docspis treści Chrońmy 1_2011 CHROŃMY PRZYRODĘ OJCZYSTĄ
download 
Reklamacja Transkrypt
spis treści Chrońmy 1_2011 CHROŃMY PRZYRODĘ OJCZYSTĄ
spis treści Chrońmy 1_2011 CHROŃMY PRZYRODĘ OJCZYSTĄ SPIS TREŚCI Zeszyt 1 styczeń/luty 2011 AKTUALNOŚCI – NEWS Zuzanna M. Rosin, Viktoria Takacs, András Báldi, Weronika Banaszak-Cibicka, Zygmunt Dajdok, Paweł T. Dolata, Zbigniew Kwieciński, Aleksandra Łangowska, Dawid Moroń, Piotr Skórka, Marcin Tobółka, Piotr Tryjanowski, Andrzej Wuczyński: Koncepcja świadczeń ekosystemowych i jej znaczenie w ochronie przyrody polskiego krajobrazu rolniczego – Ecosystem services as an efficient tool of nature conservation: a view from the Polish farmland 3 Henryk Okarma, Wiesław Bogdanowicz, Leszek Rychlik, Elwira Szuma: Atlas ssaków Polski – Atlas of Polish Mammals 21 ARTYKUŁY – ARTICLES Łukasz Kajtoch, Marcin Matysek, Piotr Skucha: Kuraki leśne Tetraoninae Beskidów Wyspowego i Makowskiegooraz przyległych pogórzy – Forest grouses Tetraoninae of Beskid Wyspowy and Beskid Makowski Mountains and adjacent foothills 27 Witold Paweł Alexandrowicz: Ślimaki lądowe Babiogórskiego Parku Narodowego – Terrestrial snails of Babia Góra National Park 39 Wojciech Gruszka: Biota porostów rezerwatu przyrody „Diabli Skok” koło Szwecji (północno-zachodnia Polska) – The lichen flora of the “Diabli Skok” nature reserve near Szwecja (north-western Poland) 55 Jerzy Romanowski, Karolina Karpowicz, Katarzyna Kramasz, Magdalena Michalska: Występowanie pachnicy dębowej Osmoderma eremita w wierzbach w dolinie Wisły na Mazowszu – Occurence of the Hermit beetle Osmoderma eremita in Vistula valley in Mazovia (central Poland) 62 Janina Jasnowska, Mariola Wróbel: Zagrożenie powodzią torfowisk nad Zalewem Szczecińskim (Pomorze Zachodnie) – przyczyny i skutki – Flood threat of peatbogs on the Szczecin Lagoon (Western Pomerania) – causes and effects 68 NOTATKI – NOTES Jerzy Kruk, Renata Szymańska: Nowe stanowisko paproci wodnej – gałuszki kulecznicy Pilularia globulifera w Polsce – A new locality of pillwort Pilularia globulifera in Poland 76 Edyta Jermakowicz, Marek Śleszyński: Nowe, bogate stanowisko rzadkiego storczyka – wyblinu jednolistnego Malaxis monophyllos (Orchidaceae) w dolinie Rospudy (Puszcza Augustowska) – New, rich stand of Malaxis monophyllos (Orchidaceae) in Rospuda river valley (Augustów Primeval Forest) 80 Dariusz Kubiak: Stwierdzenia rzadkiego grzyba wielkoowocnikowego – świecznicy rozgałęzionej Clavicorona pyxidata w północno-wschodniej Polsce – Records of a rare macromycetes – candelabra coral Clavicorona pyxidata in north-eastern Poland 84 Elżbieta Pietkun: Nadwodnik naprzeciwlistny Elatine hydropiper w Słowińskim Parku Narodowym – nowe, najbardziej na północ Polski wysunięte stanowisko zagrożonej rośliny – Eight-stamened Waterwort Elatine hydropiper in the Slowinski National Park – a new, northernmost in Poland locality of an endangered plant 89 Marcin Stanisław Wilga: Stanowisko rzadkiego grzyba – gwiazdosza potrójnego Geastrum triplex w Dolinie Zajęczej (Trójmiejski Park Krajobrazowy) – Locality of a rare fungus Geastrum triplex in the Dolina Zajęcza valley (Trójmiejski Landscape Park) 92 WSPOMNIENIE O... – OBITUARY Jan Cichocki, Grzegorz Lesiński: Andrzej Lech Ruprecht 96 Strona 1 AKTUALNOŚCI Chrońmy Przyr. Ojcz. 67 (1): 3–20, 2011 Koncepcja świadczeń ekosystemowych i jej znaczenie w ochronie przyrody polskiego krajobrazu rolniczego Ecosystem services as an efficient tool of nature conserva�on: a view from the Polish farmland ZUZANNA M. ROSIN1, VIKTORIA TAKACS2, ANDRÁS BÁLDI3, WERONIKA BANASZAK�CIBICKA2, ZYGMUNT DAJDOK4, PAWEŁ T. DOLATA5, ZBIGNIEW KWIECIŃSKI2, ALEKSANDRA ŁANGOWSKA2, DAWID MOROŃ6, PIOTR SKÓRKA2, MARCIN TOBÓŁKA2, PIOTR TRYJANOWSKI2, ANDRZEJ WUCZYŃSKI7 Zakład Biologii Komórki, Instytut Biologii Eksperymentalnej Uniwersytet im. Adama Mickiewicza 61–614 Poznań, ul. Umultowska 89 e-mail: [email protected] 1 Instytut Zoologii, Uniwersytet Przyrodniczy 60–625 Poznań, ul. Wojska Polskiego 71 C e-mail: [email protected], [email protected], [email protected], [email protected], [email protected], [email protected], [email protected] 2 Animal Ecology Research Group Hungarian Academy of Sciences and Hungarian Natural History Museum Budapest Ludovika tér 2, Budapest, Hungary e-mail: [email protected] 3 Zakład Bioróżnorodności i Ochrony Szaty Roślinnej, Instytut Biologii Roślin Uniwersytet Wrocławski 50–328 Wrocław, ul. Kanonia 6/8 e-mail: [email protected] 4 Południowowielkopolska Grupa Ogólnopolskiego Towarzystwa Ochrony Ptaków 63–400 Ostrów Wielkopolski, ul. Wrocławska 60 A/7 e-mail: [email protected] 5 Instytut Systematyki i Ewolucji Zwierząt, Polska Akademia Nauk 31–016 Kraków, ul. Sławkowska 17 e-mail: [email protected] 6 Instytut Ochrony Przyrody, Polska Akademia Nauk, Dolnośląska Stacja Terenowa 50–449 Wrocław, ul. Podwale 75 e-mail: [email protected] 7 Słowa kluczowe: ekosystem, ochrona przyrody, świadczenia środowiskowe, ecosystem services, krajobraz rolniczy, zapylacze, archeofity, neofity, ekoturystyka, birdwatching. Obecna ochrony przyrody, aby była skuteczna, potrzebuje innych rozwiązań niż tylko aktów prawnych, np. zakazów. Kluczowym czynnikiem, który może wpłynąć na skuteczność ochrony przyrody, ważnym również z ekonomicznego punktu widzenia, jest szeroki zakres społecznej 3 Chrońmy Przyr. Ojcz. rocznik 67, zeszyt 1, 2011 świadomości i uznania dla wartości przyrodniczych. Przykładem wykorzystania tych wartości są świadczenia ekosystemowe (ES), czyli wszelkie naturalne dobra i procesy, które pozwalają na czerpanie różnorakich korzyści (np. dzikie owoce, zapylanie, zwalczanie szkodników). Wiele gatunków, które świadczą ES, jest związana z terenami wiejskimi i zależy w dużej mierze od tradycyjnego, ekstensywnego sposobu gospodarowania ziemią. W niniejszym artykule przedstawiano dyskurs, że intensywnie użytkowane agroekosystemy dostarczają mniej ES. Jest to tym bardziej istotne, że zmiany w rolnictwie są na tyle duże, zwłaszcza w krajach Europy Zachodniej, iż doprowadziły do rozdrobnienia oraz utraty półnaturalnych siedlisk (miedze, śródpolne lasy, żywopłoty) i w rezultacie – do powstania dużych monokulturowych upraw. W związku z tym wielkości populacji wielu gatunków zwierząt i roślin świadczących usługi ekosystemowi uległy znacznej redukcji. Pierwszym krokiem do racjonalnego wykorzystania koncepcji ES w Europie Środkowej i Wschodniej jest uznanie różnic między naturalnymi i sztucznymi systemami produkcji rolnej. Podano przykłady potwierdzające zasadę, że wysoki poziom różnorodności biologicznej pozytywnie wpływa na produkcję rolną oraz podnosi jakość życia ludzi. Przedstawiono również dowody za tym, że idea ES powinna być rozwijana z rozwagą, gdyż wycena różnorodności biologicznej oparta tylko na ekonomicznych przesłankach może być w końcowym efekcie szkodliwa dla przyrody. Ponieważ mechanizmy kształtujące ES oraz ich wartość ekonomiczną są wciąż słabo poznane, to należy kontynuować badania w tym temacie, uwzględniając uwarunkowania regionalne. Podano ponadto argumenty za i przeciw wykorzystaniu koncepcji ES w ochronie różnorodności biologicznej. Wprowadzenie Dotychczasowy wzorzec ochrony przyrody polegał na stworzeniu norm prawnych i innych regulacji mających przekonać człowieka, by nie niszczył cennych roślin i zwierząt oraz ich siedlisk. Metody ochrony przyrody były skoncentrowane na relacji system społeczny – ekosystem (ryc. 1). Formy ochrony tego rodzaju są ważne, jednak, biorąc pod uwagę funkcjonowanie realnego świata, nie mogą być w pełni skuteczne. Potrzebna jest zatem argumentacja na tyle efektywna, by przekonać np. rolników czy też przedsiębiorców do nieco innego sposobu prowadzenia swojej działalności oraz inwestowania środków finansowych w ochronę przyrody (Manfredo 2008, Żylicz 2010). Choć już wielcy filozofowie, np. Arystoteles, system społeczny ekosytem Ryc. 1. Wzajemne oddziaływanie pomiędzy systemem społecznym a ekosystemem Fig. 1. Interac�ons between society and an ecosystem 4 dawno temu zauważyli, że poczucie szczęścia jednostek zależy od kontaktu ze środowiskiem naturalnym („dusza cieszy się, kiedy człowiek obserwuje przyrodę” – Arystoteles, O duszy), to ekonomiści, socjolodzy, a nawet biolodzy dopiero ostatnio zaczęli zwracać uwagę na znaczenie wpływu środowiska na funkcjonowanie społeczeństw. Degradacja środowiska naturalnego prowadzi do wielu zagrożeń, m.in. niedostatku żywności, ekstremalnych zjawisk przyrodniczych, a w konsekwencji do poważnych napięć społecznych czy nawet konfliktów zbrojnych. Ludzie potrzebują zasobów i funkcji pełnionych przez przyrodę – produktów rolnych, czystej wody oraz atmosfery, regulacji klimatu, obiegu pierwiastków itd. Degradacja środowiska prowadzi do zmian, których odwrócenie jest bardzo kosztowne, a czasem wręcz niemożliwe. Nietrudno wymienić i oszacować korzyści dostarczane przez dobrze funkcjonujące środowisko naturalne. Poza tym, dostęp do przyrody jest jednym z ważnych elementów jakości życia i wyznacznikiem dobrostanu człowieka. Okazuje się więc, że skuteczna ochrona przyrody powinna również obejmować relację przyroda – czło- Z.M. Rosin i in. Świadczenia ekosystemowe a ochrona przyrody krajobrazu rolniczego Ryc. 2. Pozyskiwanie drewna na opał lub budulec – jedno z najdawniej wykorzystywanych świadczeń zaopatrzeniowych (Przedgórze Sudeckie, 7.01.2005 r.; fot. A. Wuczyński) Fig. 2. Wood harvest – one of the oldest provisioning services (Sude�c Foreland, 7 January 2005; photo by A. Wuczyński) wiek (ryc. 1), tym samym zasadniczą rolę mogą odgrywać dobre odwołania socjologiczne, szerokie i powszechne zrozumienie zysków i kosztów ochrony przyrody. Wiedza o korzyściach, jakie człowiek czerpie ze środowiska naturalnego, jest podstawą rozwijanej obecnie intensywnie koncepcji świadczeń ekosystemowych (ecosystem services; dalej: ES). Pojęcie świadczeń ekosystemowych w znaczeniu ogólnym jest definiowane jako zestaw wytworów (np. drewno, owoce leśne, zwierzyna łowna) i funkcji ekosystemów (np. oczyszczanie wody i powietrza, produkcja tlenu, miejsca rekreacji), z których korzysta społeczeństwo (Costanza i in. 1997; Solon 2008). Świadczenia oferowane człowiekowi przez przyrodę, ze względu na ich funkcje i efekty, dzieli się na następujące kategorie: świadczenia zaopatrzeniowe (provisioning services; ryc. 2), regulacyjne (regulating services), wspomagające (supporting services) i kulturowe (cultural services) (tab. 1 i komentarze w: Solon 2008; TEEB 2008). Zintegrowanie, poznanie i zrozumienie tych czterech typów korzyści w koncepcji świadczeń ekosystemowych jest obecnie jednym z najważniejszych wyzwań dla specjalistów z różnych dziedzin naukowych, kadry rządzącej, decydentów politycznych, a także całego społeczeństwa (Sutherland i in. 2006, 2009; Burkhard i in. 2010). Wprawdzie pojęcie świadczeń ekosystemowych zostało sformułowane już w drugiej połowie lat 90. XX wieku (Costanza i in. 1997), jednak dopiero ostatnie lata przyniosły prawdziwy rozkwit tej dziedziny wiedzy. Lawinowo rosnąca liczba publikacji potwierdza jej dużą aktualność i zwiększone zapotrzebowanie na rozwiązania praktyczne proponowane przez koncepcję ES. Wskazywane są również słabe strony ES i obszary niedostatecznie poznane, z których znaczna część dotyczy świadczeń związanych z agroekosystemami (Lenda i in. 2010). 5 Chrońmy Przyr. Ojcz. rocznik 67, zeszyt 1, 2011 Tab. 1. Charakterystyka świadczeń ekosystemowych (za: Hanson i in. 2008) Tab. 1. Characteris�c of ecosystem services (according to: Hanson et al. 2008) Świadczenie Service 1 Podkategoria Sub-category Definicja Defini�on Przykłady Examples 2 3 4 Świadczenia zaopatrzeniowe – dobra i produkty uzyskiwane z ekosystemów Provisioning services uprawy rośliny uprawne są pokarmem dla ludzi i zwierząt zwierzęta hodowane do konsumpcji i użytku, zarówno domowego, jak i komercyjnego dzikie ryby pozyskiwane przez rybołówstwo profesjonalne rybołówstwo, wędkarstwo i inne metody niehodowlane ryby, małże i rośliny hodowane w stawach, akwariach i innych akwakultura zamkniętych pojemnikach/zbiornikach wody słodkiej i słonej w celu późniejszego wyłowu jadalne części roślin oraz zwierzęta pokarm pozyskiwane z naturalnych/dzikich naturalny populacji drewno produkty wykonane z drzew ściętych i produkty w naturalnych ekosystemach leśnych bądź pochodne uprawach zwierzęta użytkowe Żywność Food Surowy materiał biologiczny Fiber włókna i żywice włókna i żywice (inne niż z drewna i paliw) skóry zwierzęce piasek przetworzone skóry bydła, jeleni, świń, węży i innych piaski uformowane z korali i muszli produkty pozyskiwane z ekosystemów w celach estetycznych lub organizmy pełniące funkcje estetyczne materiał biologiczny uzyskiwany z żywych lub świeżo pozyskanych ciał organizmów (zarówno roślin, jak i zwierząt) służący jako źródło energii przedmioty ozdobne Biomasa jako paliwo Biomass fuel Wody słodkie Freshwater Zasoby genetyczne Gene�c resources 6 – zboża – warzywa – owoce – – – – – – drób trzoda chlewna owce dorsze kraby tuńczyki – – – – krewetki ostrygi łososie karpie – – – – – – – – – – – – – – – – – – owoce leśne i nasiona grzyby dziczyzna belki i deski masa drzewna papier bawełna jedwab konopie liny i sznury naturalne gumy i żywice narzuty i pokrowce ubrania kolorowe i białe piaski ozdobne dzikie kwiaty biżuteria z koralowców bursztyn drewno opałowe i węgiel drzewny ziarna do produkcji etanolu obornik woda pitna; woda do mycia, chłodzenia, procesów przemysłowych produkcja prądu żegluga rzeczna i jeziorna – – – zbiorniki śródlądowe, woda gruntowa, deszcz i wody powierzchniowe użytkowane gospodarczo w rolnictwie i przemyśle – – geny i informacja genetyczna używana do udoskonalania hodowli zwierząt, ulepszania roślin; biotechnologia – geny wykorzystywane do zwiększenia odporności upraw na choroby i „szkodniki” Z.M. Rosin i in. 1 Świadczenia ekosystemowe a ochrona przyrody krajobrazu rolniczego 2 Biochemikalia, medycyna naturalna i farmaceutyki Biochemicals, natural medicines and, pharmaceu�cals 3 lekarstwa, dodatki do pokarmów i inny materiał biologiczny – pozyskiwane zarówno do celów komercyjnych, jak i prywatnych 4 – żeńszeń, czosnek – ekstrakty drzewne używane do walki ze „szkodnikami” Świadczenia regulacyjne: korzyści czerpane z zarządzania ekosystemami i naturalnych procesów Regula�ng services wpływ ekosystemów na jakość powietrza poprzez emitowanie (ekosystem jako emitor) lub pochłanianie związków chemicznych z atmosfery – jeziora służą jako ujścia dla emisji przemysłowych – drzewa i krzewy wzdłuż dróg pochłaniają zanieczyszczenia globalna ekosystemy wpływają na globalny klimat poprzez emitowanie bądź pochłanianie gazów lub aerozoli cieplarnianych – lasy pochłaniają i zatrzymują w biomasie dwutlenek węgla regionalna i lokalna wpływ ekosystemów na lokalne wahania temperatur, opady, siłę wiatru itp. – wielkość opadów w danym regionie zależy od jego lesistości Utrzymanie jakości powietrza Air quality regula�on Regulacja klimatu Climate regula�on Regulacja przepływu wody Water regula�on – przepuszczalna gleba umożliwia odnowienie warstwy ekosystemy mają wpływ na czas wodonośnej i wielkość odpływu, występowanie – naturalne tereny zalewowe powodzi, miąższość warstw wodonośnych redukują ryzyko powodzi, a tym samym koszty związane z ich kontrolą Kontrola erozji Erosion regula�on ekosystemy odgrywają rolę w zatrzymywaniu i odnawianiu gleby – roślinność (drzewa, krzewy) zapobiega utracie gleby na skutek działania wiatru i wody – rafy koralowe i glonorośla redukują utratę lądu i plaż z powodu działania fal Oczyszczanie wody i kontrola zanieczyszczeń Water purifica�on and waste treatment ekosystemy odgrywają rolę w filtracji, rozkładzie szczątków organicznych i zanieczyszczeń w wodzie; asymilują i detoksykują zawiesiny – mokradła usuwają szkodliwe zanieczyszczenia – mikroby glebowe rozkładają martwe szczątki organiczne do mniej szkodliwych substancji Kontrola rozprzestrzeniania się chorób Disease regula�on ekosystemy wpływają na występowanie i liczebność ludzkich patogenów Utrzymywanie jakości gleby Soil quality regula�on – niektóre lasy redukują występowanie stojących zbiorników wodnych – miejsc rozrodu komarów, co zmniejsza występowanie np. malarii – wiele organizmów bierze udział ekosystemy biorą udział w utrzymywaniu w procesach rozkładu martwej aktywności biologicznej gleby, jej materii organicznej, podnosząc produktywności i zróżnicowaniu; poziom nutrientów w glebie w regulowaniu i przepływie wody oraz – niektóre organizmy warunkują roztworu glebowego; w magazynowaniu i przewietrzanie gleby, krążeniu składników mineralnych poprawiają jej chemizm oraz i organicznych oraz gazów zdolność do retencji wody 7 Chrońmy Przyr. Ojcz. rocznik 67, zeszyt 1, 2011 1 2 3 4 Kontrola biologiczna Pest regula�on wpływ ekosystemów na występowanie chorób roślin uprawnych oraz zwierząt hodowlanych – drapieżniki (np. nietoperze, ptaki, węże) polują na szkodniki upraw Zapylanie Pollina�on rola jaką ekosystemy odgrywają w przenoszeniu pyłku Kontrola zjawisk ekstremalnych Natural hazard regula�on zdolność ekosystemów do łagodzenia przebiegu i skutków huraganów, tsunami itp. oraz utrzymywania naturalnej intensywności i częstości pożarów – pszczoły zapylają rośliny uprawne – lasy namorzynowe oraz rafy koralowe łagodzą uderzenia fal sztormowych o wybrzeża – biologiczne procesy rozkładu materii redukują obecność związków warunkujących niekontrolowane pożary Świadczenia kulturowe: niematerialne korzyści czerpane z ekosystemów Cultural services Rekreacja przyjemność jaką człowiek czerpie i ekoturystyka z naturalnych i kulturowych krajobrazów Recrea�on and oraz ekosystemów ecotourism – birdwatching, piesze wycieczki – nurkowanie – safari – duchowe spełnienie osiągane na świętych ziemiach Wartości etyczne duchowe, religijne, estetyczne znaczenie i w świętych rzekach i duchowe jakie człowiek przypisuje ekosystemom, – chęć człowieka do ochrony Ethical values krajobrazom, gatunkom zagrożonych gatunków i cennych siedlisk – struktura liści inspiracją do wprowadzenia Wartości edukacyjne wiedza czerpana z ekosystemów technologicznych usprawnień i inspiracja jako źródło rozwoju intelektualnego, w bateriach słonecznych Educa�on values and kulturalnego, artystycznego, inspiracji – wycieczki szkolne do inspira�on i innowacji obszarów chronionych formą nauki koncepcji oraz badań Świadczenia wspomagające: naturalne procesy utrzymujące inne świadczenia ekosystemowe Suppor�ng services – rodzime gatunki roślin zapewniają zapylaczom pokarm oraz miejsce rozrodu naturalne bądź półnaturalne obszary – rzeki i estuaria zapewniają będące miejscem występowania Siedliska rybom miejsce rozrodu populacji, wspomagające zdolność – duże naturalne obszary Habitats ekosystemów do utrzymywania i korytarze ekologiczne równowagi pozwalają zwierzętom przetrwać pożary oraz inne katastrofy i zakłócenia – przepływ azotu z roślin do Obieg pierwiastków przepływ pierwiastków (np. fosforu, azotu, gleby, z gleby do oceanów, z oceanów do atmosfery Nutrient cycling siarki, węgla) przez ekosystemy i z atmosfery do roślin Produkcja pierwotna Primary produc�on produkcja materii w procesie fotosyntezy i asymilacji – glony wytwarzają biomasę przy udziale energii światła słonecznego, produkując bazę dla łańcucha pokarmowego w ekosystemach wodnych Obieg wody Water cycling przepływ wody przez ekosystemy w jej stałym, ciekłym i gazowym stanie skupienia – transfer wody z gleby do roślin, z roślin do atmosfery i z atmosfery w deszcz 8 Z.M. Rosin i in. Świadczenia ekosystemowe a ochrona przyrody krajobrazu rolniczego Spośród ważniejszych kwestii oczekujących na rozstrzygnięcie należy wymienić potrzebę ujednolicenia pojęć leżących u podstaw ES (Costanza 2008). Trwają spory co do samej definicji ES oraz zakresu m.in. takich terminów, jak: świadczenie, funkcja i proces ekosystemu, zasoby przyrodnicze, ich wartość. Przykładowo, z punktu widzenia przyrodników (zwłaszcza tych ukierunkowanych na ochronę bioróżnorodności) kontrowersyjna wydaje się definicja zasobów bioróżnorodności (biodiversity asset) jako tylko tych wytworów przyrody, które mają wartość dla człowieka (Wallace 2007). Niemniej jednak, takie ekonomiczne spojrzenie na bioróżnorodność stanowi podstawę teorii ES. ES można uznać za koncepcję aplikacyjną i istnieje wiele przykładów jej efektywnego wdrożenia w praktykę (Daily, Matson 2008; Mizgajski, Stępniewska 2009). Dotyczy to w szczególności tzw. płatności za usługi ekosystemowe (PES). Przykładowo, we Francji jedna z dużych firm produkujących wodę mineralną, zaniepokojona skażeniem azotanami wskutek intensyfikacji rolnictwa, sfinansowała wysokie dopłaty dla rolników w zamian za stosowanie bardziej zrównoważonych praktyk gospodarowania przy utrzymaniu dotychczasowego poziomu dochodów (TEEB 2008). W Panamie firmy ubezpieczeniowe i żeglugowe finansują zaplanowany na 25 lat program odtworzenia ekosystemów leśnych nad Kanałem Panamskim, gdyż wylesienie okolicznych terenów wywołało powodzie, nieregularne zaopatrzenie w wodę i silne zamulenie Kanału, a tym samym korzystanie z tej trasy żeglugowej było utrudnione (Condit i in. 2001; Fotos i in. 2007). W pobliskiej Kostaryce w ramach narodowej strategii ochrony lasów i bioróżnorodności zainwestowano około 200 mln dolarów amerykańskich w program płatności za świadczenia ekosystemowe. Ochroną objęto ponad 460 000 ha lasów i plantacji leśnych oraz przyczyniono się do poprawy warunków życia ponad 8000 ludzi (MEA 2005; Porter i in. 2009). Za przykład PES można też uznać koszty odszkodowań za degradację środowiska spowodowaną katastrofami ekologicznymi, jak awarie tankowców czy skażenia przemysłowe. W Polsce, podobnie jak w wielu innych krajach europejskich, jedne z największych płatności za usługi ekosystemowe (choć dotąd tak nie nazywane) realizowane są w ramach unijnych programów rozwoju obszarów wiejskich, zwłaszcza programów rolnośrodowiskowych. Dlaczego krajobraz rolniczy jest tak ważny? Krajobraz rolniczy jest efektem trwających wieki przekształceń środowiska naturalnego dokonywanych przez człowieka. Stanowi dominujący typ krajobrazu Polski i większości krajów europejskich, a grunty rolne stanowią ponad połowę (51,5%) powierzchni naszego kraju (GUS 2009; ryc. 3). Rolnictwo wywiera znaczny wpływ na elementy środowiska przyrodniczego (wody, klimat, gleby, roślinność), a także stwarza siedliska dla wielu organizmów żywych (Tryjanowski i in. 2009). Zmiany krajobrazu dokonywane przez rolnictwo były przyczyną synantropizacji wielu organizmów. W Europie rolnictwo od dawna kształtowało bioróżnorodność, rozprzestrzeniając się stopniowo z południowego wschodu na północny zachód. Nowe siedliska wzbogacane były wieloma gatunkami roślin i zwierząt migrujących z sąsiadujących obszarów, takich jak np. azjatyckie stepy. W rezultacie liczne rzadkie gatunki oraz półnaturalne siedliska występujące w Europie są zależne od kontynuacji ekstensywnej gospodarki rolnej. Trzeba jednocześnie zaznaczyć, że w krajobrazie rolniczym dominują siedliska silnie przekształcone, co jest wynikiem nadrzędnej funkcji, jaką ten krajobraz pełni – produkcji żywności. Dawniej jednak rolnicza eksploatacja środowiska prowadziła do jego przekształceń, a nie degradacji [przykłady takich przekształceń w starożytnej Grecji podają Papanastasis i inni (2010)]. Trwałe, często nieodwracalne, przekształcenia – zapoczątkowane rewolucją agrarną z przełomu XVIII i XIX wieku, a spotęgowane obecnie – stały się domeną ostatnich 200 lat. Obserwowana w ostatnich latach intensyfikacja rolnictwa – powodowana naciskiem na 9 Chrońmy Przyr. Ojcz. rocznik 67, zeszyt 1, 2011 wzrost produkcji rolnej – wywiera istotny, negatywny wpływ na bioróżnorodność krajobrazu rolniczego w Europie (EEA 2010). Podczas gdy grunty rolne dobrej jakości poddano intensyfikacji, uboższe obszary zostały porzucone bądź zalesione. Tradycyjnie, ekstensywnie uprawiane tereny rolne o wysokiej wartości przyrodniczej zanikają w szybkim tempie (EEA 2010). Stosowanie nawozów i pestycydów, usuwanie zadrzewień śródpolnych, nieużytków oraz miedz, prowadzące do fragmentacji i degradacji siedlisk, to jedne z najistotniejszych zagrożeń. Wysoki stopień intensyfikacji rolnictwa w Europie Zachodniej spowodował zniszczenie wielu ekosystemów i przyczynił się do powstania bądź pogłębienia już istniejących problemów (Stoate i in. 2009). Utrzymywanie wysokiej bioróżnorodności czyni produkcję rolną i związane z nią działania bardziej zrównoważonymi i opłacalnymi. Bioróżnorodność i produkcja rolna są nierozerwalnie połączone, a mutualistyczny i wspomagający charakter ich wzajemnego oddziaływania zwraca coraz większą uwagę (EEA 2010). Rosnąca świadomość korzyści, jakie ekosystemy przynoszą społeczeństwu (Foley i in. 2005), czyni koncepcję ES wartą szerzenia i rozwoju, szczególnie w ramach relacji agroekosystemy – społeczeństwo (Bradbury i in. 2010). Właśnie w krajobrazie rolniczym należy poszukiwać najlepszych przykładów świadczeń ekosystemowych. Na potrzeby niniejszego opracowania z ich szerokiej gamy wybrano zaledwie kilka, by nie tylko promować wizje i badania autorów, lecz także by podzielić się pewnymi wątpliwościami. Zapylanie i zapylacze Zapylanie jest niezwykle istotnym przykładem świadczeń ekosystemowych. Ostatnie badania szacują, że 35% upraw i 87 głównych roślin uprawnych jest zapylanych przez zwierzęta (Klein i in. 2007). Z perspektywy ekonomicznej owady zapylające dostarczają świadczeń ekosystemowych wartych ponad 100 mld dolarów rocznie na całym świecie (Gallai i in. 2009; Lenda i in. 2010). W naszej szerokości Ryc. 3. Krajobraz rolniczy o cechach tradycyjnych w okolicach Uniejowa-Rędzin (pow. miechowski, 29.04.2010 r.; fot. Z. Dajdok) Fig. 3. Tradi�onal agricultural landscape near Uniejów-Rędziny (Miechów district, 29 April 2010; photo by Z. Dajdok) 10 Z.M. Rosin i in. Świadczenia ekosystemowe a ochrona przyrody krajobrazu rolniczego geograficznej głównymi zapylaczami są pszczoły (Hymenoptera: Apiformes), przy czym w zapylaniu roślin uprawnych równie znaczącą rolę jak pszczoła miodna Apis mellifera odgrywają dzikożyjące pszczołowate (Corbet i in. 1991; ryc. 4). Co za tym idzie, spadek różnorodności gatunkowej pszczół ma ogromne znaczenie zarówno dla gospodarki człowieka, jak i dla przyrody w ogóle. Podstawowym czynnikiem wpływającym na zasoby naturalne pszczół jest baza pokarmowa. Istotne jest zarówno zróżnicowanie gatunkowe roślin pokarmowych, jak i pokrycie powierzchni przez te rośliny (Banaszak 1983, 1992; SteffanDewenter, Tscharntke 2000; Kearns, Oliveras 2009). Różnorodność gatunkowa pszczół jest zależna od różnorodności roślin owadopylnych, natomiast na zagęszczenie pszczół istotnie wpływa pokrycie powierzchni przez rośliny (SteffanDewenter, Tscharntke 2001). O zróżnicowaniu gatunkowym pszczół, poza różnorodnością i wielkością zasobów pokarmowych, decyduje ich ciągłość w czasie (Banaszak 1983). W krajobrazie rolniczym ciągłość pożyt- ków może być zapewniona poprzez obecność swoistych wysp środowiskowych. Wyspy środowiskowe – takie jak przydroża, miedze, zadrzewienia śródpolne – mają więc duże znaczenie dla bogactwa gatunkowego pszczół. Środowiska te, wraz z refugiami o charakterze ekosystemów naturalnych, tworzą system zapewniający istnienie owadów w warunkach dużej antropopresji (Banaszak 1983). Pokazano, że wraz ze wzrostem liczby i powierzchni środowisk marginalnych wzrasta średnie zagęszczenie pszczół w krajobrazie rolniczym (Banaszak 1997; Steffan-Dewenter i in. 2002). Dotyczy to szczególnie niewielkich gatunków, które nie pokonują dużych odległości w celu zdobycia pokarmu, znalezienia miejsc do gniazdowania czy odbycia lotów godowych. Zakres lotów jest uzależniony od wielkości ciała (Greenleaf i in. 2007), a więc różne gatunki mają odmienne zakresy lotów (Gathmann, Tscharntke 2002). Z tego względu odległości pomiędzy dogodnymi siedliskami mają różny wpływ na różne gatunki, a połączenia pomiędzy siedliskami są kluczowym czynnikiem sprzyjającym zwiększeniu zakresu ES owadów zapylających poprzez zwiększenie ich mobilności i bogactwa gatunkowego (Savard i in. 2000). Negatywny wpływ na zróżnicowanie pszczół w środowisku rolniczym, obok zwiększania powierzchni pól, ma również proces upraszczania płodozmianu. W agrocenozach dominują obecnie rośliny zbożowe, dodatkowo zmniejsza się powierzchnia upraw roślin motylkowych, co powoduje spadek liczebności trzmieli Bombus sp. i innych wyspecjalizowanych zapylaczy. Chwasty i rośliny inwazyjne Ryc. 4. Naturalne zapylanie roślin należy do szczególnie ważnych świadczeń w ekosystemach lądowych i w rolnictwie. Na zdjęciu pszczoła samotna Dasypoda alternator (Celary 2005) Fig. 4. Solitary bee Dasypoda altercator. Pollina�on is a key service for most terrestrial ecosystems and agriculture (Celary 2005) Obszary rolne to środowiska występowania dużej grupy gatunków roślin obcego pochodzenia. Zabiegi stosowane na powierzchni pól uprawnych i sprowadzanie materiału siewnego z różnych, często odległych regionów, sprzyjają przypadkowemu zawlekaniu diaspor gatunków obcych. Ocenia się, że w Polsce wśród chwastów towarzyszących uprawom 165 gatunków to tzw. archeofity (Zając i in. 2009), tj. rośliny obce naturalnej florze naszego kraju, zawleczo- 11 Chrońmy Przyr. Ojcz. rocznik 67, zeszyt 1, 2011 W kontekście świadczeń ekosystemowych grupa ta zasługuje na szczególną uwagę. Zaliczane do niej gatunki, jak np. mak polny Papaver rhoeas (ryc. 5), chaber bławatek Centaurea cyanus, kąkol polny Agrostemma githago, czy też rumianek pospolity Chamomilla recutita, to rośliny, których liczebność pośrednio wpływa na różnorodność innych organizmów, w tym przede wszystkim owadów i ptaków związanych z agroekosystemami. Wiele pospolitych chwastów ma zastosowanie w ziołolecznictwie i medycynie weterynaryjnej, a także zwiększa walory krajobrazowe obszarów zdominowanych przez pola uprawne. Ich liczne występowanie może być niekorzystne dla ilości i jakości uzyskiwanych plonów. Jednak, jeśli chodzi o wpływ na rośliny uprawne chwastów nielicznie występujących, nie brak opinii, że jest on stymulujący ze względu na korzystne oddziaływanie na życie biologiczne i żyzność gleby (Dobrzański, Adamczewski 2009). Interesujące badania przeprowadzono na uprawach kukury- dzy Zea mays w Meksyku, wykazując, że chwasty rosnące w tych uprawach są w bardzo różny sposób wykorzystywane przez farmerów i miejscową ludność (netto ponad 50% wartości całości plonu), nie wpływając przy tym znacząco na plon kukurydzy (Vieyra-Odilon, Vibrans 2001). Inna grupa roślin obcych geograficznie, pojawiających się m.in. w agroekosystemach, to tzw. neofity – gatunki obce przybyłe po XV wieku (Sudnik-Wójcikowska, Koźniewska 1988). W przeciwieństwie do archeofitów, neofity mogą mieć zdecydowanie negatywny wpływ na świadczenia ekosystemowe. Dotyczy to zwłaszcza roślin pochodzących z Ameryki Północnej i Azji, rozprzestrzeniających się masowo poza granicami naturalnego zasięgu. To właśnie z tej grupy pochodzi wiele roślin uznawanych za gatunki inwazyjne (alien invasive species). Stanowią one ogromny problem ekologiczno-ekonomiczny i powodują znaczne ograniczenie wielu świadczeń ekosystemowych. Przykładowo usuwanie ne- Ryc. 5. Mak polny Papaver rhoeas i inne gatunki tzw. chwastów mogą wywierać korzystny wpływ na stabilność agroekosystemów (pow. wrocławski, 15.06.2005 r.; fot. Z. Dajdok) Fig. 5. Field poppy Papaver rhoeas and other weed species can act posi�vely towards the farmland stability (Wrocław district, 15 June 2005; photo by Z. Dajdok) 12 Z.M. Rosin i in. Świadczenia ekosystemowe a ochrona przyrody krajobrazu rolniczego gatywnych skutków powodowanych przez gatunki inwazyjne kosztuje w Australii 40 mld dolarów australijskich rocznie (Sinden i in. 2004), a w Niemczech 100 mln euro (Reinhardt i in. 2003; Lenda i in. 2010). Niektóre gatunki, takie jak nawłoć kanadyjska Solidago canadensis, nawłoć późna S. gigantea czy taksony z rodzaju rdestowiec Reynoutria sp., mogą z czasem tworzyć na zasiedlanym obszarze zwarte fitocenozy określane mianem ksenospontanicznych (Faliński 1969, Nalborczyk 2005). W zbiorowiskach tych rodzime rośliny są stopniowo wypierane poprzez zagłuszanie lub oddziaływanie podziemne w drodze allelopatii. Oddziaływanie allelopatyczne roślin inwazyjnych może również znacząco obniżać plony w uprawach w krajobrazie rolniczym (Tokarska-Guzik 2005; Sun i in. 2006). Na redukujący wpływ ekspansji gatunków inwazyjnych w porównaniu do rodzimych komponentów zbiorowisk wskazuje wielu autorów, z Polski m.in. Tokarska-Guzik (2005). Przekształcanie składu florystycznego zbiorowisk gatunków rodzimych spowodowane rozwojem neofitów pociąga za sobą również zmiany ugrupowań innych organizmów związanych z danym siedliskiem, w tym owadów zapylających (np. Moroń i in. 2009) oraz ptaków owadożernych (np. Skórka i in. 2010). Niekorzystne oddziaływanie gatunków obcych na rodzime ekosystemy jest obecnie na tyle poważnym zjawiskiem, że tam, gdzie to możliwe, podejmuje się ich zwalczanie lub przynajmniej ograniczanie zadomawiania się nowych przybyszów. Przykładowo, podczas badań obszarów rolnych południowo-zachodniej Polski odnotowano, że w obrębie środowisk marginalnych (ważnych ze względu na ES) występowało tylko kilka gatunków inwazyjnych, ale fitocenozy z ich udziałem były znacznie uboższe florystycznie od płatów, w których nie odnotowano ich obecności (Dajdok, Wuczyński 2008). Problem ubożenia składu gatunkowego i upraszczania struktury zbiorowisk roślinnych w wyniku stopniowej dominacji jakiegoś gatunku dotyczy nie tylko roślin obcego pochodzenia, lecz także rodzimych elementów flory. Spośród gatunków rodzimych warto wymienić dwa: trzcinę pospolitą Phragmites australis i pokrzywę zwyczajną Urtica dioica – tworzące często jednogatunkowe zbiorowiska z dużym nagromadzeniem biomasy uniemożliwiającym wzrost innych gatunków (Dajdok 2004; Skórka i in. 2007). Różnorodność gatunkowa roślin w płatach z udziałem pokrzywy osiąga zdecydowanie niższe wartości w stosunku do płatów bez udziału tego gatunku (Dajdok, Wuczyński 2008). Zagadnienie to ma szczególne znaczenie w kontekście planowanego wprowadzenia wymogu pozostawiania na obszarach rolnych tzw. stref buforowych, tj. pasm roślinności oddzielających pola uprawne od cieków w celu wzbogacania ES i różnorodności gatunkowej. Na niektórych polach konieczne będzie zakładanie stref od podstaw (obsiewane, obsadzane krzewami), dlatego już na etapie przygotowania wytycznych do ich tworzenia należy przyjąć zasadę, że w formowaniu roślinności „stref buforowych” nie mogą być wykorzystywane gatunki obce geograficznie. Tego typu pasma będą w przyszłości stanowić wartościowe siedliska nie tylko roślin, lecz także owadów i ptaków, pod warunkiem że przynajmniej na wyznaczonych odcinkach byłyby objęte zabiegami wykaszania (w odpowiednich przyrodniczo terminach). Ekoturystyka na terenach rolniczych, w tym birdwatching Jedną z dróg czerpania przez lokalne społeczności korzyści finansowych z bogactwa przyrodniczego krajobrazu rolniczego jest wy-kwalifikowana turystyka przyrodnicza. Jej najczęstszą formą są obserwacje ptaków (birdwatching), które w USA i zachodniej Europie (szczególnie Wielkiej Brytanii) stanowią znaczącą i ciągle dynamicznie rozwijającą się gałąź przemysłu turystycznego. W USA szacuje się liczbę obserwatorów ptaków na ponad 40 mln (więcej niż populacja mieszkańców Polski!), a roczne obroty finansowe związane z tym hobby wynoszą około 32 mln dolarów, tworząc ponad 800 tys. miejsc pracy (Pullis La Rouche 2003). W ostatnich latach również w Polsce sil- 13 Chrońmy Przyr. Ojcz. rocznik 67, zeszyt 1, 2011 nie rozwija się ruch osób chcących poznawać i chronić ptaki oraz przyrodę (ryc. 6). Jakkolwiek największa polska organizacja – Ogólnopolskie Towarzystwo Ochrony Ptaków – liczy zaledwie około 2500 członków (www. otop.org.pl), podczas gdy brytyjskie The Royal Society for the Protection of Birds – ponad milion (www.rspb.org.uk), to widoczny jest trend wzrostowy w liczbie członków takich stowarzyszeń w naszym kraju. Od początku lat 90. XX wieku powstało w Polsce kilkadziesiąt krajowych, regionalnych i lokalnych organizacji (stowarzyszeń, rzadko fundacji) zajmujących się ochroną ptaków lub przyrody ze znacznym naciskiem na ptaki. Od końca XX wieku powstało też kilkadziesiąt ogólnokrajowych portali internetowych zrzeszających ornitologów i obserwatorów ptaków oraz miłośników przyrody, a setki kolejnych w skali regionalnej, lokalnej czy indywidualnej (blogi internetowe). Proces ten, podobnie jak wcześniej w zachodniej Europie i USA, przebiega dynamicznie. Trzeba jednak zaznaczyć, że turystyka przyrodnicza niejako omija krajobraz rolniczy, koncentrując się w miejscach wybitnie cennych przyrodniczo, często chronionych prawnie (parki narodowe, obszary Natura 2000 i rezerwaty przyrody). Wycieczki w takie miejsca organizowane są (w dużej mierze dla Ryc. 6. Hobbystyczne obserwacje ptaków jako przykład niematerialnego świadczenia dostarczającego wartości estetycznych i edukacyjnych (Dolina Baryczy, 21.11.2009 r.; fot. A. Wuczyński) Fig. 6. Birdwatching providing aesthe�c and educa�onal values (Barycz Valley, 21 November 2009; photo by A. Wuczyński) 14 turystów zagranicznych) przez wyspecjalizowane firmy turystyczne. Z ptaków polskiego krajobrazu rolniczego wdzięczny obiekt dla turystyki przyrodniczej stanowi niewątpliwie bocian biały Ciconia ciconia, szczególnie dla mieszkańców polskich miast oraz turystów z zachodniej Europy, gdzie jest on gatunkiem rzadkim lub wręcz wymarłym. Ptak ten jest duży, łatwy do obserwacji, a co również ważne – bardzo silnie związany z polską tradycją, kulturą ludową, sztuką i obrzędowością (np. Lewandowski, Radkiewicz 1991; Dolata 2006). Gatunek ten dla miłośników przyrody z zagranicy stanowi niejako najbardziej widoczny znak rozpoznawczy polskiej wsi. Najczęściej odwiedzane przez nich są jego „kolonie”, czyli wsie, w których gniazduje do kilkudziesięciu par. Najbardziej znane to Pentowo nad Narwią koło Tykocina na Podlasiu (w 2001 roku uzyskało tytuł jedynej w Polsce Europejskiej Wsi Bocianiej) i Kłopot nad Odrą na Ziemi Lubuskiej (od 2003 roku działa tu Muzeum Bociana Białego ze schroniskiem młodzieżowym, prowadzone przez Ligę Ochrony Przyrody). Turystów przyciągają również gniazda bocianów słynne z transmisji internetowych (Dolata 2009; ryc. 7). Problemy w aplikacji koncepcji świadczeń ekosystemów do skutecznej ochrony przyrody Przedstawione powyżej typowe przykłady ES przynoszą wymierne korzyści finansowe. Wiemy jednak, iż jednym z najpoważniejszych ograniczeń ES jest wciąż słabe zrozumienie złożoności zjawisk przyrodniczych i procesów ekologicznych umożliwiających istnienie i korzystanie ze świadczeń oraz ich wycenę. Problem ten dotyczy w szczególności systemów rolniczych, w których naturalne procesy przeplatają się z silną i wyraźnie ukierunkowaną ekonomicznie ingerencją człowieka. Istnieją (nieliczne) dowody wskazujące, że wyższy poziom bioróżnorodności pozytywnie wpływa na poziom świadczeń ekosystemu (Swift i in. 2004; Tscharntke i in. 2005), jednak mechanizmy leżące u podstaw tych zależności są niemal Z.M. Rosin i in. Świadczenia ekosystemowe a ochrona przyrody krajobrazu rolniczego Ryc. 7. Gniazdo bociana białego Ciconia ciconia z kamerą internetową www.bociany.ec.pl w Przygodzicach, w tle krajobraz rolniczy Doliny Baryczy (pow. ostrowski, 21.06.2006 r.; fot. P.T. Dolata) Fig. 7. The White Stork Ciconia ciconia nest with Internet camera www.bociany.ec.pl in Przygodzice, agriculture landscape of Barycz Valley in the background (Ostrów Wielkopolski district, 21 June 2006; photo by P.T. Dolata) zupełnie nieznane. Przykładowo, wykorzystywana w rolnictwie kontrola biologiczna opiera się na relacjach ilościowych pomiędzy organizmami szkodliwymi i pożytecznymi. Badania i programy wdrożeniowe często uwzględniają proste zależności między pojedynczymi gatunkami ofiar i ich naturalnych wrogów, czy też między gatunkami rodzimymi oraz introdukowanymi (np. mszyce – biedronki). Tymczasem wiadomo, że skuteczność kontroli biologicznej, a tym samym poziom świadczenia ekosystemu, jest większa w przypadku równoczesnego oddziaływania całego zespołu drapieżników i parazytoidów, których liczebność może dodatkowo zależeć od skomplikowania krajobrazu rolniczego i intensywności gospodarowania (Stoate i in. 2009). Niestety, oszacowanie takiego kompleksowego oddziaływania jest trudne i rzadko podejmowane, zwłaszcza w różnych typach krajobrazu rolniczego (Tscharntke i in. 2005). Oznacza to, że aktualny (rzeczywisty) i potencjalny poziom kontroli biologicznej, traktowanej jako świadczenie ekosystemu, pozostaje nieznany, a zatem – co bardzo ważne – wartość takich świadczeń ekosystemowych jest zapewne mocno zaniżona. Ponadto oszacowania wartości ES zależą silnie od skali badań. Swift i współpracownicy (2004) zwracają uwagę na diametralne różnice pomiędzy skąpą skalą czasową i przestrzenną, w jakiej z konieczności prowadzone są badania systemów rolniczych (ze względu na powszechne ograniczenia finansowe, organizacyjne czy koncepcyjne), a wielką skalą, w jakiej rzeczywiście kształtują się i realizują funkcje ekosystemu. W konsekwencji przydatność wszelkich dostęp- 15 Chrońmy Przyr. Ojcz. rocznik 67, zeszyt 1, 2011 nych obecnie wyników badań w ocenie poziomu świadczeń ekosystemu jest przypuszczalnie iluzoryczna. Może to jednak stanowić bodziec do jeszcze większej intensyfikacji i ukierunkowania badań światowych. Zawiłości funkcjonowania ekosystemów są podstawowym przedmiotem badań przyrodniczych na całym świecie. Niestety, mimo że trwają od dziesięcioleci, to złożoność przyrody dała się poznać jedynie w bardzo niewielkim stopniu (Mayr 2002). Jednak to nie tyle nieznajomość funkcjonowania ekosystemów, ile raczej niedoskonałość natury ludzkiej powoduje, iż ciągle poszukujemy rozwiązań ekonomicznych w relatywnie krótkiej skali czasu, zaniedbując przy tym zupełnie istnienie pewnego poziomu dobra wspólnego, co szerzej znane jest jako „tragedia wspólnego pastwiska” (tragedy of the commons). Jest to jedna z najszerzej znanych koncepcji mikroekonomicznych omawiająca pułapkę społeczną, w której indywidualny zysk jednego z członków społeczności prowadzi do strat dla społeczności jako całości (Hardin 1968). Powstaje zatem pytanie: gdzie znajdziemy sojuszników do skutecznej ochrony krajobrazu rolniczego? Czy rzeczywiście ekonomia może być tutaj pomocna? Gospodarka rolna już dawno straciła czysto rynkowy charakter, więc w ramach subsydiów (płaconych z kieszeni podatnika) mamy prawo domagać się innych niż żywność dóbr, w tym utrzymania pewnego poziomu świadczeń środowiska oferowanych przez agroekosystemy, a odczuwalnych nie tylko przez właścicieli gruntów, lecz także przez całe społeczeństwo. Oczywiście trudno wyceniać wartości świadczeń ekosystemowych w skali globalnej, gdyż mają różne znaczenie na poziomach lokalnych (Spangenberg, Settele 2010). Można to odnieść do klasycznego przykładu: inna jest wartość szklanki wody na Saharze, a inna w strefie umiarkowanej. Podobnie koncepcje (ES, jak i inne koncepcje ochrony przyrody!), wypracowane głównie w krajach Europy Zachodniej i w USA, niekoniecznie muszą się sprawdzać w znacznie bardziej skomplikowanych agroekosystemach Europy Środkowej i Wschodniej. 16 Etyczny aspekt świadczeń ekosystemowych Pojawia się też pewien aspekt etyczny – czy na otaczającą przyrodę musimy patrzeć tylko w kategoriach ekonomicznych. Odpowiedź wcale nie musi być jednoznaczna. Czysto ekonomiczne spojrzenie na środowisko przyrodnicze polegające na jego wycenie może budzić sprzeciw społeczeństwa, zwłaszcza biologów-sozologów o zakorzenionym poszanowaniu przyrody jako wartości „samej w sobie”, a dla wielu wręcz wartości absolutnej. Traktowanie przyrody przez pryzmat pieniędzy brzmi świętokradczo, podobnie jak wycenianie dóbr kultury (ile kosztuje Wawel?), symboli narodowych (cena Mazurka Dąbrowskiego?), czy też podstawowych praw jednostki (jaka jest pieniężna wartość moich dzieci?). Niezwykle trudne, o ile w ogóle możliwe, jest też oszacowanie niematerialnych dóbr bioróżnorodności wkraczających w zakres wartości filozoficznych i kulturalnych (przyroda jako natchnienie poetów). Ponadto nieuniknione przy wycenie środowiska jest nierówne traktowanie tych jego składników, które z punktu widzenia człowieka są korzystne (np. zapylacze) oraz tych, które obecnie wydają się nieprzydatne czy wręcz niepożądane (np. chwasty). Wobec wspomnianego wyżej słabego rozpoznania złożoności przyrody łatwo popełnić błędy, których dalekosiężne konsekwencje są trudne do przewidzenia. Kontrargumentem (wciąż dyskusyjnym) przemawiającym za słusznością wyceniania przyrody jest nikła skuteczność dotychczasowych metod ochrony bioróżnorodności. Zakładają one powszechne postrzeganie przyrody jako takiej właśnie absolutnej wartości i podejmowanie działań ochronnych dla nadrzędnych ideałów lub na podstawie przyjętych paradygmatów (np. traktujących poziom bioróżnorodności ekstensywnego krajobrazu rolniczego jako optymalny). Niestety mimo wielu inicjatyw, w tym zakrojonych na skalę globalną, postępująca degradacja środowiska zmusza do przemodelowania dotychczasowego podejścia. Koncepcja ES, która jest obecnie Z.M. Rosin i in. Świadczenia ekosystemowe a ochrona przyrody krajobrazu rolniczego potężną alternatywą, ale i uzupełnieniem, dla wcześniejszych metod postępowania w ochronie przyrody, wydaje się więc potrzebna. Ostrożnie z entuzjazmem Nie należy jednak zapominać o wszystkich wspomnianych (i innych) wątpliwościach. Można je sprowadzić do pytania: czy obecne założenia ES, a zwłaszcza przyszłe kierunki rozwoju, będą rzeczywiście służyć ochronie bioróżnorodności? Doświadczenie uczy, że styk ochrony przyrody i ekonomii będący podstawą ES chyba nigdy dotąd nie był korzystny dla tej pierwszej. Czy można mieć nadzieję, że tym razem będzie inaczej? Kolejnym poważnym zagrożeniem mogą być konsekwencje oczywistego z ekonomicznego punktu widzenia dążenia do maksymalizacji pojedynczych świadczeń ekosystemowych. Realne zatem wydają się tak szkodliwe działania, jak wprowadzanie obcych gatunków roślin, które czasami mogą pełnić świadczenia efektywniej niż gatunki rodzime (Redford, Adams 2009). Rozwijanie wyłącznie tych obszarów przyrody, które są korzystne ekonomicznie, doprowadzi niewątpliwie do spadku różnorodności biologicznej (Redford, Adams 2009). Podsumowując, wydaje się, że ES mogą odgrywać pozytywną rolę dla ludzkości i globalnych zasobów bioróżnorodności, jednak pod warunkiem powszechnej zmiany sposobu myślenia o środowisku i rzeczywistego poszanowania przyrody. Konsekwencją tej zmiany (a nie źródłem!) powinno być przekształcenie dotychczasowych modeli ekonomicznych świata i ich rozumne stosowanie. Podziękowania Artykuł powstał po seminarium (30.09– –2.10.2010 r.) zorganizowanym w ramach projektu „Akademicki Poznań”, a finansowanym z budżetu Miasta Poznania. Gościny uczestnikom użyczyli Aneta i Grzegorz Matłokowie, prowadzący gospodarstwo agroturystyczne „Agro-Spa” w Chynowej koło Ostrowa Wielkopolskiego. Magister Magdalena Lenda przeczytała ostateczną wersję maszynopisu i opatrzyła ją wieloma krytycznymi komentarzami, za co jesteśmy Jej bardzo wdzięczni. PIŚMIENNICTWO Banaszak J. 1983. Ecology of bees (Apoidea) of agricultural landscape. Pol. Ecol. Stud. 9: 421– –505. Banaszak J. 1992. Strategy for conservation of wild bees in an agricultural landscape. Agr. Ecosyst. Environ. 40: 179–192. Banaszak J. 1997. Local changes in the population of wild bees. Ochr. Przyr. 54: 119–130. Bradbury R.B., Stoate C., Tallowin J.R.B. 2010. Lowland farmland bird conservation in the context of wider ecosystem service delivery. J. Appl. Ecol. 47: 986–993. Burkhard B., Petrosillo I., Costanza R. 2010. Ecosystem services – Bridging ecology, economy and social sciences. Ecol. Complex. 7: 257–259. Celary W. 2005. Melittidae of Poland (Hymenoptera: Apoidea: Anthophila) their Biodiversity and Biology. ISEZ PAS Press, Kraków. Condit R., Robinson W.D., Ibanez R., Aquilar S., Sanjur A., Martinez R., Stallard R.F., Garcia T., Angher G.R., Petit L., Wright S.J., Robinson T.R., Heckadon S. 2001. The status of the Panama Canal watershed and its biodiversity. At the beginning of the 21st century. BioScience 51: 389–398. Corbet S.A., Williams I.H., Osborne J.L. 1991. Bees and the pollination of crops and flowers in the European Community. Bee World 72: 47–59. Costanza R. 2008. Ecosystem services: Multiple classification systems are needed. Biol. Conserv. 141: 350–352. 17 Chrońmy Przyr. Ojcz. rocznik 67, zeszyt 1, 2011 Costanza R., dArge R., de Groot R., Farber S., Grasso M., Hannon B., Limburg K., Naeem S., O’Neill R.V., Paruelo J., Raskin G.R., Sutton P., van den Belt M. 1997. The value of the world’s ecosystem services and natural capital. Nature 387: 253–260. Daily G.C., Matson P.A. 2008. Ecosystem services: From theory to implementation. Proc. Natl. Acad. Sci. U.S.A. 105: 9455–9456. Dajdok Z. 2004. Występowanie pokrzywy zwyczajnej Urtica dioica L. w dolinach małych strumieni na obszarach rolniczych. W: Heese T., Puchalski W. (red.). Bliskie naturze kształtowanie dolin rzecznych. Wyd. Politechniki Koszalińskiej, Koszalin: 279–295. Dajdok Z., Wuczyński A. 2008. Alien plants in field margins and fields of southwestern Poland. Biodiv. Res. Conserv. 9–10: 19–33. Dobrzański A., Adamczewski K. 2009. Wpływ walki z chwastami na bioróżnorodność agrofitocenoz. Post. Ochr. Roślin 49: 982–995. Dolata P.T. 2006. The White Stork Ciconia ciconia protection in Poland by tradition, customs, law, and active efforts. W: Tryjanowski P., Sparks T. H., Jerzak L. (red.). The White Stork in Poland: Studies in Biology, Ecology and Conservation. Bogucki Wyd. Nauk., Poznań: 477–492. Dolata P.T. 2009. „Blisko bocianów” – projekt edukacyjno-badawczy bociana białego Ciconia ciconia. W: Anderwald D. (red.). Public relations – „sztuka uwodzenia” w edukacji przyrodniczo-leśnej. Studia i Mat. CEPL 11: 128–141. EEA 2010. 10 messages for 2010 – Agricultural ecosystems. European Environment Agency, European Union. Faliński J.B. 1969. Zbiorowiska autogeniczne i antropogeniczne. Próba określenia i klasyfikacji. Dyskusje fitosocjologiczne (4). Ekol. Pol. B 15: 173–182. Foley J.A., DeFries R., Asner G.P., Barford C., Bonan G., Carpenter S.R., Chapin F.S., Coe M.T., Daily G.C., Gibbs H.K., Helkowski J.H., Holloway T., Howard E.A., Kucharik C.J., Monfreda C., Patz J.A., Prentice I.C., Ramankutty N., Snyder P.K. 2005. Global consequences of land use. Science 309: 570–574. 18 Fotos M., Chou F., Newcomer Q. 2007. Assessment of existing demand of watershed services in the Panama Canal watershed. J. Sustain. For. 25: 175–193. Gallai N., Salles J.M., Settele J., Vaissičre B.E. 2009. Economic valuation of the vulnerability of world agriculture confronted with pollinator decline. Ecol. Econ. 68: 810–821. Gathmann A., Tscharntke T. 2002. Foraging ranges of solitary bees. J. Anim. Ecol. 71: 757–764. Greenleaf S.S., Williams N.M., Winfree R., Kremen C. 2007. Bee foraging ranges and their relationship to body size. Oecologia 153: 589–596. GUS 2009. Rocznik statystyczny Polski 2009. Główny Urząd Statystyczny, Warszawa. Hanson C., Finisdore J., Ranganathan J., Iceland C. 2008. The Corporate Ecosystem Services Review: Guidelines for Identifying Business Risks & Opportunities Arising from Ecosystem Change. World Resources Institute, Washington, USA. http://pdf.wri.org/corporate_ecosystem_services_review.pdf Hardin G. 1968. The tragedy of the commons. Science 162: 1243–1248. Kearns C.A., Oliveras D.M. 2009. Environmental factors affecting bee diversity in urban and remote grassland plots in Boulder, Colorado. J. Insect Conserv. 13: 655–665. Klein A.M., Vaissière B.E., Cane J.H., SteffanDewenter I., Cunningham S.A., Kremen C., Tscharntke T. 2007. Importance of pollinators in changing landscapes for world crops. Proc. R. Soc. B 274: 303–313. Lenda M., Skórka P., Moroń D. 2010. Invasive alien plant species – a threat or an opportunity for pollinating insects in agricultural landscapes? W: Lee T.H. (red.). Agricultural Economics: New Research. Nova Science Publishers, NY USA. Lewandowski A., Radkiewicz J. 1991. Bocian w mowie i kulturze. Wyd. WSP, Zielona Góra. MEA (Millennium Ecosystem Assessment) 2005. Ecosystems and Human Well-Being: Global Assessment Reports. Island Press, Washington, DC. Manfredo M.J. 2008. Who Cares About Wildlife? Social Science Concepts for Exploring HumanWildlife Relationships and Conservation Issues. Springer, New York. Z.M. Rosin i in. Świadczenia ekosystemowe a ochrona przyrody krajobrazu rolniczego Mayr E. 2002. To jest biologia. Nauka o świecie ożywionym. Prószyński i S-ka, Warszawa. Mizgajski A., Stępniewska M. 2009. Koncepcja świadczeń ekosystemów a wdrażanie zrównoważonego rozwoju. W: Kiełczowski D., Dobrzańska B. (red.). Ekologiczne problemy zrównoważonego rozwoju. Wyd. Wyższej Szkoły Ekonomicznej w Białymstoku, Białystok: 12–23. Moroń D., Lenda M., Skórka P., Szentgyörgyi H., Settele J., Woyciechowski M. 2009. Wild pollinator communities are negatively affected by invasion of alien goldenrods in grassland landscapes. Biol. Conserv. 142: 1322–1332. Nalborczyk E. 2005. Rolnicza energetyka. Academia. Mag. PAN 3: 16–19. Papanastasis V.P., Arianoutsou M., Papanastasis K. 2010. Environmental conservation in classical Greece. J. Biol. Res. 14: 123–135. Porter J., Costanza R., Sandhu H., Sigsgaard L., Wratten S. 2009. The Value of Producing Food, Energy, and Ecosystem Services within an Agro-Ecosystem. Ambio 38: 186–193. Pullis La Rouche G. 2003. Birding in the United States: a Demographic and Economic Analysis. U.S. Fish and Wildlife Service. Report 2001–1. Redford K.H., Adams W.M. 2009. Payment for Ecosystem Services and the Challenge of Saving Nature. Conserv. Biol. 4: 785–787. Reinhardt F., Herle M., Bastiansen F., Streit B. 2003. Ökonomische Folgen der Ausbreitung von gebietsfremden Organismen in Deutschland. J.W. Goethe-Universität Frankfurt, im Auftrag des Umweltbundesamtes, Forschungsbericht 201: 86–211. Savard J.P.L., Clergeau P., Mennechez G. 2000. Biodiversity concepts and urban ecosystems. Landsc. Urban Plan. 48: 131–142. Sinden J.A. 2004. Estimating the costs of biodiversity protection in the Brigalow belt, New South Wales. J. Environ. Manage. 70: 351–362. Skórka P., Lenda M., Tryjanowski P. 2010. Invasive alien goldenrods negatively affect grassland bird communities. Biol. Conserv. 143: 856–861. Solon J. 2008. Koncepcja „Ecosystem Services” i jej zastosowania w badaniach ekologiczno-krajobrazowych. W: Chmielewski T.J. (red.). Struktura i funkcjonowanie systemów krajobrazowych: meta-analizy, modele, teorie i ich zastosowania. Prob. Ekol. Krajobr. 21: 25–44. Spangenberg J.H., Settele J. 2010. Precisely incorrect? Monetising the value of ecosystem services. Ecol. Complex. 7: 327–337. Steffan-Dewenter I., Münzenberg U., Bürger C., Thies C., Tscharntke T. 2002. Scale-dependent effects of landscape context on three pollinator guilds. Ecology 83: 1421–1432. Steffan-Dewenter I., Tscharntke T. 2000. Resource overlap and possible competition between honey bees and wild bees in central Europe. Oecologia 122: 288–296. Steffan-Dewenter I., Tscharntke T. 2001. Succession of bee communities on fallows. Ecography 24: 83–93. Stoate C., Baldi A., Beja P., Boatman N.D., Herzon I., van Doorn A., de Snoo G.R., Rakosy L., Ramwell C. 2009. Ecological impacts of early 21st century agricultural change in Europe – a review. J. Environ. Manage. 91: 22–46. Sudnik-Wójcikowska B., Koźniewska B. 1988. Słownik z zakresu synantropizacji szaty roślinnej. Wyd. Uniw. Warszawskiego, Warszawa. Sun B.-Y., Tan J.-Z., Wan Z.-G., Gu F.-G. Zhu M.-D. 2006. Allelopathic effects of extracts from Solidago canadensis L. against seed germination and seedling growth of some plants. J. Eviron. Sci. 18: 304–309. Sutherland W.J., Adams W.M., Aronson R.B., Aveling R., Blackburn T.M., Broad S., Ceballos G., Côté I.M., Cowling R.M., da Fonseca G.A.B., Dinerstein E., Ferraro P.J., Fleishman E., Gascon C., Hunter Jr. M., Hutton J., Kareiva P., Kuria A., Macdonald D.W., MacKinnon K., Madgwick F.J., Mascia M.B., McNeely J., Milner-Gulland E.J., Moon S., Morley C.G., Nelson S., Osborn D., Pai M., Parsons E.C.M., Peck L.S., Possingham H., Prior S.V., Pullin A.S., Rands M. R.W., Ranganathan J., Redford K.H., Rodriguez J.P., Seymour F., Sobel F., Sodhi N.S., Stott A., VanceBorland K., Watkinson A.R. 2009. An assessment of the 100 questions of greatest importance to the conservation of global biological diversity. Conserv. Biol. 23: 557–567. Sutherland W.J., Armstrong-Brown S., Armsworth P. R., Brereton T., Brickland J., Camp- 19 Chrońmy Przyr. Ojcz. rocznik 67, zeszyt 1, 2011 bell C. D., Chamberlain D.E., Cooke A. I., Dulvy N. K., Dusic N.R., Fitton M., Freckleton R.P., Godfray H.C., Grout N., Harvey H. J., Hedley C., Hopkins J.J., Kift N.B., Kirby J., Kunin W. E., MacDonald D.W., Markee B., Naura M., Neale A. R., Oliver T., Osborn D., Pullin A.S., Shardlow M. E. A., Showler D. A., Smith P. L., Smithers R.J., Solandt J.-L., Spencer J., Spray C. J., Thomas C.D., Thompson J., Webb S.E., Yalden D. W., Watkinson A.R. 2006. The identification of one hundred ecological questions of high policy relevance in the UK. J. Appl. Ecol. 43: 617–627. Swift M.J., Izac A.M.N., van Noordwijk M. 2004. Biodiversity and ecosystem services in agricultural landscapes – are we asking the right questions? Agr. Ecosyst. Environ. 104: 113–134. TEEB 2008. The Economics of Ecosystems and Biodiversity. Interim Report. European Communities. Tokarska-Guzik B. 2005. The Establishment and Spread of Alien Plant Species (Kenophytes) in the Flora of Poland. Wyd. Uniw. Śląskiego, Katowice. Tryjanowski P., Kuźniak S., Kujawa K., Jerzak L. 2009. Ekologia ptaków krajobrazu rolniczego. Bogucki Wyd. Nauk., Poznań. Tscharntke T., Klein A.M., Kruess A., Steffan-Dewenter I., Thies C. 2005. Landscape perspectives on agricultural intensification and biodiversity – ecosystem service management. Ecol. Lett. 8: 857–874. Vieyra-Odilon L., Vibrans H. 2001. Weeds and crops: the value of maize field weeds in the valley of Toluca, Mexico. Econ. Bot. 55: 426–443. Wallace K.J. 2007. Classification of ecosystem services: Problems and solutions. Biol. Conserv. 139: 235–246. Zając M., Zając A., Tokarska-Guzik B. 2009. Extinct and endangered archaeophytes and the dynamics of their diversity in Poland. Biodiv. Res. Conserv. 13: 17–24. Żylicz T. 2010. Wycena usług ekosystemów. Przegląd wyników badań światowych. Ekon. Środ. 37: 31–45. SUMMARY Rosin Z.M., Takacs V., Báldi A., Banaszak-Cibicka W., Dajdok Z., Dolata P.T., Kwieciński Z., Łangowska A., Moroń D., Skórka P., Tobółka M., Tryjanowski P., Wuczyński A. Ecosystem services as an efficient tool of nature conserva�on: a view from the Polish farmland Chrońmy Przyr. Ojcz. 67 (1): 3–20, 2011 Current nature conservation, to be effective, needs more convincing solutions than only law and prohibitions. Wide social consciousness and appreciation of nature values, also from economic point of view, is one of the several crucial factors. Ecosystem services (ES) are natural goods and processes that benefit humans (e.g., wild fruits, pollination, pest control). Many species that provide services are connected to agricultural landscapes and dependent on traditional and extensive land management. Here, we provide a discourse that more intensive agroecosystems provide less services. Sharp changes in farming practices in Western Europe have led to fragmentation and loss of the semi-natural habitats, disappearance of field margins, mid-field woods and hedges and, in effect, formation of large, monoculture fields. In a consequence, population sizes of many animal and plant species providing ecosystem services have declined. Therefore, first step to rational use of ES concept in farmland, at least in Central and Eastern Europe conditions, is recognition of differences between naturally and artificially productive systems. We give examples of the idea that high level of biodiversity makes agricultural production more efficient and it increases the quality of human life. However, we also advance arguments for that ES concept should be developed with consideration since valuating biodiversity only from economic point of view may be, in turn, harmful to nature. Furthermore, studies on ES in regional, as well as continental scale, are needed since mechanisms lying behind ES, and often their economic value, are poorly known and implications hardly documented. Finally, we give optimistic as well as sceptic arguments for and against ES concept as an opportunity to improve biodiversity conservation. 20 AKTUALNOŚCI Chrońmy Przyr. Ojcz. 67 (1): 21–26, 2011 Atlas ssaków Polski W 1983 roku został wydany Atlas rozmieszczenia ssaków w Polsce pod redakcją prof. Zdzisława Pucka i dr. Jana Raczyńskiego – jedno z najważniejszych dzieł polskiej teriologii. Pozostaje ono do dzisiaj podstawowym źródłem udokumentowanej informacji o występowaniu wszystkich gatunków ssaków w naszym kraju, chociaż dane w nim zawarte zbierane były w dużej części w latach 50. i 60. ubiegłego wieku, czyli mają już obecnie znaczenie historyczne. Wystarczy wspomnieć, że niektóre z gatunków opisywanych w tym opracowaniu, np. suseł moręgowany Spermophilus citellus, już w naszym kraju wyginęły (Męczyński 1985), a inne zasadniczo zmieniły – powiększyły, np. bóbr europejski Castor fiber (Czech 2000) lub pomniejszyły, np. chomik europejski Cricetus cricetus (Ziomek, Banaszek 2007) – zasięg rozmieszczenia. Pojawiły się także nowe gatunki, np. szop pracz Procyon lotor (Bartoszewicz i in. 2008) czy karlik Kuhla Pipistrellus kuhlii (Sachanowicz i in. 2006). W Europie, według zbiorczego opracowania powstałego z inicjatywy Societas Europaea Mammalogica (SEM), występują w stanie wolnym 194 gatunki ssaków lądowych (Mitchell-Jones i in. 1999). W Polsce jest ich ponad 120, w tym 25 gatunków nietoperzy, jednak stopień ich poznania, zarówno w aspekcie rozmieszczenia poszczególnych gatunków, jak i znajomości ich biologii i ekologii, jest bardzo nierównomierny. Częściej bada się gatunki chronione lub zagrożone, spektakularne, występujące nielicznie w ściśle określonych miejscach. Rozeznanie dotyczące gatunków bardziej pospolitych jest przeważnie szczątkowe, jedynie lokalne, bez szerszej perspektywy. Wiedza o współczesnym występowaniu i trendach zmian liczebności zachodzących w ostatnich dziesięcioleciach jest zdecydowanie najsłabsza dla populacji małych ssaków lądowych (gryzoni i ryjówkowatych). Dotyczy to nawet gatunków najpospolitszych, jak np. nornica ruda Myodes glareolus, mysz leśna Apodemus flavicollis, nornik zwyczajny Microtus arvalis 21 Chrońmy Przyr. Ojcz. rocznik 67, zeszyt 1, 2011 czy ryjówka aksamitna Sorex araneus. Badania nad nimi prowadzone są bowiem najczęściej w ograniczonej skali, punktowo i mało wnoszą do oceny ich rozpowszechnienia w całym kraju. Jeszcze gorszy jest stan wiedzy o wielu mniej pospolitych gatunkach (np. zębiełki Crocidura sp., badylarka Micromys minutus, mysz zaroślowa Apodemus sylvaticus, mysz zielna Apodemus uralensis, nornik bury Microtus agrestis, darniówka zwyczajna Microtus subterraneus, ryjówka górska Sorex alpinus). Nowe doniesienia o nich pojawiają się sporadycznie, zwykle w czasopismach o lokalnym zasięgu, a ponadto nie zawsze są w pełni wiarygodne, gdyż gatunki te są trudne do oznaczenia. W ostatnich latach w literaturze naukowej akcentuje się wpływ zmian klimatycznych na przesuwanie się zasięgów geograficznych różnych gatunków roślin i zwierząt. Wiadomo już, że granice zasięgów niektórych krajowych gatunków małych ssaków uległy przesunięciu, przy czym zdarza się, że zmiany te są silnie zróżnicowane nawet wśród blisko spokrewnionych taksonów. Na przykład wśród naszych zębiełków, zębiełek białawy Crocidura leucodon – jak się wydaje – przesunął się tylko o kilkanaście kilometrów na wschód (Karczewska 2006), a zębiełek karliczek Crocidura suaveolens o blisko 200 km na północ (L. Rychlik i in. npbl.). Słabo poznane jest również współczesne występowanie w Polsce jeży: zachodniego Erinaceus europaeus i wschodniego E. roumanicus. Zresztą, ich poprzednio wyznaczone zasięgi (Pucek 1983a, b) też były skąpo udokumentowane i oparte na nielicznych i pochodzących sprzed około 50 lat stanowiskach (Ruprecht 1973), co zostało potwierdzone niedawnym doniesieniem ze Słowacji (Krištofík, Darolová 2004). Pojawił się tam jeż zachodni – uznawany dotąd za gatunek sięgający na wschód zaledwie do środkowych Czech. Zmiany klimatyczne i zmniejszenie opadów, a przy tym wysychanie zbiorników wodnych i ich zarastanie oraz melioracje i regulacja rzek doprowadziły do skurczenia się różnorodnych środowisk wilgotnych i podmokłych w Polsce. 22 Niewątpliwie ma to wpływ na liczebność i rozmieszczenie populacji małych ssaków ziemnowodnych (np. rzęsorków Neomys sp. i karczownika ziemnowodnego Arvicola terrestris) oraz wilgociolubnych (norników: północnego Microtus oeconomus i burego). Inną ważną przyczyną, która ma wpływ na sytuację wielu gatunków małych ssaków, są zmiany w gospodarce rolnej wprowadzone w ostatnich dziesięcioleciach (całkowita mechanizacja prac polowych, chemizacja, zmiany w strukturze upraw i sposobie zbioru plonów). Najlepiej poznaną „ofiarą” tych przemian jest obecnie chomik europejski, którego zasięg skurczył się dramatycznie (Ziomek, Banaszek 2007). Dla większości pozostałych gatunków związanych z agrocenozami skutków tych przemian możemy się jednak tylko domyślać, gdyż nie są jeszcze poznane. Przykładem może być mysz zaroślowa, której zasięg i liczebność spada prawdopodobnie z powodu zaniechania uprawy i zalesiania gruntów na glebach piaszczystych. Podobnie, tragiczną sytuację populacyjną zająca szaraka Lepus europaeus, zresztą nie tylko w naszym kraju, wiąże się z ogromnymi zmianami w gospodarce rolnej (Bresiński 2000; Edwards i in. 2000). Niezwykle istotnym czynnikiem wpływającym niekorzystnie na gildie pokarmowe drapieżników – zarówno ptaków, jak i ssaków – mogą być zmiany liczebności populacji najpospolitszych drobnych ssaków agrocenoz, jak np. nornik zwyczajny i mysz polna Apodemus agrarius – zasadniczy składnik pokarmu wielu drapieżników. Zmiany te zostały już niewątpliwie wywołane wspomnianymi przeobrażeniami w gospodarce rolnej, jednak brakuje wiedzy na ten temat, gdyż nie prowadzi się badań o wystarczająco dużej skali przestrzennej (Piłacińska, Ziomek 2003). Osobną problematyczną grupę stanowią popielicowate Gliridae, na czele z nienotowaną od końca lat 90. XX wieku na terenie Polski żołędnicą Eliomys quercinus. Sytuację tego gatunku trzeba koniecznie i pilnie wyjaśnić. Koszatka i orzesznica to też gatunki bardzo słabo poznane. Tą ostatnią uważana się za rzadką w Polsce, jednak w sąsiedniej Litwie jest częsta i lokalnie występuje w dużych H. Okarma i in. zagęszczeniach (Juškaitis 2008). Z kolei popielica Glis glis była reintrodukowana w kilku miejscach w zachodniej i północno-zachodniej Polsce. Skutki tej reintrodukcji śledzono przez pewien czas (Jurczyszyn i in. 2002), ale aktualna sytuacja zarówno tych populacji, jak i całego gatunku wymaga kompleksowego zbadania. Z kolei nietoperze wydają się grupą krajowych ssaków stosunkowo dobrze zbadaną (np. Sachanowicz, Ciechanowski 2005; Sachanowicz i in. 2006). Niemniej jednak, od końca XX wieku mamy do czynienia z eksplozją nowych danych na temat ich występowania, co w dużej mierze wynika z opisu nowych, kryptycznych gatunków w oparciu o analizy DNA (np. Mayer i in. 2007). Nawet w przypadku tak pospolitego gatunku, jakim był karlik malutki Pipistrellus pipistrellus sensu lato, mamy do czynienia z dwoma: Pipistrellus pipistrellus sensu stricto i karlik drobny Pipistrellus pygmaeus (Barratt i in. 1997). Tym samym, dane dotyczące Pipistrellus pipistrellus sensu lato (Ruprecht 1983) są zupełnie przedawnione (Sztencel-Jabłonka 2009). Stosunkowo najlepiej rozpoznane jest współczesne rozmieszczenie dużych ssaków, zarówno kopytnych, jak i drapieżnych. Duże ssaki w większości są gatunkami łownymi, dlatego istnieją dobrze udokumentowane dane dotyczące ich występowania. Dane te pochodzą przede wszystkim ze sprawozdawczości łowieckiej i są od kilkudziesięciu już lat systematycznie gromadzone przez Stację Badawczą Polskiego Związku Łowieckiego w Czempiniu (Pielowski i in. 1993). Nielicznych przedstawicieli dużych kopytnych objęto ochroną ścisłą (żubr Bison bonasus, kozica Rupicapra rupicapra). Występują na niewielkim obszarze i w stosunku do nich prowadzone są coroczne oceny liczebności (Krasińska, Krasiński 2004; Zięba, Zwijacz-Kozica 2004, Jamrozy i in. 2007). Duże ssaki drapieżne – niedźwiedź Ursus arctos, wilk Canis lupus, ryś Lynx lynx – są obiektem dużego zainteresowania badawczego i dane o ich rozmieszczeniu są dość liczne (Jakubiec 2001, Jędrzejewski i in. 2002). Atlas ssaków Polski Znacznie gorzej poznano występowanie średnich lub niewielkich rozmiarów drapieżników o statusie gatunków łownych (kuna leśna Martes martes, kuna domowa M. foina, tchórz zwyczajny Mustela putorius, norka amerykańska Neovison vison) ze względu na znikome zainteresowanie myśliwych polowaniem na nie. Gatunki te nie pojawiają się zatem w sprawozdawczości łowieckiej tak często, jak sugerują to rozproszone obserwacje o ich występowaniu na obszarze naszego kraju. Zupełnie zaś brakuje informacji na temat rozmieszczenia najmniejszych chronionych gatunków drapieżnych (łasica Mustela nivalis, gronostaj M. erminea), o których mówi się, że występują powszechnie, ale praktycznie brakuje na ten temat „twardych” danych. Warto jeszcze wspomnieć o przedstawicielach ssaków morskich: waleniach i fokach. Morświn Phocoena phocoena jest jedynym gatunkiem walenia stale zasiedlającym Bałtyk, a ponadto występują tu trzy gatunki fok: foka szara Halichoerus grypus, foka obrączkowana Phoca hispida i foka pospolita P. vitulina (Skóra 2000). Przedstawicieli tych gatunków odnotowuje się niezbyt często na polskim wybrzeżu Morza Bałtyckiego, jednak dzięki ogromnej aktywności Stacji Morskiej Instytutu Oceanografii Uniwersytetu Gdańskiego dane o ich występowaniu są systematycznie zbierane od wielu lat. Atlas rozmieszczenia ssaków w Polsce wydany w 1983 roku był wtedy jednym z pierwszych tego rodzaju opracowań w Europie. Jednak w ostatnich latach pozostaliśmy zdecydowanie w tyle za innymi. W wielu krajach naszego kontynentu, np. w Szwajcarii (Hausser 1995), Austrii (Spitzenberger 2001), Danii (Baagøe, Jensen 2007), Turyngii (Görner 2009) czy Saksonii (Hauer i in. 2009), opublikowano już znakomite atlasy współczesnego rozmieszczenia ssaków. Tak więc istnieje pilna konieczność opracowania nowego dzieła, które przedstawiłoby współczesny stan wiedzy o krajowej faunie ssaków oraz wskazałoby luki, które powinny zostać uzupełnione w najbliższych latach. Nie trzeba nikogo przekonywać, że wiedza o wystę- 23 Chrońmy Przyr. Ojcz. rocznik 67, zeszyt 1, 2011 powaniu gatunków zwierząt i roślin ma podstawowe znaczenie i to nie tylko ogólnopoznawcze i naukowe, lecz także dokumentacyjne i monitoringowe, a poprzez to daje podstawę do działań o charakterze ochronnym lub/i gospodarczym. Niektóre gatunki ssaków (bóbr, wilk) stały się bowiem w ostatnich latach źródłem poważnych strat gospodarczych (Okarma, Tomek 2008), a inne są inwazyjnymi gatunkami obcymi (norka amerykańska, jenot Nyctereutes procyonoides, szop pracz) zagrażającymi rodzimej różnorodności biologicznej (przegląd w: Głowaciński i in. 2008). Różne środowiska i grupy interesów wywierają presję na decydentów, aby ograniczyć liczebność tych gatunków. Nie można jednak podejmować żadnych decyzji i działań dotyczących tych zwierząt bez gruntownej wiedzy zarówno na temat ich biologii, jak i przede wszystkim występowania i liczebności. Dobre rozpoznanie stanu naszej fauny ssaków stanowi też jedno z zobowiązań wynikających z Konwencji o Różnorodności Biologicznej (1992) ratyfikowanej przez Polskę w 1996 roku. Przegląd polskich placówek naukowych i osób uprawiających współcześnie czynnie teriologię wskazuje jednoznacznie, iż problematyka ta w porównaniu z latami 60. i 70. XX wieku jest zdecydowanie słabiej obecna w naszym krajowym życiu naukowym. Niewątpliwie jest ona dużo mniej atrakcyjna (przede wszystkim w perspektywie publikowania wyników badań w wysokoimpaktowych czasopismach), co sprawia, że nie garną się do niej młodzi ludzie. Zdecydowanie mniejsze są też możliwości uzyskania środków finansowych na podstawowe badania faunistyczne. Dlatego też do wydania Atlasu ssaków Polski niezbędna jest zupełnie inna filozofia i logistyka niż przy opracowywaniu Atlasu rozmieszczenia ssaków w Polsce (1983). Projekt ten może być wykonany tylko wspólnym wysiłkiem całego polskiego środowiska teriologicz- nego: naukowców zajmujących się tą tematyką profesjonalnie, przyrodników amatorów i entuzjastów przyrody ze wszystkich środowisk. Bez jak najszerszego udziału w tym przedsięwzięciu tych ostatnich nie będzie możliwe wiarygodne przedstawienie rozmieszczenia wielu gatunków ssaków w naszym kraju. Projekt zrealizują cztery najsilniejsze polskie teriologiczne ośrodki naukowe: Instytut Ochrony Przyrody PAN w Krakowie, Zakład Zoologii Systematycznej Uniwersytetu A. Mickiewicza w Poznaniu, Muzeum i Instytut Zoologii PAN w Warszawie oraz Instytut Biologii Ssaków PAN w Białowieży. Na stronie internetowej Instytutu Ochrony Przyrody PAN umieszczono już bazę danych dedykowaną Atlasowi ssaków Polski – www.iop.krakow. pl/ssaki – główne narzędzie dla uczestników projektu służące gromadzeniu danych o występowaniu wszystkich gatunków ssaków na obszarze Polski. Baza ta, co stanowić będzie absolutne nowum, stanie się swego rodzaju internetową publikacją. Od początku trwania projektu wszyscy użytkownicy internetu za pośrednictwem tej strony, w miarę wypełniania bazy, mają dostęp do informacji na temat rozmieszczenia gatunków ssaków w Polsce. Dzięki temu, osoby bezpośrednio niezwiązane z projektem, a zainteresowane jego tematyką, mogą na bieżąco śledzić postępy pracy nad Atlasem i zgłaszać informacje bądź ewentualne uwagi. Występowanie każdego gatunku przedstawione jest w formie mapy Polski z polami atlasowymi (10´ długości × 5´ szerokości geograficznej*) dwóch rodzajów: (1) pola atlasowe z zaznaczonym centralnie granatowym punktem – udokumentowana obecność danego gatunku na obszarze tego pola, (2) pola puste – brak danych o występowaniu. Skalę mapy można powiększać lub pomniejszać suwakiem z lewej strony ekranu, tak aby można było precyzyjnie zlokalizować swoją obserwację. Przy mapie rozmieszczenia dla każdego gatunku * Siatkę taką stosowano już wcześniej w krajowych atlasach rozmieszczenia: płazów i gadów (Głowaciński, Rafiński 2003), ptaków lęgowych (Sikora i in. 2007) oraz we wszystkich wydaniach polskich czerwonych ksiąg (Głowaciński 1992, 2001, Głowaciński, Nowacki 2004) (przyp. red.). 24 H. Okarma i in. ssaka znajdą się nazwisko i dane kontaktowe osoby, która jest tzw. autorem prowadzącym, czyli osobą odpowiedzialną za weryfikowanie i wprowadzanie danych o tym gatunku. Do osoby tej można przesyłać informacje dotyczące tego gatunku. Atlas będzie zawierał także część opisową dotyczącą każdego gatunku: status prawny, systematykę, morfologię, biologię i ekologię oraz charakterystykę jego występowania w Polsce z uwzględnieniem ewentualnych zmian w okresie ostatnich 30 lat. Część opiso- Atlas ssaków Polski wa Atlasu ukaże się jednak drukiem dopiero na początku 2014 roku. Henryk Okarma – Instytut Ochrony Przyrody PAN w Krakowie Wiesław Bogdanowicz – Muzeum i Instytut Zoologii PAN w Warszawie Leszek Rychlik – Zakład Zoologii Systematycznej Uniwersytetu im. A. Mickiewicza w Poznaniu Elwira Szuma – Instytut Biologii Ssaków PAN w Białowieży PIŚMIENNICTWO Baagøe H.J., Jensen T.S. (red.). 2007. Dansk Pattedyratlas. Gylendal, København. Barratt E.M., Deaville R., Burland T.M., Bruford M. W., Jones G., Racey P.A., Wayne R.K. 1997. DNA answers the call of pipistrelle bat species. Nature 387: 138–139. Bartoszewicz M., Okarma H., Zalewski A., Szczęsna J. 2008. Ecology of raccoon (Procyon lotor) from western Poland – preliminary results. Annals. Zool. Fenn. 45: 291–298. Bresiński W. 2000. Sytuacja populacji zająca w Polsce w latach 1998–2000 (wyniki monitoringu). W: Kubiak S. (red.). Zwierzyna drobna jako elementy bioróżnorodności środowiska przyrodniczego. Włocławek: 101–107. Czech A. 2000. Bóbr. Wydawnictwo Lubuskiego Klubu Przyrodników, Świebodzin. Edwards P.J., Fletcher M.R., Berny P. 2000. Review of the factors affecting the decline of the European brown hare and the use of wildlife incident data to evaluate the significance of paraguat. Agr. Ecosyst. Environ. 79: 95–103. Głowaciński Z. (red.) 1992. Polska czerwona księga zwierząt. PWRiL, Warszawa. Głowaciński Z. (red.) 2001. Polska czerwona księga zwierząt. Kręgowce. PWRiL, Warszawa. Głowaciński Z., Nowacki J. (red.) 2004. Polska czerwona ksiega zwierząt. Bezkręgowce. IOP PAN, AR w Poznaniu, Kraków. Głowaciński Z., Okarma H., Pawłowski J., Solarz W. (red.). 2008. Księga gatunków obcych inwazyj- nych w faunie Polski. Wydanie internetowe. IOP PAN, Kraków. Głowaciński Z., Rafiński J. (red.). 2003. Atlas płazów i gadów Polski. Status – Rozmieszczenie – Ochrona. Inspekcja Ochrony Środowiska, IOP PAN, Warszawa–Kraków. Görner M. (red.). 2009. Atlas der Säugetiere Thüringens. Jena. Hauer S., Ansorge H., Zöphel U. (red.). 2009. Atlas der Säugetiere Sachsens. Sächsisches Landesamt für Umwelt, Landwirtschaft und Geologie, Dresden. Hausser J. (red.). 1995. Säugetiere der Schweiz. Birkhäuser Verlag, Basel. Jakubiec Z. 2001. Niedźwiedź brunatny Ursus arctos L. w polskiej części Karpat. Studia Naturae 47: 1–108. Jamrozy G., Pęksa Ł., Urbanik Z., Gąsienica Byrcyn W. 2007. Kozica tatrzańska Rupicapra rupicapra tatrica. Wyd. TPN, Zakopane. Jędrzejewski W., Nowak S., Schmidt K., Jędrzejewska B. 2002. Wilk i ryś w Polsce – wyniki inwentaryzacji w 2001 roku. Kosmos 51 (4): 491–499. Jurczyszyn M., Łukomski Ł., Słodownik A. 2002. Pięć lat realizacji programu reintrodukcji popielicy w Sierakowskim Parku Krajobrazowym. Biuletyn Parków Krajobrazowych Wielkopolski 8 (10): 78–83. Juškaitis R. 2008. The Common Dormouse Muscardinus avellanarius: Ecology, Population Structure and Dynamics. Institute of Ecology of Vilnius University Publishers, Vilnius. 25 Chrońmy Przyr. Ojcz. rocznik 67, zeszyt 1, 2011 Karczewska M. 2006. Nowe stanowisko zębiełka białawego Crocidura leucodon w Białowieży. Prz. Zool. 50 (3–4): 139–141. Krasińska M., Krasiński Z.A. 2004. Żubr – monografia przyrodnicza. SFP Hajstra, Warszawa–Białowieża. Krištofík J., Darolová A. 2004. First record of western hedgehog (Erinaceus europaeus) from Slovakia. Biologia (Bratislava) 59: 612. Mayer F., Dietz C., Kiefer A. 2007. Molecular species identification boosts bat diversity. Front. Zool. 4: 4–14. Męczyński S. 1985. Czy suseł moręgowany, Spermophilus citellus Linnaeus, 1766, występuje jeszcze w Polsce? Prz. Zool. 29 (4): 521–526. Mitchell-Jones A.J., Amori G., Bogdanowicz W., Kryštufek B., Reinjders P.J.H., Spitzenberger F., Stubbe M., Thissen J.B.M., Vohralík V., Zima J. 1999. The Atlas of European Mammals. T. & A.D. Poyser Ltd., London. Okarma H., Tomek A. 2008. Łowiectwo. Wydawnictwo Edukacyjno-Naukowe H2O, Kraków. Pielowski Z., Kamieniarz R., Panek M. 1993. Raport o zwierzętach łownych w Polsce. Biblioteka Monitoringu Środowiska, Warszawa. Piłacińska B., Ziomek J. 2003. Changes in the proportion of mammal species in the food of the barn owl as a result of changes in the environment and agriculture: the case of eastern Wielkopolska. W: Abstracts book, 4th European Congress of Mammalogy, 27.07–1.08, Brno, Czech Republic. Pucek Z. 1983a. Erinaceus europaeus Linnaeus, 1758. W: Pucek Z., Raczyński J. (red.). Atlas rozmieszczenia ssaków w Polsce. PWN, Warszawa: 46 + mapa nr 0001. Pucek Z. 1983b. Erinaceus concolor Martin, 1838. W: Pucek Z., Raczyński J. (red.). Atlas rozmieszczenia ssaków w Polsce. PWN, Warszawa: 47–48 + mapa nr 0002. 26 Pucek Z., Raczyński J. (red). 1983. Atlas rozmieszczenia ssaków w Polsce. PWN, Warszawa. Ruprecht A.L. 1973. O rozmieszczeniu przedstawicieli rodzaju Erinaceus Linnaeus, 1758 w Polsce. Prz. Zool. 17 (1): 81–86. Ruprecht A.L. 1983. Pipistrellus pipistrellus (Schreber, 1774). W: Pucek Z., Raczyński J. (red.). Atlas rozmieszczenia ssaków w Polsce. PWN, Warszawa: 75 + mapa nr 0025. Sachanowicz K., Ciechanowski M. 2005. Nietoperze Polski, Bats of Poland. Multico, Warszawa. Sachanowicz K., Ciechanowski M., Piksa K. 2006. Distribution patterns, species richness and status of bats in Poland. Vespertilio 9–10: 151–173. Sachanowicz K., Wower A., Bashta A.-T. 2006. Further range extension of Pipistrellus kuhlii (Kuhl, 1817) in central and eastern Europe. Acta Chiropterol. 8 (2): 543–548. Sikora A., Rohde Z., Gromadzki M., Neubauer G., Chylarecki P. (red.). 2007. Atlas rozmieszczenia ptaków lęgowych Polski 1985–2004. Bogucki Wyd. Nauk., Poznań. Skóra K.E. 2000. Ryby i ssaki Zatoki Puckiej. W: Gerstman E. (red.). Materiały do monografii przyrodniczej Regionu Gdańskiego. Tom III: Nadmorski Park Krajobrazowy: 51–58. Spitzenberger F. (red.). 2001. Die Säugetierfauna Österreichs. Bundesministeriums für Land- und Forstwirtschaft. Umwelt und Wasserwirtschaft, Band 13. Wien. Sztencel-Jabłonka A. 2009. Analiza morfologiczna i genetyczna nietoperzy Pipistrellus pipistrellus i Pipistrellus pygmaeus. Instytut i Muzeum Zoologii PAN, Warszawa (praca doktorska). Zięba F., Zwijacz-Kozica T. 2004. Capy, kozy i koźlęta, czyli prawie wszystko o kozicach. Wyd. TPN, Zakopane. Ziomek J., Banaszek A. 2007. The common hamster, Cricetus cricetus in Poland: status and current range. Folia Zool. 56: 235–242. ARTYKUŁY Chrońmy Przyr. Ojcz. 67 (1): 27–38, 2011 Kuraki leśne Tetraoninae Beskidów Wyspowego i Makowskiego oraz przyległych pogórzy Forest grouses Tetraoninae of Beskid Wyspowy and Beskid Makowski Mountains and adjacent foothills ŁUKASZ KAJTOCH1, MARCIN MATYSEK2, PIOTR SKUCHA3 Instytut Systematyki i Ewolucji Zwierząt PAN 31–016 Kraków, ul. Sławkowska 17 e-mail: [email protected] 1 Instytut Ochrony Przyrody PAN 31–120 Kraków, al. Mickiewicza 33 2 3 31–455 Kraków, ul. Ułanów 46/4 Słowa kluczowe: głuszec, Tetrao urogallus, cietrzew, Tetrao tetrix, jarząbek, Bonasa bonasia, Karpaty. W pracy przedstawiono aktualny stan wiedzy na temat występowania kuraków leśnych: jarząbka Bonasa bonasia, cietrzewia Tetrao tetrix i głuszca T. urogallus w Beskidach Wyspowym i Makowskim oraz na Pogórzach Wielickim i Wiśnickim. Wykorzystano wyniki obserwacji autorów w terenie, informacje uzyskane od służb leśnych i myśliwych oraz dane z piśmiennictwa z lat 1996–2010. Zasięg jarząbka obejmuje większość omawianego terenu, jednak najliczniejszy jest on w Beskidach. Stan liczebny szacuje się na 1700–2300 osobników, czyli około 6% karpackiej populacji tego gatunku. Cietrzewie (< 10 os.) napotkano jedynie w centralnej części Beskidu Wyspowego i odnotowano jedno stwierdzenie w Beskidzie Makowskim. Głuszce (10–12 osobników) zasiedlają jedynie centralną część Beskidu Wyspowego, a pojedyncze ptaki były notowane sporadycznie także w Beskidzie Makowskim. Głównymi zagrożeniami dla populacji kuraków leśnych są: przebudowa drzewostanów ze świerkowych na jodłowo-bukowe, intensyfikacja turystyki, lokalizacja infrastruktury turystycznej w ostojach ptaków, zabudowa stoków oraz presja drapieżników. W celu ochrony populacji kuraków leśnych konieczne jest zachowanie miejsc ich bytowania oraz włączenie Ostoi Ptaków IBA „Beskid Wyspowy” do sieci Natura 2000. Wstęp Kuraki leśne – jarząbek, cietrzew i głuszec – były obiektami wielu badań, opracowań i projektów ochroniarskich wykonywanych w Karpatach Zachodnich. Prace te jednak przeważnie dotyczyły terenów karpackich parków narodowych i rezerwatów przyrody. Ostatnie podsumowanie wiedzy o kurakach leśnych polskich Karpat pochodzi z 1991 roku (Jamrozy 1991). Jedynie w nielicznych publikacjach zawarte są informacje na temat występowania kuraków leśnych na obszarze Beskidów: Wyspowego i Makowskiego oraz Pogórzy: Wielickiego i Wiśnickiego 27 Chrońmy Przyr. Ojcz. rocznik 67, zeszyt 1, 2011 Wieliczka POGÓRZE WIELICKIE P O G Ó R Z E Myślenice BESKID MAKOWSKI B Brzesko Bochnia E S K I W D W I Ś N I C K I E Y S P O W Limanowa Y Jordanów Mszana Dolna 2 1 3 4 54° 0 10 km 50° 5 16° 24° Ryc. 1. Rozmieszczenie kuraków leśnych w omawianych Beskidach i pogórzach: 1 – zalesione góry i wzgórza, 2 – granica występowania jarząbka, 3 – miejsca stałego bytowania głuszców, 4 – miejsca pojedynczych stwierdzeń głuszców, 5 – miejsca pojedynczych stwierdzeń cietrzewi Fig. 1. Distribu�on of grouses in discussed Beskidy Mts and foothills: 1 – forested mountains and hills, 2 – border of Hazel Grouse range, 3 – locali�es of constant distribu�on of Western Capercaillie, 4 – single observa�ons of Western Capercaillies, 5 – single observa�ons of Black Grouses (np. Kozłowski 1965, Głowaciński 1991). Także w opracowaniach regionalnych (Wiltowski 1966; Jamrozy 1991; Walasz, Mielczarek 1992; Walasz 2002) i ogólnopolskich (Głowaciński 2001; Kamieniarz 2002; Zawadzka, Zawadzki 2003; Tomiałojć, Stawarczyk 2003; Markowski, Szymkiewicz 2007; Głowaciński, Profus 2007) z omawianego terenu na ogół podawano jedynie fragmentaryczne informacje. Biorąc pod uwagę luki w wiedzy na temat występowania kuraków leśnych na omawianym obszarze oraz stopień zagrożenia populacji cietrzewia i głuszca w Polsce, wskazane jest dokładne rozpoznanie rozmieszczenia i oszacowanie liczebności tych ptaków. W tym celu w latach 28 1996–2010 zebrano informacje o występowaniu kuraków leśnych ze wszystkich dostępnych źródeł oraz wykonano poszukiwania w omawianym obszarze. Praca stanowi podsumowanie zebranych informacji o występowaniu tych ptaków na Pogórzach Wielickim i Wiśnickim oraz w Beskidach Makowskim i Wyspowym. Przedstawia także aktualne zagrożenia dla populacji głuszca, cietrzewia i jarząbka oraz propozycje sposobów zachowania miejsc ich bytowania. Teren Obszar omawiany w pracy obejmuje większość kompleksów leśnych położonych na te- Ł. Kajtoch i in. Kuraki leśne Beskidów Wyspowego i Makowskiego oraz przyległych pogórzy Ryc. 2. Beskid Wyspowy – widok na Mogielicę (góra Jasień, 17.02.2008 r.; fot. Ł. Kajtoch) Fig. 2. Beskid Wyspowy Mts. – view on the Mogielica Mt. (Jasień Mt., 17 February 2008; photo by Ł. Kajtoch) renie Beskidów: Wyspowego i Makowskiego oraz Pogórzy: Wielickiego i Wiśnickiego (Kondracki 2000) między miejscowościami: Jordanów – Rabka – Kamienica – Łososina Dolna – Bochnia – Wieliczka – Skawina – Kalwaria Zebrzydowska – Maków Podhalański (ok. 2500 km2, czyli 13% powierzchni polskich Karpat) (ryc. 1). Lesistość pogórzy waha się od 15 do 25%, natomiast lesistość Beskidów wynosi około 40%. Dominują drzewostany bukowe i jodłowe. Na pogórzach ponadto dużą powierzchnię zajmują bory sosnowe i grądy, a w Beskidach bory świerkowe. W dolinach i wąwozach znajdują się lasy łęgowe i olchowe. Świerkowe bory górnoreglowe spotykane są jedynie na najwyższym szczycie Beskidu Wyspowego – Mogielicy (ryc. 2) oraz w zubożałej postaci pod szczytem Ćwilina. Spotyka się ponadto bory bagienne (np. Łopień) i olszyny bagienne. Jedynie około 10% lasów pogórskich i do 20% lasów beskidzkich można uznać za zbliżone do naturalnych, a ich stan zachowania jako bardzo dobry (w tym jest 11 niewielkich rezerwatów przyrody). Pozostałe drzewostany są eksploatowane i silnie przekształcone, szczególnie na gruntach prywatnych zajmujących średnio połowę powierzchni leśnej. W wielu miejscach (szczególnie w Beskidzie Makowskim i zachodniej części Beskidu Wyspowego) dochodzi do zarastania dawnych pastwisk, łąk i pól, na których wykształcają się juwenilne zbiorowiska leśne. Metodyka W trakcie obserwacji – prowadzonych od 1996 roku na Pogórzu Wielickim i Wiśnickim, od 2001 roku w Beskidzie Wyspowym i od 2003 roku w Beskidzie Makowskim – szczególny nacisk położono zarówno na bezpośrednie wykrywanie kuraków leśnych, jak i wszelkich śladów ich bytowania. W czasie zalegania pokrywy śnieżnej przeprowadzono wielokrotne tropienia na transektach i wytypowanych rejonach znanego lub potencjalnego występowania wszystkich trzech gatunków. Oprócz wyszukiwania tropów ptaków lokalizowano i notowano także innego rodzaju ślady ich bytowania: 29 Chrońmy Przyr. Ojcz. rocznik 67, zeszyt 1, 2011 knoty, pryzmy odchodowe, ślady żerowania, paprzyska (kąpieliska pyłowe lub piaskowe) i jamy śnieżne (ryc. 3). W przypadku jarząbka stosowano także wabienie w okresie wiosennym (marzec–maj) i jesiennym (wrzesień–październik) za pomocą przenośnego głośnika podłączonego do odtwarzacza mp3 lub specjalnych wabików, zgodnie z metodyką opisaną w pracy Swensona (1991). W celu oszacowania liczebności jarząbka wykonano cenzusy na 4 transektach (po jednym dla każdej jednostki fizjograficznej; dane z transektów na pogórzach potraktowano łącznie): las pomiędzy Grajowem a Huciskiem (Pogórze Wielickie, 6,5 km), lasy między Tarnawą, a Szykiem (Pogórze Wiśnickie, 8 km), góra Mogielica (Beskid Wyspowy, 6,5 km) i góra Kotoń (Beskid Makowski, 28 km). Liczenia prowadzono każdego roku (2007–2009), czterokrotnie w okresie wiosennym i dwukrotnie w okresie jesiennym z zastosowaniem wabienia oraz wyszukiwania tropów i śladów. Podano średnie zagęszczenie dla całego transektu [os. km i os. km2, zgodnie ze wzorem Eberhardta (1968)]. Następnie wykorzystując uzyskane wartości zagęszczenia i informację na temat powierzchni różnych typów siedlisk na badanym obszarze oraz wiedzę o rozmieszczeniu jarząbka wyliczono według wzoru Eberhardta szacunkowe liczebności dla wszystkich czterech badanych jednostek fizjograficznych: Ryc. 3. Jama śnieżna – zimowe miejsce noclegowe jarząbka (góra Ćwilin, 31.01.2010 r.; fot. Ł. Kajtoch) Fig. 3. Snow-burrow – Hazel Grouse winter shelter (Ćwilin Mt., 31 January 2010; photo by Ł. Kajtoch) 30 D= Na 106 4LX z gdzie: D – zagęszczenie (os./km2), N – liczba stwierdzeń na trasie o długości L, X – odległość rejestracji (X) (120 m na pogórzach i 70 m w Beskidach), a – współczynnik pary (1,8, przeliczony z poprawką stosunku płci wg Montadert, Leonard 2004), z – współczynnik wykrywalności [0,8, wyznaczony doświadczalnie przez Bonczara (1992, 2008)]. Wykorzystano także informacje o występowaniu tego gatunku zebrane przez pracowników Nadleśnictwa Limanowa w trakcie trwania projektu „Ochrona głuszca i cietrzewia oraz ich biotopów w Karpatach Zachodnich” (2008/2009), a ponadto informacje od ornitologów, leśników i myśliwych na temat występowania kuraków leśnych na całym obszarze badań. Traktowano je jednak przeważnie jako wskazówki do dalszych poszukiwań. Posłużono się również wiadomościami z literatury z lat 2002–2003 i 2007 (Walasz 2002; Tomiałojć, Stawarczyk 2003; Markowski, Szymkiewicz 2007; Głowaciński, Profus 2007; Cichocki i in. 2007; Żurek i in. 2008). Występowanie Jarząbek Przed okresem niniejszych badań jarząbek wymieniany był jako lęgowy z całości omawianego obszaru, z wyjątkiem północnej części Pogórza Wielickiego (Wiltowski 1966; Jamrozy 1991; Tomiałojć, Stawarczyk 2003; Walasz, Mielczarek 1992; Bonczar 1992). Liczba pól atlasowych ze stwierdzonymi lęgowiskami jarząbka była niewielka, co wskazywało na jego rozproszone występowanie (Walasz, Mielczarek 1992). Obecnie gatunek ten (ryc. 4) występuje powszechnie w Beskidach Wyspowym i Makowskim. Zasiedla także nielicznie większość kompleksów leśnych na Pogórzu Wiśnickim. Na Pogórzu Wielickim został stwierdzo- Ł. Kajtoch i in. Kuraki leśne Beskidów Wyspowego i Makowskiego oraz przyległych pogórzy Ryc. 4. Pisklę jarząbka (góra Mogielica, 30.05.2004 r.; fot. A. Piestrzyńska-Kajtoch) Fig. 4. Hazel Grouse chick (Mogielica Mt., 30 May 2004; photo by A. Piestrzyńska-Kajtoch) ny w jego południowej części – w Pasmach: Barnasiówki i Bukowca przylegających do Beskidu Makowskiego oraz we wschodniej części w dwóch sąsiadujących kompleksach leśnych między Winiarami i Gorzkowem (Kajtoch 2002). Kompleksy leśne w północnej części Pogórza Wielickiego nie są zasiedlone przez ten gatunek, chociaż w okresach jesiennych sporadycznie go tu widywano (Ł. Kajtoch, P. Suder – npbl.). Jarząbków nie napotkano także w rozle- głym lesie Bronaczowa pod Skawiną (P. Skucha, Ł. Kajtoch – npbl.), lecz według leśników w 2009 roku miały się tu pojawiać pojedyncze osobniki. Stwierdzenie jarząbków w niewielkich i izolowanych kompleksach leśnych przeczy dotychczasowym wyobrażeniom o preferencjach środowiskowych tego gatunku (Bergmann i in. 1982). Lasy Pogórza Wielickiego są silnie pofragmentowane i izolowane od siebie (urbanizacja okolic Krakowa), a przy tym intensywnie Tab. 1. Zagęszczenia populacji jarząbka w poszczególnych jednostkach fizjograficznych Tab. 1. Popula�on densi�es of Hazel Grouses in studied physiographic units Jednostka fizjograficzna Physiographic unit Liczba terytoriów/km Territories/km Liczba osobników/km2 Individuals/km2 0,5–0,6 2,2–3,0 Beskid Makowski/ Beskid Makowski Mts. 0,85 7,0 Beskid Wyspowy/ Beskid Wyspowy Mts. 1,1 9,1 Pogórza/ Foothills 31 Chrońmy Przyr. Ojcz. rocznik 67, zeszyt 1, 2011 eksploatowane. Najbardziej prawdopodobnym wytłumaczeniem trwania tutejszych populacji jest ich funkcjonowanie w systemie metapopulacji i zasilanie populacji brzeżnych przez imigrantów z większych kompleksów leśnych znajdujących się na południe od Raby (głównie z gór). Na tym terenie jarząbek występuje prawie wyłącznie w głębszych dolinach potoków i trudno dostępnych wąwozach. Na pogórzach gatunek ten jest związany głównie z lasami mieszanymi, gdzie drzewostan dominujący składa się z sosny Pinus sylvestris i brzozy Betula sp. (z płatami borówczysk) lub buka Fagus sylvatica i jodły Abies alba, podrost stanowi jodła i świerk Picea abies, a w dnie potoków i wąwozów rośnie głównie olcha Alnus glutinosa, osika Populus tremula i wierzba Salix sp. W Beskidach Makowskim i Wyspowym jarząbek występuje w młodszych klasach wiekowych (do 60 lat) boru świerkowo-jodłowego i boru mieszanego z bukiem oraz młodocianych zbiorowiskach powstałych na skutek zarastania nieużytków, zasiedlając obrzeża potoków, dróg, wąwozów, strefy ekotonowe oraz odnowienia. Spotykany jest również na skrajach dolnoreglowych borów mieszanych, górnoreglowych świerczyn i borów bagiennych. Na pogórzach stwierdzono 8 terytoriów– – 3 na 6,5-kilometrowym transekcie (Wielickie) i 5 na 8-kilometrowym transekcie (Wiśnickie), w Beskidach zaś zanotowano 25 terytoriów na 28-kilometrowym transekcie (Makowski) i 7 na 6,5-kilometrowym transekcie (Wyspowy). Dane dotyczące maksymalnego zagęszczenia tego gatunku, obliczone dla omawianych jednostek fizjograficznych, zestawiono w tabeli 1. W zależności od roku wartości te mogą się różnić nawet o 30–40% od prezentowanych. Na pogórzach w pofragmentowanych kompleksach leśnych o powierzchniach 500–800 ha zagęszczenia jarząbka były 3–4-krotnie niższe niż w Beskidach, gdzie ptaki te zasiedlają głównie rozległe kompleksy leśne (3000–4000 ha). W Beskidzie Wyspowym zagęszczenia jarząbka są o 20% większe niż w Beskidzie Makowskim. Różnice te wynikają zapewne z dostępności odpowiednich dla tych kuraków drzewostanów. 32 W Beskidach drzewostany zajmują większe powierzchnie i są bardziej zwarte, a przy tym mają więcej typów siedlisk odpowiadających temu kurakowi i są one lepiej zachowane niż w silnie przekształconych lasach pogórzy. Uzyskane zagęszczenia są bardzo zbliżone do podawanych dotychczas dla lasów Pogórzy – 3,1 os./km2 i Beskidów – 8,2 os./km2 (Bonczar 1992). Biorąc pod uwagę powierzchnię preferowanych siedlisk leśnych oraz rozmieszczenie jarząbka w badanych jednostkach fizjograficznych, można ostrożnie oszacować, że na Pogórzu Wielickim występuje 30–40 osobników, na Pogórzu Wiśnickim 120–170, w Beskidzie Makowskim 700–1000, a w Beskidzie Wyspowym 800–1100 ptaków. Sumarycznie obszar ten może zatem zasiedlać 1700–2300 jarząbków, czyli 5–6,5% karpackiej populacji oraz 2–3% populacji krajowej tego gatunku. Stan całej polskiej populacji szacowany jest na 70 000–90 000 osobników, a populacji karpackiej na 35 000 osobników (Bonczar 2009). Cietrzew Według Jamrozego (1991, 1995) i Kamieniarza (2002) cietrzewia nie notowano w Beskidzie Makowskim przed 1980 rokiem, ale później (w latach 80. XX w. i do 1994 r.) był tam stwierdzany. Gatunek ten wycofał się również z Beskidu Wyspowego przed 1980 (Jamrozy 1991) lub 1988 rokiem (Kamieniarz 2002). W piśmiennictwie brakuje dokładniejszych lokalizacji dla występujących tam wówczas populacji. W latach 2000–2001 stwierdzono cietrzewia w rejonie Przełęczy Rydza-Śmigłego w Beskidzie Wyspowym (W. Cichocki w: Walasz 2002). W 2005 roku cietrzewie napotkano w pobliskiej dolinie Czarnej Rzeki (Kajtoch, PiestrzyńskaKajtoch 2006). Ponadto napotkano trzykrotnie koguty: w mozaice pastwisk i borów w okolicach Wilczyc w 2005 roku, na polanie górskiej na Jasieniu w 2005 roku (Kajtoch, PiestrzyńskaKajtoch 2006) oraz na zrębie na Ćwilinie (27.11.2009, Ł. Kajtoch – npbl.). W 2009 roku na polanie Ćwilina widziano także co najmniej jedną kurę, której przynależności gatunkowej nie udało się ustalić (inf. Nadleśnictwo Lima- Ł. Kajtoch i in. Kuraki leśne Beskidów Wyspowego i Makowskiego oraz przyległych pogórzy nowa). Efemeryczne występowanie cietrzewia w Beskidzie Wyspowym potwierdzają także myśliwi z lokalnego koła łowieckiego. Ponadto koło Tokarni w Beskidzie Makowskim w 2004 lub 2005 roku przebywała pojedyncza kura (wg relacji myśliwych z tamtejszego obwodu łowieckiego). Ptaki zasiedlające Beskid Wyspowy występowały na tym terenie stale (pomimo braku doniesień w latach 80. i 90. XX w.) albo pojawiły się w wyniku dyspersji osobników z Gorców. To pasmo górskie według opinii Walasza (2002) zostało zasiedlone w latach 80.–90. XX wieku przez ptaki z Orawy, gdzie obecnie są notowane jedynie sporadycznie (Cichocki 2008, P. Armatys – npbl.). Liczebność tego gatunku szacuje się na nie więcej niż 10 ptaków w centralnej części Beskidu Wyspowego, a w innych częściach Beskidu Makowskiego i Wyspowego osobniki mogą się pojawiać sporadycznie. W trakcie lustracji terenowych nie odnotowano tokowisk ani śladów wskazujących na ich istnienie, jednak z uwagi na rozległość terenu prawdopodobne jest przeoczenie takiego miejsca. Cietrzewie w omawianym terenie zasiedlają głównie skraje lasów w sąsiedztwie pastwisk, łąk oraz młak i niewielkich torfowisk w dolinach, a także górskie polany porośnięte borówką i jarzębiną oraz zręby w otoczeniu luźnych borów mieszanych. Głuszec Ptaki te stwierdzane były w Beskidach: Wyspowym i Makowskim do pierwszej połowy lat 60. XX wieku (Kozłowski 1965). Według Jamrozego (1995) na przełomie lat 80. i 90. XX wieku głuszec występował jeszcze sporadyczne w obu Beskidach, głównie na Mogielicy i Łopieniu (Głowaciński 1991). Aktualnie zarówno kury, jak i koguty głuszca są stale obecne (2001–2010) na Mogielicy (Kajtoch, Piestrzyńska-Kajtoch 2006; Cichocki 2008; Żurek i in. 2008; Kajtoch i in. 2008; J. Widełka, M. Trybała, Ł. Kajtoch – npbl.). W 2006 roku widziano tam kurę z co najmniej dwoma podrośniętymi pisklętami, co dowodzi, że tutejsza populacja się rozmnaża. Ptaki te obserwowano także na Łopieniu: 23.05.2008 – kogut (Żurek i in. 2007; Ł. Kajtoch – npbl.), wiosną 2008 i 2009 roku – 1 i 2 kury (inf. Nadleśnictwo Limanowa). Na Łopieniu głuszce są regularnie obserwowane według relacji myśliwych z lokalnego koła łowieckiego. Głuszce zasiedlają także Ćwilin, gdzie w 2009 roku dokonano kilku obserwacji kur i koguta (inf. Nadleśnictwo Limanowa). Ponadto na początku XXI wieku Cichocki (2008) podawał 3–5 kogutów ze Śnieżnicy, czego obecnie nie potwierdzono (Ł. Kajtoch – npbl.; inf. Nadleśnictwo Limanowa). Szacuje się, że na Mogielicy występują 1–2 koguty i 3–4 kury. Po kilka osobników występuje także na Łopieniu i Ćwilinie. Łącznie stan populacji głuszca w Beskidzie Wyspowym można oszacować na co najmniej 10–12 osobników, czyli około 5% populacji karpackiej, której wielkość pod koniec XX wieku oceniano na około 200 osobników (Zawadzka, Zawadzki 2003; Tomiałojć, Stawarczyk 2003; Głowaciński, Profus 2007). Ptaki zasiedlające Beskid Wyspowy są prawdopodobnie częścią populacji gorczańskiej, z którą istnieje połączenie poprzez zalesioną dolinę Kamienicy. Autorom nie udało się zlokalizować tokowisk głuszców na tym terenie, lecz przynajmniej jedno zapewne istniało w Beskidzie Wyspowym. Świadczy o tym obserwacja kury wodzącej młode w 2006 roku (Kajtoch i in. 2008). Ślady tokowiska zostały znalezione przez myśliwego w 2005 roku na Ćwilinie (informacja uzyskana od leśniczego). W Beskidzie Makowskim pojedyncze głuszce były stwierdzane w masywie Kotonia: 15.09.1997 – kogut (M. Matysek – npbl.) i 4.09.2006 – kura (J. Kucza – npbl.); Ukjeiny – kura w 2003 roku (M. Kaczmarek – npbl.), Stołowej Góry – kogut w kwietniu 2002 i 2007 roku (T. Kozyra – npbl.) i Przykrzca – kogut w styczniu 2002 roku (D. Stec – npbl.). Obserwacje te świadczą o występowaniu pojedynczych osobników aż do początku XXI wieku w Beskidzie Makowskim lub o możliwej migracji ptaków z populacji zasiedlającej pobliskie Pasmo Babiogórskie (ryc. 5). W omawianym terenie głuszce zasiedlają przede wszystkim stare bory górnoreglowe 33 Chrońmy Przyr. Ojcz. rocznik 67, zeszyt 1, 2011 oraz starsze bory mieszane i bagienne. Zimą pojawiają się także w młodszych borach mieszanych i w lasach bukowo-jodłowych, a jesienią żerują na polanach górskich. Zagrożenia i propozycje ochrony Zagrożenia populacji kuraków i im zapobieganie są związane z gospodarką leśną, presją turystyczną i infrastrukturalną oraz drapieżnictwem. Występowanie na omawianym terenie kuraków leśnych, a szczególnie głuszców, świadczy o stosunkowo zrównoważonej gospodarce leśnej prowadzonej w górskich lasach, szczególnie Beskidu Wyspowego. Jednakże lokalizacja stanowisk głuszca wskazuje, że przetrwał on jedynie w miejscach najtrudniej dostępnych – na stromych, skalistych stokach oraz na torfowisku. Utworzenie w 1981 roku Gorczańskiego Parku Narodowego, głównie na gruntach Nadleśnictwa Limanowa, ochroniło większość z tamtejszych stanowisk głuszca, ale jednocześnie przyczyniło się do zwiększenia pozyskania drewna w pozostałych lasach tego nadleśnictwa, czyli w Beskidzie Wyspowym. Pomimo ograniczenia pozyskania w XXI wieku gospodarka leśna, prowadzona bez uwzględnienia potrzeb ochrony takich gatunków jak głuszec, nadal stanowi potencjalne zagrożenie dla występowania tych kuraków. Zręby powstające w dolinie Kamienicy mogą zagrozić ciągłości korytarza leśnego łączącego Beskid Wyspowy z Gorcami. Dalsze występowanie głuszców na Łopieniu i Ćwilinie jest niepewne. Tamtejsze bory świerkowe i mieszane rosną na nieodpowiadających im siedliskach lasowych, czego efektem jest ich rozpad wywoływany m.in. przez gradacje korników Ips ssp. Trwający aktualnie wyrąb borów zagraża miejscom bytowania głuszców. Prace leśne mogą powodować płoszenie ptaków, a także zwiększają Ryc. 5. Kura głuszca Tetrao urogallus w Paśmie Policy (15.06.2008 r., fot. M. Ciach) Fig. 5. Female Capercaillie Tetrao urogallus in Polica mountain range (15 June 2008, photo by M. Ciach) 34 Ł. Kajtoch i in. Kuraki leśne Beskidów Wyspowego i Makowskiego oraz przyległych pogórzy ryzyko ich śmiertelności oraz utraty lęgów. Jednak głównym negatywnym efektem prowadzonych prac leśnych jest zanik odpowiednich dla głuszców miejsc – zróżnicowanego wiekowo i przestrzennie boru z dominacją świerka w drzewostanie i borówki w runie, w miejsce którego wprowadzane są odnowienia jodłowo-bukowe. Sytuacja w lasach prywatnych jest jeszcze gorsza, co najprawdopodobniej przyczyniło się do ustąpienia tego gatunku już kilkadziesiąt lat temu z różnych szczytów obu Beskidów. Najwłaściwszym sposobem ochrony głuszca w lasach Beskidu Wyspowego byłoby wyłączenie z dotychczasowej gospodarki leśnej oddziałów leśnych, w których stwierdzono obecność ptaków oraz takich, gdzie może potencjalnie występować. W sumie rdzeń takiego obszaru powinien wynosić przynajmniej 500 ha w podszczytowych partiach wszystkich aktualnie i potencjalnie zasiedlonych szczytów Mogielicy, Łopienia, Ćwilina, Jasienia-Kiczory i Śnieżnicy, czyli zaledwie 3,5% powierzchni leśnej Nadleśnictwa Limanowa. W tak wydzielonych miejscach prace leśne powinny być zaplanowane zgodnie z wytycznymi opracowanymi dla ochrony ostoi głuszca w Polsce (Zawadzka, Zawadzki 1999; Keller i in. 2000) i konsultowane z ekspertami (np. niedawno powstałym Komitetem Ochrony Kuraków) oraz z Regionalną Dyrekcją Ochrony Środowiska w Krakowie. Konieczne jest zlokalizowanie i ochrona miejsc tokowych głuszca i cietrzewia, o ile takie tokowiska istnieją. Informacji o lokalizacji tokowiska na Ćwilinie w 2005 roku niestety nie przekazano do Wojewódzkiego Konserwatora Przyrody i nie utworzono na tym terenie strefy ochronnej. Celowe byłoby zatem utworzenie w miejscach bytowania głuszców (a także cietrzewi) specjalnej ostoi na wzór Ostoi Sądeckiej w Paśmie Radziejowej utworzonej w 2002 roku. Należy podkreślić przychylne nastawienie Nadleśnictwa Limanowa do ochrony głuszca, ograniczane jednak przez obowiązujący od 2006 roku plan urządzania, nieuwzględniający potrzeb ochrony tego gatunku. Istnieje szansa, że planowana procedura oceny oddziaływania na środowisko planu urządzania tego nadleśnictwa pomoże w wyhamowaniu prowadzonej przebudowy sztucznych drzewostanów świerkowych. W lutym 2010 roku podczas eksperckiego zebrania w siedzibie nadleśnictwa, w drodze kompromisu ustalono zaniechanie prowadzenia prac leśnych w okresie tokowym i gniazdowania (marzec–czerwiec) w miejscach bytowania głuszców. Ochrona głuszców na Mogielicy może być częściowo realizowana poprzez utworzenie rezerwatu obejmującego około 50 ha kopuły Mogielicy (Kajtoch i in. 2008). W Beskidzie Makowskim konieczne jest przeprowadzenie kompleksowej inwentaryzacji kuraków leśnych. Program ochrony kuraków leśnych w Karpatach Zachodnich obejmował m.in. Nadleśnictwa Myślenice i Sucha, jednak jedynie ich część w Paśmie Policy, a nie na terenie Beskidu Makowskiego. Z kolei zamierzenia ochronne dla rozproszonej i nielicznej populacji cietrzewia byłyby trudne do zrealizowania na omawianym terenie z uwagi na występowanie tych ptaków głównie na gruntach prywatnych, a także dynamicznie zmieniającej się struktury lasów (powstawania i obsadzanie zrębów) oraz zarastania i zabudowy niżej położonych terenów półotwartych. Dla tego gatunku istotne jest zachowanie mozaiki borów, brzezin, pastwisk, łąk, mokradeł i torfowisk w miejscach znanego i potencjalnego występowania, co można osiągnąć poprzez wprowadzenie ograniczeń do planów zagospodarowania przestrzennego dotyczących zabudowy stoków, przełęczy i dolin. Zróżnicowana własność gruntów leśnych oraz gospodarowanie prowadzące do mozaikowej struktury wiekowej i gatunkowej lasów pogórzy i Beskidów wydaje się sprzyjać występowaniu jarząbka. Głównym zagrożeniem dla tego gatunku jest uprzątanie lasów z wykrotów i leżaniny, co redukuje powierzchnię dostępną dla tego ptaka. Podstawowym postulatem ochrony jarząbka jest niedopuszczenie do zubożenia struktury gatunkowej i wiekowej drzewostanów oraz mozaikowatości środowiska. Należy utrzymywać zasadę odtwarzania lasu metodami wzorowanymi na sukcesji naturalnej, wykonując rębnię należy pozostawiać tzw. 35 Chrońmy Przyr. Ojcz. rocznik 67, zeszyt 1, 2011 kulisy – obszary wyłączone z gospodarowania (z których jarząbki będą mogły rekolonizować odrastający drzewostan). Drugim, być może istotniejszym, czynnikiem wpływającym na występowanie głuszca, a także cietrzewia w lasach Beskidów jest presja ludzi, a zwłaszcza rozwój turystyki górskiej, zarówno pieszej, jak i motorowej. Sieć szlaków w rejonach występowania tych kuraków, szczególnie na Mogielicy, nie uwzględnia ograniczania do minimum ingerencji ludzkiej. W 2008 roku wybudowano wieżę widokową na Mogielicy, zwiększając przez to atrakcyjność turystyczną tej góry. Na Mogielicy planowana jest także budowa infrastruktury narciarskiej nad wsią Słopnice. Wyciąg docelowo ma sięgać do wschodniego grzbietu góry – miejsca bytowania głuszców. Dużym zagrożeniem dla kuraków leśnych jest też zapewne intensyfikacja nielegalnych rajdów terenowych czy przecinanie potencjalnych szlaków migracyjnych ptaków poprzez inwestycje komunikacyjne i zmianę sposobu użytkowania gruntów. Dla zachowania nielicznych głuszców konieczne jest zaniechanie ewentualnych planów budowy wyciągu narciarskiego w Słopnicach. Realizacja tej inwestycji pociągnęłaby za sobą odlesienie części stoku, także w rejonie zasiedlanym przez głuszce, a ponadto spowodowałaby wzmożony ruch narciarski i turystyczny. Kolejnym warunkiem zachowania subpopulacji głuszca w Beskidzie Wyspowym jest ograniczenie lub skanalizowanie ruchu turystycznego, co dotyczy przede wszystkim Mogielicy. Bardzo ważne jest przeciwdziałanie nielegalnym rajdom terenowym. Nadleśnictwo Limanowa rozstawiło już tablice informujące o istnieniu „Ostoi rzadkich zwierząt” w miejscach bytowania głuszców. Kolejnymi zagrożeniami dla populacji kuraków leśnych na omawianym terenie są presja drapieżników (głównie lisa Vulpes vulpes, kun Martes sp., kruka Corvus coraz i dzika Sus scrofa oraz wałęsających się psów Canis lupus f. familiaris) i konkurencja pokarmowa pomiędzy kurakami a zwierzyną płową. Potencjalne zagrożenie dla cietrzewia może powodować 36 bażant Phasianus colchicus, który jest konkurentem pokarmowym i wektorem chorób. W rejonach występowania głuszca i cietrzewia celowe byłoby wprowadzenie okresowego odstrzału drapieżników oraz kontroli liczebności zwierzyny płowej. Powyższe postulaty ochronne mogą jednak o tyle nie spełnić swego celu, o ile całość ekosystemów, przynajmniej centralnej części Beskidu Wyspowego, nie zostanie objęta ochroną wielkopowierzchniową. W 2007 roku zaproponowano m.in. włączenie masywu Mogielicy i Jasienia do ostoi ptaków Natura 2000 w Gorcach, do czego jednak nie doszło. W 2009 roku zgłoszono obszar centralnej części Beskidu Wyspowego (ponad 12 000 ha) jako krajową ostoję ptaków i umieszczono w najnowszym opracowaniu Ogólnopolskiego Towarzystwa Ochrony Ptaków (Wilk i in. 2010). W ostoi tej kilka gatunków ptaków, w tym głuszec, występuje w liczebności przekraczającej 1% populacji krajowej, a dla trzech gatunków (głuszca, puszczyka uralskiego Strix uralensis i derkacza Crex crex w górach) jest jedną z najistotniejszych ostoi krajowych. Dlatego też powinna zostać włączona do sieci Natura 2000. Podsumowując, lasy Beskidu Wyspowego i Makowskiego wraz z przyległymi pogórzami zasiedla stosunkowo liczna i stabilna populacja jarząbka. Natomiast populacje głuszca i cietrzewia są w silnym regresie i zachowały się obecnie jedynie w centralnej części Beskidu Wyspowego. W celu utrzymania ich ostoi konieczne jest podjęcie kroków zmierzających do ochrony siedlisk tych ptaków, ograniczenia presji antropogenicznej i drapieżniczej, a także do wielkoobszarowej ochrony terenu ich występowania. Podziękowania Chcielibyśmy serdecznie podziękować wszystkim, którzy udostępnili swoje obserwacje kuraków leśnych z omawianego terenu, a przede wszystkim pracownikom Nadleśnictwa Limanowa i Pawłowi Armatysowi z Gorczańskiego Parku Narodowego za cenne informacje o występowaniu kuraków Ł. Kajtoch i in. Kuraki leśne Beskidów Wyspowego i Makowskiego oraz przyległych pogórzy w Beskidzie Wyspowym. Dominikowi Stecowi (studentowi Uniwersytetu Rolniczego) dziękujemy za informacje o kurakach Beskidu Makowskiego. Szczególnie chcieliśmy podziękować Profesorowi Zbigniewowi Bonczarowi za cenne uwagi do wstępnej wersji niniejszej pracy. Niniejsza praca została wykonana w ramach działalności autorów w Komitecie Ochrony Kuraków. PIŚMIENNICTWO Bergmann H.H., Klaus S., Müller F. Wiesner J. 1982. Das Haselhuhn Bonasa bonasia. Die Neue Brehm-Bücherei, Wittenberg, Lutherstadt. Bonczar Z. 1992. Karpacka populacja jarząbka Bonasa bonasia (L., 1758) i możliwości oddziaływania na nią. Zesz. Nauk. AR im. H. Kołłątaja w Krakowie, Kraków (rozpr. hab.). Bonczar Z. 2008. Wykrywanie w terenie i szacowanie liczebności jarząbka. Monografia pokonferencyjna „Ochrona kuraków leśnych” I Międzynarodowej Konferencji „Ochrony Kuraków Leśnych” Janów Lubelski 2007. Wyd. CILP, Warszawa: 76–78. Bonczar Z. 2009. Jarząbek Bonasa bonasia. W: Chylarecki P., Sikora A., Cenian Z. Monitoring ptaków lęgowych – poradnik metodyczny dotyczący gatunków chronionych Dyrektywą Ptasią. GIOŚ, Warszawa: 282–291. Cichocki W., Głowacz M., Pawlikowski P., Zięba F. 2008. Rozmieszczenie i liczebność cietrzewia i głuszca w województwie małopolskim – stan na 2003 rok. Konferencja „Ochrony Kuraków Leśnych” Janów Lubelski 2007. Wyd. CILP, Warszawa: 56–70. Eberhardt L.L. 1968. A preliminary appraisal of line transects. J. Wildl. Manag. 32: 82–88. Głowaciński Z., Profus P. 2007. Głuszec Tetrao urogallus. W: Sikora A., Rohde Z., Gromadzki M., Neubauer G., Chylarecki P. (red.) 2007. Atlas rozmieszczenia ptaków lęgowych Polski 1985– –2004. Bogucki Wyd. Nauk., Poznań: 44–45. Głowaciński Z. 1991. Ekologiczny zarys awifauny zlewni Kamienicy w Gorcach i Beskidzie Wyspowym (Karpaty Zachodnie). Ochr. Przyr. 49 (II): 175–196. Głowaciński Z. 2001. Polska czerwona księga zwierząt. PWRiL, Warszawa. Jamrozy G. 1991. Występowanie głuszca Tetrao urogallus (L.), cietrzewia Tetrao tetrix (L.) i jarząbka Bonasa bonasia (L.) w polskich Karpatach. Prz. Zool. 36: 187–192. Jamrozy G. 1995. Głuszec i cietrzew w Karpatach. Łowiec Polski 4/95: 8–9. Kajtoch Ł. 2002. Awifauna Pogórza Wielickiego i Podgórza Bocheńskiego – zagrożenia i propozycja ochrony. Chrońmy Przyr. Ojcz. 58 (3): 38–54. Kajtoch Ł., Piestrzyńska-Kajtoch A. 2006. Awifauna środkowej części BeskiduWyspowego – propozycje ochrony. Chrońmy Przyr. Ojcz. 62 (3): 33–46. Kajtoch Ł., Szczygielski M., Wieczorek P., Figarski T. 2008. Mogielica – projektowany rezerwat faunistyczny w Beskidzie Wyspowym. Chrońmy Przyr. Ojcz. 64: 10–24. Kamieniarz R. 2002. „Cietrzew.” Monografie przyrodnicze. Wyd. Klubu Przyrodników, Świebodzin. Keller M., Felger A.F., Pałucki A., Piotrowska M., Szymkiewicz M., Zawadzka D., Zawadzki J. (mscr.) 2000. Wpływ gospodarki leśnej na populacje głuszca Tetrao urogallus i cietrzewia Tetrao tetrix. Opracowanie dla Dyrekcji Generalnej Lasów Państwowych, Warszawa. Kondracki J. 2000. Geografia regionalna Polski. PWN, Warszawa. Kozłowski P. 1965. Ptaki obserwowane w okolicach Mszany Dolnej w Beskidzie Wyspowym. Materiały do awifauny Polski. III. Acta Orn. 9 (3): 155–164. Markowski J., Szymkiewicz M. 2007. Cietrzew Tetrao tetrix. W: Sikora A., Rohde Z., Gromadzki M., Neubauer G., Chylarecki P. (red.) 2007. Atlas rozmieszczenia ptaków lęgowych Polski 1985– –2004. Bogucki Wyd. Nauk., Poznań: 42–43. Montadert M., Leonard P. 2004 First results of a hazel grouse population study in the south-eastern French Alps. Newsletter of the WPA/BirdLife/ Species Survival Commission Grouse Specialist Group. Issue 28 – November 2004. 37 Chrońmy Przyr. Ojcz. rocznik 67, zeszyt 1, 2011 Swenson J.E. 1991. Evaluation of a density index for territorial male Hazel Grouse Bonasa bonasia in spring and autumn. Ornis Fenn. 68: 57–65. Tomiałojć L., Stawarczyk T. 2003. Awifauna Polski. Rozmieszczenie, liczebność i zmiany. PTPP „pro Natura”, Wrocław. Walasz K., Mielczarek P. (red.) 1992. Atlas ptaków lęgowych Małopolski 1985–1992. Biol. Silesiae, Wrocław. Walasz K. (red.) 2002. Atlas ptaków zimujących Małopolski. Małopolskie Towarzystwo Ornitologiczne, Kraków. Wilk T., Krogulec J., Chylarecki P. (red.) 2010. Ostoje ptaków w Polsce. OTOP. Bogucki Wyd. Nauk., Poznań. Wiltowski J. 1966. Rozmieszczenie i liczebność jarząbka Tetrastes bonasia (L, 1758) w południowej Polsce w roku 1966. Acta zool. cracov. Zawadzka D., Zawadzki J. 1999. Krajowa strategia ochrony i gospodarowania populacji głuszca. Ministerstwo Środowiska, Warszawa (mscr.). Zawadzka D., Zawadzki J. 2003. „Głuszec.” Monografie przyrodnicze, Wydawnictwo Klubu Przyrodników, Świebodzin. Żurek Z., Armatys P., Kotońska B. 2008. Sukcesy i niepowodzenia w realizacji projektu ochrony głuszca i cietrzewia w Karpatach Zachodnich na obszarze województwa małopolskiego. W: Monografia pokonferencyjna „Ochrona Kuraków Leśnych”, Janów Lubelski, 16–18 października 2007 r. Wyd. CILP, Warszawa: 160–174. SUMMARY Kajtoch Ł., Matysek M., Skucha P. Forest grouses Tetraoninae of the Beskid Wyspowy and Beskid Makowski Mts and adjacent foothills Chrońmy Przyr. Ojcz. 67 (1): 27–38, 2011 The paper presents occurrence of forest grouses: Hazel Grouse Bonasa bonasia, Black Grouse Tetrao tetrix and Western Capercaillie T. urogallus in the Beskid Wyspowy Mts, Beskid Makowski Mts, Wielickie Foothills and Wiśnickie Foothills. Authors’ field data, information from forest services and hunters as well as literature data from the years 1996–2010 were used. Compact range of Hazel Grouse included almost all studied area, however it was most numerous in the Beskids. Jointly 1700–2300 individuals occupied the area (about 6% of population from the Polish Carpathians). Black Grouses (<10 ind.) were noted only in central part of the Beskid Wyspowy Mts and once in the Beskid Makowski Mts. Similarly, Capercaillies (10–12 ind.) occupied central part of the Beskid Wyspowy Mts, and were also occasionally seen in the Beskid Makowski Mts. Main threats for grouses populations, mainly Capercaillies, are: changes of spruce forests into fir-beech forests, intensification of tourism, localization of touristic infrastructure in birds refugees and raptors pressure. For effective conservations of grouses populations it is needed to protect their refugees and incorporate Important Bird Area “Beskid Wyspowy Mts” into Nature 2000 network. 38 ARTYKUŁY Chrońmy Przyr. Ojcz. 67 (1): 39–54, 2011 Ślimaki lądowe Babiogórskiego Parku Narodowego Terrestrial snails of Babia Góra Na�onal Park WITOLD PAWEŁ ALEXANDROWICZ Katedra Analiz Środowiskowych, Kartografii i Geologii Gospodarczej Wydział Geologii, Geofizyki i Ochrony Środowiska Akademia Górniczo-Hutnicza im. S. Staszica 30–059 Kraków, al. A. Mickiewicza 30 e-mail: [email protected] Słowa kluczowe: ślimaki lądowe, formacje roślinne, piętra roślinne, Babiogórski Park Narodowy. Analizie poddano zespoły mięczaków rozpoznane na 69 stanowiskach. Były one rozlokowane w całym masywie Babiej Góry i reprezentowały różne piętra i formacje roślinne. Łącznie rozpoznano 78 gatunków ślimaków lądowych, co stanowi 44% wszystkich taksonów występujących na terenie Polski. Najliczniejsza i najbardziej zróżnicowana fauna jest związana z formacjami roślinnymi piętra regla dolnego. Obejmuje ona 78 taksonów. Główną rolę odgrywają tu szeroko rozprzestrzenione i środkowoeuropejskie gatunki cieniolubne. Malakofauna regla górnego charakteryzuje się podobnym składem ekologicznym i zoogeograficznym, lecz znacznie mniejszym zróżnicowaniem gatunkowym (59 gatunków). Malakocenozy piętra kosodrzewiny są wyraźnie uboższe (42 gatunki), a w ich strukturze ekologicznej zaznacza się wzrastający udział form mezofilnych. Najuboższe zespoły ślimaków (13 gatunków) o przewadze taksonów mezofilnych występują w piętrze alpejskim. Spośród wszystkich rozpoznanych gatunków ślimaków zasiedlających Babiogórski Park Narodowy 21 (27%) taksonów jest wpisanych na Czerwoną listę zwierząt ginących i zagrożonych w Polsce. Wstęp Ślimaki są grupą zwierząt bardzo silnie uzależnioną od warunków środowiska. Dotyczy to zarówno charakteru dominującej na danym terenie formacji roślinnej, cech podłoża (chemizmu, wilgotności), jak i warunków klimatycznych, głównie temperatury i długości okresu wegetacji. Wymagania te determinują zróżnicowanie malakofauny, a na obszarach górskich w istotny sposób wpływają one na pionowe rozmieszczenie ślimaków. Babiogórski Park Narodowy leży w Beskidzie Wysokim i chroni najwyższą część tego pasma (1725 m n.p.m.). Cały masyw zbudowany jest z fliszu karpackiego reprezentowanego przez ogniwa piaskowcowe lub piaskowcowo-łupkowe należące do zewnętrznych stref facjalnych jednostki magurskiej. Niska zawartość węglanu wapnia w skałach budujących Babią Górę stwarza niedogodne warunki dla życia mięczaków. Uniemożliwia ona także zachowanie skorupek ślimaków w stanie subfosylnym po śmierci organizmów. Badania mięczaków występujących na terenie Babiogórskiego Parku Narodowego mają długą historię. Pierwsze opracowania powstały w drugiej połowie XIX wieku (Stoblecki 1880, 1883; Bąkowski 1884; Bąkowski, Łomnicki 39 Chrońmy Przyr. Ojcz. rocznik 67, zeszyt 1, 2011 1892). Autorzy ci stwierdzili obecność w masywie Babiej Góry kilkudziesięciu gatunków ślimaków. W latach późniejszych studia nad malakofauną prowadzili Urbański (1932) i Dzięczkowski (1971, 1972). Najobszerniejsze opracowanie fauny ślimaków Babiogórskiego Parku Narodowego powstało w 2003 roku (W.P. Alexandrowicz 2003). Przeprowadzone wówczas badania na ponad 50 stanowiskach umożliwiły identyfikację 78 gatunków ślimaków lądowych (oskorupionych i nagich), 11 taksonów ślimaków wodnych i 3 gatunków małży (W.P. Alexandrowicz 2003). Materiał i metoda Badania fauny mięczaków występujących na terenie Babiogórskiego Parku Narodowego były prowadzone w latach 1996–2006. W tym czasie opracowano 69 stanowisk leżących w obrębie Parku przed jego powiększeniem. Stąd zostały użyte starsze materiały kartograficzne prezentujące dawny przebieg granic Parku. Dane pochodzące z 47 stanowisk, opisane w pracy z 2003 roku (W.P. Alexandrowicz 2003), uzupełniono o wyniki analiz dokonanych w latach 2003–2006 na kolejnych 22 stanowiskach (ryc. 1A). Badania obejmowały pobór próbek ściółki (z kwadratów o boku 1 m), a także analizę malakofauny występującej w odsypach powodziowych. Uzupełnienie stanowiły bezpośrednie obserwacje terenowe. Próbki pobierane ze ściółki były analizowane głównie bezpośrednio w terenie, z wyjątkiem form o niewielkich rozmiarach lub gatunków trudnych do oznaczenia bez użycia mikroskopu. Analizowane stanowiska były rozmieszczone w całym masywie Babiej Góry i reprezentowały różne strefy wysokościowe oraz różne typy formacji roślinnych. Zastosowano nazewnictwo formacji roślinnych w oparciu o pracę Matuszkiewicza (2008). Umożliwiło to nie tylko ogólną charakterystykę fauny, ale także rozpoznanie różnic w składzie gatunkowym zespołów występujących w różnych typach siedlisk. Cały analizowany materiał obejmował prawie 3500 okazów należących do 78 gatunków ślimaków 40 lądowych. Liczba gatunków na poszczególnych stanowiskach wahała się od 4 do 38. Materiał ten pozwolił na charakterystykę fauny mięczaków występującej w obrębie poszczególnych pięter roślinnych, a także zespołów związanych z różnymi formacjami roślinnymi. Ekologiczna i zoogeograficzna charakterystyka zespołów mięczaków została przeprowadzona dla poszczególnych pięter i formacji roślinnych przy użyciu malakologicznego spektrum gatunkowego (MSS), spektrum zoogeograficznego, a także stałości występowania gatunków. W celu scharakteryzowania struktury zespołów został także wyliczony znormalizowany współczynnik stałości Ci (Ložek 1964; S.W. Alexandrowicz 1987, 1999). Malakofauna piętra regla dolnego Regiel dolny występuje wyłącznie na północnych zboczach Babiej Góry do wysokości około 1150 m n.p.m. (Celiński, Wojterski 1963, 1983) (ryc. 1A, B). Dwoma dominującymi formacjami roślinnymi są buczyna karpacka Dentario glandulosae-Fagetum i dolnoreglowy bór mieszany Abeti-Piceetum. Podrzędną rolę odgrywają: olszynka karpacka Alnetum incanae oraz formacje zarośli, źródlisk i łąk (ryc. 1A, B). Malakofauna buczyny karpackiej (Dentario glandulosae-Fagetum) W strefie występowania buczyny karpackiej malakofaunę zebrano z 12 stanowisk (ryc. 1A). Fauna mięczaków jest tu bardzo bogata, zróżnicowana i obejmuje 73 gatunki, co stanowi ponad 93% wszystkich taksonów występujących na terenie Babiogórskiego Parku Narodowego. Prawie połowa gatunków (34, 46%) została rozpoznana na pojedynczych stanowiskach (klasy stałości C = 1 i C = 2). Ponadto 16 taksonów (22%) to formy pojawiające się często i występujące na co najmniej 8 stanowiskach. W całym omawianym zespole najistotniejszą rolę odgrywają gatunki osiągające najwyższą klasę stałości (C = 5). Są to: szklarka przezroczysta Vitrea diaphana, W.P. Alexandrowicz Ślimaki lądowe Babiogórskiego Parku Narodowego A B m n.p.m. 54° m n.p.m. 2000 1725 piętro alpejskie 1650 50° 1500 piętro kosodrzewiny 16° 24° 1390 piętro regla górnego 1150 1000 piętro regla dolnego 1 km 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 Ryc. 1. Rozmieszczenie głównych formacji roślinnych (A) i piętra roślinne (B) masywu Babiej Góry (wg Celiński, Wojterski 1961, 1963, 1983): 1 – buczyna karpacka (Dentario glandulosae-Fagetum), 2 – dolnoreglowy bór mieszany (Abe�-Piceetum), 3 – olszynka karpacka (Alnetum incanae), 4 – łąki i pastwiska górskie (GladioloAgrose�um, Hieracio-Nardetum), 5 – jaworzyna karpacka (Sorbo-Aceretum carpa�cum), 6 – górnoreglowy bór świerkowy (Plagiothecio-Piceetum), 7 – borówczyska (zbiorowisko Vaccinium myr�llus, Empetro-Vaccinietum), 8 – ziołorośla i traworośla (Betulo-Adenostyletea), 9 – kosodrzewina karpacka (Picetum mugo carpa�cum), 10 – murawy wysokogórskie (Junco trifidi, Festucetum arioidis), 11 – głazowiska, 12 – granice pięter roślinnych, 13 – górna granica lasu, 14 – stanowiska badawcze, 15 – główne szczyty, 16 – granice parku narodowego Fig. 1. Distribu�on of main plant forma�ons (A) and plant zones (B) in Babia Góra Massif (basis on: Celiński, Wojterski 1961, 1963, 1983): 1 – carpathian beech-wood (Dentario glandulosae-Fagetum), 2 – lower mountain mixed forests (Abe�-Piceetum), 3 – carpathian alderwood (Alnetum incanae), 4 – mountains meadows and pastures (Gladiolo-Agrose�um, Hieracio-Nardetum), 5 – carpathian sycamore-wood (Sorbo-Aceretum carpa�cum), 6 – upper mountain spruce forests (Plagiothecio-Piceetum), 7 – blueberryies (Vaccinium myr�llus, EmpetroVaccinietum), 8 – herbs and grasslands (Betulo-Adenostyletea), 9 – dwarf pine (Picetum mugo carpa�cum), 10 – alpine grassland (Junco trifidi, Festucetum arioidis), 11 – rocky field, 12 – boundary of plant zones, 13 – �mber-line, 14 – locali�es, 15 – main peaks, 16 – na�onal park boudary szklarka siedmiogrodzka Vitrea transsilvanica i szklarka blada Aegopinella pura występujące na wszystkich 12 stanowiskach oraz nieznacznie tylko rzadsze – szklarka nakłuta Vitrea subrimata, szklarka lśniąca Aegopinella nitens, stożeczek drobny Euconulus fulvus i ślimak czerwonawy Perforatella incarnata rozpoznane na co najmniej 10 stanowiskach. Stosunkowo wysoka wartość znormalizowanego współczynnika stałości (Ci = 29,25) wskazuje, że skład gatunkowy fauny na poszczególnych stanowiskach jest dość silnie zróżnicowany i prawdopodobnie w znacznym stopniu uzależniony od lokalnych warunków (ryc. 2). Struktura ekologiczna fauny jest typowa dla zespołów zasiedlających lasy. Gatunki cieniolubne odgrywają tu najistotniejszą rolę i stanowią prawie 70% całej asocjacji. Drugą istotną grupą są ślimaki mezofilne. Uzupełnienie stanowią nieliczne formy wilgociolubne i taksony preferujące stosunkowo suche siedliska otwarte. Te ostatnie występują wyłącznie w bezpośrednim sąsiedztwie polan śródleśnych (ryc. 2). Struktura zoogeograficzna fauny charakteryzuje się znacznym udziałem gatunków o szerokim zasięgu geograficznym, szczególnie holarktycznych oraz form środ- 41 Chrońmy Przyr. Ojcz. rocznik 67, zeszyt 1, 2011 NTAX C 23 25 18 20 15 NTAX Ci = 29,25 20 15 9 Ci = 27,5 25 16 10 27 15 12 13 10 7 5 5 5 1 2 3 4 5 1 C 2 Abieti-Piceetum Dentario glandulosae-Fagetum 3 4 5 C Alnetum incanae MSS NST = 12 NTAX = 73 I II III V NST = 15 NST = 1 NTAX = 72 NTAX = 42 VI VII VIII IX ZG EO ME Hl EO HP Pl ME Ep Es Me EO HP Ma ME Ba Ew Em HP Ee Ryc. 2. Malakofauna piętra regla dolnego: C – struktura stałości: Ci – znormalizowany współczynnik stałości (S.W. Alexandrowicz 1987, 1999), NST – liczba stanowisk, NTAX – liczba gatunków; MSS – skład ekologiczny fauny (grupy ekologiczne wg Ložek 1964; S.W. Alexandrowicz 1987, 1999) – objaśnienia jak w tabeli 1; ZG – struktura zoogeograficzna (wg Ložek 1964; S.W. Alexandrowicz 1987, 1999) – objaśnienia jak w tabeli 1, HP – gatunki szeroko rozprzestrzenione, ME – gatunki środkowoeuropejskie, EO – gatunki europejskie o ograniczonym rozprzestrzenieniu Fig. 2. Malacofauna of lower mountain forest zone: C – constancy: Ci – normalized constancy index (S.W. Alexandrowicz 1987, 1999), NST – number of locali�es, NTAX – number of taxa; MSS – ecological composi�on of fauna (ecological groups based on: Ložek 1964; S.W. Alexandrowicz 1987, 1999) – for explana�on see table 1; ZG – zoogeographical structure (based on: Ložek 1964; S.W. Alexandrowicz 1987, 1999) – for explana�on see table 1, HP – widespread species, ME – Middle-European species, EO – species of limited distribu�on 42 W.P. Alexandrowicz Ślimaki lądowe Babiogórskiego Parku Narodowego kowo-europejskich górskich i wyżynnych. Na uwagę zasługuje stosunkowo liczne występowanie ślimaków zachodnioeuropejskich, typowe dla lasów bukowych (Dzięczkowski 1971, 1972; W.P. Alexandrowicz 2003) (ryc. 2, tab. 1). Zespół fauny obejmujący 42 gatunki ślimaków został rozpoznany tylko na jednym stanowisku i z tego powodu nie została wyliczona struktura stałości. W analizowanej próbce występowały 42 gatunki ślimaków. Najistotniejszą rolę w zespole odgrywają formy cieniolubne, stanowiąc około 75%. Na uwagę zasługuje znacznie liczniejsze występowanie (w stosunkudo wyżej omówionych asocjacji) taksonów charakterystycznych dla zacienionych siedlisk o znacznej wilgotności podłoża: ślimak dwuzębny Perforatella bidentata, ślimak cieniolubny Perforatella umbrosa, świdrzyk karpacki Vestia turgida. Pospolite są także gatunki typowe dla silnie zacienionych biotopów leśnych: szklarka przeźroczysta, szklarka siedmiogrodzka, szklarka blada. Drugim istotnym składnikiem zespołu są ślimaki mezofilne, w tym także formy typowe wilgotnych siedlisk: poczwarówka prążkowana Vertigo substriata i białek wysmukły Carychium tridentatum. Omawiany zespół jest uzupełniony przez taksony higrofilne: poczwarówkę rozdętą Vertigo antivertigo i bursztynkę pospolitą Succinea putris (ryc. 2). Struktura zoogeograficzna charakteryzuje się dużym udziałem gatunków środkowoeuropejskich, zarówno górskich, jak i wyżynnych. Znaczną rolę odgrywają także formy holarktyczne, europejskie i eurosyberyjskie. Gatunki o ograniczonym rozprzestrzenieniu (borealno-alpejskie, zachodnio-, południowoi wschodnioeuropejskie) mają niewielkie znaczenie, a ich udział w zespole nie przekracza 10% (ryc. 2, tab. 1). Malakofauna dolnoreglowych borów mieszanych (Abe�-Piceetum) Mieszane bory dolnoreglowe porastają północne stoki Babiej Góry i występują głównie w górnych partiach regla dolnego. Bogata i zróżnicowana malakofauna obejmująca 72 gatunki ślimaków została zebrana na 15 stanowiskach (ryc. 1A). Najistotniejszymi składnikami zespołu są: szklarka nakłuta, szklarka siedmiogrodzka, szklarka blada, pomrów czarniawy Limax cireneoniger i stożeczek drobny osiągające najwyższą klasę stałości (C = 5) oraz 13 gatunków osiągających klasę stałości C = 4. Bardzo liczna jest jednak grupa taksonów (42 gatunki, 58% zespołu) występujących tylko na pojedynczych lub co najwyżej na kilku stanowiskach (klasy stałości C = 1 i C = 2). O wyraźnym zróżnicowaniu składu gatunkowego malakofauny na poszczególnych stanowiskach świadczy niezbyt wysoka wartość znormalizowanego współczynnika stałości (Ci = 27,5) (ryc. 2). Skład ekologiczny fauny jest typowy dla zbiorowisk leśnych i cechuje się licznym występowaniem gatunków cieniolubnych, które stanowią prawie 70% całego analizowanego zespołu. Mniej liczne są formy mezofilne, podczas gdy ślimaki typowe dla siedlisk otwartych i bardzo wilgotnych pojawiają się sporadycznie i tylko na nielicznych stanowiskach. Struktura zoogeograficzna fauny jest zbliżona do tej opisanej z buczyn karpackich Dentario glandulosae-Fagetum. Zaznacza się tu jednak nieznacznie większy udział form środkowoeuropejskich górskich i wyżynnych kosztem borealno-alpejskich, zachodnio- i południowoeuropejskich (ryc. 2, tab. 1). Malakofauna olszynki karpackiej (Alnetum incanae) Jest to lokalnie tylko występująca formacja roślinna porastająca wilgotne i zabagnione strefy w dolnej części regla dolnego (ryc. 1). Malakofauna piętra regla górnego Formacje roślinne regla górnego w masywie Babiej Góry występują zarówno na północnych, jak i na południowych stokach w przedziale wysokości od 1150 m n.p.m. do 1390 m n.p.m. (ryc. 1A, B) (Celiński, Wojterski 1963, 1983). Zdecydowanie dominującą formacją roślinną jest górnoreglowy bór świerkowy PlagiothecioPiceetum. Lokalnie występują izolowane płaty jaworzyny karpackiej Sorbo-Aceretum carpaticum, a także zarośla szczawiu alpejskiego Rumicetum alpini i ziołorośla Athyrietum 43 Chrońmy Przyr. Ojcz. rocznik 67, zeszyt 1, 2011 Tab. 1. Malakofauna masywu Babiej Góry Tab. 1. Malacofauna of Babia Góra Massif Gatunek Species Rodzina Family 1 2 igliczek karpacki Acicula parcelineata Igliczkowate Aciculidae igliczek lśniący Acicula polita białek malutki Carychium minimum Białkowate Ellobiidae białek wysmukły Carychium tridentatum bursztynka podłużna Succinea oblonga Bursztynkowate Succineidae bursztynka pospolita Succinea putris błyszczotka połyskliwa Cochlicopa lubrica Błyszczotkowate Cochlicopidae błyszczotka mała Cochlicopa lubricella poczwarówka bezzębna Columella edentula poczwarówka alpejska Ver�go alpestris poczwarówka rozdęta Ver�go an�ver�go Poczwarówkowate poczwarówka drobna Ver�nigidae Ver�go pusilla poczwarówka karliczka Ver�go pygmaea poczwarówka prążkowana Ver�go substriata poczwarówka pospolita Pupilla muscorum ślimaczek żeberkowany Vallonia costata ślimaczek gładki Ślimaczkowate Valloniidae Vallonia pulchella jeżynka kolczasta Acanthinula aculeata wałkówka górska Wałkówkowate Enidae Ena montana krążałek malutki Punctum pygmaeum krążałek plamisty Krążałkowate Endodon�dae Discus rotundatus krążałek obły Discus ruderatus 44 PA PKS BA Mc 3 4 PRD Ai APm Fc ZG RL 7 8 9 10 11 12 13 F F F F A 1 S S S 1 Ma F C S F 9 Es F F F C 8 Ep F C 8 Es F 9 Es F 7 Hl S 6 Hl C C 8 Es F C 7 Ba S F 9 Es F C 1 Ep S S 5 Hl F F 8 Es S F 5 Hl F 5 Hl S F 5 Hl C F 1 Ew S F F S S C S F C C C C F S F F F S S E 6 F 5 PRG SAc Pe F F F F F S S F F S F F C C S C F 1 Ma F C A C C A 7 Hl S S S C F 2 Ew F C S F F 1 Hl W.P. Alexandrowicz 1 Ślinikowate Arionidae Przeźrotkowate Vitrinidae Szklarkowate Zoni�dae Pomrowiowate Limacidae Ślimaki lądowe Babiogórskiego Parku Narodowego 2 ślinik leśny Arion silva�cus ślinik rdzawy Arion subfuscus przeźrodka szklista Vitrina pellucida przeźrodka alpejska Eucobresia nivalis przeźrodka Kotuli Semilimax kotulai przeźrodka wydłużona Semilimax semilimax szklarka ścieśniona Vitrea contracta szklarka kryształowa Vitrea crystallina szklarka przezroczysta Vitrea diaphana szklarka nakłuta Vitrea subrimata szklarka siedmiogrodzka Vitrea transsilvanica szklarka lśniąca Aegopinella nitens szklarka blada Aegopinella pura szklarka żeberkowana Nesovitrea hammonis szklarka zielonawa Nesovitrea petronella szklarka płaska Oxychilus depressus szklarka gładka Oxychilus glaber daudebardia któtkonoga Daudebardia brevipes daudebardia czerwonawa Daudebardia rufa szklarka obłystek Zonitoides ni�dus pomrów czarniawy Limax cireneoniger pomrów wielki Linax maximus pomrów cytrynowy Limax tellenus pomrów wielkobiczykowy Lehmania macroflagellata pomrów nadrzewny Lehmania marginata 3 4 5 S 6 7 8 9 10 11 12 13 S F F C A 1 Ep F F 7 Hl C A 7 Hl S S F F C C C C F C C F F 1 Me NT A A C F F S F 2 Me NT S S F C F C 1 Ma NT S S F F 7 Pl S F F F F 2 Ep S F C F A A A A A 1 Me S F F C C C C A 1 Ma C S C C A A A A 1 Me F C C A 1 Me NT F C A A A 1 Hl F S F C A 7 Pl S S F F F 8 Ba NT F S F C F 1 Me S F F F 2 Em NT S F S F F 1 Em VU S F S F F 1 Em C F 9 Hl A C 1 Ep F 2 Em F 3 Ep F 1 Me NT F 1 Ep S S S F C F C S C C F S C S S F S S F F S F 45 Chrońmy Przyr. Ojcz. rocznik 67, zeszyt 1, 2011 1 Pomrownikowate Agriolimacidae Stożeczkowate Euconulidae Świdrzykowate Clausilidae Ślimakowate Helicidae 46 2 pomrów paskowany Lehmania nyctella pomrów błękitny Bielzia coerulans pomrowik polny Deroceras agreste pomrowik wczesny Deroceras praecox pomrowik plamisty Deroceras rec�culatum pomrowik rodański Deroceras rodnae stożeczek drobny Euconulus fulvus świdrzyk lśniący Cochlodina laminata świdrzyk prążkowany Cochlodina orthostoma świdrzyk żeberkowany Macrogasta latestriata świdrzyk leśny Macrogastra plicatula świdrzyk rozdęty Macrogastra tumida świdrzyk okazały Macrogastra ventricosa świdrzyk nadrzewny Clausilia cruciata świdrzyk pospolity Clausilia dubia świdrzyk dwufałdkowy Alinda biplicata świdrzyk krępy Ves�a gulo świdrzyk karpacki Ves�a turgida świdrzyk siwy Bulgarica cana ślimak czerwonawy Perforatella incarnata ślimyk cieniolubny Perforatella umbrosa ślimak karpacki Perforatella vicina ślimak dwuzębny Perforatella bidentata ślimak kosmaty Trichia hispida ślimak jednozębny Trichia unidentata 3 4 5 6 S S S F S 10 11 12 13 F 1 Em VU C F 1 Me NT S C F F C C C 7 Es S S C F 3 Ew NT S C C C 3 Ep S S F 3 Me NT A A 7 Hl C C F 1 Ep S C F 1 Ma F F S S S S 9 F C S 8 S S S 7 C F F C F 1 Me NT F F F F F 1 Ma S S C F F 3 Me NT S C C F 3 Ma S F 1 Ba NT F 7 Ma F S F F S F F S S F F 2 Ma C F F 3 Me NT C F F 3 Me VU S F F 1 Es C C C 1 Ma 3 Es NT 3 Me 3 Ee F S F C C C C F S C C F A F F F C C C S F 7 Ep C F 1 Ew NT W.P. Alexandrowicz 1 Ślimaki lądowe Babiogórskiego Parku Narodowego 2 ślimak długowłosy Trichia villosula ślimak zaroślowy Arianta arbustorum ślimak nadobny Chilostoma faus�num ślimak maskowiec Isognomostoma isognomostoma ślimak ogrodowy Cepaea hortensis ślimak winniczek Helix poma�a 3 4 5 6 F C C S 7 8 F C A A S F S C C 9 10 11 12 13 C C 8 Ew NT C C 2 Ma F F 1 Me F F 1 Me S F 2 Ew 2 Ma S Objaśnienia symboli: PRD – piętro regla dolnego, PRG – piętro regla górnego, PKS – piętro kosodrzewiny, PA – piętro alpejskie, Fc – buczyna karpacka (Dentario glandulosae-Fagetum), APm – dolnoreglowy bór mieszany (Abe�-Piceetum), Ai – olszynka karpacka (Alnetum incanae), Pe – górnoreglowy bór świerkowy (Plagiothecio-Piceetum), SAc – jaworzyna karpacka (Sorbo-Aceretum carpa�cum), VEV – borówczyska (zbiorowisko Vaccinium myr�llus, Empetro-Vaccinietum), Mc – kosodrzewina karpacka (Picetum mugo carpa�cum), BA – murawy wysokogórskie (Junco trifidi, Festucetum arioidis). Występowanie: A – bardzo częsty, C – częsty, F – rzadki, S – sporadyczny. E – skład ekologiczny fauny (grupy ekologiczne wg Ložek 1964; Alexandrowicz 1987, 1999): 1 – typowe gatunki leśne, 2 –gatunki zaroślowe, 3 – gatunki wilgotnych lasów, 5 – gatunki środowisk otwartych, 6 – gatunki mezofilne środowisk suchych, 7 – gatunki mezofilne środowisk średnio wilgotnych, 8 – gatunki mezofilne środowisk wilgotnych, 9 – gatunki wilgociolubne; ZG – struktura zoogeograficzna (wg Ložek 1964; Alexandrowicz 1987, 1999): Hl – gatunki holarktyczne, Pl – gatunki palearktyczne, Ep – gatunki europejskie, Es – gatunki eurosyberyjskie, Me – gatunki środkowoeuropejskie niżowe i wyżynne, Ma – gatunki górskie alpejskie i karpackie, Ba – gatunki borealno-alpejskie, Ew – gatunki zachodnioeuropejskie, Em – gatunki południowoeuropejskie (medyterańskie), Ee – gatunki wschodnioeuropejskie; RL – gatunki wpisane na „czerwoną listę”: NT – gatunki bliskie zagrożenia, VU – gatunki zagrożone, DD – gatunki o niepełnych danych Explana�on of symbols: PRD – lower mountain forest zone, PRG – upper mountain forest zone, PKS – dwarf pine zone, PA – alpine grassland zone, Fc – carpathian beech-wood (Dentario glandulosae-Fagetum), APm – lower mountain mixed forests (Abe�-Piceetum), Ai – carpathian alderwood (Alnetum incanae), Pe – upper mountain spruce forests (PlagiothecioPiceetum), SAc – carpathian sycamore-wood (Sorbo-Aceretum carpa�cum), VEV – blueberryies (Vaccinium myr�llus, Empetro-Vaccinietum), Mc – dwarf pine (Picetum mugo carpa�cum), BA – alpine grassland (Junco trifidi, Festucetum arioidis). Occurrence: A – very frequent, C – frequent, F – rarely, S – sporadically. E – ecological composi�on of the fauna (ecological groups based on: Ložek 1964; Alexandrowicz 1987, 1999): 1 – typical forest species, 2 – species inhabi�ng forests and bushes, 3 – species of moist forests, 5 – open-country species, 6 – mesophile species of dry environments, 7 – mesophile species of moderately dry environments, 8 – mesophile species of moist environments, 9 – higrophile species; ZG – zoogeographical structure (based on: Ložek 1964; Alexandrowicz 1987, 1999): Hl – holarc�c species, Pl – palaearc�c species, Ep – European species, Es – Euro-Syberian species, Me – Central-European species, Ma – AlpinoCarpathian species, Ba – Boreo-Alpine species, Ew – West-European species, Em – South-European (Mediterranian) species, Ee – East-European species; RL – species noted on „Red List”: NT – near threatened species, VU – vulnerable species, DD – data deficient species alpestris. Górna granica lasu na północnych stokach przebiega na wysokości około 1300 m n.p.m., podczas gdy na południowych o około 70–100 m wyżej. Na jej położenie wpływ mają różne czynniki, związane głównie z ukształtowaniem terenu (np. nachylenie stoków), intensywnością występowania lawin śnieżnych i obrywów skalnych, a także działalnością człowieka. Generalnie wahania przebiegu górnej granicy lasu są znacznie większe na stokach północnych niż na południowych (Celiński, Wojterski 1963, 1983) (ryc. 1A, B). Malakofauna górnoreglowych borów świerkowych (Plagiothecio-Piceetum) Górnoreglowy bór świerkowy jest najważniejszą i najszerzej rozprzestrzenioną formacją roślinną regla górnego, otaczającą cały masyw 47 Chrońmy Przyr. Ojcz. rocznik 67, zeszyt 1, 2011 C NTAX Ci = 23,3 25 20 20 19 NST = 16 15 10 6 5 NTAX = 57 7 3 1 2 3 4 5 C Sorbo-Aceretum carpaticum Plagiothecio-Piceetum MSS NST = 2 NTAX = 49 ZG EO ME HP EO ME HP Ryc. 3. Malakofauna piętra regla górnego (objaśnienia jak na ryc. 2) Fig. 3. Malacofauna of upper mountain forest zone (for explana�on see fig. 2) Babiej Góry. Badania malakofauny objęły 16 stanowisk (ryc. 1), na których występowało 57 gatunków ślimaków. Zaledwie trzy taksony: szklarka przezroczysta, szklarka blada i ślimak zaroślowy Arianta arbustorum zostały znalezione na niemal wszystkich stanowiskach 48 (C = 5). Siedem innych gatunków występowało na większości stanowisk (C = 4). Z drugiej strony 26 taksonów osiągało najniższe klasy stałości (C = 1, C = 2) (ryc. 3). Wartość znormalizowanego współczynnika stałości wynosi 23,3 i jest niższa niż wyliczona dla malakoce- W.P. Alexandrowicz Ślimaki lądowe Babiogórskiego Parku Narodowego noz występujących w obrębie regla dolnego. Jest to związane z większym zróżnicowaniem gatunkowym malakofauny na poszczególnych stanowiskach. Szczególnie wyraźne różnice w składzie fauny zaznaczają się w odniesieniu do stanowisk położonych na stokach południowych w stosunku do tych rozlokowanych na zboczach północnych. W tym drugim przypadku zespoły mają mniej lub bardziej zubożony skład gatunkowy. Ślimaki cieniolubne, zwłaszcza formy typowe dla cienistych lasów są dominującym składnikiem malakocenoz. Uzupełnienie stanowią formy mezofilne oraz bardzo nieliczne gatunki wilgociolubne. Udział taksonów leśnych jest wyższy niż w przypadku zespołów rozpoznanych w formacjach dolnoreglowych (ryc. 3). Struktura zoogeograficzna charakteryzuje się dominacją gatunków o szerokim rozprzestrzenieniu i ślimaków środkowoeuropejskich. Na uwagę zasługuje jednak znaczny, bo sięgający 20% udział form borealno-alpejskich, zachodnio- i południowoeuropejskich (ryc. 3, tab. 1). stwierdzona obecność gatunków środowisk otwartych i silnie wilgotnych. Skład zoogeograficzny fauny jest bardzo zbliżony do obserwowanego w strefie występowania górnoreglowych borów świerkowych. Zaznacza się tu jedynie nieznacznie większy udział gatunków środkowoeuropejskich, a mniejszy form o szerokim rozprzestrzenieniu (ryc. 3, tab. 1). Malakofauna jaworzyny karpackiej (Sorbo-Aceretum carpa�cum) Jaworzyna karpacka tworzy niewielkie, izolowane płaty na bardzo stromych, często skalistych zboczach, głównie po północnej stronie masywu Babiej Góry. Malakofauna została przeanalizowana na dwóch stanowiskach, na których rozpoznano 49 gatunków ślimaków (ryc. 1). Taksony typowe dla silnie zacienionych siedlisk zdecydowanie dominują, a ich udział w zespole przekracza 75%. Najliczniej występującymi taksonami są: szklarka przezroczysta i ślimak zaroślowy. Pospolitymi składnikami zespołu są także m.in.: przeźrodka Kotuli Semilimax kotulai, przeźrodka alpejska Eucobresia nivalis, świdrzyk żeberkowany Macrogastra latestriata i ślimak jednozębny Trichia unidentata. Uzupełnienie malakocenozy stanowią taksony mezofilne, wśród których największe znaczenie mają: poczwarówka alpejska Vertigo alpestris, poczwarówka bezzębna Columella edentula i krążałek malutki Punctum pygmaeum. Nie została natomiast Malakofauna piętra kosodrzewiny Formacje roślinne piętra kosodrzewiny występują w przedziale wysokości od 1390 m n.p.m. do 1650 m n.p.m. (Celiński, Wojterski 1963, 1983) (ryc. 1A, B). Najistotniejszą rolę odgrywa tu kosodrzewina karpacka Picetum mugo carpaticum. Inną, pospolicie występującą formacją, zwłaszcza na stokach południowych w wyższych partiach omawianego piętra, są borówczyska czernicowe (zbiorowisko Vaccinium myrtillus) i bażynowe (Empetro-Vaccinietum). Bardziej lokalnie pojawiają się zbiorowiska ziołorośli, traworośli i muraw naskalnych (Celiński, Wojterski 1963, 1983) (ryc. 1A, B). Malakofauna borówczysk czernicowych (zbiorowisko Vaccinium myr�llus) i bażynowych (Empetro-Vaccinietum) Faunę zanalizowano na czterech stanowiskach, na których rozpoznano łącznie 23 gatunki ślimaków (ryc. 1). Cztery taksony: poczwarówka alpejska, przeźrodka Kotuli, szklarka siedmiogrodzka i ślimak zaroślowy występują tu stosunkowo licznie, podczas gdy pozostałych 19 znacznie rzadziej. Gatunki cieniolubne są najistotniejszym składnikiem zespołu, ale ich udział jest wyraźnie mniejszy niż w piętrach regla dolnego i górnego. Liczniejsze są natomiast taksony mezofilne stanowiące 36% zespołu. Sporadycznie występują również formy typowe dla siedlisk otwartych. Struktura zoogeograficzna fauny charakteryzuje się dużym udziałem gatunków o szerokim rozprzestrzenieniu, zwłaszcza holarktycznych oraz ślimaków środkowoeuropejskich. Gatunki o ograniczonym rozprzestrzenieniu (borealno-alpejskie i zachodnioeuropejskie odgrywają podrzędną rolę (ryc. 4, tab. 1). 49 Chrońmy Przyr. Ojcz. rocznik 67, zeszyt 1, 2011 Malakofauna kosodrzewiny karpackiej (Picetum mugo carpa�cum) Jest to najważniejsza formacja roślinna porastająca strefę powyżej górnej granicy lasu. Na 15 stanowiskach została rozpoznana niezbyt bogata fauna ślimaków obejmująca łącznie 36 gatunków (ryc. 1). Zaledwie 4 formy: przeźrodka Kotuli, przeźrodka alpejska, pomrów czarniawy i ślimak zaroślowy osiągają wysokie klasy stałości (C = 5 i C = 4) i są najważniejszymi składnikami zespołu. Pozostałe 32 taksony pojawiają się rzadziej, a wśród nich aż 22 to gatunki rozpoznane tylko na pojedynczych stanowiskach (C = 1 i C = 2). Bardzo niska wartość znormalizowanego współczynnika stałości (Ci = 10,0) świadczy o silnym zróżnicowaniu malakocenoz na poszczególnych stanowiskach. Należy podkreślić fakt, iż zespoły zasiedlające stoki południowe cechują się bogatszym składem gatunkowym. Jest to niewątpliwie związane z dogodniejszymi warunkami rozwoju fauny, a zwłaszcza z nieco krótszym okresem zalegania pokrywy śnieżnej. Gatunki typowe dla siedlisk zacienionych są głównym składnikiem zespołu, formy mezofilne stanowią jego uzupełnienie. Na uwagę zasługuje stosunkowo znaczny udział ślimaków preferujących siedliska o znacznej wilgotności, zarówno zacienione, jak i bardziej otwarte. Szeroko rozprzestrzenione taksony holarktyczne, europejskie i eurosyberyjskie, a także wyżynne i górskie formy środkowoeuropejskie są dominującymi elementami w strukturze zoogeograficznej. Stosunkowo znaczny jest udział gatunków borealno-alpejskich, zachodnio- i południowoeuropejskich. Występowanie tych ostatnich jest jednak ograniczone do południowych stoków masywu Babiej Góry (ryc. 4, tab. 1). Malakofauna piętra alpejskiego Obecność piętra alpejskiego jest ograniczona do szczytowych partii Babiej Góry, powyżej 1650 m n.p.m. (Celiński, Wojterski 1963, 1983). Dominującą formacją roślinną w tej strefie są murawy wysokogórskie z kosmatką brunatną i sitem skuciną (Junco trifidi, Festucetum ario- 50 idis). Znaczne obszary w piętrze alpejskim pokrywają blokowiska skalne (ryc. 1A, B). Malakofauna muraw wysokogórskich (Junco trifidi, Festucetum arioidis) Analiza fauny występującej w piętrze alpejskim została przeprowadzona na 4 stanowiskach (ryc. 1). Rozpoznano na nich tylko 13 gatunków ślimaków. Najważniejszą rolę w zespole odgrywają taksony cieniolubne i mezofilne. Wszystkie występujące w tej strefie formy charakteryzują się dużą tolerancją termiczną i są dobrze przystosowane do krótkiego okresu wegetacji. Najczęściej spotykanymi gatunkami są: przeźrodka Kotuli, pomrów wielkobiczykowy Lehmania macroflagellata, przeźrodka alpejska i ślimak zaroślowy. Pozostałe taksony występują rzadko. Z drugiej strony skład gatunkowy na poszczególnych stanowiskach jest zbliżony, co wskazuje na dużą stabilność fauny. Struktura zoogeograficzna charakteryzuje się bardzo wyraźną przewagą gatunków środkowoeuropejskich stanowiących prawie 60% wszystkich rozpoznanych tu form. Taksony holarktyczne i eurosyberyjskie, a także borealno-alpejskie są rzadsze (ryc. 4, tab. 1). Podsumowanie Badania malakologiczne przeprowadzone na terenie Babiogórskiego Parku Narodowego pozwoliły na identyfikację 78 taksonów ślimaków lądowych, co stanowi prawie 45% ogólnej liczby gatunków żyjących na terenie Polski (Riedel 1988, Wiktor 2004). Możliwe jest wydzielenie trzech grup mięczaków. Do pierwszej zaliczają się gatunki pospolicie występujące na terenie całej Polski (43 gatunki), drugą grupę stanowią taksony, których areał występowania obejmuje Karpaty (30 gatunków), podczas gdy w skład trzeciej wchodzą formy rzadkie, znane tylko z nielicznych stanowisk, rozmieszczonych głównie na obszarze Karpat (5 gatunków) (ryc. 5A). Do największych osobliwości fauny mięczaków Babiej Góry należą: igliczek karpacki Acicula parcelineata, szklarka lśniąca, pomrów wielkobiczykowy, pomrów paskowa- W.P. Alexandrowicz Ślimaki lądowe Babiogórskiego Parku Narodowego ny Lehmania nyctelia i pomrownik wczesny Deroceras praecox. Dodatkowo na uwagę zasługuje obecność glacjalnego reliktu (przeźrodki Kotuli) oraz karpackiego endemitu – świdrzyka krępego Vestia gulo. 21 gatunków zasiedlających Babiogórski Park Narodowy znajduje się na Czerwonej liście zwierząt ginących i zagrożonych w Polsce (Wiktor, Riedel 2002). Najliczniejszą grupę wśród nich stanowią for- my bliskie zagrożenia (NT – 17 gatunków). Do kategorii gatunków zagrożonych (VU) należą trzy taksony, a jeden do form o niepełnych danych (DD) (ryc. 5B). Najbogatsza i najbardziej zróżnicowana fauna mięczaków zasiedla buczynę karpacką (73 gatunki). Jest to niewątpliwie związane z dogodnymi dla ślimaków warunkami siedliskowymi, głównie z obfitością pokarmu i stosunkowo C NTAX Ci = 10,0 25 20 15 15 10 7 10 5 3 1 2 3 4 1 5 zbiorowisko Vaccinium myrtillus Empetro-Vaccinietum Pinetum mugo carpaticum C Junco trifidi - Festucetum airoidis MSS NST = 15 NTAX = 36 NST = 4 NTAX = 23 ZG EO ME HP EO ME HP NST = 4 NTAX = 13 EO ME HP Ryc. 4. Malakofauna piętra kosodrzewiny i piętra alpejskiego (objaśnienia jak na ryc. 2) Fig. 4. Malacofauna of dwarf pine zone and alpine grassland zone (for explana�on see fig. 2) 51 Chrońmy Przyr. Ojcz. rocznik 67, zeszyt 1, 2011 A B RL 1 2 NTAX 78 80 70 73 57 50 40 40 30 30 20 13 7 71 60 42 6 D 70 59 50 5 NTAX C 60 4 49 42 42 23 13 20 BA Mc VEV Sac Pe Ai PA PKS PRG PRD Apm 10 10 Fc 80 3 Ryc. 5. Gatunki pospolite i rzadkie (wg Riedel 1988, Wiktor 2004) (A), gatunki wpisane na „czerwoną listę” (wg Wiktor, Riedel 2002) (B), zróżnicowanie gatunkowe w obrębie pięter roślinnych (C) i formacji roślinnych (D): 1 – gatunki pospolite na całym terytorium Polski, 2 – pospolite gatunki karpackie, 3 – rzadkie gatunki karpackie, 4 – gatunki niewpisane na „czerwoną listę”, 5 – gatunki bliskie zagrożenia, 6 – gatunki zagrożone, 7 – gatunki o niepełnych danych; RL – gatunki wpisane na „czerwoną listę”; PRD, PRG, PKS, PA – objaśnienia jak na ryc. 1B i tab. 1; Fc, APm, Ai, Pe, SAc, VEV, Mc, BA – objaśnienia jak w tab. 1; NTAX – liczba gatunków Fig. 5. Common and rare species (based on: Riedel 1988, Wiktor 2004) (A), species noted on „Red List” (based on: Wiktor, Riedel 2002) (B), taxonomical differen�a�on into plant zones (C) and into plant forma�ons (D): 1 – species common in whole territory of Poland, 2 – common Carpathian species, 3 – rare Carpathian species, 4 – species not noted on „Red List”, 5 – near threatened species, 6 – vulnerable species, 7 – data deficient species; RL – species noted on „Red List”; PRD, PRG, PKS, PA – for explana�on see fig. 1B and tab. 1; Fc, APm, Ai, Pe, SAc, VEV, Mc, BA – for explana�on see tab. 1; NTAX – number of taxa niewielkim stopniem zakwaszenia podłoża. Na duże zróżnicowanie zespołów mięczaków karpackich lasów bukowych zawracali uwagę Dzięczkowski (1971, 1972) i W.P. Alexandrowicz 52 (2003). Podobnie bogate malakocenoazy zostały rozpoznane w strefach występowania dolnoreglowych borów mieszanych (71 taksonów), podczas gdy malakofauna olszynki karpackiej W.P. Alexandrowicz Ślimaki lądowe Babiogórskiego Parku Narodowego jest znacznie uboższa (42 gatunki). Fakt ten można wiązać ze specyficznymi warunkami siedliskowymi, a szczególnie z dużą wilgotnością podłoża. Generalnie piętro regla dolnego stwarza najdogodniejsze warunki siedliskowe i klimatyczne dla życia mięczaków. Wyraźnie mniejsza liczba gatunków została rozpoznana na stanowiskach związanych z górnoreglowymi borami świerkowymi (57 gatunków) i jaworzyną karpacką (49 gatunków). Niewątpliwie wynika to z pogarszających się wraz ze wzrostem wysokości warunków klimatycznych, głównie krótszego okresu wegetacji, dłuższego zalegania pokrywy śnieżnej i niższych średnich temperatur rocznych. Dodatkowym, ale nie mniej ważnym czynnikiem są niedogodne warunki siedliskowe przejawiające się w dominacji bardzo silnie zacienionych biotopów i w znacznym zakwaszeniu podłoża. Podobnie wyraźny spadek zróżnicowania gatunkowego w strefie regla górnego opisała z Tatr Dyduch-Falniowska (1991). Piętro kosodrzewiny zasiedlają głównie stosunkowo ubogie zespoły fauny, praktycznie pozbawione takso- nów o wyższych wymaganiach termicznych (borówczyska czernicowe i bażynowe – 23 gatunki, kosodrzewina karpacka – 42 gatunki). Jednocześnie obserwuje się wyraźny spadek udziału gatunków cieniolubnych kosztem eurytopowych form mezofilnych. Zdecydowanie najuboższa fauna występuje w piętrze alpejskim (13 gatunków). Rozpoznane tu gatunki charakteryzują się szczególnie niskimi wymaganiami siedliskowymi i klimatycznymi (ryc. 5C, D). Podobny spadek zróżnicowania gatunkowego następujący wraz ze wzrostem wysokości nad poziom morza został szczegółowo opisany z Tatrzańskiego Parku Narodowego przez Dyduch-Falniowską (1991). Podziękowania Badania fauny mięczaków Babiogórskiego Parku Narodowego były prowadzone w ramach umowy badań statutowych AGH nr 11.11.140.560. Serdecznie dziękuję Panu mgr inż. Andrzejowi Kalembie za pomoc i konsultacje. PIŚMIENNICTWO Alexandrowicz S.W. 1987. Analiza malakologiczna w badaniach czwartorzędowych. Geologia 13 (1–2): 5–240. Alexandrowicz S.W. 1999. Tanatocenozy muszlowe w rzecznym środowisku sedymentacyjnym – metody badań i interpretacji. Geologia 25 (3): 211–295. Alexandrowicz W.P. 2003. Ślimaki (Mollusca; Gastropoda) i małże (Mollusca; Bivalvia) masywu Babiej Góry. Publ. Kom. Ochr. Przyr. PAN: 69–97. Bąkowski J. 1884. Mięczaki Galicyjskie. Kosmos 9: 190–789. Bąkowski J., Łomnicki A.M. 1892. Mięczaki (Mollusca). Muzeum im. Dzieduszyckich we Lwowie, Zoologia: 1–264. Celiński F., Wojterski T. 1963. Świat roślinny Babiej Góry. W: Szafer W. (red.). Babiogórski Park Narodowy. Zakład Ochr. Przyr. PAN. 22: 109–173. Celiński F., Wojterski T. 1983. Szata roślinna Babiej Góry. W: Zabierowski K. (red.). Park Narodowy na Babiej Górze, człowiek i przyroda. Studia Naturae, ser. B, 29: 121–175. Dyduch-Falniowska, A. 1991. The Gastropods of the Polish Tatra Mountain. Studia Naturae, ser. A, 38: 5–111. Dzięczkowski A. 1971. Badania ilościowe buczyn południowo-zachodniej Polski. Spraw. PTPN 2 (83): 258–260. Dzięczkowski A. 1972. Badania ilościowe buczyn południowo-zachodniej Polski. Pr. Kom. Biol. PTPN 35: 243–332. Ložek V. 1964. Quartärmollusken der Tschechoslowakei. Rozpravy Ustředniho Ustavu Geologického. 31: 1–374. Matuszkiewicz W. 2008. Przewodnik do oznaczania zbiorowisk roślinnych Polski. PWN, Warszawa. Riedel A. 1988. Ślimaki lądowe. Gastropoda terrestria. Kat. Fauny Pol. 36 (1): 3–316. Stoblecki S. 1880. Spis mięczaków zebranych na Babiej Górze w r. 1879. Spraw. Kom. Fizjogr. AU 14: 77–78. 53 Chrońmy Przyr. Ojcz. rocznik 67, zeszyt 1, 2011 Stoblecki S. 1883. Do fauny Babiej Góry (Mięczaki – Mollusca). Spraw. Kom. Fizjogr. AU 17 (2): 82–84. Urbański J. 1932. Die Molluskenfauna der Babia Góra (Westkarpaten). Arch. Mollusk. 24: 117– –136. Wiktor A. 2004. Ślimaki lądowe Polski. Wyd. Mantis, Olsztyn. Wiktor A., Riedel A. 2002. Ślimaki lądowe. Gastropoda terrestria. W: Głowaciński Z. (red.). Czerwona lista zwierząt ginących i zagrożonych w Polsce. Zakład Ochr. Przyr. PAN: 31–38. SUMMARY Alexandrowicz W.P. Terrestrial snails of Babia Góra Na�onal Park Chrońmy Przyr. Ojcz. 67 (1): 39–54, 2011 The fauna of terrestrial molluscs of the Babia Góra massif is rich and differentiated. In 69 localities distributed in whole massiv (Fig. 1) 78 species of land snails have been recognised. Babia Góra Range is a typical massif with strongly marked arrangement of vegetational zones (Figs 1A, B). Four zones of plant formations can be distinguished: the lower mountain forest containing the mixed forests: Abeti-Piceetum, Dentario glandulosaeFagetum and alderwoods (Alnetum incanae), the upper mountain forest (mainly coniferous forests – PlagiothecioPiceetum), the zone of dwarf pine including Vaccinium myrtillus, Empetro-Vaccinietum and Picetum mugo carpaticum, and finally the alpine grassland zone (Junco trifidi, Festucetum arioidis). The timberline ranges the altitude of about 1390–1400 m a.s.l. (Figs 1A, B). The present-day vertical distribution of molluscs species and assemblages distinctly corresponds with arrangement of vegetational zones. The composition of molluscan assemblages illustrates Table 1. The zoogeographical, ecological composition as well as structure of constancy (C) and normalised index of constancy (Ci) were calculated for each vegetational zone (Figs 2–4). Molluscan assemblages connected with lower mountain plant formations are richest ones. Typical woodland snails accompanied by limited number of mesophile species prevail in this zone (Fig. 2). Snail fauna found in localities distributed in upper mountain forest zone is less differentiated, and clearly dominated by forest species (Fig. 3). The dwarf pine and the alpine grassland zones are inhabiting by relatively poor molluscan assemblages. Cold-tollerant snalis typical for the partly shady habitats and mespphile ones are the main components of this fauna (Fig. 4). The molluscan fauna of the Babia Góra Range contains taxa of variable geographic range (Figs 2–4). Below the timber-line European, Middle-European, Holarctic and Palaearctic taxa occur commonly (Figs 2, 3). In the upper part of the massif the Alpino-Carpathian snails become most important components of the fauna (Fig. 4). The fauna recognized in Babia Góra Range including numerous rare species reaching up to 45% of whole taxa. On the other hand 21 (26%) taxa are noted on Polish Red List (Figs 5A, B). Decrease in the number of taxa, the differentiation and diversity of the communities strongly corresponds with type of plant formation and increases of altitude (Figs 5C, D). 54 ARTYKUŁY Chrońmy Przyr. Ojcz. 67 (1): 55–61, 2011 Biota porostów rezerwatu przyrody „Diabli Skok” koło Szwecji (północno-zachodnia Polska) The lichen flora of the “Diabli Skok” nature reserve near Szwecja (north-western Poland) WOJCIECH GRUSZKA Akademia Wychowania Fizycznego Zamiejscowy Wydział Kultury Fizycznej 66–400 Gorzów Wielkopolski, ul. Estkowskiego 13 e-mail: [email protected] Słowa kluczowe: porosty, rezerwat „Diabli Skok”, źródliska, Pomorze Zachodnie. W pracy przedstawiono wyniki badań lichenologicznych przeprowadzonych w leśnym rezerwacie przyrody „Diabli Skok” w okolicach Wałcza, około 6 km na północ od miejscowości Szwecja (północno-zachodnia Polska). W rezerwacie znaleziono 56 gatunków porostów, wśród których 22 uwzględniono w Czerwonej liście porostów wymarłych i zagrożonych w Polsce (Cieśliński i in. 2006), jeden jest objęty ochroną częściową, a 12 podlega ochronie ścisłej (Rozporządzenie 2004). Wstęp Charakterystyka terenu badań „Diabli Skok” jest rezerwatem leśnym podlegającym ochronie częściowej. Został utworzony w 1961 roku (Zarządzenie 1961) w celu ochrony fragmentu lasu z drzewami pomnikowymi porastającego głęboki jar i jego strome zbocza, oraz licznymi źródłami dającymi początek rzece Rurzycy. W 1990 roku jego początkową powierzchnię (11,62 ha) powiększono do 20,98 ha. Na terenie rezerwatu na potrzeby planów ochrony opracowano jedynie rośliny naczyniowe i mszaki (Żukowski 1961, Wojtaszyn 2002), biota porostów zaś nie została do tej pory przebadana. Celem przeprowadzonych w 2009 roku badań, było przedstawienie aktualnej listy gatunków porostów rezerwatu stanowiącej materiał wyjściowy dla przyszłych badań porównawczych. „Diabli Skok” jest położony około 6 km na północ od wsi Szwecja, przy drodze prowadzącej do Sypniewa. Rezerwat zajmuje jar o bardzo stromych zboczach. Jego południowy kraniec przylega do zasilanego źródliskami jeziora Krąpsko Małe. Na obszarze rezerwatu stwierdzono występowanie kilku zbiorowisk roślinnych m.in.: kontynentalny bór mieszany Querco roboris-Pinetum, las mieszany z panującym bukiem Fago-Quercetum petraeae, ols porzeczkowy Ribeso nigri-Alnetum, ols torfowcowy Sphagno squarrosi-Alnetum, łęg jesionowo-olszowy Fraxino-Alnetum. W płytkich ciekach i strumykach spływających ze źródeł spotykany jest m.in.: zespół źródliskowy z rzeżuchą gorzką i śledzienicą skrętolistną Cardamine amara-Chrysosplenium alternifolium. Wzdłuż płytkich strumyków i w ob- 55 Chrońmy Przyr. Ojcz. rocznik 67, zeszyt 1, 2011 niżeniach terenu występują: szuwar szaleju jadowitego i turzycy nibyciborowatej CicutoCaricetum pseudocyperi, szuwar turzycy prosowej Caricetum paniculatae oraz szuwar turzycy błotnej Caricetum acutiformis. Łącznie na florę rezerwatu składa się 285 gatunków roślin w tym: 64 mszaków, 11 paprotników i 210 roślin nasiennych (Wojtaszyn 2002). Materiał i metody Badania przeprowadzono w kwietniu 2009 roku z zastosowaniem metody punktowej. Poszczególne stanowiska wybierano tak, aby uzyskać pełny obraz bioty porostów. Analizowano wszystkie dostępne rodzaje podłoży i siedlisk. Spisywano gatunki, których oznaczenie w terenie nie budziło wątpliwości. Taksony wymagające badań laboratoryjnych zostały zebrane i oznaczane na podstawie klucza Nowaka i Tobolewskiego (1975) oraz opracowania Purvisa i innych (1992). Okazy z rodzaju krużynka Micarea oznaczył dr hab. Paweł Czarnota z Gorczańskiego Parku Narodowego. Z uwagi na brak możliwości weryfikacji zebranego materiału metodą chromatografii cienkowarstwowej (TLC) zastosowano nazewnictwo gatunków z rodzaju liszajec Lepraria sp. oraz misecznica bledsza Lecanora cf. expallens. Nazwy gatunkowe przyjęto za Index Fungorum 2009. Gatunki wskaźnikowe niżowych lasów puszczańskich w Polsce podano za opracowaniem Czyżewskiej i Cieślińskiego (2003). Kategorie zagrożenia podano za opracowaniem Cieślińskiego i innych (2006): EN – wymierające, VU – narażone, NT – bliskie zagrożenia. Listę porostów zestawiono w porządku alfabetycznym, przy każdym gatunku podano rodzaj podłoża, na którym wystąpił oraz łączną liczbę stanowisk. Materiał zielnikowy złożono w Zielniku Zakładu Biologii i Ochrony Przyrody ZWKF w Gorzowie Wielkopolskim. 56 Wyniki Na badanym terenie odnotowano występowanie łącznie 56 gatunków porostów na trzech rodzajach podłoży. Najliczniejszą grupę stanowią epifity, co jest konsekwencją leśnego charakteru rezerwatu. Pozostałe taksony występują na murszejącym drewnie, glebie oraz zarówno na korze, jak i na drewnie. Porosty nadrzewne (35 gatunków, z których 19 to epifity wyłączne) zaobserwowano głównie na drzewach porastających zbocza jaru oraz przy ścieżce biegnącej jego skrajem, co wynika z korzystniejszych warunków świetlnych panujących w tych miejscach. Forofitem o najbogatszej lichenobiocie jest buk zwyczajny Fagus sylvatica, na którego korze znaleziono 24 gatunki porostów, w tym 13 wyłącznie na tym gatunku drzewa. Mniej epifitów występuje na korze grabu pospolitego Carpinus betulus (10 gatunków), leszczyny pospolitej Corylus avellana (2 gatunki) oraz dębu szypułkowego Quercus robur (5 gatunków). Biota porostów sosny zwyczajnej Pinus sylvestris nie jest bogata i stanowią ją w całości gatunki pospolite w całym kraju. Najpospolitszymi gatunkami na całym badanym terenie są: paznokietnik ostrygowy Hypocenomyce scalaris, misecznica proszkowata Lecanora conizaeoides i liszajec Lepraria sp. Cztery gatunki: kropnica różowa Bacidia rosella, pałecznik brązowy Calicium salicinum, otwornica półkulista Pertusaria hemisphaerica i brodaczka kępkowa Usnea hirta występują tylko na jednym stanowisku. Porosty epiksyliczne (18 gatunków) stanowią liczną grupę z powodu znacznych ilości drewna w różnym stopniu rozkładu (murszejące pniaki, leżące pnie i gałęzie oraz pozbawione kory drewno pni stojących). Do najpospolitszych na obszarze badań należą: chrobotek palczasty Cladonia digitata, chrobotek strzępiasty C. fimbriata i szarek pogięty Trapeliopsis flexuosa. Z drewnem związane są gatunki wymierające (trzonecznica siarkowa Chaenotheca brachypoda, trzonecznica brunatnawa C. brunneola, pismaczek pęcherzyko- W. Gruszka Biota porostów rezerwatu „Diabli Skok” waty Opegrapha vermicellifera) oraz chronione (popielak pylasty Imshaugia aleurites, tarczownica skalna Parmelia saxatilis, pawężnica łuseczkowata Peltigera praetextata, płucnik modry Platismatia glauca, mąklik otrębiasty Pseudevernia furfuracea). Porosty naziemne (3 gatunki z rodzaju chrobotek Cladonia) występują jedynie na zboczach jaru w północno-zachodnim krańcu rezerwatu w miejscach pozbawionych pokrywy roślinnej oraz na poboczu ścieżki dydaktycznej w połuie Sypn wo cja we Sz 6 7 9 4 11 10 14 11 4 7 2 5 12 4/5 15 12 16 15 9 8 8 13 1/3 6 6 15 14 11 10 14 12 12 15 dniowo-wschodniej części rezerwatu. 16 gatunków stanowią porosty stwierdzone zarówno na korze krzew, jak i drewnie. Pod względem morfologicznym dominują porosty o plechach skorupiastych (31 gatunków). Pozostałe grupy morfologiczne, tj. krzaczkowate i listkowate, są reprezentowane odpowiednio przez 13 i 12 gatunków. Na terenie rezerwatu występują 22 taksony uwzględnione w Czerwonej liście gatunków porostów wymarłych i zagrożonych w Polsce według Cieślińskiego i innych (2006) w tym: 4 gatunki w kategorii EN (kropnica różowa, trzonecznica siarkowa, trzonecznica brunatnawa, pismaczek pęcherzykowaty), 11 gatunków w kategorii VU i 7 gatunków w kategorii NT. Ścisłej ochronie prawnej podlega 12 gatunków, a jeden częściowej (Rozporządzenie 2004). Położenie niektórych stanowisk gatunków chronionych oraz z czerwonej listy przedstawiono na rycinie 1. Cztery spośród stwierdzonych na terenie rezerwatu gatunków, tzn.: trzonecznica siarkowa, trzonecznica brunatnawa, pismaczek pęcherzykowaty i otwornica półkulista, są wskaźnikami niżowych lasów puszczańskich (Czyżewska, Cieśliński 2003). Wykaz gatunków 1. Brodaczka kępkowa Usnea hirta (L.) Weber ex F.H. Wigg. – na korze Fagus sylvatica, kategoria VU, gatunek chroniony, 1 stan.; jezioro Krąpsko Małe 0 100 m 54° A B 50° 16° 24° C 2 D Ryc. 1. Rozmieszczenie stanowisk gatunków porostów chronionych i zagrożonych na terenie rezerwatu „Diabli Skok”: 1 – Bacidia rosella, 2 – Calicium abie�num, 3 – Calicium salicinum, 4 – Chaenotheca brachypoda, 5 – Chaenotheca brunneola, 6 – Chaenotheca furfuracea, 7 – Chaenotheca trichialis, 8 – Imshaugia aleurites, 9 – Opegrapha varia, 10 – Opegrapha vermicellifera, 11 – Opegrapha vulgata, 12 – Pel�gera praetextata, 13 – Pertusaria hemisphaerica, 14 – Pyrenula ni�da, 15 – Usnea filipendula, 16 – Usnea hirta; A – granica rezerwatu, B – granica otuliny rezerwatu, C – teren podmokły, D – stanowiska porostów Fig. 1. Occurrence of protected and threatened lichens species in the “Diabli Skok” reserve: 1–16 – la�n names as above; A – reserve border, B – reserve protec�on zone, C – waterlogged ground , D – locali�es of lichens 57 Chrońmy Przyr. Ojcz. rocznik 67, zeszyt 1, 2011 2. Brodaczka zwyczajna Usnea filipendula Stirt. – na korze Fagus sylvatica, kategoria VU, gatunek chroniony, 4 stan.; 3. Chrobotek cienki Cladonia macilenta Hoffm. – na drewnie, 4 stan.; 4. Chrobotek otwarty C. cenotea (Ach.) Schaerer – na drewnie, 3 stan.; 5. Chrobotek palczasty C. digitata (L.) Hoffm. – na korze Pinus sylvestris, na drewnie, 12 stan.; 6. Chrobotek rogokształtny C. subulata (L.) Weber ex F.H. Wigg. – na glebie, 2 stan.; 7. Chrobotek rosochaty C. foliacea (Huds.) Willd. – na glebie, 2 stan.; 8. Chrobotek strzępiasty C. fimbriata (L.) Fr. – na drewnie, 9 stan.; 9. Chrobotek szydlasty C. coniocraea (Flörke) Spreng. – na korze Carpinus betulus, na drewnie, 5 stan.; 10. Chrobotek widlasty C. furcata (Huds.) Schrad. – na glebie, 2 stan.; 11. Dwojaczek blady Dimerella pineti (Schrad.) Vězda – na korze Alnus glutinosa, na drewnie, 3 stan.; 12. Kropnica różowa Bacidia rosella (Pers.) De Not. – na korze Fagus sylvatica, kategoria EN, 1 stan.; 13. Krużynka maleńka Micarea micrococca sensu lato – na drewnie, 2 stan.; 14. Krużynka ziarenkowata M. prasina Fr. – na drewnie, 2 stan.; 15. Liszajec Lepraria sp. – na korze Alnus glutinosa, Carpinus betulus, Fagus sylvatica, Pinus sylvestris, na drewnie, 22 stan.; 16. Literak właściwy Graphis scripta (L.) Ach. – na korze Fagus sylvatica, kategoria NT, 8 stan.; 17. Mąkla tarniowa Evernia prunastri (L.) Ach. – na korze Fagus sylvatica, na drewnie, kategoria NT, gatunek chroniony, 7 stan.; 18. Mąklik otrębiasty Pseudevernia furfuracea (L.) Zopf – na drewnie, gatunek chroniony, 5 stan.; 19. Misecznica bledsza Lecanora cf. expallens Ach. – na korze Quercus robur, 3 stan.; 20. Misecznica kasztanowata L. argentata (Ach.) Malme – na korze Carpinus betulus, 5 stan.; 58 21. Misecznica proszkowata L. conizaeoides Nyl. ex Cromb. – na korze Carpinus betulus, Corylus avellana, Pinus sylvestris, na drewnie, 25 stan.; 22. Obrost drobny Physcia tenella (Scop.) DC. – na korze Fagus sylvatica, na drewnie, 7 stan.; 23. Odnożyca mączysta Ramalina farinacea (L.) Ach. – na korze Fagus sylvatica, kategoria VU, gatunek chroniony, 3 stan.; 24. Otocznica lśniąca Pyrenula nitida (Weigel) Ach. – na drewnie, kategoria VU, 3 stan.; 25. Otwornica dziurawa Pertusaria pertusa (L.) Tuck. – na korze Fagus sylvatica, kategoria VU, 7 stan.; 26. Otwornica gładka P. leioplaca DC. – na korze Fagus sylvatica, kategoria NT, 5 stan.; 27. Otwornica gorzka P. amara (Ach.) Nyl. – na korze Carpinus betulus, Fagus sylvatica, Quercus robur, 7 stan.; 28. Otwornica półkolista P. hemisphaerica (Flörke) Erichsen – na korze Fagus sylvatica, kategoria VU, 1 stan.; 29. Otwornica zwyczajna P. albescens (Huds.) M. Choisy & Werner – na korze Fagus sylvatica, 5 stan.; 30. Pałecznik brązowy Calicium salicinum Pers. – na korze Fagus sylvatica, kategoria VU, 1 stan.; 31. Pałecznik jodłowy C. abietinum Pers. – na drewnie, kategoria VU, 2 stan.; 32. Pawężnica łuseczkowata Peltigera praetextata (Flörke ex Sommerf.) Vain. – na drewnie, kategoria VU, gatunek chroniony, 4 stan.; 33. Paznokietnik ostrygowy Hypocenomyce scalaris (Ach. ex Lilj.) M. Choisy – na korze Pinus sylvestris, Quercus robur, na drewnie, 23 stan.; 34. Pismaczek pęcherzykowaty Opegra-pha vermicellifera (Kunze) J.R. Laundon – na drewnie, kategoria EN, 2 stan.; 35. Pismaczek zmienny O. varia Pers. – na korze Fagus sylvatica, na drewnie, kategoria NT, 2 stan.; 36. Pismaczek zwyczajny O. vulgata (Ach.) Ach. – na korze Fagus sylvatica, kategoria VU, 3 stan.; W. Gruszka 37. Plamica promienista Arthonia radiata (Pers.) Ach. – na korze Fagus sylvatica, 3 stan.; 38. Płaskotka rozlana Parmeliopsis ambigua (Wulfen) Nyl. – na korze Carpinus betulus, Fagus sylvatica, gatunek chroniony, 5 stan.; 39. Płucnica zielonawa Tuckermannopsis chlorophylla (Willd.) Hale – na korze Fagus sylvatica, na drewnie, kategoria VU, gatunek chroniony, 11 stan.; 40. Płucnik modry Platismatia glauca (L.) W.L. Culb. & C.F. Culb. – na drewnie, gatunek chroniony, 5 stan.; 41. Popielak pylasty Imshaugia aleurites (Ach.) S.L.F. Mey. – na drewnie, gatunek chroniony, 2 stan.; 42. Przyklepka okopcona Melanelixia fuliginosa (Fr. ex Duby) O. Blanco, A. Crespo, Divakar, Essl., D. Hawksw. & Lumbsch. – na korze Carpinus betulus, Fagus sylvatica, na drewnie, gatunek chroniony, 6 stan.; 43. Pustułka pęcherzykowata Hypogym-nia physodes (L.) Nyl. – na korze Carpinus betulus, Corylus avellana, Pinus sylvestris, na drewnie, 15 stan.; 44. Pustułka rurkowata H. tubulosa (Schaer.) Hav. – na korze Fagus sylvatica, kategoria NT, gatunek chroniony, 5 stan.; 45. Rozsypek srebrzysty Phlyctis argena (Ach.) Flot. – na korze Carpinus betulus, Fagus sylvatica, 12 stan.; 46. Szarek pogięty Trapeliopsis flexuosa (Fr.) Coppins & P. James – na drewnie, 10 stan.; 47. Tarczownica bruzdkowana Parmelia sulcata Taylor – na korze Carpinus betulus, Fagus sylvatica, na drewnie, 10 stan.; 48. Tarczownica skalna P. saxatilis (L.) Ach. – na drewnie, gatunek chroniony, 2 stan.; 49. Trzonecznica brunatnawa Chaeno-theca brunneola (Ach.) Müll. Arg. – na drewnie, kategoria EN, 2 stan.; 50. Trzonecznica łuseczkowata C. trichialis (Ach.) Th. Fr. – na drewnie, kategoria NT, 2 stan.; 51. Trzonecznica otrębiasta C. furfuracea (L.) Tibell – na korze Fagus sylvatica, na drewnie, kategoria NT, 3 stan.; Biota porostów rezerwatu „Diabli Skok” 52. Trzonecznica rdzawa C. ferruginea (Turner ex Sm.) Mig. – na korze Quercus robur, na drewnie, 7 stan.; 53. Trzonecznica siarkowa C. brachypoda (Ach.) Tibell – na drewnie, kategoria EN, 3 stan.; 54. Trzonecznica żółta C. chrysocephala (Turner ex Ach.) Th. Fr. – na korze Alnus glutinosa, 3 stan.; 55. Złotorost ścienny Xanthoria parietina (L.) Beltr. – na korze Quercus robur, na drewnie, 4 stan.; 56. Złotorost wieloowocnikowy X. polycarpa (Hoffm.) Rieber – na drewnie, 3 stan. Podsumowanie Brak danych porównawczych z przeszłości uniemożliwia określenie dynamiki, zakresu oraz kierunku zmian bioty porostów rezerwatu „Diabli Skok”. Teren rezerwatu w świetle przeprowadzonych badań stanowi wartościowy obiekt pod kątem lichenologicznym. Do szczególnie cennych gatunków obecnych w rezerwacie należy zaliczyć taksony chronione oraz znajdujące się w Czerwonej liście porostów wymarłych i zagrożonych w Polsce (Cieśliński i in. 2006). Korzystne warunki do ich rozwoju stwarza nagromadzenie starych drzew oraz obecność drewna. Z uwagi na małą liczbę stanowisk i niewielki stopień pokrycia podłoży przez plechy porostów uważanych na niżu za tzw. wskaźniki lasów puszczańskich (Czyżewska, Cieśliński 2003) nie jest możliwe określenie stopnia naturalności badanego terenu. Pomimo obciążenia rezerwatu turystyką pieszą poza wyznaczonymi szlakami, penetracją jego zboczy, źródlisk oraz skraju jaru, nie odnotowano plech wykazujących uszkodzenia mechaniczne. Jednak dalsze nasilenie zjawiska niekontrolowanej presji turystycznej może w przyszłości stać się głównym czynnikiem zagrażającym porostom. Skala zagrożenia ze strony zanieczyszczeń powietrza jest obecnie niewielka. Rezerwat otoczony jest zwartym pierścieniem kom- 59 Chrońmy Przyr. Ojcz. rocznik 67, zeszyt 1, 2011 świadczyć o niewielkim wpływie spalin samochodowych na stan i kondycję porostów. Z uwagi na obecność na terenie rezerwatu gatunków cennych, konieczne jest przeprowadzanie dalszych długoterminowych badań oraz ujęcie w planach ochrony rezerwatu zabiegów ochronnych. Wnioski Ryc. 2. Usnea filipendula na korze Fagus sylva�ca w rezerwacie przyrody „Diabli Skok” (10.05.2009 r., fot. R. Puciata) Fig. 2. Usnea filipendula on the Fagus sylva�ca bark in the “Diabli Skok” nature reserve (10 May 2009, photo by R. Puciata) pleksów leśnych z dala od ośrodków miejskich. Głównym źródłem zanieczyszczeń jest biegnąca w odległości 200 metrów na zachód droga Szwecja–Sypniewo. Wszystkie odszukane plechy porostów, w tym z rodzaju brodaczka (ryc. 2), były prawidłowo rozwinięte i nie wykazywały objawów obumierania, co może 1. Rezerwat „Diabli Skok” cechuje się zachowaniem cennych dla przyrody gatunków porostów. W świetle wyników badań przeprowadzonych w 2009 roku można go uznać za ostoję gatunków chronionych, rzadkich i zagrożonych. 2. W celu zachowania różnorodności biologicznej porostów epiksylicznych celowe jest pozostawianie w rezerwacie rozkładającego się drewna oraz zamierających i martwych drzew stojących. 3. Dotychczasowe wyniki wskazują na konieczność dalszych badań i obserwacji przyrodniczych nad przemianami bioty porostów. 4. Z uwagi na wzmagającą się penetrację turystyczną rezerwatu wskazane jest wprowadzenie wyraźnych zakazów poruszania się poza wyznaczonymi trasami. Podziękowania Składam wyrazy podziękowania Panu prof. dr. hab. Ludwikowi Lipnickiemu za pomoc merytoryczną oraz Panu dr. hab. Pawłowi Czarnocie za oznaczenie porostów z rodzaju Micarea. Recenzentom pracy dziękuję za cenne uwagi. PIŚMIENNICTWO Cieśliński S., Czyżewska K., Fabiszewski J. 2006. Czerwona lista porostów w Polsce. Red list of the lichens in Poland. W: Mirek Z., Zarzycki K., Wojewoda W., Szeląg Z. (red.). Czerwona lista roślin i grzybów Polski. Inst. Bot. PAN, Kraków: 71–89. Czyżewska K., Cieśliński S. 2003. Porosty – wskaźniki niżowych lasów puszczańskich w Polsce. 60 W: Czyżewska K. (red.). Zagrożenie porostów w Polsce. Monogr. Bot. 91: 223–239. Index Fungorum 2009. [http://www.indexfungorum.org/Names/Names.asp]. Nowak J., Tobolewski Z. 1975. Porosty Polskie. PWN, Warszawa–Kraków: 1077. Purvis O.W., Coppins B.J., Hawksworth D.L., James P.W., Moore D.M. (red.). 1992. The Lichen Flora W. Gruszka of Great Britain and Ireland. Natural History Museum and the British Lichen Society, London: 710. Rozporządzenie 2004. Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 9 lipca 2004 roku w sprawie gatunków dziko występujących grzybów objętych ochroną. Dz. U. Nr 168, poz. 1765. Wojtaszyn G. 2002. Dokumentacja geobotaniczna do powiększenia rezerwatu przyrody „Diabli Biota porostów rezerwatu „Diabli Skok” Skok”. Wielkopolski Urząd Wojewódzki w Poznaniu (mscr.). Zarządzenie 1961. Zarządzenie Ministra Leśnictwa i Przemysłu Drzewnego z dnia 21 października 1961 roku w sprawie uznania za rezerwat przyrody (Monitor Polski z 1961 r. Nr 84, poz. 353). Żukowski W. 1961. Projekt rezerwatu „Diabli Skok”. Wielkopolski Urząd Wojewódzki w Poznaniu (mscr.). SUMMARY Gruszka W. The lichen flora of the “Diabli Skok” nature reserve near Szwecja (north-western Poland) Chrońmy Przyr. Ojcz. 67 (1): 55–61, 2011 Nature forest reserve “Diabli Skok” is situated near of town Szwecja in Western Pomerania region. The reserve was established in 1961 to protect a fragment of natural forest with ravines and springs. As a result of the research carried out in the 2009, 56 species of lichens were found. In the reserve common and widely spread in Poland species prevail, and epiphytes are the dominant group of lichen biota. 22 species are on the Red List of lichenized fungi threatened by extinction in Poland (Cieśliński et al. 2006). One species are under partial and 12 are under total protection by Polish law (Ordinance of the Minister of Environment of 9 July 2004, on protection of wild fungi species). Long-term monitoring is essential to investigate further changes in the lichen biota in the “Diabli Skok” nature reserve. 61 ARTYKUŁY Chrońmy Przyr. Ojcz. 67 (1): 62�67, 2011 Występowanie chrząszcza pachnicy dębowej Osmoderma eremita w wierzbach w dolinie Wisły na Mazowszu Occurence of the Hermit beetle Osmoderma eremita in Vistula valley in Mazovia (central Poland) JERZY ROMANOWSKI1, KAROLINA KARPOWICZ2, KATARZYNA KRAMASZ3, MAGDALENA MICHALSKA4 Polska Akademia Nauk Centrum Badań Ekologicznych w Dziekanowie Leśnym 05–092 Łomianki, ul. Konopnickiej 1 Wydział Biologii i Nauk o Środowisku Uniwersytet Kardynała Stefana Wyszyńskiego w Warszawie 01–938 Warszawa, ul. Wóycickiego 1/3 e-mail: [email protected] 1 Polska Akademia Nauk Centrum Badań Ekologicznych w Dziekanowie Leśnym 05–092 Łomianki, ul. Konopnickiej 1 e-mail: [email protected] 2 Wydział Biologii, Uniwersytet Warszawski 02–097 Warszawa, ul. Banacha 2 e-mail: [email protected] 3 Pracownia Teoretycznych Podstaw Chemii Analitycznej Wydział Chemii, Uniwersytet Warszawski Zakład Molekularnej Fizjologii Roślin, Wydział Biologii Uniwersytet Warszawski 02-096 Warszawa, ul Miecznikowa 1 e-mail: [email protected] 4 Słowa kluczowe: pachnica dębowa, gatunek chroniony, Scarabaeidae, głowiaste wierzby. Poszukiwania pachnicy dębowej Osmoderma eremita prowadzono na 17 powierzchniach badawczych w dolinie Wisły na Mazowszu w okresie od marca do listopada 2008 roku. Spośród przebadanych 749 wierzb w 427 (57%) stwierdzono dostępne próchnowiska, z czego w 73 drzewach odnotowano obecność larw, dorosłych osobników pachnicy dębowej lub ich szczątków. Uzyskane wyniki wskazują na możliwość istnienia nieopisanych dotąd w literaturze dużych populacji tego zagrożonego gatunku chrząszcza w głowiastych wierzbach w rolniczych krajobrazach nizinnej Polski. Wstęp Pachnica dębowa Osmoderma eremita (ryc. 1) jest chrząszczem z rodziny poświętnikowatych Scarabaeidae. Ten rzadki próchnojad 62 zanika obecnie na wielu fragmentach swojego obszaru występowania z powodu braku odpowiednich dla niego środowisk (Oleksa i in. 2003). Gatunek ten występuje głównie w środkowej i południowej Europie, choć znanych J. Romanowski i in. Występowanie pachnicy dębowej w wierzbach w dolinie Wisły Ryc. 1. Pachnica dębowa na wierzbie (okolice Solca nad Wisłą, 16.07. 2008 r.; fot. J. Romanowski) Fig. 1. Hermit beetle on willow (near Solec nad Wisłą, 16 July 2008; photo by J. Romanowski) jest wiele stanowisk z zachodniej Europy (niestety znaczna część z nich uznawana jest już za historyczne) (Ranius i in. 2005). W obrębie tego taksonu wyodrębniane są dwa podgatunki: O. eremita lassallei – zasiedlający wschodnią część areału (w tym również Polskę) oraz forma przejściowa do gatunku nominatywnego występującego w zachodniej Europie, stwierdzona w Niemczech, Serbii, Bułgarii, a także na zachodzie naszego kraju (Oleksa i in. 2003). W Polsce występuje na terenie całego kraju, z wyjątkiem Podlasia i części obszarów górskich (Szwałko 2004). Pierwotnym środowiskiem pachnicy dębowej są liściaste i mieszane lasy na nizinach oraz pogórzu z licznymi, starymi drzewami, w których występują dziuple z zalegającym próchnem (ryc. 2). Cykl rozwojowy tego gatunku trwa około trzech lat. Dorosłe osobniki pojawiają się na wiosnę, jednakże kokolity (czyli komory poczwarkowe utworzone z cząsteczek próchna i ekskrementów) opuszczają dopiero latem. Dyspersja tego chrząszcza jest ograniczona – imago są w stanie poszukiwać nowych miejsc rozrodu zaledwie w promieniu kilkuset metrów od macierzystego drzewa, a wiele z nich nigdy go nie opuszcza (Ranius, Hedin, 2001). Larwy najczęściej żerują w rozkładającym się drewnie dębów Quercus sp., jednakże mogą również zasiedlać lipy Tilia sp., wierzby Salix sp., a rzadziej inne gatunki liściastych drzew (sporadycznie również sosny Pinus sylvestris) (Oleksa i in. 2003). Jedno z największych zagrożeń dla tego gatunku stanowi wycinanie starych dziuplastych pni, a także pielęgnacja pomników przyrody i innych drzew odpowiednich do zasiedlenia przez pachnicę dębową, polegająca na obcinaniu spróchniałych konarów oraz czyszczeniu i wypełnianiu dziupli. W konsekwencji drzewa z dostępnymi próchnowiskami są w znacznej odległości od siebie, co uniemożliwia dyspersję tego rzadkiego chrząszcza (Szwałko 2004). W Polsce pachnica podlega ochronie gatunkowej i figuruje w Polskiej czerwonej księdze zwierząt (Szwałko 2004). Ponadto wiele znanych stanowisk znajduje się w parkach narodowych. Chroniona jest także prawem międzynarodowym (Konwencja Berneńska i Dyrektywa Siedliskowa) (Kubisz 2004). Dane o występowaniu gatunku w Polsce są jednak niewystarczające. Niedawne stwierdzenie larw i dorosłych osobników w głowiastych wierzbach pod Ryc. 2. Głowiasta wierzba (okolice Małej Wsi w dolinie Wisły, 25.03.2004 r.; fot. J. Romanowski) Fig. 2. Pollarded willow (near Mała Wieś in the Vistula River valley, 25 March 2004; photo by J. Romanowski) 63 Chrońmy Przyr. Ojcz. rocznik 67 zeszyt 1, 2011 Warszawą (Romanowski i in. 2008) było wskazówką do podjęcia dalszych badań nad występowaniem pachnicy dębowej w krajobrazie rolniczym doliny Wisły na Mazowszu. Teren badań i metody Badania prowadzono na 17 powierzchniach badawczych w dolinie Wisły w obrębie województwa mazowieckiego: na odcinku od ujścia Bzury do Warszawy, w okolicach Wilanowa, Karczewa i Solca Kujawskiego (ryc. 3). Ogółem w okresie od marca do listopada 2008 roku przebadano 749 wierzb, rosnących na dawnym tarasie zalewowym Wisły (zawalu i międzywalu) na obu brzegach rzeki. Poszukiwano dorosłych i larwalnych stadiów pachnicy dębowej w próchnie zalegającym w dziuplach wierzb (w większości głowiastych) dostępnych na wysokości do około 2 m. Z każdego drzewa starano się pobrać do około 5 l próchna, które przesiewano przez sito w poszukiwaniu wszelkich śladów obecności pachnicy dębowej: fragmentów chityny i kokolitów, larw, a dodatkowo 2 6 3 45 78 911 12 10 13 0 50 km WARSZAWA Bz ur a 1 14 15 Pilica prz Wie 54° 300 a isł W 338,5 16 17 50° 16° 24° Ryc. 3. Rozmieszczenie badanych powierzchni w dolinie Wisły. Kolejne numery powierzchni odpowiadają numeracji w tabeli 2 Fig. 3. Distribu�on of the study plots in Vistula valley. The numbers correspond with numbering in table 2 64 szacowano także ilość odchodów larw próchnojadów (Oleksa i in. 2007). Zmierzono obwód (pierśnicę) badanych drzew oraz sklasyfikowano ich stan zdrowotny (wierzby żywe, martwe, częściowo obumarłe). Lokalizacji wierzb dokonano przy użyciu przenośnego odbiornika GPS marki Garmin, a następnie dane opracowano w programie ArcView 3.3. Preferencje pachnicy wobec wierzb rosnących w szpalerach i skupiskach w porównaniu z wierzbami samotnymi analizowano za pomocą wskaźnika selektywności Jacobsa (1974): D = (r – p)/(r + p – 2rp), gdzie r oznacza ułamek danej kategorii w całkowitej liczbie wierzb zasiedlonych przez pachnicę dębową, a p – udział danej kategorii w ogólnej liczbie drzew z dostępnym próchnowiskiem. Wyniki Spośród przebadanych 749 wierzb w 427 (57%) stwierdzono dostępne próchnowiska, w których poszukiwano pachnicy dębowej. Żywe larwy znaleziono w próchnie 13 wierzb, natomiast owady dorosłe (w większości przypadków martwe) lub ich szczątki stwierdzono w 35 pniach (tab. 1). W 37 drzewach znaleziono kokolity lub ich fragmenty, z których wcześniej wylęgły się dorosłe owady. Na tej podstawie w 73 drzewach (17,1% wierzb z próchnowiskami) stwierdzono obecność pachnicy dębowej (tab. 1). Wierzby, w których wykryto obecność imago, larw lub kokolitów pachnicy dębowej, położone były w obrębie 12 badanych powierzchni na całym obszarze badań (tab. 2). Rozród pachnic w próchnie wierzb miał zapewne także miejsce na pozostałych powierzchniach, gdzie notowano liczne odchody larw. Tylko na jednej powierzchni (Lipsk) w próchnie przebadanych 9 wierzb nie odnaleziono żadnych odchodów larw próchnojadów. Wierzby zasiedlone przez pachnicę dębową położone były w krajobrazie rolniczym: wśród łąk i pastwisk, wzdłuż miedzy, polnych dróg (np. wzdłuż wału prze- J. Romanowski i in. Występowanie pachnicy dębowej w wierzbach w dolinie Wisły ciwpowodziowego w okolicach Łomianek), wzdłuż asfaltowych dróg i na skraju zabudowy (np. w pobliżu Secymina, i al. Armii Poznań w Łomiankach), nad brzegami jezior i starorzeTab. 1. Występowanie pachnicy dębowej w badanych wierzbach w dolinie Wisły Tab. 1. Occurrence of Hermit beetle in the willows surveyed in Vistula valley Obiekt Object Liczba Number badane drzewa trees inves�gated drzewa z dostępnymi próchnowiskami trees with wood mould drzewa z odchodami próchnojadów trees with excrements of saproxylic beetles drzewa z kokolitami pachnicy trees with Hermit beetle cocolits drzewa z żywymi larwami pachnicy trees with live Hermit beetle larvae drzewa ze szczątkami dorosłych pachnic trees with remains of adult Hermit beetle 749 427 294 37 13 35 czy (np. nad Jeziorem Kiełpińskim i starorzeczem w okolicy miejscowości Łomna), a także w międzywalu Wisły. Obecność pachnicy stwierdzano w próchnie zalegającym w pniach głowiastych wierzb o dużym zakresie obwodu. Wierzba o najcieńszym pniu, w której odnotowano obecność pachnicy dębowej miała 130 cm obwodu, a pierśnica najgrubszej wierzby wynosiła 518 cm. Średni obwód pni wierzb zajętych przez pachnicę nie różnił się istotnie od obwodu wszystkich przebadanych wierzb z próchnowiskami (t = 0,524, df = 396, p > 0,2). Stwierdzeń pachnicy dębowej dokonano zarówno w wierzbach żywych i częściowo obumarłych, jak i w martwych drzewach, a nawet leżących pniach. Nie stwierdzono wyższej preferencji gatunku wobec wierzb rosnących w szpalerach i skupiskach (wskaźnik Jacobsa D = –0,01) w porównaniu z wierzbami samotnymi, oddalonymi od innych drzew nawet o ponad 200 m (D = 0,01). Tab. 2. Występowanie pachnicy dębowej w wierzbach na badanych powierzchniach w dolinie Wisły Tab. 2. Occurrence of Hermit beetle on the study plots in Vistula valley Nr powierzchni Study plot Miejscowość Locality N badanych wierzb N of willows inves�gated N wierzb z dostępnymi N wierzb z pachnicą próchnowiskami dębową N of willows with N of willows with wood mould Hermit beetle 1 Przęsławice 21 11 2 2 Kromnów 25 17 4 3 Gniewniewice 32 19 5 4 Secymin 26 14 4 5 Osiek 20 10 1 6 Wilków 21 13 0 7 Wilków Polski 30 19 6 8 Kazuń 31 22 7 9 Boża Wola 13 13 0 10 Łomna 61 10 1 11 Suchocin 13 9 0 12 Łomianki 286 206 31 13 Rajszew 31 23 4 14 Wilanów 30 19 0 15 Karczew 39 14 3 16 Lipsk 15 9 0 17 Solec nad Wisłą 71 14 5 65 Chrońmy Przyr. Ojcz. rocznik 67 zeszyt 1, 2011 Prawdopodobnie częstość zasiedlenia wierzb w dolinie Wisły przez pachnicę dębową była jeszcze wyższa, gdyż w 294 wierzbach (68,9% wierzb z próchnowiskami) stwierdzono odchody larw próchnojadów (tab. 1). Poza omawianym gatunkiem w 16 badanych wierzbach stwierdzono kruszczycę złotawkę Cetonia aurata, której larwy pozostawiają odchody mniejsze niż te wydalane przez pędraki pachnicy dębowej (Pawłowski 1961). Duże ilości (ponad 1000 w pobranej próbie próchna) odchodów larw stwierdzano zawsze w tych samych drzewach, w których wystąpiły postacie dorosłe, ich szczątki, lub larwy pachnicy dębowej. Dyskusja W niniejszej pracy udokumentowano występowanie pachnicy dębowej w wierzbach na obszarze doliny Wisły w województwie mazowieckim. Dotychczasowe publikacje wykazują obecność tego gatunku w dolinie dolnej oraz środkowej Wisły na południe od Warszawy (Szwałko 2004). Zebrane dane dowodzą, iż chrząszcz ten jest również stosunkowo często spotykany w innych częściach doliny tej rzeki, co może świadczyć o jego ciągłym rozmieszczeniu w całej dolinie środkowej i dolnej Wisły. Obecność żywych larw, kokolitów oraz dorosłych osobników lub ich fragmentów wykryto w 17% z przebadanych próchnowisk w pniach głowiastych wierzb. Z dużym prawdopodobieństwem można także założyć, że większość pozostałych wierzb, w których znaleziono odchody larw próchnojadów, była miejscem rozwoju tego gatunku. Oznacza to, że rozwój larw pachnicy dębowej przypuszczalnie dotyczył prawie 70% wierzb, w których przebadano próchno. Autorzy spodziewali się, iż chrząszcz ten ze względu na swą ograniczoną dyspersję (Ranius, Hedin 2001) będzie najrzadziej występował w wierzbach rosnących w znacznym oddaleniu od innych możliwych do zasiedlenia drzew. Jednakże gatunek ten był spotykany równie często w szpalerach i skupiskach, jak w samot- 66 nych wierzbach. Fakt ten można tłumaczyć tym, iż w przeszłości na badanym terenie głowiaste wierzby występowały znacznie liczniej i rozmieszczone były bardziej równomiernie, co oznacza, że historyczna łączność potencjalnych środowisk rozrodu pachnicy dębowej w dolinie Wisły była wysoka. Dotychczasowe badania nad występowaniem pachnicy dębowej w Polsce koncentrowały się na poszukiwaniu tego chrząszcza w zabytkowych dębach oraz alejach starych lip i innych gatunków drzew o twardym drewnie. Zebrane wyniki pokazują możliwość istnienia nieopisanych dotąd w literaturze dużych populacji tego gatunku w głowiastych wierzbach w dolinie Wisły, a także na innych obszarach z licznymi ogławianymi wierzbami, np. na terenach rolniczych. Znane są doniesienia o występowaniu tego chrząszcza w podobnych środowiskach na południu Europy (Ranius i in. 2005). Pachnica dębowa wymieniona jest w Dyrektywie Siedliskowej Unii Europejskiej jako gatunek ściśle chroniony i wyróżniony jako priorytetowy, wymagający tworzenia obszarów ochronnych. Występowanie tego gatunku stwarza więc nową możliwość ochrony rolniczego krajobrazu kulturowego z alejami głowiastych wierzb. Wnioski dla praktycznej ochrony pachnicy dębowej Fakt występowania pachnicy dębowej w głowiastych wierzbach ma duże znaczenie dla ochrony tych drzew w polskim krajobrazie zgodnie z treścią Dyrektywy Środowiskowej i wskazuje na potrzebę prowadzenia inwentaryzacji stanowisk pachnicy dębowej w szpalerach nie tylko starych dębów i lip, lecz także próchniejących wierzb na etapie planowania, budowy i modernizacji dróg. Przedstawione dane wskazują także na konieczność uwzględnienia pachnicy dębowej w opracowywaniu „Ocen oddziaływania na środowisko” dla różnych inwestycji w dolinie Wisły i na obszarach rolniczych. Należy także szerzej stosować zalecenia aktywnych działań i rekompensat, w przypad- J. Romanowski i in. Występowanie pachnicy dębowej w wierzbach w dolinie Wisły ku gdy nieodzowne jest wycięcie drzew zasiedlonych przez tego chrząszcza (Szwałko 2004). Przykładem takich działań może być translokacja żywych larw pachnicy wraz z próchnowiskiem do innych drzew oraz nasadzanie nowych alei i ogławianie istniejących alei wierzb. Podziękowania Autorzy dziękują Marcinowi Wachowiczowi za udział w pracach terenowych oraz Regionalnej Dyrekcji Ochrony Środowiska w Warszawie za współfinansowanie badań. PIŚMIENNICTWO Jacobs J. 1974. Quantitive measurement of food selection. A modification of the forage ratio and Ivlev’s selectivity index. Oecologia (Berlin) 14: 413–417. Kubisz D. 2004. Pachnica dębowa. W: Adamski P., Bartel R., Bereszyński A., Kepel A., Witkowski Z. (red.). Gatunki zwierząt (z wyjątkiem ptaków). Poradniki ochrony siedlisk i gatunków Natura 2000 – podręcznik metodyczny. Tom VI. Ministerstwo Środowiska, Warszawa: 111–114. Oleksa A., Szwałko P., Gawroński R. 2003. Pachnica Osmoderma eremita (Scopoli 1763) (Coleoptera: Scarabaeoidea) w Polsce – występowanie, zagrożenia i ochrona. Rocz. Nauk. Pol. Tow. Ochr. Przyr. „Salamandra” 7: 101–123. Oleksa A., Ulrich W., Gawroński R. 2007. Host tree preferences of Hermit beetles (Osmoderma eremita Scop., Coleoptera: Scarabidae) in a network of rural avenues in Poland. Pol. J. Ecol. 55 (2): 315–323. Pawłowski J. 1961. Próchnojady blaszkorożne w biocenozie leśnej Polski. Ekol. Pol. A, 9 (21): 355–437. Ranius T., Aguado L.O., Antonsson K., Audisio P., Ballerio A., Carpaneto G.M., Chobot K., Gjurašin B., Hanssen O., Huijbregts H., Lakatos F., Martin O., Neculiseanu Z., Nikitsky N.B., Paill W., Pirnat A., Rizun V., Ruicănescu A., Stegner J., Süda I., Szwałko P., Tamutis V., Telnov D., Tsinkevich V., VersteirtV., Vignon V., Vögeli M., Zach P. 2005. Osmoderma eremita (Coleoptera, Scarabaeidae, Cetoniinae) in Europe. Anim. Biodiv. Conserv. 28 (1): 1–44. Ranius T., Hedin J. 2001. The dispersal rate of a beetle, Osmoderma eremita, living in tree hollows. Oecologia 126: 363–370. Romanowski J., Makulec G., Mizińska M. 2008. Występowanie pachnicy dębowej Osmoderma eremita (Scopoli 1763) w dolinie środkowej Wisły. Acta Sci. Pol., Biol. 8: 53–58. Szwałko P. 2004. Osmoderma eremita (Scopoli, 1763). W: Głowaciński Z., Nowacki J. (red.). Polska czerwona księga zwierząt, Bezkręgowce. IOP, Kraków–Poznań: 103–104. SUMMARY Romanowski J., Karpowicz K., Kramasz K., Michalska M. Occurence of the Hermit beetle Osmoderma eremita in Vistula valley in Mazovia (central Poland) Chrońmy Przyr. Ojcz. 67 (1): 62–67, 2011 The presence of Hermit beetles in pollarded willows in farmland in the Vistula valley in central Poland was studied on 17 study plots from March till November 2008. Among 749 willows surveyed 427 (57%) had hollows with wood mould, and in 73 the presence of adults or larvae of hermit beetle was detected. The study shows that Vistula river valley and agricultural landscapes provide potential for large populations of this endangered beetle. 67 ARTYKUŁY Chrońmy Przyr. Ojcz. 67 (1): 68–75, 2011 Zagrożenie powodzią torfowisk nad Zalewem Szczecińskim (Pomorze Zachodnie) – przyczyny i skutki Flood threat of peatbogs on the Szczecin Lagoon (Western Pomerania) – causes and effects JANINA JASNOWSKA1, MARIOLA WRÓBEL2 Katedra Botaniki i Ochrony Przyrody, Zachodniopomorski Uniwersytet Technologiczny 71–434 Szczecin, ul. Słowackiego 17 e-mail: j.jasnowska @chello.pl1, [email protected] Słowa kluczowe: torfowiska, powódź, depresja, siedliska przyrodnicze, Zalew Szczeciński. Katastrofalne skutki dla zalewanych wodami powodziowymi torfowisk na wschodnim wybrzeżu Zalewu Szczecińskiego i Roztoki Odrzańskiej były wynikiem zniszczenia wałów przeciwpowodziowych, które chroniły depresyjnie położone obszary przed zalaniem. Wybudowany pod koniec XIX wieku system melioracyjny wymuszał odpływ wody poza obwałowania tworząc warunki sprzyjające różnicowaniu się siedlisk przyrodniczych. Po 1989 roku, w nowej sytuacji ekonomicznej, ograniczono zarówno użytkowanie rolnicze tych terenów, jak i funkcjonowanie systemu odwadniającego. Wiele urządzeń i obiektów melioracyjnych zostało zniszczonych lub zlikwidowanych. W rezultacie postępowało wtórne zabagnienie siedlisk, a na przełomie roku 2007 i 2008 powódź zniszczyła tysiące hektarów, częściowo użytkowanych, niskich złóż torfowych oraz rezerwaty przyrody położone na złożach wysokich i przejściowych w ostojach Natura 2000: „Łąki Skoszewskie” (PLB320007), „Ujście Odry i Zalew Szczeciński” (PLH320018) i „Uroczyska w Lasach Stepnickich” (PLH320033). Wstęp Zatopienie i degradacja wielkich kompleksów torfowisk na wschodnim wybrzeżu Zalewu Szczecińskiego i Roztoki Odrzańskiej po zniszczeniach wojennych i w latach późniejszych powstawały w wyniku uszkodzenia obwałowań zabezpieczających te powierzchnie przed dopływem wód z przyległych akwenów. Są to obszary depresyjne, odcięte w XIX wieku na wzór holenderskich polderów od otwartych wód Zalewu i celowo odwadniane przez rozbudowany system melioracyjny, który wymuszał odpływ wód przerzucanych poza wały. Na osuszonych powierzchniach powstały zróżnicowane siedliska przyrodnicze, odpowiednio do topografii te- 68 renu, których istnienie zależało od utrzymania określonych warunków hydrologicznych. Po roku 1989, w nowym systemie gospodarczym ograniczono użytkowanie rolnicze tych terenów, a w konsekwencji także działalność melioracyjną. Zaniechano konserwacji urządzeń i rowów, wyłączano przepompownie, a niektóre zlikwidowano, podobnie jak samoczynne śluzy na kanałach odprowadzających wody z torfowisk. Powodowało to postępujące wtórne zabagnianie się siedlisk, na przełomie lat 2007/2008, zaś powódź wywołała ogromne zniszczenia na tysiącach hektarów niskich złóż torfowych – częściowo użytkowanych, oraz na złożach wysokich i przejściowych chronionych w formie rezerwatów przyrody Zagrożenie powodzią torfowisk nad Zalewem Szczecińskim W XIX wieku na zachodnim brzegu Zalewu Szczecińskiego i Roztoki Odrzańskiej na rozległych depresyjnych terenach torfowi- 15 km KIE YC T Ł BA E RZ MO Świnoujście pa Wys Wol Kamień Pomorski in ica 10 ybn 5 Zalew Wo Szczeciński 1 2 3 a ica a Gowien łczenic Ina ra Opolderowanie i melioracja niskiej terasy nadbrzeżnej 0 Od Tereny torfowiskowe po wschodniej stronie ujściowego odcinka rzeki Odry, czyli Roztoki Odrzańskiej i Zalewu Szczecińskiego, mają depresyjne położenie w stosunku do poziomu morza, co stwarza szczególne warunki hydrologiczne dla rozległych obszarów torfowych. Budowa geologiczna tego całego obszaru jest wynikiem procesów, które następowały podczas wycofywania się ostatniego zlodowacenia północnej Polski (Jasnowski 1962). Wycofanie lądolodu ku północy spowodowało stopniowe obniżanie się poziomu wody i formowanie coraz niższych teras schodzących w kierunku morza. Około 6200 lat temu nastąpiło gwałtowne wtargnięcie morza na tereny depresyjne i powstała zatoka morska, której południowy kraniec stanowi Zalew Szczeciński. Od tego czasu zaczęły się intensywnie rozwijać torfowiska niskie z pokładami torfów szuwarowych, szuwarowo-turzycowych, a niekiedy turzycowo-mszystych, które narastały stopniowo w miarę podnoszenia się wód południowego Bałtyku (Borówka 2002). W pozycjach wododziałowych utworzyły się torfowiska ombrotroficzne zasilane wodami opadowymi i przyjmujące charakterystyczną kopułową postać jako wysokie torfowiska atlantyckie. Najlepiej wykształcone kopułowe złoża znajdują się nad rzeką Krępą w rezerwatach przyrody „Olszanka-Wilcze Uroczysko” (Jasnowski 1959; Friedrich, Markowski 1996) i „Uroczysko Święta” (Jasnowski 1962, 1971) oraz w basenie czarnocińskim w rezerwacie „Czarnocin” (Jasnowski 1957, Jasnowska 1968) (ryc. 1). Grz Charakterystyka terenu skowych został zbudowany potężny system melioracyjny. Cały obszar odcięto od przyległych otwartych wód wałami wysokości do 2–3 m, które zabezpieczały przed zalewaniem przy wysokich stanach Odry i Zalewu. Miało to decydujące znaczenie zwłaszcza podczas tzw. cofek, wywoływanych spiętrzaniem wód Zalewu, pędzonych od morza przez wiatry sztormowe na wschód i tłoczonych w dolinę Odry. Torfowiska zostały zmeliorowane siecią rowów i kanałów z odpływem wód wymuszanym przez przepompownie. Szczególny charakter miał system melioracyjny w basenie czarnocińskim, gdyż stworzył sztuczną Małą Zlewnię polderu Czarnocin, odprowadzającą wszystkie wody do Zalewu Szczecińskiego. Obejmowała ona powierzchnię ponad 9 tysięcy ha odebraną Zalewowi Szczecińskiemu. Zlewnia ta nie miała połączenia z sąsiadującymi naturalnymi zlewniami lokalnych rzek ęp położonych w ostojach Natura 2000: „Łąki Skoszewskie” (PLB320007), „Ujście Odry i Zalew Szczeciński” (PLH320018) i „Uroczyska w Lasach Stepnickich” (PLH320033). Kr J. Jasnowska i M. Wróbel Ryc. 1. Lokalizacja rezerwatów torfowiskowych: 1 – „Czarnocin”, 2 – „Olszanka-Wilcze Uroczysko”, 3 – „Uroczysko Święta” na wschodnim wybrzeżu Zalewu Szczecińskiego i Roztoki Odrzańskiej (oprac. S. Jurzyk) Fig. 1. Loca�on of peat nature reserves: 1 – „Czarnocin”, 2 – „Olszanka-Wilcze Uroczysko”, 3 – „Uroczysko Święta” on the east coast of the Szczecin Lagoon and the Mouth of the Odra River (prep. S. Jurzyk) 69 Chrońmy Przyr. Ojcz. rocznik 67, zeszyt 1, 2011 – Gowienicy po stronie południowej oraz Grzybnicy i Wołczenicy po stronie północno-wschodniej. Funkcjonowanie sztucznej zlewni opierało się na ciągłej pracy urządzeń hydrotechnicznych przerzucających wodę z całego polderu czarnocińskiego do Zalewu, poza jego wysoko obwałowane brzegi. Podobnie odbywało się odprowadzanie wody z kompleksu torfowisk między Stepnicą i Świętą nad Roztoką Odrzańską (Jasnowski 1971). Gospodarcze i przyrodnicze skutki melioracji W drugiej połowie XIX wieku na odwodnionych torfowiskach rozpoczęto na wielką skalę eksploatację torfów (głównie mszarnych wysokich), po których pozostały mniejsze lub większe powierzchnie wyrobisk. „Wilcze Uroczysko” w rezerwacie „Olszanka” (pow. 1290,51 ha, obszar PLH320033 „Uroczyska w Lasach Stepnickich”) – jest to wielkie potorfie o powierzchni 62,83 ha na obrzeżu kopuły torfowiskowej, powstałe po wybraniu pokładu torfu mszarnego, podzielone groblami torfów pozostawionych między wyrobiskami. Również na samej kopule pozostały doły potorfowe, które obecnie są miejscem sukcesji regeneracyjnej z mszarami przejściowymi (Jasnowska 1983). W tamtym czasie na kopule występowało atlantyckie wrzosowisko z wrzoścem bagiennym Erica tetralix, stanowiące końcowe stadium wzrostu torfowiska wysokiego (Jasnowski 1959). W rezerwacie „Uroczysko Święta” (pow. 207,77 ha, obszar PLH320033 „Uroczyska w Lasach Stepnickich”) torfowisko wysokie zostało opasane ze wszystkich stron szerokimi kanałami, a od wschodu dodatkowo wielkimi potorfiami wypełnionymi wodą, między którymi pozostawiono tylko torfowe groble. Największe, choć płytkie (do 1 m) potorfie z otwartymi wodami ma nazwę „Rozgwiazda”, ze względu na jego rozgałęziony kształt. Na terenie obu wspomnianych rezerwatów: „Olszanka-Wilcze Uroczysko” i „Uroczysko Święta” do tej pory spotyka się przestoje sosen Pinus sylvestris i brzóz Betula pendula w wieku 140–150 lat, będące pozostałością celowych nasadzeń 70 prowadzonych na osuszonych powierzchniach kopuł torfowiskowych. Na płytszych pokładach torfu w obwodowych partiach kopuł występują równie wiekowe dęby szypułkowe Quercus robur, a niekiedy buki zwyczajne Fagus sylvatica. Na podłożu torfów niskich większe powierzchnie opanowały – zarośla wierzbowe Salicetum pentandro-cinereae (Almq. 1929) Pass. 1961, bagienne olsy porzeczkowe Ribeso nigri-Alnetum Sol.-Górn. (1975) 1987 oraz łęgi jesionowo-olszowe Fraxino-Alnetum W. Mat. 1952. Na torfowisku w rezerwacie „Olszanka-Wilcze Uroczysko” groble między wyrobiskami były porośnięte bagiennym borem sosnowym Vaccinio uliginosi-Pinetum Kleist 1929, a obniżenia po eksploatacji torfu opanował kwaśny ols torfowcowy Sphagno squarrosi-Alnetum Sol.-Górn. (1975) 1987, z masowym udziałem chronionej paproci – długosza królewskiego Osmunda regalis (Celiński 1956; Jasnowska i in. 1994; Friedrich, Kostyra 1999). W rezerwacie „Czarnocin”, który po powiększeniu w roku 2004 objął cały kompleks Lasów Czarnocińskich (pow. 419,38 ha, obszar PLB320007 „Łąki Skoszewskie”, PLH320018 „Ujście Odry i Zalew Szczeciński”), pokładowa eksploatacja torfu była prowadzona w części kopułowej. Między regularnie rozmieszczone potorfia, na które spontanicznie wkroczyły atlantyckie zarośla z woskownicą europejską Myrica gale – Myrico-Salicetum auritae (Allg.1922) R.Tx. et Pass.1961, wprowadzano zalesienia brzozą brodawkowatą Betula pendula (Jasnowski 1961). Torf wybierano również w partiach obwodowych, gdzie powstały obniżenia z roślinnością szuwarową. Na osuszone powierzchnie kopuł torfowisk wysokich stopniowo wprowadzano sosnę zwyczajną, co z czasem stosownie do charakteru siedliska doprowadziło do wykształcenia bagiennych borów sosnowych bądź brzezin bagiennych Vaccinio uliginosi-Betuletum pubescentis Libbert 1933 z gatunkami charakterystycznymi podszytu, runa i warstwy mszystej (Jasnowski 1957). Część tych lasów zamarła lub została w latach powojennych wycięta w ramach planowej gospodarki leśnej. Na porębach, w zmienionych J. Jasnowska i M. Wróbel Zagrożenie powodzią torfowisk nad Zalewem Szczecińskim już warunkach siedliskowych, wykształcił się ols torfowcowy z dominacją brzozy omszonej Betula pubescens. Wprowadzenie aktywnego systemu melioracyjnego w basenie czarnocińskim, a także eksploatacja złóż torfowych oraz gospodarcze zalesianie tych obszarów miało decydujący wpływ na kształtowanie się siedlisk i ich zróżnicowanie. Samorzutnie nastąpił rozwój zarośli woskownicy europejskiej (Müller 1898, Winkelmann 1905). O pierwszym okresie zalesienia Lasów Czarnocińskich świadczą najstarsze drzewa w obecnym rezerwacie „Czarnocin”, które do tej pory rosną na mułowo-torfowych obwałowaniach XX-wiecznego systemu kanałów i rowów. Są to przede wszystkim stare dęby szypułkowe oraz okazy brzozy brodawkowatej, które rosną tu co najmniej od roku 1880, jak wynika z zachowanych zapisów leśnych i badań dendrochronologicznych przeprowadzonych przez Jasnowską (1968). Na całym zmeliorowanym obszarze, oprócz bagiennych turzycowisk ze związku Magnocaricion Koch 1926 i kwaśnych młak niskoturzycowych ze związku Caricion nigrae Koch 1926 em. Klika 1934, występowały również zmiennowilgotne łąki trzęślicowe ze związku Molinion caeruleae W. Koch 1926 z takimi storczykami, jak: kruszczyk błotny Epipactis palustris, kukułka szerokolistna Dactylorhiza majalis, kukułka krwista D. incarnata, a także z goryczką wąskolistną Gentiana pneumonanthe, nasięźrzałem pospolitym Ophioglossum vulgatum i innymi rzadkimi gatunkami roślin (Jasnowski 1962). Pozostałości takich zbiorowisk obserwowano jeszcze w latach 70. XX wieku (Jasnowska 1970). Stan torfowisk po 1945 roku W okresie II wojny światowej uszkodzeniom uległy obwałowania, a nieczynne urządzenia melioracyjne stały się przyczyną zatopienia depresyjnych obszarów przez wody Zalewu Szczecińskiego. W konsekwencji nastąpiło zniszczenie wielu siedlisk i roślinności – m.in. wymarła znaczna część lasów w basenie czarnocińskim (Jasnowski 1962). Powojenne odtworzenie systemu melioracyjnego uregulowało warunki wodne na całym tym terenie, zagospodarowano pola, łąki i lasy, a powierzchnie wyłączone z użytkowania stanowiły siedliska cennych zbiorowisk i rzadkich gatunków roślin. Po kilkunastu latach jednak, nastąpiło głębokie osuszenie złóż torfowych, co pociągnęło za sobą niekorzystne zmiany w naturalnych siedliskach przyrodniczych (Jasnowska 1968). Drastycznym przykładem skutków był podziemny pożar, który w połowie lat 70. trawił złoże torfowe pod Lasami Czarnocińskimi. Natomiast w rezerwacie „Olszanka-Wilcze Uroczysko” w latach 90. na kopule złoża torfowego doszczętnie spłonął stary bagienny bór sosnowy z bagnem zwyczajnym Ledum palustre i borówką bagienną Vaccinium uliginosum. Zmiany gospodarczo-ustrojowe po 1989 roku Likwidacja PGR-ów, porzucenie użytkowania rolniczego oraz zaniedbanie systemu melioracyjnego, miały duży wpływ na stan siedlisk przyrodniczych na tym terenie. Od połowy lat 90. obserwowano stopniowe, wtórne zabagnianie się całego obszaru. Już w 2000 roku zarejestrowano zamieranie zatapianych całych partii drzewostanów w Lasach Czarnocińskich, które znów stawały się martwymi lasami, jak po II wonie światowej (Jasnowska, Markowski 2002). Wtórne zabagnienie nie miało większego wpływu jedynie na kopuły torfowisk, zwłaszcza w rezerwacie „Olszanka-Wilcze Uroczysko”, gdzie kopuła osiągająca wysokość 3,32 m n.p.m. jest znacznie wyniesiona ponad zalane tereny i zasilana wyłącznie wodami opadowymi (Friedrich, Markowski 1996). Tu warunki wodne zależne są przede wszystkim od przebiegu pogody, a zagrożeniem stają się długotrwałe susze i nadmierny odpływ wody rowami i kanałami. W ubiegłych latach, w ramach zabiegów ochrony czynnej mających na celu zatrzymanie wody w kopule torfowiska, założono na rowach liczne zastawki pozwalające na regulowanie warunków hydrologicznych (Racławski 2006). 71 Chrońmy Przyr. Ojcz. rocznik 67, zeszyt 1, 2011 Zniszczenia powodziowe na przełomie lat 2007/2008 Największe spustoszenie w ostatnim okresie spowodowała wielka powódź, która na przełomie lat 2007–2008 objęła cały opisany powyżej rozległy obszar torfowisk. Zatopione zostało „Wilcze Uroczysko” w rezerwacie „Olszanka”, a rezerwat „Uroczysko Święta” zamienił się w niedostępne jezioro, z pniami drzew stojących w wodzie do wysokości 70–80 cm. Tylko centralna część z wyniesioną kopułą pozostała niezatopiona. W rezerwacie „Czarnocin” położonym na obszarze basenu czarnocińskiego wody stagnowały na całej depresyjnej powierzchni torfowisk osiągając poziom wód w Zalewie Szczecińskim (ryc. 2). Dopiero długotrwała susza letnia oraz uruchomienie przepompowni na krótki okres koszenia łąk i zbioru biomasy wiosną i latem 2008 roku doprowadziło do obniżenia poziomu wody na całym odwadnianym terenie. Długo utrzymujące się stany zatopienia spowodowały w drzewostanach bardzo poważne zniszczenia. Całe partie leśne wyginęły, wiele drzew nadal zamiera, a na dnie lasu leżą liczne powały wyrwane z rozmiękłego podłoża torfowego. Na „Wilczym Uroczysku” ginie drzewostan i populacja długosza królewskiego, rozwija się natomiast roślinność szuwarowa. W rezerwacie Ryc. 2. Długotrwale stagnująca woda w drzewostanach olszowych w rezerwacie „Czarnocin” (marzec 2008 r., fot. J. Jasnowska) Fig. 2. Long las�ng water stagnancy in alder forests in the “Czarnocin” nature reserve (March 2008, photo by J. Jasnowska) 72 „Uroczysko Święta” największym zniszczeniom uległy łęgi jesionowo-olszowe głównie z powodu zamierania jesionów Fraxinus excelsior. W niektórych partiach łęgów blisko połowa jesionów zginęła, a zwarcie koron spadło poniżej 50%. Szansę na odnowienie stanowi podrost jesionów i liczna obecność czartawy drobnej Circaea alpina – gatunku charakterystycznego łęgów jesionowych. Podobnie ucierpiały kwaśne dąbrowy Betulo pendulae-Quercetum roboris R.Tx. 1930, gdyż zamarły stare dęby (na niektórych powierzchniach nawet do 100%) i znacząco zmalał udział chronionego wiciokrzewu pomorskiego Lonicera pariclymenum, gatunku wyróżniającego ten zespół. Bardzo niekorzystne zmiany zaznaczyły się w składzie runa leśnego, w którym pojawiły się liczne gatunki siedlisk bagiennych o charakterze olesowym i szuwarowym. W zagłębieniach na otwartych powierzchniach stagnującej wody utrzymują się gatunki wodne, takie jak rzęsa drobna Lemna minor, okrężnica błotna Hottonia palustris, rzęśl wiosenna Callitriche verna i inne. Mniejsze szkody poniósł ols torfowcowy z dominacją brzozy omszonej, która w rezerwacie „Uroczysko Święta” występuje w centralnej, dawniej kopułowej części złoża torfowego. Te powierzchnie nie podlegały na ogół długotrwałym zalewom powierzchniowym, gdyż są wyniesione do 1 m nad otaczające partie depresyjne. W tych wydzieleniach leśnych trafiają się tylko pojedyncze martwe drzewa, nie ma natomiast całych powierzchni z zamarłymi drzewostanami. W takich warunkach nie poniósł szkody chroniony gatunek długosza królewskiego, a jego populacja uległa nawet wzmocnieniu. Mimo zatopienia w niezłym stanie jest bagienny ols porzeczkowy, występujący w miejscach dawnych wyrobisk torfowych, na znacznej powierzchni kompleksu leśnego w rezerwacie oraz w jego bezpośrednim otoczeniu. W rezerwacie przyrody „Czarnocin” zaburzone warunki hydrologiczne spowodowane podwyższonym poziomem i długotrwałym stagnowaniem wody nadal pogarszają kondycję zdrowotną drzew w dominującym tu olsie torfowcowym. Stopniowo za- J. Jasnowska i M. Wróbel Zagrożenie powodzią torfowisk nad Zalewem Szczecińskim mierają drzewa, a długotrwałe zatopienie podłoża uniemożliwia rozwój warstwy mszystej, w tym torfowca Sphagnum squarrosum – gatunku charakterystycznego zespołu. W zastoiskach wodnych panuje niepodzielnie i rozprzestrzenia się wodny szuwar trzcinowy Phragmitetum australis (Gams 1927) Schmale 1939, przyjmujący także postać terestryczną, gdy poziom wody spada poniżej powierzchni gruntu. Są to fitocenozy niemal jednogatunkowe o kadłubowym charakterze. Natomiast w dobrej kondycji są zarośla woskownicy europejskiej, zwłaszcza na stanowisku objętym ochroną rezerwatową od 1974 roku, na którym w ostatnim czasie w ramach ochrony czynnej poprawiono warunki świetlne i hydrologiczne, odpowiednio do potrzeb tego gatunku (Racławski 2006). Podobnie przetrwał chroniony w rezerwacie długosz królewski, a zwłaszcza jeden z największych okazów, którego stanowisko jest nieprzerwanie monitorowane od ponad 50 lat (Jasnowski 1957). Opisane przykłady wskazują na ścisły związek pomiędzy zmieniającymi się, w sposób krańcowy w różnych przedziałach czasowych, warunkami hydrologicznymi a działalnością gospodarczą człowieka i systemem melioracji wymuszającym odpływ wód do Zalewu Szczecińskiego. Wszelkie zakłócenia – tak uwarunkowane historycznie, jak i wywołane decyzjami gospodarczymi, polegającymi na intensyfikacji lub zaniechaniu użytkowania rolniczego tych terenów – skutkowały okresami długotrwałych podtopień i zalewów wodami powierzchniowymi lub silnego przesuszenia obszarów cennych przyrodniczo. Nieustabilizowane warunki hydrologiczne jako zagrożenie zewnętrzne dla obszarów Natura 2000 nad Zalewem Szczecińskim i Roztoką Odrzańską Zaburzenia warunków siedliskowych, a w szczególności wodnych, w otoczeniu rezerwatów stwarzają realne zagrożenie zewnętrzne dla siedlisk i utrudniają realizację celów ochrony zapisanych w planach ochrony dla tych obiektów. Stanowią też zagrożenie dla chronionych siedlisk oraz gatunków roślin i ptaków w ostojach Natura 2000, gdzie wspomniane rezerwaty są położone – PLB320007 „Łąki Skoszewskie”, PLH320018 „Ujście Odry i Zalew Szczeciński” i PLH320033 „Uroczyska w Lasach Stepnickich”. Autorzy „Planu ochrony dla ostoi ptasiej Łąki Skoszewskie PLB320007” (Przybycin 2008), wskazują na zagrożenia wynikające w znacznym stopniu z zakłóconych warunków wodnych. Dotyczy to w szczególności rozwoju trzcinowisk kosztem fitocenoz łąkowych, a przez to utraty siedlisk lęgowych i miejsc żerowania gatunków ptaków związanych z otwartą przestrzenią łąkową. Podobnie zamieranie starych, ponad osiemdziesięcioletnich drzewostanów, wywołane podtopieniami i długotrwałym stagnowaniem wód powodziowych, oznacza utratę miejsc gniazdowania i bytowania dla niektórych gatunków ptaków. Według powyższego planu zaleca się zachowanie lub przywrócenie właściwego stanu siedlisk polegające na utrzymaniu „umiarkowanego podtopienia” siedlisk bagiennych – turzycowisk, łozowisk, olsów oraz łąk świeżych, które praktycznie przestały istnieć. Podkreśla się także konieczność utrzymania powierzchni ekstensywnie użytkowanych łąk (obecnie rozległych trzcinowisk) oraz poprawy jakości wody w ciekach. Sprzyjać temu może wdrażanie programów rolno-środowiskowych, ekstensywny wypas oraz niezbędna regulacja warunków wodnych. Dlatego w zadaniach ochronnych zamieszczono wiele zaleceń dotyczących utrzymywania i regulowania warunków wodnych z wykorzystaniem przepompowni, a także systemu zastawek podpiętrzających poziom wody na podstawie wyników pomiarów piezometrów w poszczególnych, monitorowanych siedliskach. Koncepcja zachowania i restytucji siedlisk w rezerwatach przyrody i obszarach Natura 2000 w pasie torfowiskowym przy Roztoce Odrzańskiej i nad Zalewem Szczecińskim Zagrożenia związane z sytuacją hydrologiczną na całym obszarze torfowiskowym, takie jak zamieranie lasów, wtórne zabagnienie 73 Chrońmy Przyr. Ojcz. rocznik 67, zeszyt 1, 2011 rozległych terenów wcześniej użytkowanych rolniczo oraz zmniejszanie się różnorodności siedliskowej i gatunkowej, konsultowane były z gospodarzami tego terenu – lokalnymi władzami gminy Stepnica, nadleśnictwem Goleniów, Zarządem Melioracji i Urządzeń Wodnych w Szczecinie i przedstawicielami Urzędu Morskiego. Usprawnienie systemu melioracyjnego okazało się jednak zbyt kosztowne i wymagało opracowania kompleksowego projektu, którego realizacja zostałaby sfinansowana z funduszy celowych. Opierając się na materiałach źródłowych i autorskich opracowaniach wymienionych wcześniej rezerwatów, zaproponowano wstępnie „Koncepcję zachowania i restytucji siedlisk naturowych w ostoi ptasiej «Łąki Skoszewskie» PLB320007 w aspekcie różnorodności biologicznej i zrównoważonego rozwoju poprzez restaurację zabytkowego systemu melioracyjnego z XIX wieku tworzącego bezpośrednią tzw. Małą Zlewnię Zalewu Szczecińskiego” (Jasnowska, Wróbel 2008), jako propozycję projektu współfinansowanego przez Unię Europejską w ramach Regionalnych Programów Operacyjnych. Re-alizacja tego projektu rozwiąże kompleksowo problem postępującej degradacji całego obszaru basenu czarnocińskiego zarówno w aspekcie ochrony różnorodności biologicznej, jak i zrównoważonego rozwoju. Jednocześnie odnowienie dawnego systemu melioracyjnego pozwoli zachować system urządzeń i budowli melioracyjnych jako zabytku XIX-wiecznej kultury technicznej. Odtworzenie i modyfikacja we właściwym zakresie dawnej sieci melioracyjnej poprawi nie tylko stan siedlisk przyrodniczych, lecz także stworzy nowe możliwości rozwojowe gminy typowo rolniczej, nastąpi bowiem poprawa warunków wodnych na terenach użytkowanych rolniczo. Projekt ten powinien być opracowany przy ścisłej współpracy z Regionalną Dyrekcją Ochrony Środowiska, Wojewódzkim Konserwatorem Przyrody w Szczecinie, Zachodniopomorskim Zarządem Melioracji i Urządzeń Wodnych w Szczecinie oraz pozostałymi zainteresowanymi stronami. Realizacja projektu może mieć istotne znaczenie w przy- 74 szłości, jako zabezpieczenie dużych obszarów w warunkach postępującego podnoszenia się poziomu wód Zalewu Szczecińskiego, zagrażającego zatapianiem coraz większych terenów przylegających do jeziora Dąbie i dolnego biegu Odry, a także grożącego globalnego podnoszenia się poziomu wód morskich. Wnioski 1. Degradacja siedlisk przyrodniczych i gospodarczych zatapianych od wielu lat na dużej powierzchni torfowisk przy Roztoce Odrzańskiej i nad Zalewem Szczecińskim wymaga podjęcia radykalnych działań zmierzających do poprawy warunków hydrologicznych na tym terenie. 2. Brak nieprzerwanie funkcjonującego systemu melioracyjnego, który zapewni stabilne warunki wodne na terenach depresyjnych, wymagających wymuszonego odwadniania, spowoduje ostateczne zatopienie i zamarcie drzewostanów, monotypizację zbiorowisk roślinnych z jednoczesną dominacją szuwarów trzcinowych na przeważającym obszarze oraz upadek gospodarki łąkowo-pastwiskowej. Stanowi to zagrożenie dla cennych siedlisk przyrodniczych chronionych w rezerwatach i na obszarach Natura 2000. 3. Koncepcja restytucji zabytkowego systemu melioracyjnego, który w przeszłości umożliwiał ekstensywne rolnicze i leśne użytkowanie tych terenów i jednocześnie miał decydujący wpływ na kształtowanie się różnorodnych siedlisk przyrodniczych na opolderowanych obszarach torfowiskowych, jest propozycją rozwiązania tego problemu. PIŚMIENNICTWO Borówka R. 2002. Środowisko geograficzne. W: Kaczanowska K. (red.). Przyroda Pomorza Zachodniego. Oficyna in Plus, Szczecin: 6–105. Celiński F. 1956. Stanowisko długosza królewskiego koło Stepnicy nad Zalewem Szczecińskim. Chrońmy Przyr. Ojcz. 12 (1): 17–21. J. Jasnowska i M. Wróbel Zagrożenie powodzią torfowisk nad Zalewem Szczecińskim Friedrich S., Kostyra M. 1999. Rozmieszczenie i warunki występowania długosza królewskiego Osmunda regalis na obszarze leśnictwa Olszanka w Puszczy Goleniowskiej. Bad. Fizj. Pol. Zach. Seria B – Botanika 48. Friedrich S., Markowski S. 1996. Charakterystyka geobotaniczna projektowanego rezerwatu „Wilcze Uroczysko-Olszanka” w dolinie ujściowego odcinka Odry. Zesz. Nauk. AR Szczecin 173, Rolnictwo 63: 109–126. Jasnowska J. 1968. Wpływ zaburzeń warunków wodnych na roślinność torfowiskową w Lasach Czarnocińskich. Rozprawy WSR Szczecin: 1–68. Jasnowska J. 1970. Rezerwat torfowiskowy „Czarnocin” – dokumentacja przyrodnicza. WRN w Szczecinie (mscr.). Jasnowska J. 1983. Rezerwat torfowiskowy „Wilcze Uroczysko” – dokumentacja przyrodnicza. UW w Szczecinie (mscr.). Jasnowska J., Friedrich S., Markowski S., Zyska P., Kmiecik S. 1994. Rezerwat przyrody „Wilcze Uroczysko-Olszanka” – dokumentacja powiększenia rezerwatu. UW w Szczecinie Wydz. Ochr. Środ. (mscr.). Jasnowska J., Markowski S. 2002. Plan ochrony rezerwatu „Czarnocin”. Biuro Konserwacji Przyrody w Szczecinie (mscr.). Jasnowska J., Wróbel M. 2008. Koncepcja zachowania i restytucji siedlisk naturowych w ostoi pta- siej „Łąki Skoszewskie” PLB320007 w aspekcie różnorodności biologicznej i zrównoważonego rozwoju poprzez restaurację zabytkowego systemu melioracyjnego z XIX wieku tworzącego bezpośrednią tzw. Małą Zlewnię Zalewu Szczecińskiego. Wojewódzki Konserwator Przyrody w Szczecinie (mscr.). Jasnowski M. 1957. Dokumentacja geologiczna złoża torfu basenu torfowego nad Zalewem Szczecińskim. Min. Górn. i Energ. Warszawa (mscr.). Jasnowski M. 1959. Torfowisko wysokie w dolinie Odry u jej ujścia do Zalewu Szczecińskiego. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 25: 99–124. Jasnowski M. 1961. Zarośla woskownicy europejskiej Myrica gale L w basenie torfowym nad Zalewem Szczecińskim. Przyr. Pol. Zach. 5 (1–4): 9–23. Jasnowski M. 1962. Budowa i roślinność torfowisk Pomorza Szczecińskiego. Szcz. Tow. Nauk., Wydz. Nauk Przyr.–Roln. 10: 1–340. Jasnowski M. 1971: Dokumentacja projektowa rezerwatu „Uroczysko Święta”, WRN w Szczecinie (mscr.). Müller W. 1898. Flora von Pommern. Stettin. Przybycin 2008. Program zarządzania ochroną obszaru specjalnej ochrony ptaków „Łąki Skoszewskie” PLB 320007 (mscr.). Racławski B. 2006. Ochrona rezerwatowa w Nadleśnictwie Goleniów. SGGW, Warszawa (mscr.). Winkelmann J. 1905. Forstbotanisches Merkbuch. Stettin. SUMMARY Jasnowska J., Wróbel M. Flood threat of peatbogs on the Szczecin Lagoon (Western Pomerania) – causes and effects Chrońmy Przyr. Ojcz. 67 (1): 68–75, 2011 Disastrous consequences for flooded peatbogs on the east coast of the Szczecin Lagoon and the Mouth of the Odra River are the result of floodbanks destruction which protected depressive areas against the flood. Developed, at the end of 19th century, the drainage system forced the outflow outside the floodbanks and created favourable condition for nature habitats to diversity. After 1989 year, in a new economic situation, drainage was reduced, drainage appliances and ditches maintenance was abandoned, some pumps were cut off or closed down as well as locks on drainage ditches in peatbogs. As a result was observed progressive secondary bogging of nature habitats whereas at the end of 2007 year and the beginnig of 2008 year the flood destroyed low peat deposits as well as transitional and high peat ones. These peaty areas are protected as nature reserves and located within the Nature 2000 bird refugium PLB320007 „Łąki Skoszewskie” and habitat ones: PLH320018 „Ujście Odry i Zalew Szczeciński” and PLH320033 „Uroczyska w Lasach Stepnickich”. 75 NOTATKI Chrońmy Przyr. Ojcz. 67 (1): 76–80, 2011 Nowe stanowisko paproci wodnej – gałuszki kulecznicy Pilularia globulifera w Polsce A new locality of pillwort Pilularia globulifera in Poland JERZY KRUK, RENATA SZYMAŃSKA Zakład Fizjologii i Biochemii Roślin Wydział Biochemii, Biofizyki i Biotechnologii Uniwersytetu Jagiellońskiego 30–387 Kraków, ul. Gronostajowa 7 e-mail: [email protected] Słowa kluczowe: gałuszka kulecznica, Pilularia globulifera, Marsileaceae, rozmieszczenie, rośliny chronione. Gałuszka kulecznica Pilularia globulifera L. jest jednym z najrzadszych gatunków we florze Polski, który został umieszczony w Czerwonej księdze roślin, na Czerwonej liście oraz podlega ochronie ścisłej. W 2009 roku odkryto nowe bardzo liczne stanowisko tego gatunku w Kotlinie Oświęcimskiej, na terenie, gdzie nigdy przedtem nie był obserwowany. Populacja gałuszki występuje tam na brzegu zarastającego stawu rybnego, gdzie jest w pełni rozwoju wytwarzając liczne sporokarpia. Wśród gatunków towarzyszących występuje stosunkowo licznie oczeret sztyletowaty Schoenoplectus mucronatus, gatunek również bardzo rzadki w skali kraju. Największe zagrożenie dla stanowiska może stanowić eutrofizacja, proces sukcesji i zmiana poziomu wody w stawie. Rozmieszczenie geograficzne Gałuszka kulecznica z rodziny Marsileaceae należy – obok marsylii czterolistnej Marsilea quadrifolia, wymarłej na stanowiskach naturalnych w Polsce, oraz salwinii pływającej Salvinia natans – do niezwykle rzadkich we florze Polski paproci wodnych. Gałuszka należy do roślin subatlantyckich i uznawana jest za gatunek endemiczny w Europie. Główny rejon występowania obejmuje zachodnią Europę z izolowanymi stanowiskami na terenie Portugalii, północnych i środkowych Włoch oraz w południowej Norwegii (Żukowski, Jackowiak 2001). Z terenu Polski, w większości już historyczne notowania pochodzą z Pomorza Zachodniego, Dolnego Śląska i Ziemi Lubuskiej (Żukowski, Jackowiak 2001; Żukowski i in. 1988). Przez Polskę biegnie wschodni kres występowania tego gatunku. W okresie powojennym gałuszka była notowana na początku lat 80. na Ziemi Lubuskiej na brzegu jeziora Janiszewice 76 oraz na dnie stawu rybnego w Niwicy (Żukowski, Jackowiak 2001) (oba stanowiska już nie istnieją). Kolejne stanowiska odkryto dopiero w ostatnich latach. W roku 2007 gałuszkę znaleziono w Borach Dolnośląskich na dwóch blisko siebie położonych stanowiskach: jednym – nielicznym w stawie hodowlanym w Rokitkach (w następnym roku już nie obserwowane) (Spałek 2009) oraz drugim – znacznie obfitszym na brzegu opuszczonych stawów rybnych w okolicy Chocianowa (istniejące obecnie) (Szczęśniak, Szlachetka 2008). Stanowiska te leżą niedaleko od historycznych notowań z początku ubiegłego wieku z okolic Chojnowa (Żukowski i in. 1988). Morfologia i siedlisko Gałuszka jest byliną z płożącą i zakorzeniającą się w podłożu łodygą o długości do około 50 cm i grubości do 1,5 mm. Z węzłów łodygi wyrastają skierowane ku górze szczeciniaste liście długości do około 10 cm Nowe stanowisko gałuszki kulecznicy J. Kruk i R. Szymańsaka i grubości do 1 mm. Dojrzałe liście są nieco powyginane (ryc. 1), a młode pastorałowato skręcone, co między innymi odróżnia ten gatunek od podobnego Ryc. 1. Gałuszka kulecznica na stanowisku w obrębie stawu Grabowiec Mały (27.09.2009 r., fot. J. Kruk) Fig. 1. Pillwort on Grabowiec Mały pond (27 September 2009, photo by J. Kruk) z wyglądu i występującego na podobnych siedliskach ponikła igłowatego Eleocharis acicularis o prostych liściach. Zarodniki tworzą się w kulistych, owłosionych sporokarpiach o twardych zdrewniałych ściankach wyrastających na krótkich szypułkach u nasady liści (ryc. 2). Sporokarpia o średnicy około 3 mm, zbudowane są z komór i zawierają nieliczne duże białe zarodnie żeńskie oraz liczne żółtawe zarodnie męskie (ryc. 2). Gałuszka występuje na granicy środowisk lądowo-wodnych, takich jak brzegi jezior i stawów rybnych, rowy i doły potorfowe oraz na mokrych lub okresowo podtapianych wrzosowiskach. Tworzy zarówno formy lądowe na wilgotnym podłożu, jak i formy wodne w wodach o niewielkiej głębokości. W optymalnych warunkach wytwarza darnie o dużym zagęszczeniu, przypominające wyglądem trawnik. Niekorzystne warunki do rozwoju może przetrwać w postaci diaspor (sporokarpiów) przez dziesiątki lat lub nawet dłużej, co budzi nadzieję, że na obecnie zanikłych stanowiskach może się w przyszłości znowu pojawić. Ryc. 2. Sporokarpia gałuszki kulecznicy (27.09.2009 r., fot. J. Kruk) Fig. 2. Sporocarps of pillwort (27 September 2009, photo by J. Kruk) 77 Chrońmy Przyr. Ojcz. rocznik 67, zeszyt 1, 2011 O Ś W I Ę C I M Zator Stawy Poręba Wielka Stawy Grabowiec Mały Zaborze Poręba Wielka 54° 500 m 50° 16° 24° Ryc. 3. Lokalizacja stanowiska gałuszki kulecznicy koło Oświęcimia (ATPOL DF75) Fig. 3. Pillwort loca�on near Oświęcim (ATPOL square: DF75) Nowe stanowisko Ze względu na zanik siedlisk i rzadkość występowania gałuszki na terenie naszego kraju nawet w odległych historycznie czasach każde nowe stanowisko tej niezwykłej paproci jest godne uwagi. Jesienią 2009 roku znaleziono nowe stanowisko tego gatunku na terenie Kotliny Oświęcimskiej, gdzie nigdy przedtem nie był on notowany, co czyni znalezisko szczególnie interesujące i niezwykłe. Stanowisko to jest położone niedaleko Oświęcimia (ryc. 3), około 5 km na południowy wschód od centrum miasta, w obszarze stawów rybnych Poręba Wielka. Gałuszkę znaleziono w południowo-zachodniej części stawu Grabowiec Mały (N 50°00´60˝, E 19°16´43˝) (ryc. 3), na jego płytkim i zarastającym brzegu. Populacja jest w pełnym rozwoju, tworzy zarówno formy wodne, jak i lądowe, lokalnie występujące w bardzo dużym zagęszczeniu, gdzie jest gatunkiem dominującym. Obszar zajmowany przez gałuszkę szacowany jest na około 4000 m2, co sprawia, że stanowisko to jest 78 obecnie najliczniejsze w Polsce i największe z odnotowanych w historii z terenu naszego kraju. Stwierdzono również obfite wytwarzanie sporokarpiów. Na badanym obszarze o powierzchni około 300 cm2 zidentyfikowano średnio 15–20 sporokarpiów na 100 cm2. Dno stawu na terenie zajmowanym przez gałuszkę jest płaskie, o głębokości wody nieprzekraczającej 10 cm. Odczyn wody jest zbliżony do obojętnego (pH = 6,7–7,0, n = 4), a zawartość składników mineralnych niska (104 ± 31 mg/l, n = 4). Gatunki towarzyszące to: pałka wąskolistna Typha angustifolia, ponikło błotne Eleocharis palustris, nadwodnik sześciopręcikowy Elatine hexandra, sit członowaty Juncus articulatus, rdestnica pływająca Potamogeton natans, jaskier płomiennik Ranunculus flammula, bebłek błotny Peplis portula oraz sporadycznie oczeret sztyletowaty Schoenoplectus mucronatus, skrzyp bagienny Equisetum fluviatile, sit rozpierzchły Juncus effusus, żabieniec babka wodna Alisma plantago-aquatica, strzałka wodna Sagittaria sagittifolia, salwinia pływająca, szalej jadowity Cicuta virosa, jeżogłówka pojedyncza Sparganium emersum, babka wielonasienna Plantago intermedia, krwawnica pospolita Lythrum salicaria, karbieniec pospolity Lycopus europaeus, turzyca ciborowata Carex bohemica, niezapominajka błotna Myosotis palustris i uczep zwodniczy Bidens connata. Spośród gatunków towarzyszących gałuszce godne uwagi jest stosunkowo liczne występowanie na tym obszarze oczeretu sztyletowatego (ok. 40 okazów w rozproszeniu), gatunku notowanego w Polsce w ostatnich latach tylko z Kotliny Oświęcimskiej i zamieszczonego w Czerwonej księdze roślin (Banaś 2001) oraz na Czerwonej liście (Mirek, Zarzycki 2006). Oczeret sztyletowaty był już podawany z Poręby Wielkiej (Banaś 2001), nie wiadomo jednak, czy obecnie stwierdzone stanowisko odpowiada temu wcześniejszemu. Odkrycie gałuszki w Kotlinie Oświęcimskiej wyznacza jej nowy, wschodni zasięg występowania w Europie. Równocześnie zastanawiające jest pochodzenie tego stanowiska. Jego naturalny charakter może budzić pewne wątpliwości, gdyż na omawianym terenie gatunek ten nigdy przedtem nie był notowany. Obecnie jednak nie ma żadnych dowodów na to, że został on introdukowany. Natomiast możliwe, że gałuszka występowała w opisywanym miejscu od dawna, przypuszczalnie mniej licznie, ale pozo- J. Kruk i R. Szymańsaka stawała dotąd niezauważona. Jest również prawdopodobne, że gatunek ten występował w tym miejscu dawno temu, lecz w ciągu wielu lat, ze względu na niekorzystne warunki do rozwoju, pozostawał w podłożu w formie diaspor. Nie można również wykluczyć, że gałuszka została zawleczona przez ptaki wodne z odległych terenów Dolnego Śląska, gdzie obecnie występuje i występowała w przeszłości, choć biorąc pod uwagę odległość (ok. 300 km od ostatnio odkrytego stanowiska), wydaje się to mało prawdopodobne. Ochrona i zagrożenia Ze względu na rzadkość występowania w naszym kraju, gałuszka została wpisana do Czerwonej księgi roślin (Żukowski, Jackowiak 2001) jako gatunek krytycznie zagrożony (CR). Znalazła się również na Czerwonej liście (Mirek, Zarzycki 2006) ze statusem „wymierający/krytycznie zagrożony” (E), a od 2004 roku podlega ścisłej ochronie gatunkowej (Rozporządzenie 2004). Nowe stanowisko gałuszki kulecznicy Główne zagrożenia dla obecnego stanowiska to: eutrofizacja wód, naturalna sukcesja siedliska i zmiana obecnego poziomu wody w stawie, który jest nieużytkowany gospodarczo od wielu lat. Ze względu na unikatowy charakter stanowiska powinno się go objąć stałym monitoringiem. Teren stawów w Porębie Wielkiej leży w obszarze chronionym Natura 2000, co zapewnia częściową ochronę stanowiska. Niemniej jednak wydaje się uzasadnione utworzenie na stanowisku użytku ekologicznego lub rezerwatu w celu ochrony gałuszki i innej unikatowej roślinności. Przy zastosowaniu aktywnej ochrony tego terenu stanowisko gałuszki ma szansę przetrwać wiele lat. Warto też podkreślić, że staw Grabowiec Mały jest obecnie miejscem najliczniejszego występowania w Polsce nie tylko gałuszki, lecz także oczeretu sztyletowatego. Ponadto występują w tym miejscu inne rzadkie rośliny namuliskowe, np. nadwodnik sześciopręcikowy. Materiał zielnikowy został złożony w herbarium Uniwesytetu Jagiellońskiego (KRA). PIŚMIENNICTWO Banaś B. 2001. Schoenoplectus mucronatus (L.) Palla Oczeret sztyletowaty. W: Kaźmierczakowa R., Zarzycki K. (red.). Polska czerwona księga roślin. Inst. Bot. PAN, IOP PAN, Kraków: 469–470. Mirek Z., Zarzycki K. 2006. Red list of plants and fungi in Poland. Inst. Bot. im. Szafera PAN, Kraków. Rozporządzenie 2004. Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 9 lipca 2004 roku w sprawie gatunków dziko występujących roślin objtych ochroną. Dz. U. Nr 168, poz. 1764 z dnia 28 lipca 2004 roku. Spałek K. 2009. Gałuszka kulecznica Pilularia globulifera L. – nowe stanowisko na Dolnym Śląsku. Chrońmy Przyr. Ojcz. 65 (6): 475–477. Szczęśniak E., Szlachetka A. 2008. Pillwort Pilularia globulifera L. in Lower Silesia – biology and ecology. W: Szczęśniak E., Gola E. (red.). Club Mosses, Horsetails and Ferens in Poland – Resources and Protection. Polish Botanical Society and Institute of Plant Biology, University of Wrocław, Wrocław: 161–171. Żukowski B., Jackowiak B. 2001. Pilularia globulifera L. Gałuszka kulecznica. W: Kaźmierczakowa R., Zarzycki K. (red.). Polska czerwona księga roślin. Inst. Bot. PAN, IOP PAN, Kraków: 63–64. Żukowski W., Latowski B., Jackowiak B. 1988. Pilularia globulifera L. Fragm. Flor. Geobot. 33: 441–446. SUMMARY Kruk J., Szymańska R. A new locality of Pillwort Pilularia globulifera in Poland Chrońmy Przyr. Ojcz. 67 (1): 76–80, 2011 Pillwort Pilularia globulifera is one of the most unique species in the Polish flora and it was placed in the Polish Plant Red Book, on the Red List and is a strictly protected species. In 2009, a numerous stand was discovered in Kotlina 79 Oświęcimska where it has never been observed before. The population occurs on the bank of a fish pond and it very vigorous forming numerous sporocarps. Among the accompanying species, bog bulrush Schoenoplectus mucronatus is found, the species also extremely rare in Poland. The highest thread for Pillwort comes from eutrophication, process of succession and changes in the water level in the pond. Chrońmy Przyr. Ojcz. 67 (1): 80–84, 2011 Nowe, bogate stanowisko rzadkiego storczyka – wyblinu jednolistnego Malaxis monophyllos (Orchidaceae) w dolinie Rospudy (Puszcza Augustowska) New, rich stand of Malaxis monophyllos (Orchidaceae) in Rospuda river valley (Augustów Primeval Forest) EDYTA JERMAKOWICZ1, MAREK ŚLESZYŃSKI2 Zakład Botaniki, Instytut Biologii, Wydział Biologiczno-Chemiczny Uniwersytet w Białymstoku 15–674 Białystok, ul. Świerkowa 20B e-mail: [email protected] , [email protected] 1 Słowa kluczowe: Malaxis monophyllos, gatunek rzadki i zagrożony, dolina Rospudy. Artykuł przedstawia charakterystykę jednego z najliczniejszych stanowisk wyblinu jednolistnego Malaxis monophyllos (L.) Sw. w północno-wschodniej Polsce, zlokalizowanego w południowej części doliny Rospudy. Pędy rośliny skupione są na powierzchni około 30 m2, na mineralnym wyniesieniu, w otoczeniu rozległych, otwartych torfowisk. W 2008 roku na stanowisku tym pojawiło się 119 pędów, z czego ponad 1/3 kwitła. W kolejnym roku obserwacji liczebność pędów zmniejszyła się o 26%. W 2009 roku odnalezione zostały również kolejne trzy stanowiska, w odległości około kilometra od wcześniejszego. W związku z dużymi wahaniami liczebności pędów wyblinu jednolistnego wskazane jest objęcie opisanych stanowisk monitoringiem, który pozwoli na oszacowanie wpływu zmian siedliskowych, w tym postępującego zacienienia, na ich liczebność i potencjał reprodukcyjny. Wyblin jednolistny jest jednym z najrzadszych krajowych storczyków. Z niewielkiej (1–2-centymetrowej) pseudobulwy wyrasta jeden liść (rzadziej 2 lub 3), a w przypadku osobników generatywnych pojedynczy pęd kwiatostanowy. Wyblin kwitnie od czerwca do lipca, jego kwiaty są niewielkie, zielonkawe, zapylane przez małe owady, m.in. komary (Szlachetko, Skakuj 1996; Vakhrameeva i in. 2008). Wyblin jednolistny to gatunek o amfiborealno-górskim typie zasięgu (Zając 1996). Występuje w Europie, Azji oraz w północno-wschodniej części Ame- 80 ryki Północnej, gdzie podawany jest jako var. brachypoda lub oddzielny gatunek Malaxis brachypoda (Anderson 2006). W Europie spotykany jest wzdłuż łańcuchów górskich oraz na terenach podgórskich Alp, Karpat oraz Sudetów, natomiast w borealnej części zasięgu – m.in. na nizinach większości krajów nadbałtyckich. Wszędzie jest on gatunkiem bardzo rzadkim o wysokim stopniu zagrożenia. Na terenie Polski wyblin jednolistny objęty jest ochrona całkowitą. Umieszczony został również na polskiej czerwonej liście roślin w kategorii V – nara- Oświęcimska where it has never been observed before. The population occurs on the bank of a fish pond and it very vigorous forming numerous sporocarps. Among the accompanying species, bog bulrush Schoenoplectus mucronatus is found, the species also extremely rare in Poland. The highest thread for Pillwort comes from eutrophication, process of succession and changes in the water level in the pond. Chrońmy Przyr. Ojcz. 67 (1): 80–84, 2011 Nowe, bogate stanowisko rzadkiego storczyka – wyblinu jednolistnego Malaxis monophyllos (Orchidaceae) w dolinie Rospudy (Puszcza Augustowska) New, rich stand of Malaxis monophyllos (Orchidaceae) in Rospuda river valley (Augustów Primeval Forest) EDYTA JERMAKOWICZ1, MAREK ŚLESZYŃSKI2 Zakład Botaniki, Instytut Biologii, Wydział Biologiczno-Chemiczny Uniwersytet w Białymstoku 15–674 Białystok, ul. Świerkowa 20B e-mail: [email protected] , [email protected] 1 Słowa kluczowe: Malaxis monophyllos, gatunek rzadki i zagrożony, dolina Rospudy. Artykuł przedstawia charakterystykę jednego z najliczniejszych stanowisk wyblinu jednolistnego Malaxis monophyllos (L.) Sw. w północno-wschodniej Polsce, zlokalizowanego w południowej części doliny Rospudy. Pędy rośliny skupione są na powierzchni około 30 m2, na mineralnym wyniesieniu, w otoczeniu rozległych, otwartych torfowisk. W 2008 roku na stanowisku tym pojawiło się 119 pędów, z czego ponad 1/3 kwitła. W kolejnym roku obserwacji liczebność pędów zmniejszyła się o 26%. W 2009 roku odnalezione zostały również kolejne trzy stanowiska, w odległości około kilometra od wcześniejszego. W związku z dużymi wahaniami liczebności pędów wyblinu jednolistnego wskazane jest objęcie opisanych stanowisk monitoringiem, który pozwoli na oszacowanie wpływu zmian siedliskowych, w tym postępującego zacienienia, na ich liczebność i potencjał reprodukcyjny. Wyblin jednolistny jest jednym z najrzadszych krajowych storczyków. Z niewielkiej (1–2-centymetrowej) pseudobulwy wyrasta jeden liść (rzadziej 2 lub 3), a w przypadku osobników generatywnych pojedynczy pęd kwiatostanowy. Wyblin kwitnie od czerwca do lipca, jego kwiaty są niewielkie, zielonkawe, zapylane przez małe owady, m.in. komary (Szlachetko, Skakuj 1996; Vakhrameeva i in. 2008). Wyblin jednolistny to gatunek o amfiborealno-górskim typie zasięgu (Zając 1996). Występuje w Europie, Azji oraz w północno-wschodniej części Ame- 80 ryki Północnej, gdzie podawany jest jako var. brachypoda lub oddzielny gatunek Malaxis brachypoda (Anderson 2006). W Europie spotykany jest wzdłuż łańcuchów górskich oraz na terenach podgórskich Alp, Karpat oraz Sudetów, natomiast w borealnej części zasięgu – m.in. na nizinach większości krajów nadbałtyckich. Wszędzie jest on gatunkiem bardzo rzadkim o wysokim stopniu zagrożenia. Na terenie Polski wyblin jednolistny objęty jest ochrona całkowitą. Umieszczony został również na polskiej czerwonej liście roślin w kategorii V – nara- E. Jermakowicz i M. Śleszyński II I 54° III 50° 16° pu 24° d Nowinka Ros a Szc zeb erk 4 3 a żony na wyginięcie (Zarzycki, Szeląg 2006). Ponadto zamieszczono go w Polskiej czerwonej księdze roślin w kategorii LR – niższego ryzyka (Bernacki 2001) oraz w regionalnej Czerwonej Księdze Karpat Polskich w kategorii EN – gatunku zagrożonego (Bernacki 2008). Na terenie Europy Centralnej i Wschodniej, w tym Polski, stanowiska wyblinu jednolistnego koncentrują się wyraźnie w dwóch regionach: borealnym i górskim, rozdzielonych kilkuset-kilometrowym pasem, w którym populacje tego gatunku nie występują (Zając 1996). Na południu Polski stanowiska skupione są głównie na obszarze Karpat oraz ich pogórza, od Beskidu Zachodniego przez Łańcuch Tatrzański po Beskid Środkowy (Oklejewicz 1993; Kaźmierczakowa, Perzanowska 2000; Bernacki, Chowaniec 2003; Bernacki 2008). Poza Karpatami gatunek ten notowany był również w Sudetach. Do południowopolskich populacji zaliczyć należy również te z Wyżyny Śląskiej i Krakowsko-Częstochowskiej oraz Gór Święto-krzyskich i Niecki Nidziańskiej (Bernacki i in. 1991; Bernacki 1998; Ciosek, Bzdon 2000). Mimo wysokiego stopnia zagrożenia, w ostatnich kilkunastu latach zaobserwowano pojawianie się tego gatunku na siedliskach zmienionych przez człowieka, gdzie osiąga znaczną liczebność – w obrębie Wyżyny Śląskiej oraz Krakowsko-Częstochowskiej (Bernacki i in. 1991, Bernacki 1998). Potwierdzone w ostatniej dekadzie lokalizacje wyblinu jednolistnego na północy Polski koncentrują się głównie na Pojezierzach: Mazurskim, Pomorskim oraz Litewskim wraz z Puszczą Romincką i Augustowską, gdzie znajdowany jest jeszcze względnie często (Sokołowski 1988; Kawecka 1991; Jutrzenka-Trzebiatowski i in. 2002, Pawlikowski 2008). Nie zmienia to jednak faktu, że w ostatnim dwudziestoleciu obserwujemy regresję części stanowisk tego gatunku, co objawia się zanikiem całych populacji lub zmniejszeniem się ich liczebności. Ta negatywna tendencja jest wiązana m.in. z coraz bardziej ograniczonym występowaniem specyficznych, wilgotnych i świeżych siedlisk, których powierzchnie sukcesywnie się kurczą. Taka sytuacja występuje m.in. w Wielkopolsce i na Pomorzu Zachodnim, gdzie wyblin uznany został za gatunek wymarły (Jackowiak i in. 2007). Wyblin jednolistny w dolinie Rospudy 2 1 0 Szczebra 1 km Ryc. 1. Lokalizacja nowych stanowisk Malaxis monophyllos w dolinie Rospudy: I – lasy, II – tereny podmokłe, III – nowe stanowiska Fig. 1. The locality of new sites of Malaxis monophyllos in Rospuda river valley: I – forests, II – swamps, III – new sites Nowe stanowiska wyblinu jednolistnego zostały znalezione w latach 2006 i 2009 w dolnym odcinku doliny rzeki Rospudy (ryc. 1), leżącej w zachodniej części Puszczy Augustowskiej, na Pojezierzu Litewskim. Stanowiska te zlokalizowane są w okolicach miejscowości Szczebra (Nadleśnictwo Szczebra) w kwadratach: GB 20 oraz FB 19 w siatce ATPOL. Dolina Rospudy słynie z unikatowych w skali Polski i Europy walorów siedliskowych, krajobrazowych, a także florystycznych, czego wskaźnikiem jest m.in. liczba występujących tam rzadkich gatunków roślin. Obecnie jest to obszar objęty Ochroną Krajobrazową, a wiele siedlisk chronionych jest Dyrektywą Siedliskową. Opis florystyczny tego obszaru od jeziora Jałowo do ujścia Rospudy do jeziora Rospuda, wraz ze stanowiskami wyblinu jednolistnego, podawany był przez Sokołowskiego w 1988 roku, przy okazji opisu flory projektowanego rezerwatu Rospuda. Już wtedy zwracał on 81 Chrońmy Przyr. Ojcz. rocznik 67, zeszyt 1, 2011 uwagę na niezwykłe bogactwo flory storczyków, a obserwacje i badania z ostatnich lat potwierdzają ten fakt (Sokołowski 1988, Pawlikowski, Jarzębowski 2009). Opisywane obecnie lokalizacje nie były w wyżej wspomnianej pracy podawane, jednak można podejrzewać, że ze względu na znaczny areał sprzyjających wyblinowi jednolistnemu siedlisk, szczególnie w południowej części doliny Rospudy, ich liczba jest dużo większa. Najliczniejsze z nowo odnalezionych stanowisk znajduje się w północnej części mineralnego wyniesienia sąsiadującego z rozległym obszarem otwartych torfowisk przejściowych i mechowisk (ryc. 2). Pędy wyblinu rozrzucone są na powierzchni około 30 m2 pod okapem olszy Alnus glutinosa brzozy omszonej Betula pubescens z niewielką domieszką sosny Pinus sylvestris (zwarcie koron 80%). W warstwie krzewów można spotkać oprócz olszy, kruszynę, natomiast w warstwie zielnej zdecydowanym dominantem jest bobrek trójlistkowy Menyanthes trifoliata, który występuje w towarzystwie gatunków charakterystycznych dla wilgotnych lasów liściastych, takich jak: gorysz błotny Peucedanum palustre, nerecznica samcza Dryopteris filixmas, kruszyna pospolita Frangula alnus, tojeść pospolita Lysimachia vulgaris, karbieniec pospolity Lycopus europaeus, zachylnik błotny Thelypteris palustris, przytulia błotna Galium palustre wraz z typowo borowymi: siódmaczek leśny Trientalis europaea i borówka czarna Vaccinium myrtillus (zwarcie 45%). Stanowisko to w 2008 roku liczyło 119 pędów wyblinu jednolistnego, w tym 33% stanowiły pędy kwitnące. Sukces reprodukcyjny, mierzony liczbą zawiązanych owoców, w stosunku do liczby kwiatów, wyniósł 46%. Jednocześnie trzeba zaznaczyć, że faktyczna liczba pędów może być wyższa, ponieważ część roślin mogła nie pojawić się nad powierzchnią ziemi, co wynika z powszechnie występującego u storczyków zjawiska uśpienia (Vakhrameeva i in. 2008). W 2009 roku nastąpił spadek liczebności pędów wyblinu na tym stanowisku o około 26%. Obniżył się również udział pędów kwitnących i zawiązanych owoców. Można to tłumaczyć zarówno naturalnymi dla gatunku fluktuacjami liczebności oraz potencjału reprodukcyjnego, jak i negatywnym wpływem zmian warunków siedliskowych. 82 W tym samym roku odnalezione zostały kolejne trzy stanowiska wyblinu jednolistnego (ryc. 1, lokalizacje: 2, 3, 4) w odległości około kilometra od opisanego wyżej. Były one jednak mniej liczne i składały się odpowiednio z 6, 20 i 2 pędów. Pędy kwitnące na stanowiskach 2 i 4 stanowiły połowę, a na stanowisku 3 – aż 85% wszystkich odnalezionych pędów. We wszystkich trzech przypadkach wyblin występował na mineralnych wyniesieniach i w miejscach prześwietlonych, różniących się jednak typami fitocenoz. Stanowiska 2 i 4 znajdowały się w obrębie zbiorowisk leśnych z dominacją brzozy omszonej i sosny zwyczajnej w warstwie drzew (zwarcie koron 60%) oraz gatunkami typowymi dla olsu w warstwie zielnej: ostrożniem błotnym Cirsium palustre, turzycą błotną Carex acutiformis, turzycą sztywną Carex elata, psianką słodkogórz Solanum dulcamara, zachylnikiem błotnym Thelypteris palustris, karbieńcem pospolitym Lycopus europaeus i bobrkiem trójlistkowym Meny- Ryc. 2. Wyblin jednolistny Malaxis monophyllos w dolinie Rospudy (15.07.2006 r., fot. M. Śleszyński) Fig. 2. Malaxis monophyllos in Rospuda river valley (15 July 2006, photo by M. Śleszyński) E. Jermakowicz i M. Śleszyński anthes trifoliata (zwarcie 80%). Natomiast stanowisko 3, znajdowało się na obrzeżu polany, na granicy płatu zadrzewień brzozy omszonej i wierzby szarej Salix cinerea, w towarzystwie głównie bobrka trójlistkowego, żurawiny błotnej Oxycoccus palustris, gorysza błotnego Peucedanum palustre (zwarcie 95%). Warto zaznaczyć, że na tym stanowisku ponad 30% pędów kwitnących, stanowiły pędy dwulistne. Wyblin jednolistny w dolinie Rospudy Duże wahania liczebności oraz niewielka liczba opracowań dotyczących dynamiki populacji wyblinu są przyczyną podjęcia działań, polegających m.in. na kilkuletnim monitoringu, mającym na celu oszacowanie wpływu zmian warunków siedliskowych, w tym postępującego zacienienia na potencjał reprodukcyjny oraz możliwość trwania stanowisk wyblinu jednolistnego. PIŚMIENNICTWO Anderson D.G. 2006. Malaxis brachypoda (A. Gray) Fernald (white adder’s-mouth orchid): A Technical Conservation Assessment. Colorado State University, Fort Collins, CO. Bernacki L. 1998. Występowanie wybranych górskich gatunków storczykowatych w rejonie Wyżyny Śląskiej (południowa Polska). Acta Univ. Wrat. 2038. Pr. Bot. 76. Bernacki L. 2001. Malaxis monophyllos. W: Kaźmierczakowa R., Zarzycki K. (red.). Polska czerwona księga roślin. Paprotniki i rośliny kwiatowe. Inst. Bot. im. W. Szafera i Inst. Ochr. Przyr., PAN, Kraków: 576–578. Bernacki L. 2008. Malaxis monophyllos. W: Mirek Z., Piękoś-Mirkowa H. (red.). Czerwona Księga Karpat Polskich. Rośliny naczyniowe. Inst. Bot. im. W. Szafera i Inst. Ochr. Przyr., PAN, Kraków: 471–473. Bernacki L., Babczyńska-Sendek B., Tokarska-Guzik B., Sobierajska J. 1991. Nowe stanowiska Malaxis monophyllos (L.) SWARZ (Orchidaceae) na Wyżynie Śląskiej i terenach sąsiednich. Acta Biol. Siles. Florystyka i Geogr. Roślin 19 (36): 43–53. Bernacki L., Chowaniec B. 2003. Nowe dane o występowaniu wyblinu jednolistnego Malaxis monophyllos (L.) Sw. (Orchidaceae) w Paśmie Babiogórskim (polskie Karpaty Zachodnie). Acta Biol. Siles. Ochr. Gat. Roślin i Florystyka. 37 (54): 65–69. Ciosek M.T., Bzdon G. 2000. Stanowiska wybranych gatunków z rodziny storczykowatych z okolic Kielc i Pińczowa. Chrońmy Przyr. Ojcz. 4 (56): 76–79. Jackowiak B., Celka Z., Chmiel J., Latowski K., Żukowski W. 2007. Red list of vascular flora of Wielkopolska (Poland). Biodiv. Res. Conserv. 5–8: 95–127. Jutrzenka-Trzebiatowski A., Szerejko T., Dziedzic J. 2002. Materiały do flory Wigierskiego Parku Narodowego. Parki Nar. i Rez. Przyr. 21 (1): 3–14. Kawecka A. 1991. Rośliny chronione, rzadkie i zagrożone w suwalskim Parku Krajobrazowym i na terenach przyległych. Parki Nar. i Rez. Przyr. 10: 92–109. Kaźmierczakowa R., Perzanowska J. 2000. Wyblin jednolistny Malaxis monophyllos w Pieninach. Chrońmy Przyr. Ojcz. 3 (56): 84–86. Oklejewicz K. 1993. Flora Dołów Jasielsko-Sanockich. Zesz. Nauk. UJ 1103 (26). Pawlikowski P. 2008. Rzadkie i zagrożone rośliny naczyniowe torfowisk w dolinie Kunisianki na Pojezierzu Sejneńskim. Fragm. Flor. Geobot. Pol. 15 (2): 205– –212. Pawlikowski P., Jarzębowski F. 2009. Hammarbya paludosa – kolejny gatunek z rodziny Orchidaceae znaleziony na torfowiskach w dolinie Rospudy. Fragm. Flor. Geobot. Pol. 16 (1): 33–38. Sokołowski A. 1988. Flora roślin naczyniowych rezerwatu Rospuda w Puszczy Augustowskiej. Parki Nar. i Rez. Przyr. 9 (1): 33–43. Szlachetko D.L., Skakuj M. 1996. Storczyki Polski. Wyd. Sorus, Poznań: 235–239. Vakhrameeva M.G., Latarenko I.V., Varlygina T.I., Torosyan G.K., Zagulski M.N. 2008. Orchids of Russia and adjacent countries (with the border of the former USSR). A.R.G. Ganter Verlag, Ruggell/Lichtensten: 417–420, 612. Zając M. 1996. Mountain Vascular Plants in the Polish Lowlands. Pol. Bot. Stud. 11: 1–92. Zarzycki K., Szeląg Z. Red. 2006. Red list of vascular plants in Poland. W: Mirek Z., Zarzycki K., Wojewoda W., Szeląg Z. (red.). Red List of Plants and Fungi in Poland. W. Szafer Institute of Botany, Polish Academy of Science, Kraków. 83 SUMMARY Jermakowicz E., Śleszyński M. New, rich stand of Malaxis monophyllos (Orchidaceae) in Rospuda river valley (Augustów Primeval Forest) Chrońmy Przyr. Ojcz. 67 (1): 80–84, 2011 Malaxis monophyllos is a strictly protected species in Poland and in all European countries where it grows. It belongs to Amphi-Boreal-Alpine distribution group, with characteristic lowland-highland disjunction of populations. In Southern Poland it occurs in Carpathians and Sudety Mts and also in the Lublin and Małopolska Uplands. But most localities of M. monophyllos are in northern lowlands, especially in the Masurian, Pomeranian and Lithuanian Lake Districts, which are a part of boreal distribution range of this species. Populations are often very small and spatial isolated in moistly forests, swamps and peat bogs. The main reason of this situation is very fast declining number of populations of this species in many European countries over last years. In 2006–2009 new localities of M. monophyllos was discovered in the southern part of the Rospuda river valley in east part of Augustów Primeval Forest. The largest station consisted of 119 shoots, in which 33% were flowering in 2008. About 26% of shoots did not emerge in subsequent year. Another three localities were found, about 1 km from previous ones. Continuous monitoring will be a suitable action, to estimate impact of shade and environmental changes on generative reproduction and persistent of this localities. Chrońmy Przyr. Ojcz. 67 (1): 84–88, 2011 Stwierdzenia rzadkiego grzyba wielkoowocnikowego – świecznicy rozgałęzionej Clavicorona pyxidata w północno-wschodniej Polsce Records of a rare macromycetes – candelabra coral Clavicorona pyxidata in north-eastern Poland DARIUSZ KUBIAK Katedra Mikologii, Uniwersytet Warmińsko-Mazurski w Olsztynie 10–957 Olsztyn, ul. Oczapowskiego 1A e-mail: [email protected] Słowa kluczowe: Clavicorona pyxidata, nowe stanowiska, północno-wschodnia Polska. W pracy przedstawiono nowe stanowiska rzadkiego, narażonego w Polsce na wymarcie gatunku grzyba wielkoowocnikowego Clavicorona pyxidata (Pers.: Fr.) Doty, stwierdzone w północno-wschodniej części kraju. Przedstawiono charakterystyczne cechy owocników tego gatunku oraz omówiono krótko jego ekologię i rozmieszczenie w Polsce oraz na świecie. Rodzaj Clavicorona Doty obejmuje 24 gatunki (Kirk 2008) szeroko rozpowszechnione na świecie, 84 reprezentowane w Polsce jedynie przez świecznicę rozgałęzioną Clavicorona pyxidata (Pers.: Fr.) Doty SUMMARY Jermakowicz E., Śleszyński M. New, rich stand of Malaxis monophyllos (Orchidaceae) in Rospuda river valley (Augustów Primeval Forest) Chrońmy Przyr. Ojcz. 67 (1): 80–84, 2011 Malaxis monophyllos is a strictly protected species in Poland and in all European countries where it grows. It belongs to Amphi-Boreal-Alpine distribution group, with characteristic lowland-highland disjunction of populations. In Southern Poland it occurs in Carpathians and Sudety Mts and also in the Lublin and Małopolska Uplands. But most localities of M. monophyllos are in northern lowlands, especially in the Masurian, Pomeranian and Lithuanian Lake Districts, which are a part of boreal distribution range of this species. Populations are often very small and spatial isolated in moistly forests, swamps and peat bogs. The main reason of this situation is very fast declining number of populations of this species in many European countries over last years. In 2006–2009 new localities of M. monophyllos was discovered in the southern part of the Rospuda river valley in east part of Augustów Primeval Forest. The largest station consisted of 119 shoots, in which 33% were flowering in 2008. About 26% of shoots did not emerge in subsequent year. Another three localities were found, about 1 km from previous ones. Continuous monitoring will be a suitable action, to estimate impact of shade and environmental changes on generative reproduction and persistent of this localities. Chrońmy Przyr. Ojcz. 67 (1): 84–88, 2011 Stwierdzenia rzadkiego grzyba wielkoowocnikowego – świecznicy rozgałęzionej Clavicorona pyxidata w północno-wschodniej Polsce Records of a rare macromycetes – candelabra coral Clavicorona pyxidata in north-eastern Poland DARIUSZ KUBIAK Katedra Mikologii, Uniwersytet Warmińsko-Mazurski w Olsztynie 10–957 Olsztyn, ul. Oczapowskiego 1A e-mail: [email protected] Słowa kluczowe: Clavicorona pyxidata, nowe stanowiska, północno-wschodnia Polska. W pracy przedstawiono nowe stanowiska rzadkiego, narażonego w Polsce na wymarcie gatunku grzyba wielkoowocnikowego Clavicorona pyxidata (Pers.: Fr.) Doty, stwierdzone w północno-wschodniej części kraju. Przedstawiono charakterystyczne cechy owocników tego gatunku oraz omówiono krótko jego ekologię i rozmieszczenie w Polsce oraz na świecie. Rodzaj Clavicorona Doty obejmuje 24 gatunki (Kirk 2008) szeroko rozpowszechnione na świecie, 84 reprezentowane w Polsce jedynie przez świecznicę rozgałęzioną Clavicorona pyxidata (Pers.: Fr.) Doty D. Kubiak Nowe stanowiska świecznicy rozgałęzionej w północno-wschodniej Polsce [= Arthomyces pyxidatus (Pers.: Fr.) Jülich] (Wojewoda 2003). Grzyby te należą do rodziny szyszkolubkowatych Auriscalpiaceae, rzędu gołąbkowców Russulales (Wojewoda 2003, Kirk 2008). Świecznica rozgałęziona to takson opisany po raz pierwszy przez Persoona (1794, za Dodd 1972), jako Clavaria pyxidata, który wyróżnił go spośród innych, znanych mu wówczas grzybów klawarioidalnych, ze względu na charakterystyczne, kandelabrowate (baldaszkowate) rozgałęzienia owocnika. Przedstawiciele tego rodzaju zaliczani byli w przeszłości do wielu innych rodzajów, takich jak goździeniec Clavaria, lejkowiec Craterellus czy Physalacria (Dodd 1972). Rodzaj świecznica – obejmujący pierwotnie cztery gatunki – utworzył Doty (1947). Świecznica rozgałęziona tworzy bladocieliste do beżowych, czasami z wiekiem ciemniejące, silnie rozgałęzione (kandelabrowate) owocniki wysokości 4–12 cm. Gałązki owocnika, złożone z 4–6 gęsto ustawionych odcinków (pięter), są zawsze wzniesione. Najwyższe rozgałęzienia zakończone są charakterystycznymi kieliszkowatymi rozsze-rzeniami, na brzegach których występują liczne wyrostki osiągające do 8 mm długości. Pojedyncze owocniki zrośnięte są u podstawy białą grzybnią. Miąższ owocnika jest białawożółtawy, elastyczny, po potarciu brązowiejący, zapach jest niewyraźny, smak nieznacznie gorzkawy. Świecznica rozgałęziona to grzyb o dość charakterystycznym pokroju owocnika. Najbardziej zbliżony jest do gatunków z rodzaju koralówka Ramaria, może być mylony np. z koralówką sztywną (= gałęziak zbity) R. stricta, występującą na podobnym podłożu. Owocniki świecznicy rozgałęzionej pojawiają się późnym latem i jesienią. Jest to grzyb saprotroficzny, dotychczas w Polsce odnotowywany na martwym drewnie drzew liściastych – wierzby, topoli osiki i olszy, rzadziej szpilkowych – sosny i świerka (Chlebicki i in. 1996; Wojewoda 1999, 2003). Zasiedla murszejące pniaki i leżące, zwykle pozbawione kory kłody. Jako gatunek leśny, występuje w różnych typach lasów liściastych oraz w borach mieszanych, rzadziej w borach sosnowych (Wojewoda 2003). Znane są notowania tego taksonu z kompleksów leśnych położonych na obszarach miejskich, m.in. Lublina (Flisińska 1996) i Szczecina (Friedrich, Orzechowska 2002). W Szwecji świecznica rozgałęziona ma rangę gatunku wskaźnikowego, charakterystycznego dla starych lasów obfitujących w rozkładające się martwe drewno (Nitare 2000), co jest jedną z cech lasów naturalnych (pierwotnych) (Chlebicki i in. 1996; Rimóczi i in. 2009). Świecznica rozgałęziona jest szeroko rozpow-szechniona na półkuli północnej, znana od Japonii po Stany Zjednoczone i Kanadę. Jest to gatunek charakterystyczny dla strefy umiarkowanej (Lickey i in. 2002), ale notowany był również w strefie borealnej (Knudsen 1997, Nitare 2000) oraz subtropikalnej, zarówno północnej (Mata 2003) jak i południowej półkuli (Baltazar, Gibertoni 2009). Na obszarze całego zasięgu występowania jest uznawana za gatunek rzadki lub bardzo rzadki, stąd jej obecność na wielu regionalnych „czerwonych listach”. W Polsce gatunek ten ma obecnie status „narażonego na wymarcie” – V (Wojewoda, Ławrynowicz 2006). W Norwegii i Szwecji jest gatunkiem bliskim zagrożenia – NT (Gärdenfos 2005; Brandrud i in. 2006), w Szwajcarii narażonym na wymarcie – V (Senn-Irlet i in. 2007), w Bułgarii krytycznie zagrożonym – CR (Gyosheva i in. 2006), a w Wielkiej Brytanii uznano go za wymarły – Ex (Legon, Henrici 2008). Świecznica rozgałęziona to grzyb stosunkowo rzadki w Polsce, znany głównie z południowej i południowo-wschodniej części kraju (Wojewoda 2003; Łuszczyński 2007; Bodziarczyk, Chachuła 2008; Gierczyk i in. 2009). Pierwsze stanowiska tego gatunku w północno-wschodniej Polsce odnotował w II połowie XX wieku Błoński w Puszczy Białowieskiej (Wojewoda 2003). Po raz kolejny w tej części kraju świecznica rozgałęziona stwierdzona została przez uczestników sesji terenowej odbywającego się w Warszawie IV Europejskiego Kongresu Mikologicznego, na terenie Puszczy Augustowskiej (rezerwat „Starożyn”) oraz ponownie w Puszczy Białowieskiej (Kotlaba, Lazebnicek 1967). Z Puszczy Białowieskiej gatunek ten podają również Skirgiełło (1997), Bujakiewicz (2003) oraz Szczepkowski i współpracownicy (2008). Na terenach przyległych do północno-wschodniej części naszego kraju świecznica rozgałęziona odnotowana została m.in. w Borach Tucholskich (Ławrynowicz i in. 2002), w Lasach Łochowskich koło Wyszkowa, w okolicach Włodawy i Międzyrzeca Podlaskiego 85 Chrońmy Przyr. Ojcz. rocznik 67, zeszyt 1, 2011 oraz w rezerwacie „Jata” koło Łukowa (Wojewoda 2003, i literatura tamże). Odkryte w północno-wschodniej Polsce nowe stanowiska tego gatunku, podobnie jak sto-sunkowo częste doniesienia o jego występowaniu w różnych częściach kraju publikowane na stronach internetowych (por. Kujawa 2005), mogą świadczyć, że w wielu regionach jest to grzyb prawdopodobnie częstszy, niż to dotychczas dokumentowano. Stanowiska Informacje zawarte w opisie stanowisk podano według schematu stosowanego w Atlas of the Geographical Distribution of Fungi in Poland (Wojewoda 2002). Materiały zielnikowe złożono w Herbarium Katedry Mikologii UWM w Olsztynie (herb.) Be-52 1. Pojezierze Olsztyńskie: Kudypy, Arboretum Warmii i Mazur (południowo-zachodnia część arboretum), na pniaku sosnowym (1 owocnik), 11.11.2005 r., vid. D. Kubiak; 2. Olsztyn, osiedle Dajtki, 0,5 km na południowy wschód, oddz. 351, na południe od torfowiska „Słoneczny Stok”, skraj boru świerkowego, na leżącej gałęzi drzewa liściastego (3 owocniki), 26.09.2007 r., leg., det. D. Kubiak (herb.); 3. Olsztyn, osiedle Dajtki, 1,5 km na południe, bór świerkowo-osikowy, w zagłębieniu terenowym, przy nasypie linii kolejowej Olsztyn–Nidzica, na leżącej kłodzie drzewa liściastego (topoli osiki Populus tremula?) (kilkanaście owocników), 9.09.2008 r., leg., det. D. Kubiak (herb., ryc. 1). Be-59 4. Pojezierze Mrągowskie: Krutyń, 1,5 km na wschód, oddz. 118, grąd lipowy Tilio-Carpinetum, na leżącej kłodzie grabowej (7 owocników), 17.07.2008 r., vid. D. Kubiak; 5. Krutyń, 2 km na północ, na wschód od szosy i parkingu przy rezerwacie „Krutynia”, oddz. 72, w strefie przejścia łęgu Fraxino-Alnetum i grądu Tilio-Carpinetum, na leżącej kłodzie drzewa liściastego (ok. 10 owocników), 17.07.2008 r., vid. D. Kubiak; 6. Krutyń, 1,5 km na północ, Tilio-Carpinetum, nad rzeką Krutynią, na drewnie (1 owocnik), 12.09.2009 r., vid. D. Kubiak; 7. Wojnowo, 1,5 km na południowy zachód, oddz. 156, głazowisko, Tilio-Carpinetum, na leżących kłodach drzew liściastych (kilkanaście owocników), 12.09.2009 r., vid. D. Kubiak. 86 Be-62 8. Pojezierze Olsztyńskie: rezerwat „Las Warmiński”, oddz. 639a, Tilio-Carpinetum, na leżącej kłodzie grabowej (5 owocników), 7.10.2007 r.; 9. rezerwat „Las Warmiński”, oddz. 256, Tilio-Carpinetum, na leżącej kłodzie drzewa liściastego (1 owocnik), 27.08.2009 r., vid. D. Kubiak. Be-63 10. Pojezierze Olsztyńskie: rezerwat „Las Warmiński”, oddz. 329, Tilio-Carpinetum, na leżącej kłodzie drzewa liściastego (3 owocniki), 27.08.2009 r., vid. D. Kubiak. Be-83 11. Pojezierze Olsztyńskie: Wikno, 2 km na południe, rezerwat „Koniuszanka II”, niżowy las zboczowy klonowo-lipowy Acer platanoides-Tilia cordata, na leżącej kłodzie dębowej (1 owocnik), 29.07.2008 r., vid. D. Kubiak. Świecznica rozgałęziona jest grzybem wyjątkowo dobrze poznanym, zarówno na pozio-mie molekularnym (Contolini i in. 1992; Lickey i in. 2003), jaki i pod względem biochemicznym (Arnone i in. 2003; Zheng i in. 2008; Zheng, Shen 2009). Jego owocniki są zazwyczaj uznawane za niejadalne, zawierają jednak substancje potencjalnie lecznicze. Owocniki świecznicy mogą na przykład stanowić źródło naturalnych antybiotyków (Erkel, Anke Ryc. 1. Clavicorona pyxidata – stanowisko nr 3 (9.09.2008 r., fot. D. Kubiak) Fig. 1. Clavicorona pyxidata – locality No. 3 (9 September 2008, photo by D. Kubiak) D. Kubiak Nowe stanowiska świecznicy rozgałęzionej w północno-wschodniej Polsce 1992), a substancje w nich zawarte mogą mieć zastosowanie w leczeniu choroby Alzheimera (Tae-Hee i in. 2006). Mając na uwadze te potencjalne, zapewne nie w pełni jeszcze poznane, właściwości oraz jej ogólną rzadkość i niewątpliwe walory estetyczne owocników, świecznica rozgałęziona zasługuje na ochronę, o co apelowali już znacznie wcześniej Gumińska i Wojewoda (1988). PIŚMIENNICTWO Arnone A., Candiani G., Nasini G., Sinisi R. 2003. Isolation and structure elucidation of new sesquiterpenes of protoilludane origin from the fungus Clavicorona divaricata. Tetrahedron 59 (27): 5033–5038. Baltazar J.M., Gibertoni T.B. 2009. A checklist of the aphyllophoroid fungi (Basidiomycota) recorded from the Brazilian Atlantic Forest. Mycotaxon 109: 439–442. Bodziarczyk J., Chachuła P. 2008. Charakterystyka przyrodnicza rezerwatu „Cisy W Serednicy” w Górach Słonnych (Bieszczady Zachodnie). Roczn. Bieszcz. 16: 179–190. Brandrud T.E., Bendiksen E., Hofton T.H., Høiland K., Jordal J.B. 2006. Sopp (Fungi). W: Norsk Rødliste 2006– 2006 Norwegian Red List. Artsdatabanken, Norway: 103–128 [http://www.artsdatabanken.no]. Bujakiewicz A. 2003. Puszcza Białowieska ostoją rzadkich i zagrożonych grzybów wielkoowocnikowych. Parki Nar. Rez. Przyr. 22 (3): 323–346. Chlebicki A., Żarnowiec J., Cieśliński S., Klama H., Bujakiewicz A., Załuski T. 1996. Epixylites, lignicolous fungi and their links with different kinds of wood. W: Faliński J.B., Mułenko W. (red.). Cryptogamous plants in the forest communities of Białowieża National Park. Functional groups analysis and general synthesis (Project CRYPTO 3). Phytocoenosis 8 (N.S.) Suppl. Cartogr. Geobot. 6: 75–117. Contolini C., Hughes K.W., Petersen R.H. 1992. Characterization of the mitochondrial genome of Clavicorona pyxidata. Mycologia 84 (4): 517–521. Dodd J.L. 1972. The genus Clavicorona. Mycologia 64 (4): 737–773. Doty M.S. 1947. Clavicorona, a new genus among the clavarioid fungi. Lloydia 10: 38–44. Erkel G., Anke T. 1992. Antybiotics from Basidiomycetes XLI. Clavicoronic acid, a novel inhibitor of reverse transcriptases from Clavicorona pyxidiata (Pers. Ex Fr.) Doty. J. Antibiot. 45 (1): 29–37. Flisińska Z. 1996. Studia nad grzybami wielkoowocnikowymi (macromycetes) Lublina. Ann. UMCS, C 51: 13–39. Friedrich S., Orzechowska M. 2002. Macromycetes w środowisku miejskim Szczecina. Bad. Fizjogr. Pol. Zach., Ser. B-Bot. 51: 7–30. Gärdenfors U. (red.) 2005. The 2005 Red List of Swedish species. ArtDatabanken, SLU, Uppsala. Gierczyk B., Chachuła P., Karasiński D., Kujawa A., Kujawa K., Pachlewski T., Snowarski M., Szczepkowski A., Ślusarczyk T., Wójtowski M. 2009. Grzyby wielkoowocnikowe polskich Bieszczadów. Część I. Parki Nar. Rez. Przyr. 28 (3): 3–100. Gumińska B., Wojewoda W. 1988. Grzyby i ich oznaczanie. PWRiL, Warszawa. Gyosheva M.M., Denchev C.M., Dimitrova E.G., Assyov B., Petrova R.D., Stichev G.T. 2006. Red List of fungi in Bulgaria. Mycologia Balcanica 3: 81–87. Kirk P. 2008. Index Fungorum [http://www.indexfungorum.org]. Knudsen H. 1997. Clavicoronaceae Corner. W: Hansen L., Knudsen H. (red.). Nordic Macromycetes. Nordsvamp, Copenhagen, 3: 281–282. Kotlaba F. Lazebníček, J. 1967. IV sjezd Evropských mykologů, Polsko 1966. Česká Mykol. 21 (1): 54–59. Kujawa A. 2005. ,,Rejestr gatunków grzybów chronionych i zagrożonych” – nowa forma gromadzenia danych mikologicznych pochodzących od amatorów. Podsumowanie roku 2005. Prz. Przyr. 16 (3–4): 17–52. Ławrynowicz M., Dziedziński T., Szkodzik J. 2002. Macrofungi of Aceri-Tilietum and Tilio-Carpinetum in the „Dolina Rzeki Brdy” nature reserve in the Bory Tucholskie (NW Poland). Acta Mycol. 37 (1/2): 63–76. Legon N.W., Henrici A. (red.) 2008. Checklist of the British & Irish Basidiomycota [http://www.basidiochecklist. info]. Lickey E.B., Hughes K.W., Petersen R.H. 2002. Biogeographical patterns in Artomyces pyxidatus. Mycologia 94 (3): 461–471. Lickey E.B., Hughes K.W., Petersen R.H. 2003. Variability and phylogenetic incongruence of an SSU nrDNA 87 Chrońmy Przyr. Ojcz. rocznik 67, zeszyt 1, 2011 group I intron in Artomyces, Auriscalpium, and Lentinellus (Auriscalpiaceae: Homobasidiomycetes). Mol. Biol. Evol. 20 (11): 1909–1916. Łuszczyński J. 2007. Diversity of Basidiomycetes in various ecosystems of the Góry Świętokrzyskie Mts. Mon. Bot. 97: 5–218. Mata M. 2003. Macrohongos de Costa Rica. Vol. 1. Instituto Nacional de Biodiversidad, Santo Domingo de Heredia. Nitare J. (red.). 2000. Signalarter. Indikatorer på skyddsvärd skog. Flora över kryptogamer. Skogsstyrelsens förlag, Jönköping. Rimóczi I., Benedek L., Forstinger H. 2009. Wood-inhabiting macrofungi proposed for conservation from the primeval bog of Bátorliget. Acta Silv. Lign. Hung. 5: 19–25. Senn-Irlet B., Bieri G., Egli S. 2007. Rote Liste Grosspilze. Rote Liste der gefährdeten Arten der Schweiz. Bundesamt für Umwelt (BAFU), Bern Eidgenössische Anstalt für Wald, Schnee und Landschaft (WSL), Birmensdorf ZH [http://www.bafu.admin.ch]. Skirgiełło A. 1997. Aphyllophorales. W: Faliński J.B., Mułenko W., Bujakiewicz A., Majewski T. (red.). Cryptogamous plants in the forest communities of Białowieża National Park. Ecological Atlas (Project CRYPTO 4): 278 (F 459). Phytocoenosis 9 (N.S.) Suppl. Cartogr. Geobot. 7: 1–522. Szczepkowski A., Kujawa A., Karasiński D., Gierczyk B. 2008. Grzyby zgromadzone na XIV Wystawie Grzy- bów Puszczy Białowieskiej. Parki Nar. Rez. Przyr. 27 (4): 115–133. Tae-Hee L., Young-Il P., Yeong-Hwan H. 2006. Effect of mycelial extract of Clavicorona pyxidata on the production of amyloid β-peptide and the inhibition of endogenous β-secretase activity in vitro. J. Microbiol. 44 (6): 665–670. Wojewoda W. 1999. Wstępna charakterystyka grzybów wielkoowocnikowych Magurskiego Parku Narodowego. Chrońmy Przyr. Ojcz. 55 (1): 35–55. Wojewoda W. (red.) 2002. Atlas of the Geographical Distribution of Fungi in Poland. W. Szafer Institute of Botany, Polish Academy of Sciences, Kraków 2: 5. Wojewoda W. 2003. Checklist of Polish larger Basidiomycetes. W. Szafer Institute of Botany, Polish Academy of Sciences, Kraków. Wojewoda W., Ławrynowicz M. 2006. Red List of the macrofungi in Poland. W: Mirek Z., Zarzycki K., Wojewoda W., Szeląg Z. (red.). Red List of Plants and Fungi in Poland. W. Szafer Institute of Botany, Polish Academy of Sciences, Kraków: 53–70. Zheng Y., Shen Y. 2009. Clavicorolides A and B, sesquiterpenoids from the fermentation products of edible fungus Clavicorona pyxidata. Org. Lett. 11 (1): 109–112. Zheng Y.-B., Lu C.-H., Zheng Z.-H., Lin X.-J., Su W.-J., Shen Y.-M. 2008. New sesquiterpenes from edible fungus Clavicorona pyxidata. Helvetica Chimica Acta 91 (11): 2174–2180. SUMMARY Kubiak D. Records of a rare macromycetes – candelabra coral Clavicorona pyxidata in north-eastern Poland Chrońmy Przyr. Ojcz. 67 (1): 84–88, 2011 Candelabra coral Clavicorona pyxidata (Pers.: Fr.) Doty is a rare species listed in the Red List of macrofungi threatened in Poland with the vulnerable (VU) category. In north-eastern Poland this species has hitherto been recorded from a very few localities limited to the Augustów and Białowieża Large Forests. Eleven new localities of this fungi has been recorded between 2005–2009 in the Pojezierze Olsztyńskie and Pojezierze Mrągowskie lakelands. 88 Chrońmy Przyr. Ojcz. 67 (1): 89–92, 2011 Nadwodnik naprzeciwlistny Ela�ne hydropiper w Słowińskim Parku Narodowym – nowe, najbardziej na północ Polski wysunięte stanowisko zagrożonej rośliny Eight-stamened Waterwort Ela�ne hydropiper in the Slowinski Na�onal Park – a new, northernmost in Poland locality of an endangered plant ELŻBIETA PIETKUN Słowiński Park Narodowy 76–214 Smołdzino, ul. Bohaterów Warszawy 1A e-mail: [email protected] Słowa kluczowe: nadwodnik naprzeciwlistny, Ela�ne hydropiper, nowe stanowisko, Pobrzeże Słowińskie, parki narodowe, gatunek zagrożony. Nadwodnik naprzeciwlistny Elatine hydropiper L. od 2004 roku jest objęty w Polsce ścisłą ochroną i ma kate-gorię narażonego na wyginięcie (V, VU). W kraju zlokalizowano go dotychczas na około 140 stanowiskach, głównie na południu (Roztocze i Dolny Śląsk). Na północy Polski (Pojezierze Kartuskie, Drawskie, Wałeckie, Mazurskie), skąd pochodziło w przeszłości większość stanowisk, nie obserwowano nawodnika naprzeciwlistnego prawie od 30 lat. Odkrycie w Słowińskim Parku Narodowym nadwodnika naprzeciwlist-nego to pierwsze od wielu lat potwierdzenie obecności tej rośliny na północy Polski, a jednocześnie stanowisko będące dowodem na możliwość występowania gatunku w naturalnym zbiorniku z roślinnością lobeliową. Nadwodnik naprzeciwlistny (ryc. 1) z rodziny nadwodnikowatych Elatinaceae to gatunek rośliny od 2004 roku objętej w Polsce ścisłą ochroną (Rozporządzenie 2004). Zarówno w skali całej Polski (Popiela 2001), jak i Pomorza Zachodniego oraz Wielkopolski (Żukowski, Jackowiak 1995) ma kategorię narażonej na wyginięcie (V, VU). Gatunek ten występuje w Europie na roz-proszonych stanowiskach od północnych Włoch i Grecji poza Koło Podbiegunowe w Skandynawii. Zachodnia granica jego zasięgu osiąga obecnie Wyspy Brytyjskie. W Azji notowany był na Nizinie Zachodniosyberyjskiej oraz w dolinie rzeki Amur i na Kamczatce. W Polsce zlokalizowano go dotychczas na około 120–140 stanowiskach, przy czym po 1945 roku potwierdzono tylko około 1/3 tych stanowisk (Popiela 2001, Żukowski 1975). W porównaniu z pozostałymi trzema gatunkami z rodzaju Elatine występującymi w Polsce, nadwod- nik naprzeciwlistny obserwowany był najczęściej. Najwięcej jego stanowisk pochodziło z północnej Polski (Pojezierze Kartuskie, Drawskie i Wałeckie). Kilka rozproszonych stanowisk, niepotwierdzonych od lat, odnotowano na Pojezierzu Mazurskim. Druga strefa występowania gatunku w Polsce rozciąga się pasem do Roztocza poprzez Małopolskę oraz Górny i Dolny Śląsk (Macko 1955). Stąd pochodzi najwięcej współcześnie potwierdzonych stanowisk (Popiela 2001). Nadwodnik naprzeciwlistny współcześnie spotykany jest w zbiornikach namuliskowych klasy Isoëto-Nanojuncetea i związku Elatini-Eleocharition ovatae, które rozwijają się na brzegach rzek, jezior oraz w osuszanych stawach rybnych. Takie antropogeniczne inicjalne stadia zbiorowisk z nadwodnikiem naprzeciwlistnym notowane są obecnie w Borach Dolnośląskich i Kotlinie Oświęcimskiej (Popiela 2001). Z literatury wiadomo także, że ro- 89 Chrońmy Przyr. Ojcz. rocznik 67, zeszyt 1, 2011 tu ekstensywny połów ryb (ryc. 2). Gatunek znaleziono w strefie litoralnej północnego brzegu jeziora, które z uwagi na występujące w nim gatunki roślin określane jest jako eutroficzny zbiornik lobeliowy (Burchardt 2005). Wśród gatunków współwystępujących z nadwodnikiem na szczególną uwagę zasługuje brzeżyca jednokwiatowa Litorella uniflora, tworząca w tym miejscu podwodne, gęste kobierce, oraz częste ponikło igłowate Eleocharis acicularis i wywłócznik skrętoległy Myriophyllum alternifolium. Ponadto obecny był włosienicznik wodny Batrachium aquatile, żabiściek pływający Hydrocharis morsus-ranae, moczarka kanadyjska Elodea canadensis, grążel żółty Nuphar lutea, grzybienie północne Nymphaea candida, rdest ziemnowodny Polygonum amphibium i kilka gatunków rdestnic Potamogeton (ryc. 3). W miejscu znalezienia nadwodnika naprzeciwlistnego dno jeziora Dołgie Duże jest płaskie, piaszczyste i lekko zamulone, natomiast brzeg, w przeciwieństwie do wschodniego i południowego krańca zbiornika, stromo opada do wody. Wysokość skarpy przybrzeżnej wynosi tu około 1 m, a strefa litoralna sięga w głąb jeziora na odległość mniej więcej 15 m. Ryc. 1. Okaz nadwodnika naprzeciwlistnego Ela�ne hydropiper z jeziora Dołgie Duże (2.12.2008 r., fot. E. Pietkun) Fig. 1. Eight-stamened Waterwort Ela�ne hydropiper fund in Dołgie Duże (2 December 2008, photo by E. Pietkun) ślina ta obserwowana była również na dnie litoralnej strefy niektórych oligotroficznych zbiorników lobeliowych, dochodząc w nich do głębokości około 50 cm (Żukowski 1975). Stanowisko nadwodnika naprzeciwlistnego w jeziorze Dołgie Duże w Słowińskim Parku Narodowym należy do miejsc prawie niezmienionych antropogenicznie – przed wieloma laty odbywał się 54° IE CK Y T AŁ B E RZ O M JEZIORO 50° 16° 24° Łeba ŁEBSKO J. DOŁGIE D. e ł -Ł na a Ka u paw Ł Rowy a aw Łup Kluki ba Łe ba Izbica Smołdzino JEZIORO GARDNO 1 Pu sty nk a 2 0 5 Ryc. 2. Lokalizacja stanowiska Ela�ne hydropiper (1) w Słowińskim Parku Narodowym (2) Fig. 2. Locality of Ela�ne hydropiper (1) in Słowiński Na�onal Park (2) 90 10 km E. Pietkun Nadwodnik naprzeciwlistny w Słowińskim Parku Narodowym Ryc. 3. Stanowisko Ela�ne hydropiper w jeziorze Dołgie Duże w Słowińskim Parku Narodowym (7.08.2008 r., fot. E. Pietkun) Fig. 3. Sta�on of Ela�ne hydropiper on Dołgie Duże lake in Słowiński Na�onal Park (7 August 2008, photo by E. Pietkun) Jezioro Dołgie Duże w 1995 roku, kiedy po raz pierwszy stwierdzono występowanie nadwodnika naprzeciwlistnego, po wyjątkowo ciepłym czerwcu i lipcu, miało dość niski stan wody. Po kilku wietrznych dniach, na powierzchni zbiornika, tuż przy północnym brzegu, zgromadziło się wiele oderwanych od dna okazów brzeżycy jednokwiatowej, ponikła igłowatego oraz licznych silnie rozgałęzionych osobników nadwodnika naprzeciwlistnego w fazie owocowania. Rośliny zawierały w kątach liści torebki nasienne z drobnymi nasionami o delikatnej fakturze i asymetrycznie zgiętych ramionach. Ogół cech morfologicznych wskazywał, że osobniki te należą do nadwodnika naprzeciwlistnego. Na odnalezionym stanowisku nadwodnik naprzeciwlistny rósł pod wodą w niewielu gęstych kępkach. Największe z nich, liczące po kilkaset osobników, miały średnicę do kilkudziesięciu centymetrów. Parę zakorzenionych okazów rosło na skarpie, w miejscu stałego omywania wodą. W latach 1995– –2008 opisane stanowisko co roku było sprawdzane. W tym czasie tylko raz, pod koniec lipca 2002 roku, udało się znaleźć pojedynczy niewielki okaz nadwodnika unoszący się na powierzchni wody. Gatunki z rodzaju Elatine wchodzą w skład rzadkich, środkowoeuropejskich zbiorowisk drobnych letnio-jesiennych terofitów, pojawiających się efemerycznie na wilgotnych lub mokrych podłożach mineralnych. Większość tych zespołów, w związku z zachodzącymi zmianami w środowisku naturalnym, należy uznać za ginące lub zagrożone. Odkrycie w Słowińskim Parku Narodowym nadwodnika naprzeciwlistnego to pierwsze od wielu lat potwierdzenie obecności tej rośliny na północy Polski, a jednocześnie stanowisko będące dowodem na możliwość występowania gatunku w naturalnym zbiorniku z roślinnością lobeliową, w zbiorniku, który niestety ulega eutrofizacji. Najbliższe współczesne stanowisko znane jest z okolic Szczecinka (Popiela 2001), natomiast historyczne – z Ustki (Żukowski 1975). PIŚMIENNICTWO Burchardt L. (red.). 2005. Ekosystemy wodne Słowińskiego Parku Narodowego. UAM w Poznaniu. Ser. Biol. 71. Macko S. 1955. Rodzina: Elatinaceae, Nadwodnikowate. W: Szafer W., Pawłowski B. (red.). Flora polska. Rośliny naczyniowe Polski i Ziem Ościennych. Tom 7. PAN, PWN, Warszawa. Popiela A. 2001. Elatine hydropiper L. em. Oeder Nadwodnik naprzeciwlistny. W: Kaźmierczakowa R., Zarzycki K. (red.). Polska czerwona księga roślin. Inst. Bot. im. W. Szafera PAN, Inst. Ochr. Przyr. PAN, Kraków: 252–254. Rozporządzenie 2004. Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 9 lipca 2004 roku w sprawie gatunków dziko występujących roślin objętych ochroną. Dz. U. Nr 168 (2004), poz. 1764. Żukowski W. 1975. Rodzaj Elatine L. w Polsce. Bad. Fizjogr. Pol. Zach., Ser. B. Bot., Tom 28. Wyd. PTPN, PWN, Waszawa–Poznań. Żukowski W., Jackowiak B. (red.). 1995. Ginące i zagrożone rośliny Pomorza Zachodniego i Wielkopolski. Pr. Zakł. Taksonomii Uniw. A. Mickiewicza. Nr 3. Bogucki Wyd. Nauk., Poznań. 91 SUMMARY Pietkun E. Eight-stamened Waterwort Ela�ne hydropiper in the Slowinski Na�onal Park (Poland) – a new, northernmost in Poland locality of an endangered plant Chrońmy Przyr. Ojcz. 67 (1): 89–92, 2011 Elatine hydropiper L. is a plant species that has been under strict conservation in Poland since 2004. According to the Polish Red Data Book it belongs to the category of vulnerable species that are facing a high risk of extinction in the wild (VU). Elatine hydropiper occurs in Europe on a dispersed stands from Scandinavia to Italy and Greece. The western border of its habitation is in Great Britain. Nowadays it was noted in ca 40 stands in Poland, mainly on the south from Roztocze to Lower Silesia. On the north of Poland (Pomerania and Mazury Lake Region), where it had most of its stands in the past, it was not observed for nearly 30 years. In the past, a natural habitat for Elatine hydropiper were sandy shores of oligotrophic lakes. Today it grows on moist or wet mineral beddings, in antropogenicaly transformed, periodicaly drying water reservoirs (old fish-ponds). The species is a part of rare plant communities, that are regarded as extincting or endangered in Europe (association Heleocharetum ovata from the Elatini-Eleocharition ovatae aliance). The station on Dołgie Duże lake in Słowiński National Park confirms the presence of the species in north Poland for the first time since 30 years and at the same time it attests the occurrence of Elatine hydropiper in lobelia lakes. Chrońmy Przyr. Ojcz. 67 (1): 92–95, 2011 Stanowisko rzadkiego grzyba – gwiazdosza potrójnego Geastrum triplex w Dolinie Zajęczej (Trójmiejski Park Krajobrazowy) Locality of a rare fungus Geastrum triplex in the Dolina Zajęcza valley (Trójmiejski Landscape Park) MARCIN STANISŁAW WILGA Katedra Konstrukcji Maszyn i Pojazdów, Politechnika Gdańska 80–233 Gdańsk, ul. Narutowicza 11/12 e-mail: [email protected] Słowa kluczowe: Fungi, Basidiomycota, gatunki zagrożone, Trójmiejski Park Krajobrazowy. W grudniu 2008 roku, w Dolinie Zajęczej, w południowej części Trójmiejskiego Parku Krajobrazowego odkryto sześć owocników gwiazdosza potrójnego Geastrum triplex. Jest to pierwsze, nienotowane dotąd stanowisko z tego obszaru. Gwiazdosz potrójny w Polsce objęty jest ochroną ścisłą i umieszczony na Czerwonej liście grzybów wielkoowocnikowych w kategorii „wymierające”. W Europie stwierdzono prawie 30 gatunków gwiazdoszy Geastrum spp. (Svrček, Vančura 1993), natomiast Wojewoda (2003) wymienia 17 gatun- 92 ków krajowych. Należą one do rzadkich ściółkowych saprotrofów, które dynamicznie zanikają na swoich stanowiskach wskutek postępujących SUMMARY Pietkun E. Eight-stamened Waterwort Ela�ne hydropiper in the Slowinski Na�onal Park (Poland) – a new, northernmost in Poland locality of an endangered plant Chrońmy Przyr. Ojcz. 67 (1): 89–92, 2011 Elatine hydropiper L. is a plant species that has been under strict conservation in Poland since 2004. According to the Polish Red Data Book it belongs to the category of vulnerable species that are facing a high risk of extinction in the wild (VU). Elatine hydropiper occurs in Europe on a dispersed stands from Scandinavia to Italy and Greece. The western border of its habitation is in Great Britain. Nowadays it was noted in ca 40 stands in Poland, mainly on the south from Roztocze to Lower Silesia. On the north of Poland (Pomerania and Mazury Lake Region), where it had most of its stands in the past, it was not observed for nearly 30 years. In the past, a natural habitat for Elatine hydropiper were sandy shores of oligotrophic lakes. Today it grows on moist or wet mineral beddings, in antropogenicaly transformed, periodicaly drying water reservoirs (old fish-ponds). The species is a part of rare plant communities, that are regarded as extincting or endangered in Europe (association Heleocharetum ovata from the Elatini-Eleocharition ovatae aliance). The station on Dołgie Duże lake in Słowiński National Park confirms the presence of the species in north Poland for the first time since 30 years and at the same time it attests the occurrence of Elatine hydropiper in lobelia lakes. Chrońmy Przyr. Ojcz. 67 (1): 92–95, 2011 Stanowisko rzadkiego grzyba – gwiazdosza potrójnego Geastrum triplex w Dolinie Zajęczej (Trójmiejski Park Krajobrazowy) Locality of a rare fungus Geastrum triplex in the Dolina Zajęcza valley (Trójmiejski Landscape Park) MARCIN STANISŁAW WILGA Katedra Konstrukcji Maszyn i Pojazdów, Politechnika Gdańska 80–233 Gdańsk, ul. Narutowicza 11/12 e-mail: [email protected] Słowa kluczowe: Fungi, Basidiomycota, gatunki zagrożone, Trójmiejski Park Krajobrazowy. W grudniu 2008 roku, w Dolinie Zajęczej, w południowej części Trójmiejskiego Parku Krajobrazowego odkryto sześć owocników gwiazdosza potrójnego Geastrum triplex. Jest to pierwsze, nienotowane dotąd stanowisko z tego obszaru. Gwiazdosz potrójny w Polsce objęty jest ochroną ścisłą i umieszczony na Czerwonej liście grzybów wielkoowocnikowych w kategorii „wymierające”. W Europie stwierdzono prawie 30 gatunków gwiazdoszy Geastrum spp. (Svrček, Vančura 1993), natomiast Wojewoda (2003) wymienia 17 gatun- 92 ków krajowych. Należą one do rzadkich ściółkowych saprotrofów, które dynamicznie zanikają na swoich stanowiskach wskutek postępujących M.S. Wilga Gwiazdosz potrójny w Dolinie Zajęczej SOPOT Z ATO K A Oliwa Lasy Oliwskie Wrzeszcz GDAŃSKA Stogi Śrómieście Ma rtw a W Orunia 1 2 0 isł a 5 km Ryc. 1. Lokalizacja stanowiska gwiazdosza potrójnego w Dolinie Zajeczej: 1 – stanowisko, 2 – granica administracyjna Gdańska Fig. 1. Loca�on of Geastrum triplex in Zajęcza valley: 1 – site, 2 – Gdańsk administra�ve boundary niekorzystnych zmian w środowisku naturalnym (por. Gumińska 2006). W Polsce wszystkie gatunki gwiazdoszy podlegają ochronie ścisłej (Rozporządzenie 2004), a gwiazdosz potrójny został umieszczony na czerwonej liście grzybów wielkoowocnikowych w kategorii „wymierające” – E (Wojewoda, Ławrynowicz 2006). Gwiazdosz potrójny Geastrum triplex Jungh. jest rozprzestrzeniony w Europie na całym jej obszarze – od strefy śródziemnomorskiej, aż po Szwecję i Finlandię (Skirgiełło 1986). W Polsce jest wymieniany z wielu stanowisk położonych m.in. w Parkach Naro- Ryc. 2. Owocnik gwiazdosza potrójnego Geastrum triplex w Dolinie Zajęczej (6.12.2008 r., fot. M.S. Wilga) Fig. 2. Gasterocarp of Geastrum triplex in Zajęcza Valley (6 December 2008, photo by M.S. Wilga) dowych – Roztoczańskim (Sałata 1972), Pienińskim (Gumińska 1969, 1976, 2006), Magurskim (Wojewoda 1999), Karkonoskim (Narkiewicz 2001), Ojcowskim (Rudnicka-Jezierska 1991; Wojewoda 1966, 1974) i Białowieskim (Bujakiewicz 2003, Szczepkowski i in. 2008), w rezerwatach przyrody: „Dębowiec”, „Komasówka” koło Sieradza (Ławrynowicz 1973), „Starożyn” w Puszczy Augustowskiej (Kotalba, Lazebníček 1967) i „Las Warmiński” na Pojezierzu Olsztyńskim (Kubiak, Kubiak 2003). Znaleziono go również w Poznaniu (Teodorowicz 1939), okolicach Opola (Spałek, Nowak 1998) i Olkusza (Wojewoda 2000), w Starej Hucie koło Zwierzyńca (Wojewoda 2000) i okolicach Krakowa (Wojewoda 1991, 1996). W ostatnim czasie został stwierdzony m.in. w rejonie Skoczowa i w Międzybrodziu Żywieckim (Kujawa, Gierczyk 2007; Gądek 2007), w Parku Leśnym w Warszawie (Kujawa, Gierczyk 2007), w Puszczy Bukowej koło Szczecina (Kujawa 2005) i okolicach Lublińca (Cichos 2008). Na Pomorzu Gdańskim* gwiazdosz potrójny współcześnie był podawany z Juraty na Mierzei Helskiej (Kujawa, Gierczyk 2010). Kolejne stanowisko zlokalizowano w grudniu 2008 roku, w oddziale 37b lasu komunalnego Gdańska (ATPOL DA80); na obszarze około 1 ara, pod leszczyną pospolitą Corylus avellana wyrosły 32 owocniki (por. Chojnacki 2008; opis siedliska: Wilga 2008). Opisane poniżej stanowisko gwiazdosza potrójnego odnaleziono 6 grudnia 2008 roku w południowej części TPK – w Lasach Oliwskich. Znajduje się ono w pobliżu Szpitala Dziecięcego „Polanki” w Gdańsku-Oliwie, na poboczu duktu obsadzonego lipami Tilia sp. i prowadzącego od ulicy Polanki w głąb Doliny Zajęczej (las komunalny Gdańska, oddz. 33, ATPOL DA80; ryc. 1). Wśród grubej warstwy opadłych liści wyrosły w skupieniu cztery owocniki będące w stadium dojrzałym; w odległości około 1 metra od nich znajdowały się dwa kolejne dojrzałe okazy. Wśród sześciu znalezionych owocników, u czterech występował charakterystyczny dla tego gatunku kołnierzyk (ryc. 2); pojedynczy okaz znajduje się w zbiorach Stacji Badawczej In* Termin ten odnosi się do dużego fragmentu obszaru Pobrzeży Południowobałtyckich i pojezierzy pomorskich i obejmuje w całości lub części 21 mezoregionów w ujęciu Kondrackiego (1994). 93 Chrońmy Przyr. Ojcz. rocznik 67, zeszyt 1, 2011 stytutu Środowiska Rolniczego i Leśnego PAN w Turwi (sine num.). Okolicznym, dominującym zbiorowiskiem leśnym jest kwaśna buczyna niżowa Luzulo pilosae-Fagetum, w której posadzono gatunki obce siedliskowo i geograficznie: sosnę zwyczajną Pinus sylvestris, świerk pospolity Picea abies, olszę szarą Alnus incana, daglezję zieloną Pseudotsuga menziesii, pojedyncze okazy kasztanowca białego Aesculus hippocastanum i inne. Pobliskie zbocze dolinne o wystawie południowej porastają sosny zwyczajne, buki zwyczajne i dęby bezszypułkowe Quercus petraea, tworząc degeneracyjną postać kwaśnej dąbrowy Fago-Quercetum (por. Herbich, Herbich 2001). Oba miejsca w Lasach Oliwskich, gdzie wyrosły owocniki gwiazdosza potrójnego, położone są tuż obok szlaków wędrownych zwierząt, które mogły mieć udział w rozprzestrzenianiu się tego grzyba. Na opisanym stanowisku gwiazdosza tworzono wielokrotnie składowisko drewna, któremu towarzyszyło naruszanie ściółki i gleby; w przyszłości działalność taka może stanowić potencjalne zagrożenie dla tego rzadkiego taksonu. W dniu 6 września 2010 roku stwierdzono nowe miejsce występowania omawianego taksonu na opisanym stanowisku. Jest ono położone na terenie wymienionego powyżej Szpitala Dziecięcego, w pobliżu jego wschodniej granicy. Ponad tuzin owocników, będących w różnych stadiach rozwoju, wyrosło w skupieniu wśród opadłych liści (leg. et det. M.S. Wilga, M.M. Wantoch-Rekowscy; Wantoch-Rekowski 2010); sporządzono bogatą dokumentację fotograficzną. PIŚMIENNICTWO Bujakiewicz A. 2003. Puszcza Białowieska ostoją rzadkich i zagrożonych grzybów wielkoowocnikowych. Parki Nar. Rez. Przyr. 22 (3): 323–346. Chojnacki W. 2008. Geastrum triplex. ID: 122359. http:// www.bio-forum.pl/messages/7259/224337.html#POST122359. W: Snowarski M. Atlas grzybów Polski [http://www.grzyby.pl/rejestr-grzybow-chronionych-i-zagrozonych.htm]. Cichos R. 2008. Geastrum triplex. ID: 110075. http:// w w w. b i o - f o r u m . p l / m e s s a g e s / 7 2 5 9 / 1 9 1 9 8 2 . html#POST110075. W: Snowarski M. Atlas grzybów Polski [http://www.grzyby.pl/rejestr-grzybow-chronionych-i-zagrozonych.htm]. Gądek J. 2007. Geastrum triplex. ID: 86015. http://www.bioforum.pl/messages/7259/143971.html#POST86015. W: Snowarski M. Atlas grzybów Polski [http://www. grzyby.pl/rejestr-grzybow-chronionych-i-zagrozonych.htm]. Gumińska B. 1969. Mikoflora Pienińskiego Parku Narodowego. I. Acta Mycol. 5: 219–243. Gumińska B. 1976. Mikoflora Pienińskiego Parku Narodowego. III. Zesz. Nauk. UJ. 432. Pr. Bot. 4: 127–141. Gumińska B. 2006. Atlas grzybów Pienińskiego Parku Narodowego. PIENAP, Krościenko. Herbich J., Herbich M. 2001. Zbiorowiska roślinne – specyfika, zagrożenia i ochrona. W: Przewoźniak M. (red.). Materiały do monografii przyrodniczej regionu gdań- 94 skiego. Tom 6. Trójmiejski Park Krajobrazowy. Przyroda – Kultura – Krajobraz. Wyd. Gdańskie, Gdańsk: 81–125. Kondracki J. 1994. Geografia Polski. Mezoregiony fizyczno-geograficzne. PWN, Warszawa. Kotalba F., Lazebníček J. 1967. IV. Sjezd evropských mikologů, Polsko 1966. Česka Mykol. 21 (1): 54–59. Kubiak D., Kubiak K. 2003. Stanowisko gwiazdosza potrójnego – Geastrum triplex Jungh. w rezerwacie „Las Warmiński” na Pojezierzu Olsztyńskim. Parki Nar. Rez. Przyr. 22 (4): 605–608. Kujawa A. 2005. Rejestr gatunków grzybów chronionych i zagrożonych – nowa forma gromadzenia danych mikologicznych pochodzących od amatorów. Podsumowanie roku 2005. Prz. Przyr. 16 (3–4): 17–52. Kujawa A., Gierczyk B. 2007. Rejestr gatunków grzybów chronionych i zagrożonych. Część II. Podsumowanie roku 2006. Prz. Przyr. 18 (3–4): 3–70. Kujawa A. Gierczyk B. 2010. Rejestr gatunków grzybów chronionych i zagrożonych w Polsce. Część III. Wykaz gatunków przyjętych do rejestru w roku 2007. Prz. Przyr. 21 (1): 8–53. Ławrynowicz M. 1973. Grzyby wyższe makroskopowe w grądach Polski środkowej. Acta Mycol. 9 (2): 133–204. Narkiewicz C. 2001. Grzyby wielkoowocnikowe góry Chojnik (Karkonoski Park Narodowy) – gatunki rzadkie i zagrożone. Przyr. Sud. Zach. 4: 65–76. Rozporządzenie 2004. Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 9 lipca 2004 roku w sprawie gatunków dziko występujących grzybów objętych ochroną. Dz. U. Nr 168, poz. 1765. Rudnicka-Jezierska W. 1991. Grzyby (Mycota). Podstawczaki (Basidiomycetes): purchawkowe (Lycoperdales), tęgoskórowe (Sclerodermatales), pałeczkowe (Tulostomatales), gniazdnicowe (Nidulariales), sromotnikowe (Phallales), osiakowe (Podaxales). W: Kochman J., Nowak J., Siemińska J., Skirgiełło A. (red.). Flora Polska. Rośliny zarodnikowe Polski i ziem ościennych. Inst. Bot. PAN, Kraków. Sałata B. 1972. Badania nad udziałem grzybów wyższych w lasach bukowych i jodłowych na Roztoczu Środkowym. Acta Mycol. 8 (1): 69–139. Skirgiełło A. 1986. Materiały do poznania rozmieszczenia geograficznego grzybów wyższych w Europie. 6. Acta Mycol. 20 (1): 129–157. Spałek K., Nowak A. 1998. Geastrum triplex Jungh. (Lycoperdales) na Śląsku Opolskim. Natura Siles. Sup. 2: 23–25. Svrček M., Vančura B. 1993. Atlas grzybów. Polska Oficyna Wydawnicza BGW, Warszawa. Szczepkowski A., Kujawa A., Karasiński D., Gierczyk B. 2008. Grzyby zgromadzone na XIV Wystawie Grzybów Puszczy Białowieskiej. Parki Nar. Rez. Przyr. 27 (4): 115–133. Teodorowicz F. 1939. Nowe dla flory polskiej podrzędy, rodziny, rodzaje i gatunki wnętrzniaków (Gasteromycetes). Kosmos 64 (1): 83–107. Wantoch-Rekowski M. 2010. Geastrum triplex. ID: 172639. W: Snowarski M. Atlas grzybów Polski [http://www. grzyby.pl/rejestr-grzybow-chronionych-i-zagrozonych. htm]. Wilga M.S. 2008. Czarka austriacka Sarcoscypha austriaca (O. Beck ex Sacc.) Boud. w rejonie Gdańska–Oliwy – nowe stanowiska. Prz. Przyr. 19 (3–4): 97–107. Wojewoda W. 1966. Ojcowski National Park. W: Skirgiełło A. (red.). Guide. Fourth Congress of European Mycologists, Poland: 71–79. Wojewoda W. 1974. Macromycetes Ojcowskiego Parku Narodowego. Acta Mycol. 10 (2): 181–265. Wojewoda W. 1991. Changes macrofungal flora of Cracow (S. Poland). Veröff. Geobot. Inst. ETH, Stiftung Rübel, Zürich, 106: 150–161. Wojewoda W. 1996. Grzyby Krakowa w latach 1883–1994 ze szczególnym uwzględnieniem Macromycetes. Studia Ośr. Dok. Fizjogr. PAN, Kraków, 24: 75–111. Wojewoda W. 1999. Wstępna charakterystyka grzybów wielkoowocnikowych Magurskiego Parku Narodowego. Chrońmy Przyr. Ojcz. 55 (1): 35–55. Wojewoda W. 2000. New localities of rare and threatened species of Geastrum (Lycoperdales) in Poland. Acta Mycol. 35 (2): 145–151. Wojewoda W. 2003. Krytyczna lista wielkoowocnikowych grzybów podstawkowych Polski. W: Mirek Z. (red.). Różnorodność biologiczna Polski. Tom 7. Inst. Bot. im. W. Szafera PAN, Kraków. Wojewoda W., Ławrynowicz M. 2006. Czerwona lista grzybów wielkoowocnikowych w Polsce. W: Mirek Z., Zarzycki K., Wojewoda W., Szeląg Z. (red.). Czerwona lista roślin i grzybów Polski. Inst. Bot. im. W. Szafera PAN, Kraków: 53–70. SUMMARY Wilga M.S. Locality of a rare fungus Geastrum triplex in the Dolina Zajęcza valley (Trójmiejski Landscape Park) Chrońmy Przyr. Ojcz. 67 (1): 92–95, 2011 In December 2008, in the Dolina Zajęcza valley in the Trójmiejski Landscape Park, northern Poland, six gasterocarps of a rare fungus Geastrum triplex Jungh. were found. The species has not been reported in the literature from this area so far. G. triplex is strictly protected in Poland and it is listed in the Polish Red List of Macromycetes under a category E – endangered. 95 Dr Andrzej Lech Ruprecht (1935–2010) W dniu 2 lipca 2010 roku odszedł Dr Andrzej Lech Ruprecht, jeden z najbardziej zasłużonych polskich teriologów. Był autorem wielu rozdziałów (nietoperze i cztery gatunki gryzoni) Atlasu rozmieszczenia ssaków w Polsce (1983) oraz współautorem rozdziałów Klucza do oznaczania ssaków Polski (1984). Większość teriologów zapamięta go jednak jako autora ponad 200 publikacji naukowych, spośród których wiele dotyczy nietoperzy. Był uznanym na świecie specjalistą w dziedzinie kraniomorfologii. Na skalę masową uzyskiwał dane z wypluwek sów, doprowadzając oznaczanie ssaków na podstawie materiału kostnego do perfekcji. Popularyzował wiedzę przyrodniczą, zwłaszcza w ostatnich latach. Był Członkiem Honorowym Polskiego Towarzystwa Zoologicznego i Ogólnopolskiego Towarzystwa Ochrony Nietoperzy. Przez wiele lat pracował w Zakładzie Badania Ssaków PAN w Białowieży. Dla osób, którzy go znali, pozostanie wzorem człowieka pracowitego, uczynnego, ale też wymagającego. Andrzej Lech Ruprecht urodził się 20 kwietnia 1935 roku w Gdańsku. W czasie okupacji mieszkał w Łodzi, potem w Nowym Sączu, skąd po wojnie wrócił do Gdańska, gdzie w 1955 roku ukończył szkołę średnią. Podjął studia na Wydziale Lekarskim, jednak ze względu na poważne problemy zdrowotne zmienił kierunek studiów. W 1957 roku rozpoczął studia na Wydziale Biologii i Nauk o Ziemi na Uniwersytecie Adama Mickiewicza w Poznaniu. W 1959 roku przeniósł się na Uniwersytet Mikołaja Kopernika w Toruniu. W 1962 roku ukończył studia i dwa lata później podjął pracę w Zakładzie Badania Ssaków w Białowieży. Tam rozpoczęła się jego wieloletnia praca nad systematyką i morfologią ssaków oraz badania faunistyczne. Przez 96 ponad 25 lat pracował na etacie asystenta, adiunkta i kustosza, mając pod opieką wielką kolekcję materiałów kostnych, jedną z największych w Polsce. Sam przez wiele lat przyczyniał się do jej wzbogacenia, m.in. dzięki analizie wypluwek sów. Ostatnie lata życia spędził w Ciechocinku, do którego przeprowadził się po przejściu na rentę inwalidzką i zakończeniu pracy w Białowieży. Nie przerwało to jednak jego pracy badawczej. Do ostatnich dni zajmował się podsumowywaniem i publikowaniem zebranych wcześniej materiałów. Skupił się na pracach monograficznych. Prowadził też nadal, oczywiście w ramach skromnych możliwości, dodatkowe badania naukowe. Do końca aktywnie zajmował się przygotowywaniem prac do druku. Kilka jego publikacji ukaże się niebawem. Ogrom wykonanej przez niego pracy jest imponujący. W poszukiwaniach materiału naukowego odwiedził kilkaset miejscowości i oznaczył kilkadziesiąt tysięcy ssaków. Dla wielu gatunków były to podstawowe dane wykorzystane w Atlasie rozmieszczenia ssaków w Polsce. Dzięki jego pracy mamy pierwszą udokumentowaną informację o borowcu olbrzymim Nyctalus lasiopterus i szereg nowych stanowisk ssaków. Jego publikacje dotyczące kraniomorfologii ssaków są powszechnie cytowane i znajdują uznanie zarówno w kraju, jak i za granicą. Był człowiekiem otwartym na ludzi i chętnie dzielił się swoją wiedzą. Jego dom w Ciechocinku był otwarty dla osób, które chciały się od niego czegoś nauczyć. Chętnie służył bezinteresowną pomocą młodszym kolegom, zwłaszcza jeśli chodziło o oznaczenie materiału kostnego lub wypożyczenie trudno dostępnej literatury. W stosunku do współpracowników, którzy rozproszeni byli po całej Polsce, był niezwykle wymagający, ale i mobilizujący do pracy. Po mistrzowsku uprawiał korespondencję naukową. Kontaktował ze sobą osoby, dla których widział interesujące perspektywy współpracy i podpowiadał tematy badawcze. Imponował erudycją, olbrzymią wiedzą, niezwykłym zorganizowaniem i uczciwością. Jesteśmy pewni, że wielu badaczy, którzy mieli okazję z nim współpracować, będzie, podobnie jak my, wspominać go bardzo ciepło i serdecznie. W powstającym aktualnie nowym Atlasie ssaków Polski kontynuujemy pracę Doktora Ruprechta, zachowując pamięć o jego pionierskich osiągnięciach. Jan Cichocki, Grzegorz Lesiński
