podlegajàce zakazom, okreúlonym w art. 51 ust. 1 pkt 2-4 (czyli na odstæpstwa od zakazu niszczenia ich siedlisk i ostoi, dokonywania zmian stosunków wodnych, stosowania úrodków chemicznych, niszczenia úcióùki leúnej i gleby w ostojach oraz pozyskiwania, zbioru, przetrzymywania, posiadania, preparowania i przetwarzania okazów gatunków chronionych), a w odniesieniu do chronionych zwierzàt na czynnoúci podlegajàce zakazom okreúlonym w art. 52 ust. 1 pkt 3-9, 12 i 13 (czyli na odstæpstwa od zakazu umyúlnego niszczenia ich jaj, postaci mùodocianych i form rozwojowych, niszczenia ich siedlisk i ostoi, niszczenia ich gniazd, mrowisk, nor, legowisk, ýeremi, tam, tarlisk, zimowisk i innych schronieñ, wybierania, posiadania i przechowywania ich jaj, wyrabiania, posiadania i przechowywania wydmuszek, preparowania okazów gatunków, zbywania, nabywania, oferowania do sprzedaýy, wymiany i darowizny okazów gatunków, fotografowania, filmowania i obserwacji, mogàcych powodowaã ich pùoszenie lub niepokojenie oraz przemieszczania z miejsc regularnego przebywania na inne miejsca). Decyzja wùaúciwego organu zezwalajàca na odstæpstwo od zakazów jest decyzjà uznaniowà, jednak nie ma charakteru dowolnego. Warunki udzielenia zezwolenia okreúlone zostaùy w art. 56 ust. 4 ustawy o ochronie przyrody [Dz. U. z 2009 r. Nr 151, poz ze zm.], który mówi, ýe zezwolenia mogà byã wydane w przypadku braku rozwiàzañ alternatywnych, jeýeli nie spowoduje to zagroýenia dla dziko wystæpujàcych populacji chronionych gatunków roúlin, zwierzàt lub grzybów oraz: - wynikajà z potrzeby ochrony innych dziko wystæpujàcych gatunków roúlin, zwierzàt, grzybów oraz ochrony siedlisk przyrodniczych lub - wynikajà z koniecznoúci ograniczenia powaýnych szkód w gospodarce, w szczególnoúci rolnej, leúnej lub rybackiej, lub - leýà w interesie zdrowia i bezpieczeñstwa powszechnego, lub - sà niezbædne w realizacji badañ naukowych i programów edukacyjnych lub w realizacji celów zwiàzanych z odbudowà populacji, reintrodukcjà gatunków roúlin, zwierzàt lub grzybów, albo do celów dziaùañ reprodukcyjnych, w tym do sztucznego rozmnaýania roúlin, lub - umoýliwiajà, w úciúle kontrolowanych warunkach, selektywnie i w ograniczonym stopniu, zbiór lub przetrzymywanie roúlin i grzybów oraz chwytanie lub przetrzymywanie zwierzàt gatunków objætych ochronà úcisùà w liczbie okreúlonej przez wydajàcego zezwolenie. Ponadto ustawa zakùada szczególne uregulowanie dotyczàce wspóùdziaùania organu administracji ochrony przyrody z podmiotem zarzàdzajàcym terenem, w przypadku wydawania zezwolenia na pozyskiwanie roúlin, zwierzàt i grzybów w lasach. Zgodnie z art. 56 ust. 3 cytowanej ustawy zezwolenie to wydaje siæ w porozumieniu z wùaúcicielem lub zarzàdcà lasu. 363

364 364 Innym úrodkiem zapewnienia wùaúciwej ochrony chronionych gatunków roúlin, grzybów i zwierzàt jest norma opisana w art. 60 ustawy o ochronie przyrody [Dz. U. z 2009 r. Nr 151, poz ze zm.]. Jest to norma o charakterze programowym, zobowiàzujàca organy ochrony przyrody do podejmowania dziaùañ (w ramach swych kompetencji) majàcych na celu ochronæ gatunków zagroýonych wyginiæciem [Radecki]. Do wùaúciwoúci regionalnego dyrektora ochrony úrodowiska naleýy tu ustalanie (bàdê likwidowanie), na podstawie art. 60 ust. 3 cytowanej ustawy, stref ochrony ostoi oraz stanowisk roúlin objætych ochronà gatunkowà, stref ochrony ostoi, miejsc rozrodu i regularnego przebywania zwierzàt objætych ochronà gatunkowà oraz stref ochrony ostoi oraz stanowisk grzybów objætych ochronà gatunkowà. Ustalenie stref nastæpuje w formie decyzji administracyjnej. Strefa ochrony stanowi bufor zapewniajàcy wùaúciwe warunki na terenie wystæpowania zagroýonego gatunku, poprzez obowiàzywanie na jej terenie zakazówprzebywania osób, z wyjàtkiem wùaúciciela nieruchomoúci objætej strefà ochrony oraz osób sprawujàcych zarzàd i nadzór nad obszarami objætymi strefà ochrony, oraz osób wykonujàcych prace na podstawie umowy zawartej z wùaúcicielem lub zarzàdcà;wycinania drzew lub krzewów;dokonywania zmian stosunków wodnych, jeýeli nie jest to zwiàzane z potrzebà ochrony poszczególnych gatunków;wznoszenia obiektów, urzàdzeñ i instalacji. Na odstæpstwa od tych zakazów zezwoliã moýe regionalny dyrektor ochrony úrodowiska, który wydajàc decyzjæ, stosownie do art. 60 ust. 7 cytowanej ustawy, kieruje siæ wymogami ochrony ostoi oraz stanowisk roúlin, zwierzàt lub grzybów objætych ochronà gatunkowà. PODSUMOWANIE Zagadnienia zwiàzane z zarzàdzaniem ochronà przyrody w lasach sà bardzo obszerne i dotykajà wielu kwestii. Na podstawie przedstawionej powyýej analizy wydaje siæ, ýe w zwiàzku z ustawowymi zadaniami i kompetencjami regionalnego dyrektora ochrony úrodowiska gùówne obszary wspóùdziaùania tego administracyjnego organu ochrony przyrody i podmiotów zarzàdzajàcych lasami powinny koncentrowaã siæ wokóù kwestii zwiàzanych z zarzàdzaniem rezerwatami i obszarami Natura 2000, ochronà gatunkowà roúlin, grzybów i zwierzàt oraz ocenami strategicznymi. LITERATURA Druk 768 Uzasadnienia do rzàdowego projektu ustawy o udziale spoùeczeñstwa w ochronie úrodowiska oraz o ocenach oddziaùywania na úrodowisko (dostæp z dnia 4 kwietnia 2009 r.). Leoñski Z.1979: Nauka administracji, PWN, Warszawa-Poznañ, ss.183. Matczak M. 2004: Kompetencja organu administracji publicznej, Kantor Wydawniczy Zakamycze, Kraków, ss.216. Radecki W. 2006: Ustawa o ochronie przyrody. Komentarz, Centrum Doradztwa i Informacji Difin sp. z o.o., Warszawa, ss.464.

365 Êródùa prawa Dyrektywa Rady 79/409/EWG z 2 kwietnia 1979 r. w sprawie ochrony dzikiego ptactwa (Dz. Urz. WE Nr L 103 z 25 kwietnia 1979 r., s. 1, polska wersja jæzykowa Dz. Urz. UE Wydania Specjalne rozdz. 15 Tom 1, str ) Dyrektywa Rady 92/43/EWG z dnia 21 maja 1992 r. w sprawie ochrony siedlisk przyrodniczych oraz dzikiej fauny i flory (Dz. Urz. WE Nr L 206 z 22 lipca 1992 r. s. 7, polska wersja jæzykowa Dz. Urz. UE Wydanie Specjalne Rozdz. 15 Tom 2, str ) Ustawa z dnia 28 wrzeúnia 1991 r. o lasach (Dz. U. z 2005 r. Nr 45, poz. 435 ze zm.) Ustawa z dnia 27 kwietnia 2001 r. Prawo ochrony úrodowiska (Dz. U. z 2008 r. Nr 25, poz. 150 ze zm.) Ustawa z dnia 16 kwietnia 2004 r. o ochronie przyrody (Dz. U. z 2009 r. Nr 151, poz ze zm.) Ustawa z dnia 3 paêdziernika 2008 r. o udostæpnianiu informacji o úrodowisku i jego ochronie, udziale spoùeczeñstwa w ochronie úrodowiska oraz o ocenach oddziaùywania na úrodowisko (Dz. U. Nr 199, poz ze zm.) Ustawa z dnia 23 stycznia 2009 r. o wojewodzie i administracji rzàdowej w województwie (Dz. U. Nr 31, poz. 206 ze zm.) STRESZCZENIE Artykuù przedstawia zadania i kompetencje regionalnego dyrektora ochrony úrodowiska w odniesieniu do zagadnieñ zwiàzanych z ochronà przyrody w lasach. W czæúci wstæpnej zostaù omówiony status regionalnego dyrektora ochrony úrodowiska jako organu ochrony przyrody oraz jego kompetencje ogólne. W dalszej czæúci analizie poddane zostaùy te spoúród kompetencji ogólnych, które powiàzane sà z gospodarka leúnà. Do programów i planów wymagajàcych przeprowadzenia strategicznej oceny oddziaùywania naleýà plany urzàdzenia lasu. Regionalny dyrektor ochrony úrodowiska jest organem uzgadniajàcym zakres i stopieñ szczegóùowoúci informacji wymaganych w prognozie oddziaùywania na úrodowisko oraz organem wùaúciwym w sprawach opiniowania projektu planu wraz z prognozà. Spoúród form ochrony przyrody regionalny dyrektor ochrony úrodowiska ustanawia (i likwiduje) rezerwaty przyrody, a takýe zarzàdza nimi poprzez sporzàdzanie planów ochrony oraz wydawanie decyzji zezwalajàcych na odstæpstwa od zakazów obowiàzujàcych na terenie rezerwatu. Najnowszà formà ochrony przyrody w Polsce sà, wprowadzone wraz z wejúciem naszego kraju do Unii Europejskiej, obszary Natura Regionalny dyrektor ochrony úrodowiska koordynuje i sprawuje nadzór nad funkcjonowaniem tych obszarów. Jako organ sprawujàcy nadzór regionalny dyrektor ochrony úrodowiska sporzàdza plan zadañ ochronnych lub plan ochrony dla obszaru Natura Dokumenty te wymagajà uzgodnienia z regionalnym dyrektorem lasów pañstwowych. Jako organ koordynujàcy funkcjonowanie obszarów Natura 2000 regionalny dyrektor posiada szereg kompetencji, m.in. do uzgadniania i przedsiæwziæã, które mogà mieã negatywny wpùyw na cele ochrony obszaru Natura Wydanie takiego zezwolenia poprzedza ocena oddziaùywania na obszar Natura Regionalny dyrektor ochrony úrodowiska moýe takýe pod okreúlonymi warunki, wydawaã zezwolenia na odstæpstwa od zakazów w odniesieniu do chronionych gatunków roúlin, grzybów i zwierzàt. W stosunku do niektórych gatunków moýe takýe ustalaã strefy ochrony. 365

366 Opisane powyýej zadania i kompetencje regionalnego dyrektora ochrony úrodowiska moýna uznaã za obszary wspóùdziaùania organów ochrony úrodowiska z zarzàdcami lasów. SUMMARY The article describes the tasks and competence of a regional director for environmental protection concerning the problems of nature protection in the forests. At the beginning the status of a regional director for environmental protection and his general competence were described. Then the article analyses the competence of regional director regarding forestry. Among the plans and programmes that require the strategic environmental assessment there are forest management plans. The scope and the level of detail of the information to be included in the environmental report must be consulted with a regional director. Moreover a regional director gives an opinion on the plan and the report. Among nature protection forms a regional director establishes (and abolishes) nature reserves. In the managing of nature reserves regional director prepares and establishes the nature conservation programmes and is an competent authority to issue licences for anyone who wishes to carry out an activity prohibited on the area of a nature reserve. The newest nature protection form in Poland is Nature 2000 site, which was introduced according to the EU legislation. A regional director is in charge to coordinate and supervise the functioning of Natura 2000 sites. His obligation is to prepare a plan of special protective measures or a plan of conservation for Nature 2000 sites. These documents need to be consulted with a director at a regional directorate of the State Forests. As an authority, which coordinates the functioning of the Natura 2000 sites, a regional director may allow to realize plans or projects which may have a significant effect on a Natura 2000 site. Such a permit should be preceded with environmental impact assessment. A regional director may also, under certain conditions, issue permits for exceptions related to protected species of plants, fungi and animals. This authority may design special protective zones for selected species. Described above tasks and competence of a regional director for environmental protection should be treated as an area of cooperation between administration bodies for environmental protection and forests managers. 366

367 INFORMACJE DLA AUTORÓW Tekst? - artuku³ nale y dostarczyæ w formie elektronicznej i papierowej, - plik tekstowy w formacie *.doc (Word 95 lub wy szy ) elektroniczna wersja tekstu powinna byæ wiernym odzwierciedleniem wydruku, - w przypadku pracy zbiorowej wymagane jest dostarczenie ca³ej, ujednoliconej pracy w jednym folderze (na jednym noœniku elektronicznym), - w tekœcie nie nale y stosowaæ pogrubieñ, kursywy lub podkreœleñ - w pracach zbiorowych artyku³y o ujednoliconym zapisie tytu³ów, przypisów, bibliografii, cytatów, - interlinia 1,5 wiersza, - marginesy: górny- 2,5 cm ; dolny- 2,0 cm ; prawy- 3,0 cm ; lewy- 3,0 cm - druk jednostronny, - cytowanie literatury odbywa siê poprzez podanie w nawiasie nazwiska autora i roku wydania pozycji bibliograficznej, np.: [Kowalski 2002] - zapis przypisów powinien byæ ujednolicony w obrêbie ca³ej pracy, - prosimy nie dzieliæ wyrazów, nie stosowaæ adnego specjalnego formatowania, - ujednolicona i ci¹g³a numeracja stron (paginacja), - artyku³ nie powinien przekroczyæ stron. Ilustracje - ryciny przeznaczone do artyku³u musz¹ mieæ dobr¹ jakoœæ, ujednolicon¹ formê i opisy, - ka da ilustracja powinna byæ dostarczona w postaci odrêbnego pliku z podaniem jego nazwy (wszystkie pliki zebrane w jednym folderze) i wydruku w tekœcie lub na osobnej stronie, - fotografie - pliki *.tif, *.jpg lub *.psd o rozdzielczoœci nie mniejszej ni 300 dpi przy wymaganych wymiarach reprodukcji lub orygina³y dobrej jakoœci, umo liwiaj¹cej wykonanie skanu; pliki gorszej jakoœci mo emy reprodukowaæ wy³¹cznie w niewielkich rozmiarach, - wykresy wykonane w Corel Draw lub Microsoft Exel, - rysunki- w postaci plików *.cdr (wraz z do³¹czonymi czcionkami) lub kontrastowe + pliki.pdf, dobrej jakoœci orygina³y do reprodukcji, - tabele maj¹ numeracjê i tytu³ u góry, zamieszczone s¹ w tekœcie, np. Tab.1. Tytu³ tabeli w jêzyku polskim (bez kropki na koñcu) - ryciny (wykresy, rysunki, schematy, fotografie, mapy) maj¹ numeracjê i tytu³ na dole, zamieszczone s¹ w tekœcie, np. Ryc.1. Tytu³ ryciny w jêzyku polskim (bez kropki na koñcu) - ka da tabela oraz rycina jest opatrzona Ÿród³em, np. ród³o: Opracowanie w³asne. - nie nale y zamieszczaæ ilustracji, schematów, rysunków z Internetu, - dostarczony noœnik elektroniczny powinien byæ wolny od wirusów. Artyku³ powinien zawieraæ: - w lewym górnym rogu pierwszej strony tekstu imiê (imiona) i nazwisko autora (autorów) oraz miejsce pracy autora (afiliacjê), - tytu³ artyku³u w jêzyku polskim i jêzyku angielskim, - s³owa kluczowe w jêzyku polskim oraz angielskim, - abstract w jêzyku angielskim, - wstêp, - g³ówn¹ treœæ artyku³u (rozdzia³u), która mo e byæ podzielona na zatytu³owane nieponumerowane czêœci (podrozdzia³y), - literaturê, - streszczenie w jêzyku polskim i angielskim. Je eli artuku³ nie bêdzie spe³niaæ wy. wym. wymagañ edytorskich, Wydawnictwo mo e zwróciæ materia³y Autorowi i wyznaczyæ termin na przygotowanie ich zgodnie z Instrukcj¹. Artyku³y s¹ recenzowane. Redakcja zastrzega sobie prawo dokonywania poprawek i skrótów. Materia³y nie s¹ zwracane autorom. 367

368 368 WZORZEC ARTYKU U Imiê i Nazwisko (wyrównanie tekstu do lewej, czcionka Times New Roman 12pkt., pogrubiona) Nazwa Uczelni, Instytucji lub Firmy (wyrównanie tekstu do lewej, czcionka Times New Roman 12pkt., kursywa) (2 puste wiersze) TYTU ARTYKU U (wycentrowany, czcionka Times New Roman 14 pkt, pogrubiona) (1 pusty wiersz) TYTU ARTYKU U W JÊZYKU ANGIELSKIM (wycentrowany, czcionka Times New Roman 14 pkt, kursywa) (1 pusty wiersz) S³owa kluczowe: (wyjustowany, czcionka Times New Roman 10pkt., pogrubiona) Key words: (wyjustowany, czcionka Times New Roman 10pkt., kursywa) (1 pusty wiersz) Abstract. Np. The paper..(w jêzyku angielskim 5-6 zdañ) wyjustowany, czcionka Times New Roman 12 pkt, s³owo Abstract. pogrubione - reszta tekstu bez pogrubienia (2 puste wiersze) WSTÊP (wycentrowany, czcionka Times New Roman 12 pkt, pogrubiona) (1 pusty wiersz) ROZDZIA Y (wycentrowany, czcionka Times New Roman 12 pkt, pogrubiona) Tytu³y rozdzia³ów bez kropki na koñcu (1 pusty wiersz) PODSUMOWANIE/ WNIOSKI (wycentrowany, czcionka Times New Roman 12 pkt, pogrubiona) (1 pusty wiersz) LITERATURA (wycentrowany, czcionka Times New Roman 12 pkt, pogrubiona) Ka da pozycja literatury powinna zawieraæ: nazwisko autora i pierwsz¹ literê jego imienia, rok wydania, tytu³ artyku³u, skrót nazwy wydawnictwa, miejsce wydania, strony od do. Np. Kowalski Z. 2007: Wprowadzenie do statystyki dla przyrodników, Wydawnictwo Naukowe PWN, Warszawa, s (Akapit- Wciêcie specjalne-wysuniêcie 0,75cm) LITERATURA NIEPONUMEROWANA ZESTAWIONA ALFABETYCZNIE WG NAZWISK AUTORÓW (1 pusty wiersz) STRESZCZENIE <Wciêcie pierwszego wiersza 1,25 cm> zawartoœæ streszczenia (wyjustowany, czcionka Times New Roman 12 pkt) (1 pusty wiersz) SUMMARY Wciêcie pierwszego wiersza 1,25 cm> zawartoœæ streszczenia (wyjustowany, czcionka Times New Roman 12 pkt) Streszczenie w jêzyku angielskim przygotowuje autor. (streszczenie w jêzyku polskim oraz angielskim - max. 1 strona maszynopisu czyli 30 wierszy)

369

370 Ochrona œrodowiska podstawowe wyzwanie ludzkoœci Ochrona œrodowiska jest jednym z najwiêkszych wyzwañ, jakie stoj¹ przed wspó³czesnym cz³owiekiem. Dlatego Makita wdro y³a szereg procedur, które chroni¹ przyrodê i pozwalaj¹ zachowaæ dotychczasowe zdobycze cywilizacji. Piêkno jest estetycznym sk³adnikiem natury. Natura zaœ to nie przedmiot, którego uszkodzenie mo na ³atwo naprawiæ. Aby zachowaæ j¹ dla przysz³ych pokoleñ, coraz wiêcej ludzi stara siê chroniæ œrodowisko przez swoje codzienne dzia³ania, dokonuj¹c lepszych wyborów. Lepszych - to znaczy takich, które nie bêd¹ mia³y negatywnych skutków dla œrodowiska lub te takich, które skutki te ogranicz¹ do niezbêdnego minimum. Podobnie jak ka dy z nas, dzia³aj¹ równie firmy. Maj¹ one swoje zobowi¹zania dotycz¹ce ochrony œrodowiska na³o one przepisami prawa lub posiadanymi certyfikatami, ale równie czêsto firmy podejmuj¹ w³asn¹ inicjatywê w kierunku ochrony œrodowiska, które staje siê wyznacznikiem dalszego rozwoju produkowanych przez nie wyrobów. To dziêki takim dzia³aniom ró ne urz¹dzenia Makity, maj¹ coraz mniejsze rozmiary, coraz mniej zu ywaj¹ energii i wreszcie coraz ³atwiej siê nimi pos³ugiwaæ itp. Mniejsze rozmiary to przede wszystkim mniejsze zu ycie surowców potrzebnych do ich wyprodukowania, przez co oszczêdza siê tak intensywnie ju eksploatowane zasoby surowcowe. Dzia³anie takie z ca³¹ pewnoœci¹ mniej negatywnie oddzia³uje na œrodowisko, ni wydzieranie z ziemi wszystkich bogactw. Mniejsze zu ycie energii to bez w¹tpienia lepsza jakoœæ powietrza i mniejsza iloœæ odpadów obci¹ aj¹cych œrodowisko. Co prawda, ergonomia nie jest dziedzin¹ ochrony œrodowiska, jednak nieustanne d¹ enie do zwiêkszenia komfortu i bezpieczeñstwa pos³ugiwania siê narzêdziami pozytywnie wp³ywa na u ytkownika, który równie jest czêœci¹ œrodowiska naturalnego. Maj¹c te i inne zagadnienia na uwadze Makita na wiele sposobów realizuje misjê dba³oœci o œrodowisko naturalne. Stosuje coraz lepsze materia³y w produkcji swoich urz¹dzeñ, doskonali elementy niespe³niaj¹ce prawid³owo swoich zadañ lub zastêpuje je doskonalszymi. Eliminuje substancje chemiczne, których stosowanie mo e szkodziæ œrodowisku. Ka dy ma prawo znaæ œrodowiskow¹ wagê tego, co kupuje. Ma mo liwoœæ wyboru tak aby pomóc w ochronie naturalnych zasobów. Nie zawsze wiêc warto w wyborze narzêdzia kierowaæ siê tylko cen¹ czy jego wydajnoœci¹ okupion¹ bardzo du ym zu yciem energii. Kupuj¹c oszczêdne i ekologicznie urz¹dzenia, przyczyniamy siê niew¹tpliwie do ochrony czystoœci lasów, b³êkitu nieba, a tak e naszych miejsc wypoczynku, których mo e niestety kiedyœ zabrakn¹æ.

371

372

373

374

375