ISSN 2081-1438 eISSN 2391-4106

Management of Environmental Protection in Forests

TOM VIII

TUCHOLA 2014

RADA NAUKOWA: dr hab. Martin Čech Uniwersytet Karola w Pradze, Czechy prof. dr hab. Jurij Czarnobaj Państwowe Muzeum Przyrodnicze Narodowej Akademii Nauk Ukrainy we Lwowie, Ukraina dr hab. Orest Furdyczko Narodowa Akademia Nauk Agrarnych Ukrainy, Ukraina prof. dr hab. czł. rzecz. PAN Andrzej Grzywacz Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego w Warszawie, Polska prof. dr hab. Swietłana Konaszowa Baszkirski Uniwersytet Agrarny w Ufa, Rosja prof. zw. dr hab. Jan Kopcewicz Uniwersytet Mikołaja Kopernika w Toruniu, Wyższa Szkoła Zarządzania Środowiskiem w Tucholi, Polska dr Mats Nordberg Szwedzkie Towarzystwo Leśne, Szwecja prof. dr hab. czł. koresp. PAN Jacek Oleksyn Instytut Dendrologii PAN w Kórniku, Polska prof. dr hab. Piotr Paschalis-Jakubowicz Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego w Warszawie, Polska prof. dr hab. Myroslava Soroka Narodowy Uniwersytet Leśnictwa i Technologii Drewna Ukrainy, Ukraina prof. dr hab. Lidia Tasienkiewicz Lwowski Uniwersytet im. Iwana Franko, Państwowe Muzeum Przyrodnicze Narodowej Akademii Nauk Ukrainy we Lwowie, Ukraina prof. dr hab. Wojciech Wesoły Uniwersytet Przyrodniczy w Poznaniu, Wyższa Szkoła Zarządzania Środowiskiem w Tucholi, Polska prof. dr hab. inż. Tomasz Zawiła-Niedźwiecki Dyrekcja Generalna Lasów Państwowych, Polska

ZARZ¥DZANIE OCHRON¥ PRZYRODY W LASACH Management of Environmental Protection in Forests

TOM VIII pod redakcją Krzysztofa Kannenberga i Huberta Szramki

Rocznik Wyższej Szkoły Zarządzania Środowiskiem w Tucholi

TUCHOLA 2014

ZAKRES TEMATYCZNY Zarządzanie ochroną przyrody w lasach jest czasopismem przyrodniczo-leśnym. Zawiera oryginalne artykuły naukowe, artykuły przeglądowe, dyskusyjne oraz doniesienia. Profil czasopisma obejmuje problematykę szeroko rozumianej ochrony przyrody w lasach, a więc zagadnienia z dziedzin nauk: leśnych, biologicznych, technicznych, ekonomicznych i prawnych. Artykuły opatrzone są abstraktami w języku angielskim. Na język angielski przetłumaczone są także tytuły, słowa kluczowe i streszczenia artykułów. Materiały mogą być ilustrowane zdjęciami w wersji kolorowej lub czarno- białej. Czasopismo dostępne jest w formie papierowej i elektronicznej. Czasopismo udostępnia teksty artykułów naukowych do swobodnego wykorzystania w celach informacyjnych. WYDAWCA Wyższa Szkoła Zarządzania Środowiskiem w Tucholi, ul. Pocztowa 13, 89-500 Tuchola, Polska, tel. +48 52 559 20 22, osoba kontaktowa: Magdalena Hoppe, e-mail: [email protected] REDAKTORZY NACZELNI DR KRZYSZTOF KANNENBERG, Wyższa Szkoła Zarządzania Środowiskiem w Tucholi, Polska, e-mail: [email protected] PROF. DR HAB. INŻ. HUBERT SZRAMKA, Wyższa Szkoła Zarządzania Środowiskiem w Tucholi, Uniwersytet Przyrodniczy w Poznaniu, Polska, e-mail: [email protected] REDAKTORZY JĘZYKOWI MGR BOGUSŁAWA CZERWIŃSKA – język rosyjski, Wyższa Szkoła Zarządzania Środowiskiem w Tucholi, Polska, e-mail: [email protected] MGR KATARZYNA POROŻYNSKA- język polski, Wyższa Szkoła Zarządzania Środowiskiem w Tucholi, Polska, e-mail: [email protected] DR JOANNA WIŃSKA- język angielski, Uniwersytet Mikołaja Kopernika w Toruniu, Polska, e-mail: [email protected] REDAKTOR STATYSTYCZNY DR HAB. MARIOLA PIŁATOWSKA, Uniwersytet Mikołaja Kopernika w Toruniu, Polska, e-mail: [email protected] REDAKTORZY TEMATYCZNI DR HAB. INŻ. BOGUSŁAW KAMIŃSKI, Wyższa Szkoła Zarządzania Środowiskiem Tucholi, Uniwersytet Przyrodniczy w Poznaniu, Polska, e-mail: [email protected] (inżynieria i ochrona środowiska, nauki leśne) DR HAB. INŻ. ANDRZEJ KLIMEK, Wyższa Szkoła Zarządzania Środowiskiem w Tucholi, Uniwersytet TechnologicznoPrzyrodniczy w Bydgoszczy, Polska, e-mail: [email protected] (nauki leśne, kształtowanie środowiska, zootechnika, ekologia zwierząt, ochrona środowiska) PROF. DR HAB. INŻ. WOJCIECH WESOŁY, Wyższa Szkoła Zarządzania Środowiskiem w Tucholi, Uniwersytet Przyrodniczy w Poznaniu, Polska, e-mail: [email protected] (nauki leśne, hodowla lasu) REDAKTOR TECHNICZNY Daniel Wierzchucki, Firma Usługowo-Wydawnicza "DANIEL", Polska, e-mail: [email protected] SEKRETARZ REDAKCJI mgr Magdalena Hoppe, Wyższa Szkoła Zarządzania Środowiskiem w Tucholi, Polska, e-mail: [email protected] RADA RECENZENTÓW Prof. dr Janbajew Julaj Aglamowicz, Baszkirski Uniwersytet Państwowy w Ufa, Rosja Prof. dr inż. Ladislav Paule, Uniwersytet Techniczny w Zwoleniu, Słowacja dr hab. inż. Cezary Beker, Uniwersytet Przyrodniczy w Poznaniu, Polska dr hab. inż. Janusz Kocel , Instytut Badawczy Leśnictwa w Sękocinie Starym, Polska dr hab. Igor Kaprus', Państwowe Muzeum Przyrodnicze Narodowej Akademii Nauk Ukrainy we Lwowie, Ukraina dr hab. inż. Roman Wojtkowiak, Uniwersytet Przyrodniczy w Poznaniu, Polska dr Nataliya Kalinovych, Lwowski Uniwersytet im. Iwana Franko, Ukraina ADRES REDAKCJI ul. Pocztowa 13, 89-500 Tuchola, Polska tel. +48 52 559 20 22 e-mail: [email protected] http://www.wydawnictwo.tuchola.pl/ osoba kontaktowa: Magdalena Hoppe, e-mail: [email protected] SERWISY ABSTRAKTOWE I INDEKSOWANE - Index Copernicus (IC™ Value w 2013 roku: 5,62) - AGRO - Punktacja MNiSW- 3 pkt. (2013r.) WERSJA ELEKTRONICZNA Wersja elektroniczna jest dostępna na stronie www.wydawnictwo.tuchola.pl. DEKLARACJA DOTYCZĄCA WERSJI PIERWOTNEJ Wersją pierwotną (referencyjną) czasopisma jest wersja drukowana. INSTYTUCJA FINANSUJĄCA Wyższa Szkoła Zarządzania Środowiskiem w Tucholi , Makita Sp. z o.o. (dofinansowanie) ISSN 2081-1438 eISSN 2391-4106 DOI: 10.5604

SPIS TREŚCI OD REDAKCJI ........................................................................................................... 5 1. Stopień defoliacji drzewostanów sosnowych w Leśnym Zakładzie Doświadczalnym Murowana Goślina w latach 1992-2012 (Cezary Beker) ........

7

2. Problematyka ochrony przyrody Puszczy Białowieskiej w ujęciu historycznym i społecznym (Grzegorz Bielecki, Andrzej Nowak) ....................... 16 3. Биометрические особенности старовозрастных древостоев Сколевских Бескид (Украина) (Jurij Chernevyy) ................................................................. 31 4. Skuteczność ochrony przyrody i walorów krajobrazowych na Kujawach i Pomorzu w lasach niestanowiących własności Skarbu Państwa (Wiesław Cyzman) ................................................................................................ 49 5. Детритные показатели стабильности заповедных лесов Карпат (Jurij Czarnobaj) ................................................................................................. 62 6. Geomorfologiczna rola katastrofalnych wezbrań w transformacji górskich koryt na przykładzie Rybnego Potoku (Masyw Babiej Góry). Wstępne wyniki badań (Paweł Franczak) ...................................................................................... 82 7. Sygnał klimatyczny w przyrostach rocznych żywotnika olbrzymiego (Thuja plicata) z dwóch stanowisk w Polsce (Mariusz Gławenda, Szymon Bijak) ........ 95 8. Poznanie genomu kubryckiej populacji sosny zwyczajnej (Maria HaukeKowalska, Wojciech Wesoły, Justyna Pac) ........................................................... 103 9. Regionalny program ochrony i restytucji jarzębu brekinii – Sorbus torminalis (l.) Crantz na obszarze działania Regionalnej Dyrekcji Lasów Państwowych w Pile (Sławomir Kmiecik, Jacek Zwierzyński, Marcin Chirrek) ....... 110 10. Anthropogenic pressure on Barekese and Owabi headworks in Ashanti region, Ghana (Addo Koranteng, Tomasz Zawiła-Niedźwiecki) .......................... 118 11. Charakterystyka biometryczna rozpieraczy w młodnikach sosnowych w Nadleśnictwie Kalisz (Robert Korzeniewicz, Mateusz Skoczylas, Janusz Szmyt, Tomasz Wawro) ............................................................................. 126 12. Charakterystyka biometryczna rozpieraczy w różnowiekowych młodnikach sosnowych w Nadleśnictwie Nowogard (Robert Korzeniewicz, Marcin Rapa, Janusz Szmyt, Tomasz Wawro) ............................................................................. 138

3

13. Lasy i ich tereny sąsiednie jako obszary cechujące się mniejszą degradacją krajobrazu wywołaną przez reklamę zewnętrzną (Karolina Listwan, Paweł Franczak) ............................................................................................................. 149 14. Ochrona krajobrazu kulturowego i dóbr kultury na obszarach leśnych na przykładzie Huty Polańskiej (Karolina Listwan, Paweł Franczak) ................ 162 15. Современное состояние лесной растительности Березовского Лесничества (Покутско-Буковинские Карпаты) (Svetlana Milevskaya) ......... 179 16. Środowisko bytowania dzików, a zawartość zearalenonu i jego metabolitów w wybranych narządach, tkankach i płynach ustrojowych (Jakub Pałubicki, Jan Grajewski, Magdalena Twarużek, Anna Błajet-Kosicka, Robert Kosicki) .................................................................................................... 188 17. Inwazja roślin obcego pochodzenia w naszych lasach (Lucjan Rutkowski) .. 199 18. Defoliacja koron drzewostanów sosnowych Nadleśnictwa Złoczew (Wojciech Szewczyk, Sebastian Jankowski, Marlena Baranowska-Wasilewska, Jolanta Behnke-Borowczyk, Marta Molińska-Glura) .......................................... 206 19. Ocena stanu zagrożenia drzewostanów sosnowych starszych klas wieku przez Porodaedalea pini w Nadleśnictwie Tuchola (Wojciech Szewczyk, Marlena Wasilewska-Baranowska, Rafał Osmólski) ........................................... 216 20. Występowanie chorób infekcyjnych korzeni sosny zwyczajnej w uprawach leśnych Nadleśnictwa Mirosławiec (Wojciech Szewczyk, Iwona Wiercioch) ...... 220 21. Identyfikacja źródeł zanieczyszczeń powietrza,wody i gleby w miejscowości Tleń (Agnieszka Tuszyńska, Krystyna Kannenberg) ................. 226 22. Przechowywanie sadzonek sosny zwyczajnej (Pinus sylvestris L.) przez zimę w różnych warunkach (Wojciech Wesoły, Marta Hajdasz) ............... 238 23. Roślinność stepowa Góry Cymbał (Park Narodowy „Północne Podole” (Ukraina) (Andrzej Woźniak, Mirosława Soroka, Volodymyr Batoczenko, Jurij Szowhan) .............................................................................................................. 246

4

OD REDAKCJI Przyroda, którą stanowią zasoby biotyczne i abiotyczne jest bezcenną wartością Ziemi. Przez wiele milionów lat dzięki naturalnym, samoregulującym mechanizmom, wszystkie elementy przyrody tworzyły permanentną całość, funkcjonowały według naturalnych zasad i praw biologicznych, zapewniając homeostazę środowiska oraz dogodne warunki do współegzystowania różnych gatunków organizmów żywych. Przyroda dzięki nieprawdopodobnej energii i niezwykłym naturalnym umiejętnościom potrafiła sama obronić się przed różnymi zagrożeniami i rozkwitać coraz pełniej po każdym kataklizmie. Niestety, jeden z niewielkich elementów tej wspaniałej maszynerii, czyli Homo sapiens zaczął uzurpować sobie prawa do przyrody, stając się dzięki wręcz drapieżnemu zachowaniu, jednym z największych zagrożeń dla prawidłowego funkcjonowania środowiska naturalnego. Przed taką dywersją ze strony człowieka przyroda stała się prawie bezsilna. Jej właściwe funkcjonowanie a nawet byt jest mocno zagrożony. Dlatego ten sam Homo sapiens powinien czuć się zobligowany do podjęcia wszelkich działań wspomagających naprawienie szkód, jakie wyrządził przyrodzie przez ostatnie stulecia. Ochrona przyrody nakłada na nas ludzi szereg obowiązków. Podejmowanie inicjatyw eliminujących bądź ograniczających zagrożenia, czynności z zakresu szeroko rozumianej edukacji proprzyrodniczej, to tylko przykłady świadomego wywiązywania się z tych zobowiązań. Człowiek będący kreatorem obowiązującego porządku ekonomicznego i społecznego świata musi być świadomy tego, że jest tylko chwilowym jego depozytariuszem. Ma zatem prawo korzystać ze swojego otoczenia, lecz bez jego degradacji czy uszczuplenia. Ludzie jako istoty rozumne powinni zdawać sobie sprawę, że życiu w szeroko rozumianym środowisku towarzyszą im nie tylko obowiązki, ale przede wszystkim prawa. Prawo do zdrowego i długiego życia, do szczęścia, do radości i miłości to przykłady praw ściśle związanych ze środowiskiem człowieka. Korzystanie z tych praw przez jednych nie może ograniczać praw innych, zatem życiu ludzi powinno towarzyszyć korzystanie z mądrości jako umiejętności wykorzystania wiedzy. Niestety nie zawsze tak jest. Często osoby degradujące środowisko tłumaczą swoje działania jako nieprzemyślane bądź nieroztropne. Z powyższych rozważań można wyciągnąć wniosek, że problematyką ochrony przyrody powinniśmy być zainteresowani wszyscy, bez względu na wiek, profesję, wykształcenie czy status społeczny. Ponad 30% powierzchni naszego kraju stanowią ekosystemy leśne, zatem ochrona przyrody w lasach nabiera szczególnego znaczenia. Oddając do Państwa rąk kolejny numer czasopisma „Zarządzanie ochroną przyrody w lasach”, pragnę zachęcić przedstawicieli różnych dyscyplin naukowych i praktyków do podzielenia się z czytelnikami wynikami swoich badań i analiz, a tym samym do uczestnictwa w ważnej interdyscyplinarnej dyskusji na temat różnych aspektów ochrony przyrody w lasach. Zapraszam do współpracy Krzysztof Kannenberg 5

6

DOI: 10.5604/20811438.1158019 Cezary Beker Uniwersytet Przyrodniczy w Poznaniu, e-mail: [email protected]

STOPIEŃ DEFOLIACJI DRZEWOSTANÓW SOSNOWYCH W LEŚNYM ZAKŁADZIE DOŚWIADCZALNYM MUROWANA GOŚLINA W LATACH 1992-2012 DEFOLIATION DEGREE OF PINE STANDS IN MUROWANA GOŚLINA EXPERIMENTAL FOREST RANGE IN 1992-2012 Słowa kluczowe: sosna zwyczajna, stopień defoliacji, stopień uszkodzenia Key words: Scots pine, defoliation degree, degree of damage Abstract. This report presents research results of defoliation degree of pine stands in Murowana Goślina Experimental Forest Range in 1992-2012. Damage degree is assessed using the bioindication method. Since 1991 this has been done in 14 permanent research plots which have been set up in tree stands proportionally representing age classes from II to VI. Annually in July the condition of the foliage of dominant tree species is evaluated on the basis of three criteria: percentage of defoliation, number of needle age-groups and type of tree crown attenuation. The study respects the change of crown defoliation and the relocation of trees between damage degrees.

WSTĘP Stopień defoliacji drzew warunkują czynniki abiotyczne, biotyczne i antropogeniczne. Pośród niekorzystnych wpływów działalności człowieka za najgroźniejsze uważa się nadal wprowadzanie do atmosfery substancji stałych, ciekłych lub gazowych zmieniających naturalny jej skład, który jest mieszaniną zanieczyszczeń pierwotnych i wtórnych. Zanieczyszczenia przemysłowe powodują w lasach zmiany, które w zależności od czasu i specyfiki oddziaływania można podzielić na ukryte, chroniczne i ostre. Jak dowodzą wcześniejsze badania drzewostany sosnowe są szczególnie zagrożone przez oddziaływanie związków siarki [Beker 1994b, 1997, 2009b]. Beker i Sienkiewicz [2009] stwierdzili bardzo wyraźny spadek poziomu imisji SO2 w latach 1992-2006, kwalifikujący aktualnie obszar Puszczy Zielonki do grupy niskich skażeń. Ubytek aparatu asymilacyjnego przekłada się na obniżenie przyrostu drzew. Badania Bekera [2001] potwierdziły istotny statystyczny związek pomiędzy przyrostem pierśnicy i defoliacją korony sosen należących do I klasy Krafta. Celem pracy jest analiza poziomu defoliacji i przemieszczania drzew w stopniach uszkodzeń drzewostanów sosnowych LZD Murowana Goślina w okresie 1992-2012. 7

OBIEKT I METODYKA BADAŃ Od początku lat dziewięćdziesiątych ubiegłego wieku prowadzone są w Zakładzie Dendrometrii i Produkcyjności Lasu, Katedra Urządzania Lasu Uniwersytetu Przyrodniczego w Poznaniu, badania w zakresie monitoringu technicznego i biologicznego. W sposób ciągły monitoruje się warunki meteorologiczne, poziom imisji związków siarki i pyłów oraz zmianę kondycji zdrowotnej drzew. Badania prowadzone są na 14 stałych powierzchniach badawczych założonych w litych drzewostanach sosnowych od II do VI klasy wieku, na siedlisku lasu mieszanego świeżego i boru mieszanego świeżego, proporcjonalnie na gruntach leśnych i porolnych. Dokładny opis powierzchni badawczych można znaleźć w pracy Bekera [1997, 2009a]. Powierzchnie zlokalizowane są na terenie LZD Murowana Goślina. Według rejonizacji klimatycznej opracowanej przez Gumińskiego [Woś 1994] obszar ten został zaliczony do regionu Środkowej Wielkopolski. Charakterystyczną cechą klimatu w tym rejonie jest występowanie w okresie lata pogody bardzo ciepłej z temperaturą powyżej 25°C i jednocześnie pochmurnej bez opadu. W latach 19922006 warunki meteorologiczne nie odbiegały od wielkości średnich wieloletnich dla tego obszaru. Średnia temperatura roczna 8,6°C, okresu wegetacji 15,1°C i lipca 19,4°C. Suma opadów atmosferycznych 524,2 mm w roku, 308,5 mm w okresie wegetacji i 79,4 mm w lipcu. W okresie badawczym najmniej dogodne dla wzrostu drzew były lata 1992 i 2003, charakteryzujące się dużym deficytem opadów przy wyższych od przeciętnej temperaturach [Beker 2009b]. Tab. 1. Stopnie uszkodzenia korony sosny zwyczajnej (Pinus sylvestris L.)

Stopień uszkodzenia

Defoliacja [%]

Roczniki igieł*

Korona**

0 – bez uszkodzenia

0-10

3

pełna

1 – słabe

11-25

2 - 2.5

słabo prześwietlona

2a- umiarkowane

26-40

1.5 – 2

umiarkowanie prześwietlona

2b- średnie

41-60

1 – 1.5

silnie prześwietlona

3 - silne

> 60

1

bardzo silnie prześwietlona

4 – całkowite

100

-

-

*

Ocena w górnej (oświetlonej) części korony. Ocena całej korony. Źródło: Opracowanie własne.

**

8

Uwzględniając poziom imisji SO2 obszar Puszczy Zielonki zaliczany jest do grupy niskich skażeń [Beker i Sienkiewicz 2009]. Stopień defoliacji jest określany przy wykorzystaniu metody bioindykacyjnej. Od roku 1991 corocznie przeprowadza się kontrole w lipcu, miesiącu pełnego wykształcenia aparatu asymilacyjnego. Stopień uszkodzenia korony sosny zwyczajnej (Pinus sylvestris L.) I klasy Krafta jest oceniany z dwóch kierunków przy wykorzystaniu lornetki, według trzech kryteriów: oszacowanej z dokładnością do 5% defoliacji, liczby roczników igieł (w wierzchołkowej części korony) i prześwietlenia korony (tab. 1). W wyniku przeprowadzonych inwentaryzacji określa się średnią defoliację i procentowy udział drzew w stopniach uszkodzeń. Dokładny opis metodyki badań można znaleźć w pracach Bekera [1993, 1994a].

WYNIKI BADAŃ W okresie badawczym stwierdzono znaczną poprawę kondycji zdrowotnej drzewostanów. Średnia defoliacja obniżyła się z 30,3 % w roku 1992 do 10,9 % w roku 2012 (tab. 2). Największa dynamikę spadku defoliacji stwierdzono w latach 1992-2001 (od 30,3 % do 13,8 %), następnie wskaźnik defoliacji oscylował w wąskim zakresie 9-14 % (ryc. 1), przy ustabilizowanej zmienności (tab. 2). Było to konsekwencją przemieszczania się drzew w ramach stopni uszkodzeń, w początkowych latach najwięcej drzew klasyfikowano w stopniu 2a (uszkodzenie umiarkowane), od roku 1995 w 1 (uszkodzenie słabe), a w końcowych latach w stopniu 0 (bez uszkodzeń) [ryc. 2, fot. 1]. Powyższy trend koresponduje z bardzo wyraźnym obniżeniem poziomu imisji SO2 w analogicznym okresie (spadek z 6,52 2 do 0,04 kg/km /dobę). Należy zauważyć, że na słabą kondycję zdrowotną drzewostanów w roku 1992 i niewielkie jej pogorszenie w roku 2003 miały także wpływ bardzo niekorzystne warunki meteorologiczne. Charakteryzowały się one opadem rocznym znacznie poniżej 400 mm, a w okresie wegetacji poniżej 200 mm. Natomiast spadek średniej defoliacji poniżej 10 % (stopień 0 – bez uszkodzeń) w latach 2009-2010 był wynikiem korzystnych warunków pluwialnych i termicznych (ryc. 1). Analizując stan defoliacji poszczególnych sosen w badanym okresie najliczniej obserwowano stabilizację stopnia uszkodzenia (fot. 2), aczkolwiek incydentalnie wystąpiły drastyczne pogorszenia kondycji zdrowotnej (fot. 3).

9

Tab. 2. Średnie arytmetyczne (Defol), odchylenia standardowe (sDefol.) i współczynniki zmienności (VDefol.) defoliacji korony i procentowy udział drzew w stopniach uszkodzenia w latach 1992-2012

______ Rok

Defol.

sDefol.

VDefol.

[%]

0

1

2a

2b

3

4

1992

30,3

6,7

22,1

0,6

27,1

70,4

1,6

0

0,3

1993

29,1

9,1

31,2

1,9

36,5

60,2

0,3

0

1,1

1994

28,0

9,7

34,7

3,7

40,3

54,6

0,3

0

1,1

1995

27,5

9,5

34,5

2,4

48,7

47,3

0,5

0

1,1

1996

26,6

9,5

35,9

2,9

58,3

37,4

0,3

0

1,1

1997

26,0

9,5

36,4

2,4

63,7

32,5

0,3

0

1,1

1998

25,2

9,3

37,1

2,2

76,3

19,9

0,5

0

1,1

1999

23,1

10,0

43,3

6,2

79,3

12,9

0,5

0

1,1

2000

20,9

10,4

49,9

10,5

81,2

7,2

0

0

1,1

2001

13,8

9,4

68,1

44,3

53,1

2,1

0

0,5

0

2002

12,9

10,2

79,5

52,3

46,5

0,5

0

0

0,7

2003

13,3

10,3

77,1

49,1

49,5

0,5

0,2

0

0,7

2004

13,4

11,3

84,1

50,2

47,5

0,9

0,2

0,5

0,7

2005

12,8

12,3

95,9

53,9

43,5

1,2

0

0,2

1,2

2006

13,9

12,1

87,0

47,9

48,8

1,9

0

0,2

1,2

2007

12,8

12,1

94,3

55,1

42,1

1,4

0

0,2

1,2

2008

10,4

6,7

64,1

63,2

35,9

0,9

0

0

0

2009

8,9

6,7

75,0

71,5

27,9

0,6

0

0

0

2010

9,8

6,5

66,0

65,0

34,4

0,6

0

0

0

2011

10,2

6,5

64,0

63,8

35,1

1,1

0

0

0

2012

10,9

6,5

59,2

58,7

39,6

1,7

0

0

0

Źródło: Opracowanie własne.

10

Stopień uszkodzenia

Ryc. 1. Średnia defoliacja w latach 1992-2012 Źródło: Opracowanie własne.

Ryc. 2. Planowany obszar regulacji rzeki Węgorapy Źródło: Raport M. Grzybowskiego, B. Wziętka i Sz. Czernek z 2012 r. 11

Fot. 1. Przykład korony sosny (Pinus sylvestris L.) bez uszkodzeń (stopień 0), LZD Murowana Goślina, Oddz. 49c, wiek 70 lat Źródło: C. Beker.

Fot. 2. Przykład stabilizacji stanu korony (stopień uszkodzenia 1) sosny (Pinus sylvestris L.), LZD Murowana Goślina, Oddz. 20a, wiek 58 lat Źródło: C. Beker. 12

Fot. 3. Przykład pogorszenia się stanu korony (stopnie uszkodzenia – 2,4) u sosny (Pinus sylvestris L.), LZD Murowana Goślina, Oddz. 38j, wiek 50 lat Źródło: C. Beker.

DYSKUSJA Realizowany program badawczy wypełnia postulat, łączenia informacji uzyskanych w ramach monitoringu biologicznego z wynikami prowadzonego równolegle monitoringu technicznego [Kannenberg 2007, Jaszczak i in. 2011]. W wyniku przeprowadzonych badań stwierdzono, że na stopień defoliacji sosen decydujący wpływ ma poziom imisji dwutlenku siarki. Zaobserwowano, że po wyraźnej redukcji imisji SO2 nastąpiła znaczna poprawa kondycji zdrowotnej badanych drzewostanów [Beker 2009b]. W latach osiemdziesiątych i jeszcze na początku lat dziewięćdziesiątych ubiegłego wieku Puszcza Zielonka był zaliczana do obszarów średnich skażeń przemysłowych [Magnuski i Sienkiewicz 1993]. Stan ten dokumentowały badania w zakresie monitoringu technicznego, wykazujące podwyższony poziom imisji SO2 i ponadnormatywną zawartość siarki w aparacie asymilacyjnym drzew [Magnuski i in. 1992]. Fakt ten potwierdziły również przeprowadzone w latach 1993-1994 badania dotyczące względnego udziału siarki w 1-, 2- i 3-letnich igłach sosny zwyczajnej (Pinus sylvestris L.) [Beker 1997]. Zbliżoną tematykę badawczą realizował Jaszczak [1995, 1996, 1998]. Wyniki badań w zakresie monitoringu technicznego uzyskane w latach 1992-2006 na 14 stałych powierzchniach obserwacyjnych dowodzą, że Puszcza Zielonka według aktualnie obowiązujących wielkości dopuszczalnych dla imisji SO 2 2 nieprzekraczających poziomu 10,00 kg/km /dobę, zalicza się do obszarów niskich skażeń [Beker i Sienkiewicz 2009]. Przy bardzo wyraźnym obniżeniu emisji 13

wysokiej z aglomeracji miejsko-przemysłowej Poznania, w ekosystemach leśnych coraz większego znaczenia nabierają emisje komunalne i pochodzące ze źródeł mobilnych. Zmiany poziomu emisji zanieczyszczeń w kolejnych latach będą uzależnione nie tylko od warunków meteorologicznych okresu zimowego, lecz przede wszystkim od efektywnego stosowania proekologicznych rozwiązań w technice grzewczej i lokalnego nasilenia ruchu komunikacyjnego. Należy dodać, że na kondycję zdrowotną badanych drzewostanów miały okresowo niekorzystny wpływ, poza imisjami przemysłowymi, warunki meteorologiczne: szczególnie w latach 1992 i 2003 oraz czynniki biotyczne: masowy pojaw przypłaszczka granatka w latach dziewięćdziesiątych ubiegłego wieku i periodycznie występujące choroby grzybowe.

WNIOSKI 1. W latach 1992-2012 nastąpił znaczny spadek defoliacji drzewostanów sosnowych w LZD Murowana Goślina, korespondujący z dużą redukcją imisji SO2 na tym obszarze. 2. Konsekwencją tego procesu było przemieszczania się drzew w ramach stopni uszkodzeń, w początkowych latach najwięcej drzew klasyfikowano w stopniu 2a (uszkodzenie umiarkowane), od roku 1995 w 1 (uszkodzenie słabe), a w końcowych latach w stopniu 0 (bez uszkodzeń). 3. Przeprowadzone badania potwierdziły niekorzystny wpływ na kondycję zdrowotną drzewostanów sosnowych imisji dwutlenku siarki. 4. Poza imisjami przemysłowymi na badane drzewostany okresowo niekorzystnie oddziałują warunki meteorologiczne i czynniki biotyczne.

LITERATURA Beker C. (1993). Ocena defoliacji drzew jako podstawowe kryterium klasyfikacji stanu zdrowotnego lasu. Prace IBL ser. B nr 18: 89-94. Beker C. (1994a). Ocena korony sosny zwyczajnej dla potrzeb określania stanu zdrowotnego drzew. Pr. Kom. Nauk Rol. Kom. Nauk Leśn. PTPN, tom 78: 15-19. Beker C. (1994b). Lokalna inwentaryzacja stanu zdrowotnego drzewostanów sosnowych w LZD Murowana Goślina. Sylwan. 138 (12): 79-88. Beker C. (1997). Dendrometryczna charakterystyka wybranych drzewostanów sosnowych znajdujących się pod wpływem imisji przemysłowych. Wyd. SGGW. Warszawa: 122 s. Beker C. (2001). Związek pomiędzy defoliacją korony a przyrostem pierśnicy sosny zwyczajnej (Pinus sylvestris L.). Rocz. AR Pozn. 131, Leśn. 39: 27-32. Beker C. (2009a). Stan zdrowotny, struktura i przyrost niepielęgnowanych drzewostanów sosnowych. Rozprawy Naukowe 400, Wyd. UP w Poznaniu: 153 s. Beker C. (2009b). Stan zdrowotny drzewostanów sosnowych w Leśnym Zakładzie Doświadczalnym Murowana Goślina w latach 1992-2006. Sylwan 153 (8): 528-533.

14

Beker C., Sienkiewicz A. (2009). Ocena stanu zagrożenia środowiska leśnego Puszczy Zielonka przez zanieczyszczenia powietrza atmosferycznego w latach 1992-2006. Sylwan 153 (7): 451-456. Jaszczak R. (1995). Zmiana stanu zdrowotnego drzewostanów sosnowych pod wpływem średnich skażeń z uprzemysłowionej aglomeracji miejskiej. Sylwan 139 (8): 43-49. Jaszczak R. (1996). Wyniki ustalenia stref uszkodzeń w lasach Nadleśnictwa Doświadczalnego Zielonka metodą drzewostanową. Sylwan 140 (3): 113-121. Jaszczak R. (1998). Ocena zmian cech biometrycznych drzewostanów sosnowych Puszczy Zielonka pod wpływem imisji miejsko-przemysłowych. Rocz. AR Pozn. 305, Leśn. 36: 4770. Jaszczak R., Gołojuch P., Niziołek K. (2011). Naziemne inwentaryzacje szkód w polskich lasach powodowanych przez przemysłowe zanieczyszczenia powietrza atmosferycznego w latach 1970-2009. Sylwan 155 (10): 687-701. Kannenberg A. (2007). Przydatność metody oceny stopnia defoliacji w analizie jakości drzewostanów sosnowych i dębowych. Red. K. Kannenberg, H. Szramka. WSZŚ w Tucholi, Zarządzanie ochroną przyrody w lasach, t.1: 178-193. Magnuski K., Sienkiewicz A., Jaszczak R. (1992). Przyrost drzewostanów sosnowych w warunkach średnich skażeń z uprzemysłowionej aglomeracji miejskiej. Rocz. AR w Poznaniu, Leśn. 30: 93-103. Magnuski K., Sienkiewicz A. (1993). Wpływ średnich skażeń uprzemysłowionej aglomeracji miejskiej na niektóre części składowe ekosystemu leśnego. Prace IBL ser. B, 15: 152-164. Woś A. (1994). Klimat Niziny Wielkopolskiej. Wyd. Nauk. UAM. Poznań.

STRESZCZENIE W okresie 1992-2012 nastąpił znaczny spadek defoliacji drzewostanów sosnowych na terenie Leśnego Zakładu Doświadczalnego Murowana Goślina, korespondujący z dużą redukcją emisji SO2 na tym obszarze. Konsekwencją tego procesu było przemieszczanie się drzew w ramach stopni uszkodzeń. Podstawowy kierunek zmian: z 2a (uszkodzenie umiarkowane: defoliacja 26-40%) do 1 (uszkodzenie słabe: defoliacja 11-25%) i z 1 do 0 (bez uszkodzeń: defoliacja 0-10%). Przeprowadzone badania potwierdziły niekorzystny wpływ na stan zdrowotny drzewostanów sosnowych imisji dwutlenku siarki. Poza imisjami przemysłowymi na badane drzewostany niekorzystnie oddziałują okresowo warunki meteorologiczne i czynniki biotyczne.

SUMMARY In the period of 1992-2012there was a marked decline in the defoliation level of pine stands in the territory of the Murowana Goślina Experimental Forest Range corresponding to a significant reduction in SO2 emissions in this area. This is caused by the relocation of trees between damage degrees. The majority of the change direction was: from 2a (moderate damage: defoliation 26-40%) to 1 (weak damage: defoliation 11-25%) and from 1 to 0 (no damage: defoliation 0-10 %). The performed studies confirmed a negative effect of SO2 emissions on the health status of pine stands. In addition to industrial emissions, the seasonal weather conditions and biotic factors had an unfavourable impact on pine stands.

15

DOI: 10.5604/20811438.1158022 Grzegorz Bielecki, Andrzej Nowak Nadleśnictwo Hajnówka

PROBLEMATYKA OCHRONY PRZYRODY PUSZCZY BIAŁOWIESKIEJ W UJĘCIU HISTORYCZNYM I SPOŁECZNYM NATURE PROTECTION IN BIALOWIEZA FOREST - THE HISTORICAL AND SOCIAL VIEW Słowa kluczowe: ochrona przyrody, park narodowy, rezerwat ścisły, las, żubr, kornik drukarz, bioróżnorodność Key words: nature protection, national park, strict reserve, forest, European bison, spruce bark beetle, biodiversiy Abstract. The impact of diverse activities of a human being on the development and protection of biogeocenosis in Bialowieza Forest has been viewed against a background of the history of the whole forest on both sides of the Polish and Belarusian borderland. Hunting and forest beekeeping, exploitation of wood, burning of potash, wood tar, tar and coal, are the proof of direct interference of people, radically disturbing natural resources of the forest. The regulation of the water balance in the valleys of Narewka and Hwoźny rivers, especially in 18th century, straightening of the river course: the elimination of the old bends of the river was a direct cause of diminishing of the vast swamp areas and lowering of the water level in the vicinity. Both biotic and abiotic negative results can still be seen in many Balowieza Forest biotopes.

WSTĘP Puszcza Białowieska należała i nadal należy do najlepiej zachowanych fragmentów pierwotnych lasów niżowych w Europie Środkowej. O szczególnej wyjątkowości tego kompleksu puszczańskiego świadczy między innymi duża jego naturalność. Można tutaj spotkać nawet niewielkie fragmenty lasu o wybitnie pierwotnym charakterze [Sokołowski 2004]. Na terenie Puszczy Białowieskiej występują główne zbiorowiska leśne Środkowej Europy, od najbardziej ubogich do wyjątkowo żyznych. Znaczny udział w budowie drzewostanów stanowią starodrzewia naturalnego pochodzenia, będące cenną bazą genetyczną. Do odnowień drzewostanów w Puszczy Białowieskiej stosuje się tylko materiał pochodzący z tego kompleksu leśnego. Od innych obszarów leśnych odróżnia ją wielkie bogactwo flory i fauny, z wieloma rzadkimi i występującymi gatunkami tylko na tym terenie [Brzeziecki 2011]. Sztandarowym gatunkiem Puszczy Białowieskiej jest żubr, którego obecność miała i ma wielkie znaczenie dla historii i losów omawianego obiektu [Okołów, red. 2009]. W ostępach puszczańskich możliwe są wszystkie formy ochrony przyrody. 16

Ochrona ścisła obejmuje fragmenty drzewostanów o charakterze naturalnym, a nawet pierwotnym, poprzez wyłączenie z gospodarki leśnej drzewostanów, których wiek osiągnął 100 lat [Bernadzki, red. 1985, Brzeziecki i in. 2012].

CHARAKTERYSTYKA PRZYRODNICZA PUSZCZY BIAŁOWIESKIEJ GEOMORFOLOGIA, SKAŁY MACIERZYSTE I GLEBY Podłoże glebowe Puszczy Białowieskiej ukształtowało się na utworach morenowych zlodowacenia środkowopolskiego. Największą powierzchnią charakteryzuje się morena ablacyjna, zbudowana z piasków gliniastych, silnie spiaszczonych lub żwirowatych. Znaczną powierzchnię zajmują również gliny zwałowe moreny dennej, często przykryte piaskami aluwialnymi. W czasie ostatniego zlodowacenia rozwijały się na terenie Puszczy Białowieskiej procesy eoliczne sprzyjające powstawaniu wydm, piaszczystych równin i niecek deflacyjnych wypełnionych torfami torfowisk wysokich [Włoczewski 1954, Prusinkiewicz, Kowalkowski 1964] . Gleby Puszczy Białowieskiej są mocno zróżnicowane. O ich cechach decyduje różny stopień zbielicowania i odmienny stan oglejenia. Bardzo duże znaczenie siedliskotwórcze w Puszczy Białowieskiej mają gleby organiczne, zajmujące około 25 % powierzchni. Można tutaj spotkać gleby torfowisk niskich, które dominują w pradolinach rzek. Gleby torfowe torfowisk niskich, przechodzące w gleby torfowe torfowisk przejściowych, szczególną rolę odgrywają na pobrzeżach cieków wodnych. Na styku z utworami morenowymi pojawiają się gleby torfowomurszowe, murszowo-mineralne i czarne ziemie. Znaczący udział w przestrzennym zróżnicowaniu pokrywy glebowej drzewostanów Puszczy Białowieskiej mają również gleby płowe i opadowo-glejowe [Prusinkiewicz, Kowalkowski 1964]. Płaski przeważnie relief, małe spadki terenowe oraz występowanie trudno przepuszczalnych glin i iłów, a także opady atmosferyczne zdecydowanie przewyższające parowanie, są przyczyną płytkiego kształtowania się poziomu wód gruntowych i zaskórnych oraz zabagnienia znacznej części obszaru Puszczy Białowieskiej. Odzwierciedleniem powierzchniowej zmienności warunków hydrologicznych na tym terenie są następujące typy stosunków wodnych: przemywny, okresowo-przemywny, stagno-przemywny, glejowo-przemywny, przemywno-glejowy, glejowy i bagienny [Prusinkiewicz, Kowalkowski 1964]. Badania gleb wykonane przez Biuro Urządzania Lasu i Geodezji Leśnej [Oddział w Białymstoku] wykazały, że na terenie Puszczy Białowieskiej występuje 9 rzędów, 15 typów i 46 podtypów glebowych. Największy obszar zajmują gleby brunatnoziemne (36,5%). Znaczny udział przypada na gleby bielicoziemne (19,1%), gleby glejobielicowe (12,1%) i czarne ziemie (4,7%). Gleby zabagniane, bagienne i pobagienne zajmują łącznie 27,6% [Sokołowski 2004]. 17

SIEDLISKA LEŚNE I SKŁAD GATUNKOWY DRZEWOSTANÓW Największy udział na terenie Puszczy Białowieskiej mają siedliska żyzne i bardzo żyzne (lasy mieszane, lasy, olsy i olsy jesionowe), które zajmują 79,9%. Średniożyzne siedliska (bory mieszane) stanowią 13,3%, natomiast ubogie (bory) zajmują tylko 6,8% powierzchni [Więcko 1984, Kwiatkowski 1994, Sokołowski 2004, Matuszkiewicz, Solon 2007]. Leśne zbiorowiska roślinne obejmują prawie 96% powierzchni Puszczy Białowieskiej. Dominującym gatunkiem puszczańskim jest sosna zwyczajna zajmująca 27,40%, następnie świerk pospolity, którego udział powierzchniowy wynosi 25,30%. Olsza czarna jest reprezentowana w 19,56%, co daje jej trzecie miejsce. W dalszej kolejności należy wymienić dąb szypułkowy (11,87%) i brzozę brodawkowatą, której udział wynosi 6,35%. Na pozostałe gatunki przypada 9,52% [Sokołowski 2004].

OCHRONA PUSZCZY BIAŁOWIESKIEJ W CZASACH KRÓLEWSKICH Nazwa Puszczy Białowieskiej po raz pierwszy pojawiła się jesienią 1409 roku. Wówczas Władysław Jagiełło – król Polski i Litwy, po słynnym zjeździe w Brześciu, udał się na łowy do rozległego kompleksu leśnego otaczającego współczesną Białowieżę. Od tego czasu historycy zaczęli posługiwać się nazwą Puszcza Białowieska. To pierwsze królewskie polowanie nadało Puszczy Białowieskiej przymiotnik królewska, ponieważ od tego czasu stanowiła własność Korony Polskiej [Karcow 1903, Szafer 1932, Więcko 1984]. Kolejny potomek króla Władysława Jagiełły, Zygmunt I Stary osiedlił w Puszczy Białowieskiej 277 rodzin straży łowieckiej. W tym czasie zaczęło obowiązywać surowe prawo karzące śmiercią za skłusowanie zwierzyny z lasów puszczańskich. Zygmunt I Stary, według Karcowa [1903], wprowadził 27 lutego 1538 roku pierwszy akt prawny dotyczący ochrony lasów i zwierzyny Puszczy Białowieskiej. Również ten władca powołał komisję do rozgraniczenia dóbr koronnych od prywatnych i stanowienia prawa do pozyskiwania drewna i sianokosów [Karcow 1903]. Ten akt prawny, nazywany nawet ustawą, wydany został w języku słowiańskim, który stał się językiem urzędowym. Pierwszy artykuł ustawy powoływał stanowiska leśniczych i określał ich obowiązki, natomiast kolejne dotyczyły sposobu gospodarowania. Zabronione było bez zgody pisemnej samego króla wycinanie drzew. Leśniczowie i strzelcy mieli obowiązek likwidowania zbędnych ścieżek i dróg. Wyżsi urzędnicy i leśniczowie wynagradzani byli przydziałem ziemi. Leśniczy miał również władzę sądowniczą w rozsądzaniu konfliktów pomiędzy chłopami i strzelcami. Pomysł sprowadzenia do Puszczy Białowieskiej strzelców okazał się nietrafionym, ponieważ ci nowi 18

przybysze stali się wrogami zwierzyny, a pod rozrastające się rodziny trzeba było karczować lasy [Karcow 1903, Okołów, red. 2009]. Kolejni następcy Zygmunta I Starego dostrzegli błąd w kolonizacji Puszczy Białowieskiej przez strzelców i ich rodziny. Starali się naprawić zaistniały błąd odpowiednimi zarządzeniami. W 1557 roku wydano Ustawę na wołoki pana, króla J. Mości w całym Wielkim Księstwie Litewskim – wprowadzającą zasady wysiedlania przez rewizorów strzelców i chłopów. W następnym okresie król Zygmunt August wydał polecenie staroście Mściborskiemu Grzegorzowi Wołowiczowi przeprowadzenie inwentaryzacji wszystkich królewskich lasów, w tym Puszczy Białowieskiej. Grzegorz Wołowicz po raz pierwszy stosuje określenie osocznik w stosunku do tropicieli zwierzyny. Nazwa później powszechnie stosowana. Pochodziła ona od słowa „sok”, śledzenie. Stanowisko osocznika przetrwało do czasów dynastii saskiej, kiedy w Puszczy Białowieskiej pojawili się jegrzy. Po śmierci Zygmunta Augusta, ostatniego z rodu Jagiellonów, na tron polski wstępuje Stefan Batory, również pasjonat łowiectwa. Za czasów tego władcy powstaje w Puszczy Białowieskiej pierwszy zwierzyniec, nazwany Wielkim Kletnem [Karcow 1903]. Stefan Batory nie zapominał o ochronie zasobów Puszczy Białowieskiej i mobilizował do tych działań straż łowiecką. W 1583 roku na polecenie króla odłowiono w Puszczy Białowieskiej dwa żubry, które wysłano do Krakowa i Warszawy. Był to pierwszy przypadek przesiedlenia tych zwierząt. Kolejny władca, po Stefanie Batorym, Zygmunt III Waza nie interesował się łowiectwem i Puszczą Białowieską. Nigdy nie odwiedził Białowieży. To właśnie za czasów Zygmunta III Wazy padła ostatnia krowa tura [Karcow 1903, Sokołowski 2004, Okołów, red. 2009]. Następca Zygmunta III Wazy, król Władysław IV, chociaż nie przejawiał pasji łowieckiej, to jednak los Puszczy Białowieskiej nie był mu obojętny. Na jego polecenie łowczy Wielkiego Księstwa Litewskiego Isakowski sporządził w 1640 roku „ordynację” – porządek zarządzania wszystkimi lasami królewskimi. Puszcza Białowieska była w tym czasie podzielona na trzy części, z których dwie były prawie równe, natomiast jedna odbiegała wielkością i była znacznie mniejsza. Głównym zarządcą Puszczy Białowieskiej został leśniczy BiałowieskoKrzemieniecki, mający bezpośredni kontakt z królem. Zgodnie z wymienioną wyżej ordynacją wjazd do Puszczy Białowieskiej osób postronnych w celu pozyskania drewna oraz wykonania sianokosów możliwy był tylko na podstawie listów królewskich [Karcow 1903]. Takie listy, w liczbie 23, otrzymali między innymi kanclerze, podkanclerz, podkomorzy, pisarz, starostowie i dostojnicy duchowni. Nie prowadzono żadnej wycinki i zakładania nowych dróg. Pozyskiwać można było posusz, leżaninę i chrust na podstawie pozwolenia od łowczego. Król Jan Kazimierz, następca Władysława IV, w Puszczy Białowieskiej polował w 1650 roku. Panujący po nim Michał Wiśniowiecki i Jan Sobieski w Puszczy nie bywali. Puszcza znowu ożyła z chwilą wstąpienia na tron polski Augusta II. Pojawili się jegrzy, zostało zorganizowane gospodarstwo łowieckie. Rozwijało się 19

pszczelarstwo, które dawało dochód chłopom. Straż łowiecka liczyła w tym czasie 150 osób. Z inicjatywy króla Augusta II podjęto próbę przesiedlenia żubrów do Drezna. Była ona nieudana z powodu nieprzystosowania się zwierząt do nowych warunków klimatycznych. Znaczącą powierzchniowo część Puszczy Białowieskiej, ze względu na liczne wizyty króla Augusta II, nazwano Puszczą Augustowską [Więcko 1984, Sokołowski 2004, Okołów, red. 2009]. Jego syn August III bywał w Puszczy Białowieskiej bardzo często. Na pamiątkę urządzanych wówczas polowań do dziś stoi obelisk z napisem upamiętniającym jedno z takich wydarzeń łowieckich. Ostatni król Polski Stanisław August do zarządzania Puszczą Białowieską powołał wybitnych ekonomistów, do których należał Antoni Tyzenhauz. Początkowo pełnił on funkcję starosty grodzieńskiego, a następnie podskarbiego litewskiego. Ten światły rządca zatroskany był w sposób szczególny Puszczą Białowieską. Bezpośredni nadzór nad tym obiektem przyrodniczym zlecił oberforstmeistrowi z podległym mu łowczym, który kierował 13 podleśniczymi i 123 strzelcami. Puszczę podzielono na tzw. straże. Były one tak usytuowane, że każda z nich wychodziła jednym bokiem na skraj lasów puszczańskich. Strzelców umieszczano dookoła całego kompleksu leśnego, żeby lepiej można było go chronić od wyrębów i kłusownictwa. Antoni Tyzenhauz był również w Grodnie nauczycielem licznej rzeszy leśniczych i mierniczych. Jego wychowankowie podzielili Puszczę Białowieską na straże łowne i eksploatacyjne. Oni też podjęli walkę ze szkodnikami i zaczęli dbać o drzewostany według najlepszych europejskich wzorców. Był to ostatni okres polskiego władania Puszczą Białowieską. Wielokrotnie wymieniany Karcow [1903] tak go podsumował w swojej monografii: „Patrząc bezstronnie na czterechsetletnie polskie panowanie w Puszczy [lata 1413-1794] myśliwy powinien jednak złożyć Polakom szczere podziękowania. Naruszona, uszczuplona pod względem drzewostanu i zwierzostanu Puszcza mimo wszystko ocalała i nie wyginął w niej najcenniejszy jej mieszkaniec – żubr, którego nigdzie w Europie nie umiano zachować”. Można tylko dodać, że Puszcza Białowieska ocala jedynie dzięki swoim królom [Więcko 1984, Sokołowski 2004].

OKRES ZABORÓW Po III rozbiorze Rzeczpospolitej Polski zarząd nad Puszczą Białowieską przejęło rosyjskie imperium. Caryca Katarzyna II znaczną część Puszczy Białowieskiej podarowała swoim generałom. Między innymi obdarowany został hrabia Rumiancew, którego następcy sprzedając swoje udziały przyczynili się do zachwiania struktury własności, utrudniając prowadzenie gospodarki leśnej [Karcow 1903]. W 1811 roku Puszczę Białowieską zaczął trawić ogromny pożar, którego początek nastąpił pod koniec maja. Jedną z przyczyn ogromnych, nieoszacowanych 20

strat było nagromadzenie posuszu, gałęzi i leżaniny. Pożar trwał cztery miesiące. Dopiero jesienne, październikowe deszcze poskromiły rozjuszony żywioł. Straty jednak były duże. Kolejne lata nie były również łaskawe dla Puszczy Białowieskiej. Dopiero z końcem lat trzydziestych życie Puszczy zaczęło wracać do normy. Oddelegowani leśni urzędnicy z Petersburga mieli za zadanie określić stan lasu [Karcow 1903]. Stwierdzili oni, że w Puszczy Białowieskiej znajduje się największy zapas drzew masztowych, wprawiających w zadumę techników okrętowych. Wstrzymane pozyskanie w latach dwudziestych XIX wieku wznowiono z nową energią. Odnotowywane były przypadki, ze z 1000 drzew odbierano tylko kilkadziesiąt. Pozostałe znikały bez śladu. W 1838 roku dla potrzeb resortu morskiego wycięto 3000 sztuk dębów i 800 sosen. Na potrzeby carskiej floty wydzielono część Puszczy Białowieskiej – straż Hajnowską. Jednak po tych kataklizmach Puszcza Białowieska ponownie była prawidłowo zarządzana. Do Puszczy Białowieskiej przybyli oficerowie leśni, którzy uznali stan lasu za niezadowalający. Młode odnowienia drzewostanowe hamowane były przez pozostawiane w lesie gałęzie. Drzewostan Puszczy Białowieskiej składał się wówczas z sosny zwyczajnej – 2/3 składu gatunkowego. Świerk pospolity stanowił 1/5, a dęby (bezszypułkowy i szypułkowy) 1/3 składu gatunkowego. Przeprowadzono prace urządzeniowe. Puszcza Białowieska została podzielona na 541 oddziały. Długość boków oddziałów stanowiły wiorsty wynoszące 1066,8 m. Podział taki zachowany jest do dnia dzisiejszego. Powierzchnia jednego oddziału wynosi 113 ha. Oddziały były oddzielone od siebie wyciętą linią, tak zwaną trybą. Nazwa ta funkcjonuje także obecnie. Ustalono nawet wiek rębności dla poszczególnych gatunków. Puszcza została podzielona na pięć leśnictw: Białowieskie, Browskie, Hajnowskie, Stołpowyckie i Okolnickie. Każde leśnictwo dzieliło się wówczas na dwa obręby i dwanaście obchodów. Strażnikom objazdowym podlegało 77 strzelców, zamieszkałych w Puszczy wraz z rodzinami. Liczbę osoczników zmniejszono ze 114 do 73. Pojawili się również pierwsi turyści, zainteresowani żubrami. W tym czasie w granicach Puszczy znajdowało się 120 różnych osiedli [Karcow 1903]. Największa długość granic Puszczy Białowieskiej, przebiegająca z północy na południe, wynosiła 43 km, a szerokość od 28 do 36 km. Długość całkowita zewnętrznych granic sięgała 333 km. W środku Puszczy Białowieskiej znajdowała się wielka polana o powierzchni 2000 ha, na której położona jest Białowieża [Więcko 1984]. Po przejęciu w 1888 roku przez rodzinę carską terenu całej Puszczy Białowieskiej, gospodarkę w niej podporządkowano celom łowieckim. Wspominany wcześniej cytowany Karcow [1903], wielki rosyjski badacz Puszczy Białowieskiej, stan jej przed przejęciem w apanaże carskie charakteryzował następująco: „W lasach wyrąbano najcenniejsze pod względem gospodarczym drzewa. Najmniej pozostało drzewostanów rębnych, mało też jest młodników” [Więcko 1984, Sokołowski 2004]. 21

Karcow [1903] pisał również: „Puszczą prawie nikt się nie interesował, ani gospodarz, ani myśliwy, ani pisarz, ani artysta”. Uważał on, że Puszcza Białowieska 3 i żubr stopniowo ginęły. Dokonywano wyrębu około 260 tys. m drewna rocznie. Nie odnawiano powstałych zrębów. Pod koniec XIX wieku cięcia wstrzymano. Zaczęto dbać o stan sanitarny drzewostanów puszczańskich. Warunkiem wyrębu drzew była ich kondycja zdrowotna. Wycięte mogły być tylko drzewa uszkodzone, nienadające się do pozostawiania na pniu. Zupełnie odwrotnie, niż obecnie. Car, wielki miłośnik polowań, dostosowywał teren Puszczy Białowieskiej do celów łowieckich. Równocześnie rozpoczęła się intensywna hodowla zwierzyny. Do Puszczy sprowadzono daniele. W 1902 roku stan zwierzyny przedstawiał się następująco: 684 żubry, 450 łosi, 2600 jeleni (w 1914 było ich już ponad 30 tysięcy), 740 danieli, 5000 saren i 1800 dzików. Taka liczebność zwierzyny nie pozwalała na wyprowadzanie nalotów w drzewostanach. Ulegały one całkowitemu niszczeniu. Kolejną klęską była w 1905 roku gradacja brudnicy mniszki. Wybuchające pożary dopełniły zniszczenia przede wszystkim świerka [Paczoski 1930, Więcko 1984]. W tym czasie powstają poletka karmowe, których pozostałości widoczne są do dzisiaj. Nawet w rezerwacie ścisłym, o którym się często niesłusznie mówi, że był nietknięty przez człowieka, śladów tego typu działalności jest sporo. Dokładnie opisuje je J. Paczoski w swoim znakomitym dziele „Lasy Białowieży” [1930]. Jeden z przykładów jest w swojej treści bardzo doniosły: „Przerąbane partie lasu znajdują się i w Rezerwacie. Prawie cały oddział 401 był przez Rosjan (prawdopodobnie w latach 1908-1910, kiedy były wyrąbywane pasy w przylegającym od północy oddziale 372) mniej więcej na połowę przerąbany”. Oddział 372 to również część Białowieskiego Parku Narodowego objętego ochroną ścisłą. Takich opisów w tym dziele jest znacznie więcej.

OKRES I WOJNY ŚWIATOWEJ W 1915 roku do Puszczy Białowieskiej wkroczyli Niemcy. Rozpoczęła się rabunkowa eksploatacja na niespotykaną dotychczas skalę. W okresie czterech lat 3 pozyskano 5 mln m drewna na obszarze około 18000 ha. Na powierzchni sięgającej 6000 ha lasów zastosowano zręby zupełne. Powstała sieć kolejek wąskotorowych o długości 300 km. Ten środek transportu poprzez stworzenie części przenośnych torowisk docierał do najcenniejszych drzewostanów Puszczy Białowieskiej [Więcko 1984, Sokołowski 2004, Okołów, red. 2009]. Wąskotorowe kolejki leśne wykorzystywane były później do transportu drewna, nawet do lat osiemdziesiątych ubiegłego wieku. Obecnie linia ta o długości 10 km służy do przewozu turystów, których liczba wynosi nawet 20 tys. osób rocznie. Okres I wojny światowej charakteryzował się gospodarką wybitnie rabunkową. Niemieccy okupanci zatrudniali w tym czasie 1200 żołnierzy fachowców, 3000 jeńców 8000 robotników. 22

Profesor Jerzy Jan Karpiński w swojej monografii na temat Białowieskiego Parku Narodowego tak opisuje ten okres: „Pierwsza wojna światowa spustoszyła Puszczę Białowieską. W sierpniu 1915 roku zajęli ją Niemcy, którzy oprócz masowego wybicia żubra i innej zwierzyny uderzyli w Puszczę siekierą i w ciągu trzech i pół roku wywieźli z niej do Rzeszy przeszło 5 milionów metrów sześciennych wyborowego drewna”. Rabunkowa gospodarka niemiecka trwała w Puszczy do grudnia 1918 roku [Szafer 1973, Więcko 1984, Sokołowski 2004].

OKRES MIĘDZYWOJENNY Bezpośrednio po niemieckiej okupacji leśnicy polscy podjęli walkę z kornikiem drukarzem. Pozostawiona przez Niemców niebywała ilość leżaniny, posuszu i odpadów doprowadziła w latach 1919-1922 do gradacji kornika drukarza na niespotykaną skalę. Samych pułapek na kornika wyłożono w 1922 roku około 220 tys. sztuk. W latach 1920-1921 przeprowadzono prowizoryczne urządzanie lasu [Więcko 1984, Sokołowski 2004]. Jak ważna dla odradzającej się Polski stała się Puszcza Białowieska świadczy fakt powołania i wysłania do Białowieży delegacji utworzonej przez Ministerstwo Wyznań Religijnych i Oświecenia (sprawy ochrony przyrody podlegały pod tę instytucję) we współpracy z Ministerstwem Rolnictwa i Dóbr Państwowych. Na jej czele stał Władysław Szafer. Celem tej wizyty było ustalenie liczebności żubrów. Żubrów nie znaleziono, lecz członków komisji zauroczyły wówczas niektóre fragmenty Puszczy Białowieskiej. Stało się to powodem do złożenia wiosną 1920 roku kolejnej wizyty. Celem tej ekspedycji było zbadanie i ocena stanu przyrody tej prastarej kniei oraz wytypowanie najcenniejszych fragmentów do objęcia ich ochroną [Szafer, red. 1932]. Do projektowanego Parku Narodowego postanowiono włączyć część środkową Puszczy Białowieskiej, na północ od osady Białowieża, pomiędzy rzekami Hwoźną i Narewką oraz tzw. Drogą Browską i północnym skrajem Polany Białowieskiej. Obiekt ten został objęty ochroną w 1921 roku i stał się pierwszym polskim parkiem narodowym. W tym samym czasie utworzono rezerwat o nazwie Cisówka chroniący najbardziej wysunięte na północ stanowisko rodzimej jodły. Powierzchnia tego obiektu wynosiła 110,45 ha. Również w tym okresie utworzono rezerwat leśny częściowy, obejmujący pas lasu o charakterze naturalnym, o szerokości 500 m, po obu stronach szosy Hajnówka-Białowieża. Powierzchnia tego rezerwatu wynosiła w tym czasie 867 ha. Obiekt ten istnieje do dzisiaj pod nazwą „Rezerwat Krajobrazowy Władysława Szafera”, o powierzchni ponad 1550 ha [Okołów, red. 2009]. O celu jego powołania tak pisał prof. Władysław Szafer w swoich wspomnieniach: „Ażeby zachować wzdłuż głównej drogi wiodącej do wnętrza Puszczy pierwotny wygląd zespołu, co dla jadących lub idących pieszo miało mieć wielkie znaczenie”. Dalej prof. Władysław Szafer pisze: „Zdaniem moim ten 23

przydrożny pas rezerwatu mógłby być nie rezerwatem zupełnym, lecz tzw. rezerwatem częściowym, to znaczy że w pewnym oddaleniu od gościńca można by dopuścić do systematycznego wyrębu lasu metodą przerębową [Szafer 1973]. Dzisiejszy obraz puszczański tworzą niejednokrotnie kikuty majestatycznych świerków, zabitych przez kornika drukarza. Nie ma już pierwotnych zespołów, jest tylko martwy las. Podejmowane próby przez Koło Polskiego Towarzystwa Leśnego ,,Puszcza Białowieska'', mające na celu zainicjowanie działań ratunkowych tego unikatowego kompleksu, były wręcz torpedowane przez Dyrektora Generalnego Ochrony Środowiska. Wnioski o zgodę na eliminację zasiedlonych przez kornika drukarza drzew stanowiących małe liczebnie grupy (np. kilka sztuk) były automatycznie odrzucane. Według Sokołowskiego [2004] powstawanie gniazd kornikowych we wszystkich typach lasu powoduje bujniejszy rozwój wielu gatunków runa leśnego i sprzyja procesowi naturalnego odnawiania się gatunków drzew i krzewów. Skład gatunkowy odnawiających się drzew i krzewów jest zwykle bogatszy od składu drzewostanu otaczającego gniazdo kornikowe. Był to jeden z argumentów przytoczony w decyzji Generalnego Dyrektora Ochrony Środowiska z dnia 09.06.2011 roku w sprawie wniosku Koła Polskiego Towarzystwa Leśnego ,,Puszcza Białowieska''. W rzeczywistości Sokołowski [2004] sformułował w swoim opracowaniu następujące wnioski: „W borze mieszanym świeżym (Calamagrostio-Piceetum) roślinność gniazd kornikowych w Białowieskim Parku Narodowym z pozostającymi na miejscu uschniętymi świerkami różniła się nieznacznie od składu zbiorowisk poza gniazdem. Gatunki porębowe trafiały się tu rzadko i były bardzo nieliczne. Natomiast gniazda kornikowe na terenie zagospodarowanej części Puszczy z uprzątniętymi suchymi świerkami i odnowione sztucznie dębem mają bujnie rozwiniętą liczbę gatunków. Tu też liczniejsze niż w gniazdach Białowieskiego Parku Narodowego są siewki drzew: świerka, sosny, dębu, brzozy, graba, wierzby i osiki. Brzoza odnawia się głównie w gniazdach dużych, podobnie jak klon, natomiast odnowienie lipy i jesionu częściej spotyka się w gniazdach małych. Wiele gatunków warstwy runa występuje w tych warunkach z większą stałością znacznie liczniej niż w gniazdach Parku Narodowego. Liczniejsze są też gatunki siedlisk lasów liściastych w tych gniazdach”. Wracając jednak do okresu międzywojennego, należy wspomnieć o utworzeniu w tym okresie jeszcze pięciu rezerwatów. Wszystkie powołane rezerwaty położone były na terenach administrowanych przez leśników, o których prof. Władysław Szafer w swoim dziele z 1932 roku powiedział: „Obok przyrodników stanęli też do pracy leśnicy polscy, na corocznych zjazdach Galicyjskiego Towarzystwa Leśnego zajmujący się żywo sprawą ochrony przyrody. Rezolucje przyjęte przez te zjazdy dowodzą należytego zrozumienia wśród nich hasła ochrony ginącej przyrody, zwłaszcza rzadkich gatunków drzew leśnych i wymierającej fauny” [Szafer, red. 1932]. 24

Nawiązując do stanu lasów Puszczy Białowieskiej należy przypomnieć, że tragiczny w jej historii staje się rok 1924, w którym podpisano kontrakt z angielską firmą, w skrócie zwaną Centurą. Firma ta, do czasu zerwania w 1929 roku tej niechlubnej umowy przez ówczesnego dyrektora Adama Loreta, wycięła prawie 7000 ha lasu nie wykonując żadnych odnowień, a ilość pozyskanego drewna wyniosła około 3 mln m3. Adam Loret był człowiekiem, który uratował Puszczę Białowieską. Jednak ten fakt nie przekonał Rady Naukowej Białowieskiego Parku Narodowego, która negatywnie oceniła pomysł umieszczenia obelisku poświęconego Adamowi Loretowi w alei zasłużonych [Grzywacz 2010]. Wydarzenie to dokładnie opisał Jacek Frankowski w monografii pod redakcją Andrzeja Grzywacza [2010] poświęconej Adamowi Loretowi. Natomiast Hugo Conventza, niesłusznie nazywanego ojcem parków narodowych, uczczono tablicą odsłoniętą w gmachu dyrekcji Białowieskiego Parku Narodowego. O jego negatywnym nastawieniu do tworzenia parków narodowych świadczy charakterystyka działalności ujęta przez Antoninę Leńkową w rozdziale pt.: „Zarys historii ochrony przyrody”, będącym częścią monografii „Ochrona i Kształtowanie Środowiska Przyrodniczego” dzieła zbiorowego pod redakcją W. Michajłowa i K. Zabierowskiego. Antonina Leńkowa pisze o Hugo Conventzu: „Ten wpływowy działacz był do tego stopnia pochłonięty sprawą inwentaryzowania zabytków przyrody, a niechętny tworzeniu parków narodowych, że gdy w 1909 roku powstało w Stutgarcie towarzystwo o nazwie Verein Naturschutz stawiające sobie za cel utworzenie przynajmniej trzech parków: w Alpach, w rejonie Średniogórza Niemieckiego i na Nizinie Niemieckiej – Hugo Conventz i tym razem nie poparł tej akcji” [Leńkowa 1977]. W dalszej części tej pracy padają takie sformułowania „Negatywne nastawienie Hugo Convetza wobec tych poczynań przyczyniło się w dużej mierze do tego, że Niemcy przez dziesiątki lat nie zdobyli się na utworzenie parków narodowych i pierwszy tego rodzaju teren chroniony powstał dopiero w 1970 roku, kiedy utworzono Park Narodowy Lasu Bawarskiego [Bayerischer Wald]”. Hugo Conventz nie był również przyjacielem Polski. Najdobitniej świadczy o tym fakt opisany przez Antoninę Leńkową w książce pod tytułem: „Profesor Władysław Szafer – anegdoty, fakty, wspomnienia”. Na stronie 94 autorka opisuje zdarzenie z 1920 roku w Berlinie i słowach wypowiedzianych przez botanika Hansa Preussa, których treść była następująca: „Niech Bóg was strzeże, stare drzewa! Pozostańcie prawdziwymi znakami niemieckich granic także wtedy, gdy obca mowa zapanuje na waszych obszarach”. Dalej autorka wspomnień o prof. Władysławie Szaferze pisze, że Hugo Conventz za te słowa pogratulował szczególnie serdecznie autorowi tej wypowiedzi. Prof. Władysław Szafer przytoczył ten fakt w czerwcu 1923 roku na krajowej konferencji ochrony przyrody w Poznaniu. Mimo że cenił Hugo Conventza jako działacza ochrony przyrody to jednak pamiętał, iż był on reprezentantem wrogiego Polsce kraju. Mając na uwadze euforię z jaką Hugo Conventz przyjął cytowaną wyżej wypowiedź z 1920 roku i kończąc powitalne przemówienie w Poznaniu 25

prof. Władysław Szafer po przytoczeniu tego faktu powiedział: „Jest to rzucanie nam rękawicy! Nie podnoszę jej, lecz oświadczam, że tę walkę w obronie praw własnej ziemi już wygraliśmy. Niech owoce naszej własnej pracy na polu ochrony przyrody, tu na zachodnich rubieżach ziem polskich, pokryją pyłem zapomniane niemieckie wyznanie”. Dzisiaj Hugo Conventz jest uhonorowany swoim popiersiem w gmachu dyrekcji Białowieskiego Parku Narodowego. Natomiast Adam Loret, który Puszczę Białowieską uratował, kierując się wyłącznie niekwestionowanym patriotyzmem, nie został nawet „wpuszczony” na parkowe alejki.

DRUGA WOJNA ŚWIATOWA Druga wojna światowa – jest to okres okupacji Puszczy Białowieskiej przez III Rzeszę Niemiecką i Związek Radziecki. W jednym tylko 1940 roku władze radzieckie wycięły trzyletni etat pozyskania drewna. Niemcy na terenie Puszczy Białowieskiej utworzyli obszar polowań dla Hermana Göringa. Sprowadzili również do Puszczy bydło rasy Hecka mające restytuować tura. Zwierzęta stały się jednak łatwym łupem kłusowników. Zakończenie drugiej wojny światowej doprowadziło do podziału Puszczy Białowieskiej (132500 ha) na część radziecką – obecnie białoruską (74500 ha) i polską (58000 ha).

CZASY WSPÓŁCZESNE – CZY NAPRAWDĘ CHRONIMY PUSZCZĘ BIAŁOWIESKĄ? Okres powojenny był czasem nasilonej eksploatacji drzewostanów puszczańskich. Stosowano gospodarkę najczęściej zrębową. Był to również okres, kiedy leśnicy miejscowi narażając się ówczesnej władzy podjęli działania ochroniarskie. Już w 1957 roku kierownik Białowieskiej Stacji Instytutu Badawczego Leśnictwa doc. dr Stefan Graniczny zaniepokojony był szablonową i zbyt intensywną gospodarką w Puszczy Białowieskiej [Sokołowski 2004]. Z inicjatywy leśników zorganizowano w 1958 roku wyjazdowe posiedzenie Komisji Nauk Leśnych Polskiej Akademii Nauk, które poświęcone było w całości problemowi regeneracji Puszczy Białowieskiej. Już wtedy mówiono o renaturalizacji lasów zniekształconych nadmiernym użytkowaniem drzewostanów i wypasem bydła. Dzięki konsekwentnym staraniom miejscowych leśników Polskiego Towarzystwa Leśnego, a także Stowarzyszenia Inżynierów i Techników Leśnictwa i Drzewnictwa, podniesiony został wiek rębności drzewostanów oraz rozpoczęto wprowadzać wszędzie rębnie złożone. Miało to swój początek w 1975 roku. Dnia 19 grudnia 1994 roku zarządzeniem Dyrektora Generalnego Lasów 26

Państwowych został powołany na obszarze całej Puszczy Białowieskiej pierwszy w Polsce Leśny Kompleks Promocyjny [Kapuściński 2006]. Dzisiejsza jednak Puszcza Białowieska stanowi obraz ginącego lasu. Znika w rekordowym tempie świerk. Tylko do sierpnia 2014 roku masa drzew opanowanych przez kornika drukarza wyniosła 100 tys. m3 drewna. Rozpad drzewostanów świerkowych następuje na powierzchniach nawet 50 hektarowych. Zanikają całe zespoły leśne. Potwierdzają to między innymi wyniki badań J. M. Matuszkiewicza i J. Solona, opublikowane w 2007 roku w obszernej monografii naukowej pt.: „Geobotaniczne rozpoznanie tendencji rozwojowych zbiorowisk leśnych w wybranych regionach Polski”. Uproszczone stają się składy gatunkowe. Dowodem na to są również wyniki badań Katedry Hodowli Lasu SGGW w Warszawie. Są one kontynuacją badań prof. Tadeusza Włoczewskiego z 1936 roku i obecnie prowadzone są pod kierownictwem prof. Bogdana Brzezieckiego. Wyniki tych badań zostały opublikowane w Sylwanie nr 4/2012. Warto przytoczyć niektóre fragmenty: „W toczącej się obecnie dyskusji dotyczącej rozszerzenia Białowieskiego Parku Narodowego na całą polską część Puszczy Białowieskiej, objęcia jej na niemal całym obszarze ochroną ścisłą, zwolennicy tego rozwiązania bardzo często wykorzystują argument o prawdziwym lub rzekomym zagrożeniu różnych gatunków roślin i zwierząt, wynikającym ze stosowanych w zagospodarowanej części Puszczy działań o charakterze hodowlano-ochronnym. W zdecydowanej większości przypadków argumenty tego rodzaju nie są jednak poparte konkretnymi dowodami, np. w postaci (kilkudziesięcioletnich) ciągów obserwacyjnych, dotyczących dynamiki liczebności tych teoretycznie zagrożonych gatunków” [Brzeziecki i in. 2012]. W dalszej części artykułu autorzy udowadniają na podstawie badań, że następuje uproszczenie składów gatunkowych na powierzchniach badawczych usytuowanych w Rezerwacie Ścisłym Białowieskiego Parku Narodowego. Udział dębu w składzie gatunkowym występujących drzewostanów uznaje się za krytyczny. Zdaniem wielu autorów [Brzeziecki i in. 2012, Drozdowski i in. 2012] – „Konsekwencją drastycznego zmniejszania się populacji wielu gatunków drzew będzie więc prawdopodobnie ustępowanie i zanik poszczególnych elementów różnorodności biologicznej”. W kolejnym opracowaniu zamieszczonym w Sylwanie 9/2012 zespół autorów Katedry Hodowli Lasu SGGW w Warszawie [Drozdowski i in. 2012], prowadząc badania nad wieloletnią dynamiką starodrzewów w Puszczy Białowieskiej stwierdza: „Proces homogenizacji zbiorowisk leśnych w starodrzewach zagospodarowanej części Puszczy Białowieskiej nie jest jeszcze aż tak zaawansowany, jak w Rezerwacie Ścisłym Białowieskiego Parku Narodowego, dzięki prowadzonym zabiegom hodowlanym, które poprawiały warunki wzrostu gatunkom zagrożonym, a tym samym promowały zachowanie różnorodności gatunkowej tych drzewostanów”. Wspominany prof. Bogdan Brzeziecki [2011] w materiałach konferencyjnych poświęconych półnaturalnej hodowli lasu pisze o stanie drzewostanów 27

Białowieskiego Parku Narodowego w sposób następujący: „Trend dominujący w drzewostanach Białowieskiego Parku Narodowego można bowiem określić jako tendencję w kierunku uproszczenia i homogenizacji (zanik różnic między zbiorowiskami, szczególnie mocno zauważalny w strefach kontaktowych różnych fitocenoz). To wszystko wskazuje, że ochrona ścisła kierująca się nadrzędną zasadą ochrony naturalnych procesów bynajmniej nie jest jedyną, uniwersalną metodą ochrony bogactwa przyrodniczego i automatycznie nie gwarantuje zachowania wysokiego poziomu zróżnicowania ekosystemów leśnych” [Brzeziecki 2011]. Wyłączone zostają spod działań gospodarki leśnej drzewostany, w których jeden z gatunków osiągnął wiek 100 lat, a jego udział może wynosić tylko 10 %. Twórcą tej definicji, co było szczególnie kuriozalne, jest profesor ornitolog. Wreszcie plan urządzania lasu opracowany przez specjalistyczną jednostkę, opiniowany przez autorytety naukowe i konsultowany przez czynniki społeczne, zostaje z nieuzasadnionych przyczyn zweryfikowany. W rezultacie znacznie ogranicza on, a także pozbawia możliwości wykonywania podstawowych zadań hodowlano-ochronnych. Ustalona wielkość pozyskania rocznego 47,5 tys. m3 drewna z projektowanych 105 tys. m3 uniemożliwia jakiekolwiek działania ratunkowe przed zagładą Puszczy Białowieskiej. W miejsce podsumowania i zakończenia można przytoczyć słowa prof. Jana Zajączkowskiego o kierunkach ochrony przyrody nie tylko Puszczy Białowieskiej: „Co chwila pojawiają się jakieś chrząszcze, żaby lub ptaki, skądinąd zasługujące na mądrą ochronę, których występowanie (często zbyt optymistycznie oceniane) lub brak są podstawą całokształtu rozwoju lasów oraz prawidłowości działań leśników. Na tej podstawie prognozuje się nawet przyszłość leśnictwa i ustala jedynie słuszne sposoby postępowania hodowlanego, wśród których dominuje nic nierobienie” [Brzeziecki 2011, Brzeziecki i in. 2012]. Nastroje panujące wśród licznego grona osób, którym jest bliska Puszcza Białowieska najlepiej oddaje fragment wiersza Urszuli Kozioł pt. „Suchy Las”: ...To już jest muzeum. Pnie powalone ciosane olbrzymy. Spętane w sągi obłupane z szumu skarlała reszta z metalowym kubkiem wymion broczy opieszale smołą. Trzeba tu przyjść o innej porze w tym suchym lesie nieruchomym każda gałąź pod nogą strzałem czas odmierza. Lepiej stąd odejdź tu jesteś zbyteczny... [Bernadzki, red. 1985]. Czy chcemy mieć taką Puszczę?

28

LITERATURA Bernadzki E., red. (1985). W głąb lasu. Wydawnictwo Polskiego Towarzystwa Leśnego, Warszawa. Brzeziecki B. (2011). Lasy naturalne jako źródło informacji dla półnaturalnej hodowli lasu. [w]: Paluch R. (red.). Półnaturalna hodowla lasu – przeszłość, teraźniejszość i przyszłość: 2140. Instytut Badawczy Leśnictwa, Sękocin Stary. Brzeziecki B., Keczyński A., Zajączkowski J., Drozdowski S., Gawron L., Buraczyk W., Bielak K., Szeligowski H., Dzwonkowski M. (2012). Zagrożone gatunki drzew Białowieskiego Parku Narodowego (Rezerwat Ścisły). Sylwan 156 (4): 252-261. Drozdowski S., Brzeziecki B., Żybura H., Żybura B., Gawron L., Buraczyk W., Zajączkowski J., Bolibok L., Szeligowski H., Bielak K., Widawska Z. (2012).Wieloletnia dynamika starodrzewów w zagospodarowanej części Puszczy Białowieskiej: gatunki ekspansywne i ustępujące. Sylwan 156 (9): 663-671. Grzywacz A. red. (2010). Adam Loret – życie i działalność. [w]: Grzywacz A. (red.). Adam Loret pierwszy dyrektor naczelny Lasów Państwowych: 11-59. Wydawnictwo Polskiego Towarzystwa Leśnego, Warszawa. Grzywacz A. (2010). Dotychczasowe formy uczczenia pamięci Adama Loreta pierwszego dyrektora naczelnego Lasów Państwowych. [w]: Grzywacz A. (red.). Adam Loret pierwszy dyrektor naczelny Lasów Państwowych: 127-144. Wydawnictwo Polskiego Towarzystwa Leśnego, Warszawa. Kapuściński R. (2006). Ochrona przyrody w lasach. Poradnik dla pracowników Lasów Państwowych. PWRiL. Warszawa. Karcow G. (1903). Biełowieżskaja Puszcza 1382 – 1902 – historia, położenie geograficzne i klimat, fauna,, polowania carskie. Instytut Artystyczny A.F. Marksa. Sankt Petersburg. Kwiatkowski W. (1994). Krajobrazy roślinne Puszczy Białowieskiej (mapa w skali 1:50 000 z tekstem objaśniającym. Phytocoenosis N.S. 6, Suppl. Cart. Geobot. 6: 35-87. Leńkowa A. (1977). Ochrona przyrody w Polsce. [w]: Leńkowa A. (red.). Człowiek przeciwko sobie? Instytut Wydawniczy PAX. Warszawa. Matuszkiewicz J. M., Solon J. (2007). Geobotaniczne rozpoznanie tendencji rozwojowych zbiorowisk roślinnych w wybranych regionach Polski. PAN. Warszawa. Okołów C., red. (2009). Białowieski Park Narodowy. Białowieża. Prusinkiewicz Z., Kowalkowski A. (1964). Studia gleboznawcze w Białowieskim Parku Narodowym. Rocz. Glebozn., t. XXV, z. 2. PWN. Warszawa. Sokołowski A. W. (2004). Lasy Puszczy Białowieskiej. Centrum Informacyjne Lasów Państwowych. Warszawa. Szafer W., red. (1932). Skarby przyrody. Warszawa. Szafer W. (1973). Wspomnienia przyrodnika. Wydawnictwo im. Ossolińskich. Wrocław, Warszawa, Kraków, Gdańsk. Paczoski J. (1930). Lasy Białowieży. Państwowa Rada Ochrony Przyrody. Monografie Naukowe. Poznań. Więcko E. (1984). Puszcza Białowieska. PWN. Warszawa. Włoczewski T. (1954). Materiały do poznania zależności między drzewostanem a glebą w przestrzeni i w czasie. Instytut Badawczy Leśnictwa, 123: 161-249.

STRESZCZENIE Puszcza Białowieska była i jest unikatowym obiektem w skali światowej. Panujący władcy od czasów średniowiecza otaczali ją szczególną opieką i z tego względu stała się ona w tym czasie niekwestionowaną ,,Puszczą Królewską''.

29

W swojej długiej historii leśne biotopy puszczańskie narażone były na różnorodne klęski. Szczególnie dotkliwy wpływ na stan lasów puszczańskich wywarły: pożary, gradacje owadów, huragany, nadmierna liczebność zwierzyny oraz nieprzemyślana (bezpośrednia i pośrednia) działalność człowieka. W czasach królewskich wydawane były różne akty prawne chroniące Puszczę Białowieską. Prawie każdy z monarchów był w Białowieży. W okresie panowania carskiego też nie doszło do unicestwienia Puszczy Białowieskiej. Okres międzywojenny wyróżnił się niszczycielskim działaniem angielskiej firmy Centura, przerwanym dzięki niezłomnej i patriotycznej postawie dyrektora Adama Loreta. W tym czasie z inicjatywy prof. Władysława Szafera oraz licznych rzesz leśników powstał Białowieski Park Narodowy i kilka rezerwatów przyrody. Druga wojna światowa byłą okresem niezwykłej dewastacji Puszczy Białowieskiej ze strony okupantów, którzy wykazali się rzadko spotykanym brakiem poszanowania dla przyrody puszczańskiej. Na szczególne podkreślenie zasługuje intensywna eksploatacja drewna oraz totalna trzebież zwierzyny w trakcie organizowanych polowań. Okres powojenny charakteryzuje się początkowo nadmiernym pozyskiwaniem cennego drewna. W nieco późniejszych latach pojawiają się na szczęście pierwsze próby leśników skutecznie zmierzające do czynnej ochrony skarbów puszczańskich. W rezultacie na terenie Puszczy Białowieskiej utworzono pierwszy w Polsce Leśny Kompleks Promocyjny. Czasy współczesne są jednak świadectwem pojawiającej się degradacji przyrodniczych zasobów Puszczy Białowieskiej, o czym świadczą między innymi: nieustanne zmagania z kornikiem drukarzem, masowe zamieranie drzewostanów świerkowych, brak zgody na podejmowanie efektywnych działań ratunkowych, ustępowanie sztandarowych puszczańskich gatunków, unifikacja i zanikanie leśnych zbiorowisk roślinnych.

SUMMARY Białowieza Forest has been a globally unique area. Since Middle Ages sovereigns took special care of it and at that time it became the “Royal Forest”. Along their long history, forest biotopes have been exposed to various disasters. The condition of the forest has been particularly influenced by fires, gradation of insects, hurricanes, excessive numbers of animals and incautious (direct or indirect) activity of man. During royal times various acts were issued aimed at the protection of Bialowieza Forest. Almost all the sovereigns visited the forest. During the tsar rule the forest was also protected. In the period between the world wars the forest faced destructive activities of an English company, Centura, stopped by the unwavering attitude of Adam Loret, a director. At that time, the National Bialowieza Park and other nature reserves were created due to the initiative of Prof. Władysław Szafer and ample foresters. The Second World War is the period of excessive forest devastation by the occupying forces who did not care about forest nature. That was mainly due to intensive wood cutting and total extermination of forest animals during organised hunting. Post-war times are characterised by excessive wood cutting activities. Later on foresters attempt to actively protect the natural treasures of the forest. As a result the, first in Poland, Promotional Forest Complex is created. Contemporary times witness some degradation of the natural resources of the forest: combating spruce bark beetle, mass dieback of spruce, lack of agreement on effective rescue measures, retreat of the most prominent forest species, unification and retreat of the forest plant communities.

30

DOI: 10.5604/20811438.1158026 Jurij Chernevyy Podkarpacka Wyższa Szkoła Gospodarstwa Leśnego, e-mail: [email protected]

БИОМЕТРИЧЕСКИЕ ОСОБЕННОСТИ СТАРОВОЗРАСТНЫХ ДРЕВОСТОЕВ СКОЛЕВСКИХ БЕСКИД (УКРАИНА) CECHY BIOMETRYCZNE STARODRZEWNYCH LASÓW SKOLEWSKІCH BESKIDÓW (UKRAINA) BIOMETRIC FEATURES OF OLD-GROWTH FOREST STANDS OF SKOLE BESKIDS (UKRAINE) Ключевые слова: Восточные Бескиды, Украина, старовозрастные древостои, биометрия, Fagus sylvatica Słowa kluczowe: Beskidy Wschodnie, Ukraina, starodrzewy, biometria, Fagus sylvatica Key words: Eastern Beskids, Ukraine, old-growth stands, biometrics, Fagus sylvatica Abstract. Old-growth spruce-fir-beech forest stands are of different ages, well stocked and of high productivity. These stands form trees of different ages, different heights and diameters of trunks. They show fast growth rate of tree trunks of all species (I – Ic class forest capacity). Average value of total basal area of trunks of tree stands is approximately 60 m2·ha–1, of volume nearly – 750 m3·ha–1 and the number at the level nearly 800 trees·ha–1.

ВВЕДЕНИЕ В отличие от большинства регионов Европы леса Восточных Карпат до недавнего времени сохраняли первозданный природный облик. Об этом свидетельствуют первые научные работы, описывающие природу этого горного края. В частности Любич Червинский [Lubicz Czerwiński 1811] характеризует горную часть бассейна Днестра, собственно − междуречья Стрыя и Лимницы, как страну "дикого" леса незатронутого деятельностью человека. Массовая вырубка лесов началась в предгорьях Карпат в XVIII веке. Сначала вырубали леса в непосредственной близости от населенных пунктов Болехов, Долина, Брошнев, Сколе и др. В горах лесозаготовители начали осваивать лесные массивы позже, в ХІХ веке. Темпы эксплуатации горных лесов особенно увеличилась под конец XIX − в начале ХХ века. Этому способствовало строительство железных дорог, особенно узкоколейных [Broda 1965]. Пострадали леса и во время первой мировой войны. В междувоенный период лесопользование в целом уже было ограничено, а лесное хозяйство велось в направлении восстановления возрастной структуры и биологической устойчивости лесов. Это позволило существенно улучшить состояние карпатских лесов [Tretiak, Bojczuk 1997]. 31

В 50−60 годах советская лесная промышленность опять весьма интенсивно эксплуатировала лесные ресурсы Карпат, в результате чего почти полностью были вырублены древостои старших классов возраста. Однако позже, после наводнения 1969 года, в Карпатах большинство лесных коммуникаций (мосты и узкоколейки) было уничтожено. В связи с этим масштабы лесопользования в горах уменьшились в два-три раза. Именно по этой причине в труднодоступных местах в Карпатах до конца ХХ века все же сохранились небольшие площади старовозрастных древостоев. По данным Государственного лесного кадастра на 1996 год общая площадь спелых и перестойных древостоев в Львовской, Ивано-Франковской, Закарпатской и Черновицкой областях составляла 260 тыс. га. Это составляет 4,6% от общей площади территории или 12% от общей площади лесных земель [Криницький, Третяк 2003]. Однако, в последние 10 лет началось массовое строительство лесных дорог в горах и, конечно же, такие "перестойные" древостои вырубают в первую очередь. К сожалению, они претерпевают разрушения и вследствие ветровалов. Сейчас на территориях Государственных предприятий лесного хозяйства остались лишь фрагменты таких лесов. Древостои пралесового характера охраняются на довольно больших площадях только в заповедниках, национальных парках и заказниках преимущественно на южном макросклоне украинской части Карпат, главным образом в Карпатском биосферном заповеднике, в Национальном природном природном парке "Синевир" и Ужанском национальном природном парке (Брендлі, Довганич 2003; Parpan, Shparyk, Parpan 2005; Гамор и др. 2008; Kopach, Kvakovska, Zayats, Yarosh 2013). На северном макросклоне Украинских Карпат старовозрастные древостои сохранились на значительно меньших площадях. Они охраняются преимущественно в Карпатском национальном природном парке, Природном заповеднике "Горганы" и Национальном природном парке "Сколевские Бескиды" (Дейнека, Мілкіна, Приндак 2006; Prots, Chernyavskyy, Shpilchak 2013; Kramarets, Krynytskyj, Korol, Matsiakh, Kostyshyn 2013). Старовозрастные леса Карпат, которые остались на относительно небольших площадях, необходимо сохранить, поскольку в перспективе возможно их постепенное исчезновение. Эти уникальные природные экосистемы имеют также важное модельное значение для развития лесного хозяйства, восстановления и поддержания природного биоразнообразия горных ландшатов. На теоретическую и прикладную важность этих вопросов неоднократно обращали внимание многие известные европейские ученые, в частности исследователи карпатских лесов А. Златник (Zlatnik 1934, 1938), С. Стойко (1977, 2006), Е. Цурик (1981), Ш. Корпель (Korpeľ 1995), А. Яворский (Jaworski 1995, 2004). Следует также отметить, что остатки старовозрастных карпатских лесов на территории Украины, которые остались во многих районах [Брендлі 2003; Stoyko, Kopach 2012], еще недостаточно изучены. Тем не менее 32

их исследования весьма актуальны, поскольку они являются эталонами для "постоянного" (раціонального) управления лесами [Парпан, Бюргі, Коммармот, Шпарик 2005]. Особенно это касается их биометрических особенностей, возрастной структуры, хода роста, прироста, динамики и пр. Некоторые результаты таких исследований представлены только в отдельных работах [Шпарик 2001, 2006; Parpan, Sannikov, Parpan 2009; Третяк, Черневий 2011; Tretiak, Czernevyy 2013; Троцюк, Миклуш, Коммармот, Хобі 2013; Черневий, 2013]. В отличие от других районов украинской части Карпат на территории Восточных Бескид в бассейне р. Днестр такие исследования ранее не проводились. Целью выполненного исследования было изучение структурных биометрических характеристик остатков старовозрастных древостоев Сколевских Бескид.

ОБЪЕКТЫ, МЕТОДИКА И МАТЕРИАЛЫ Сколевские Бескиды — это часть Восточных Бескид в междуречии Стрия, Опора и Мизунки (притоки р. Днестр). Биометрические исследования старовозрастных древостоев произрастающих на влажных довольно богатых буроземных почвах (Eutric cambisols) проведены на 9 круговых пробных площадях, расположенных на землях Государственных предприятий "Болеховское лесное хозяйство" (Поляницкое и Сукильское лесничества) и "Выгодское лесное хозяйство" (Собольское лесничество). Общая характеристика пробных площадей приведена в табл. 1. Их общая площадь составляет 2,06 га. Расположены они на склонах разной экспозиции и крутизны в диапазоне высот 600−1120 м над уровнем моря. Их площади разного размера, что обусловлено размерами и формой оставшихся фрагментов старовозрастных древостоев. Для исследований применялись стандартные методики таксации древостоев [Grochowski 1973, Цурик 2001]. При сплошном перечете деревьев указывали их вид, периметр ствола на высоте 1,3 м от корневой шейки толщиной более 6 см и категорию физиологического качества (собственная разработка). Они основываются на комплексной оценке физиологического и санитарного состояния деревьев независимо от положения в вертикальной структуре древостоя: I – лучшие деревья: независимо от высоты имеют ровные здоровые стволы и развитые кроны; II – худшие деревья: независимо от высоты имеют довольно ровные стволы, которые могут содержать кривизну, частично быть поражены стволовыми гнилями, морозобоинами, фауной, а кроны – несколько угнетенные. 33

Табл. 1. Характеристика пробных площадей Год Координаты WGS84; высота над уровнем иссле- Площадь моря; экспозиция и крутизна склона до[м2] вания Поляницкое, 33, 13 N 49,01407˚, E 23,72921˚; 629 м; NE 17˚ 2005 2704 Поляницкое, 34, 9 N 49,01778˚, E 23,73518˚; 618 м; W 12˚ 2004 1230 Поляницкое, 37, 5 N 49,00532˚, E 23,65019˚; 807 м; NE 17˚ 2008 1878 Поляницкое, 36, 5 N 49,01252˚, E 23,63721˚; 725 м; N 20˚ 2008 1845 Сукильское, 15, 11 N 48,97410˚, E 23,59728˚; 979 м; E 26˚ 2012 1765 Сукильское, 15, 11 N 48,97458˚, E 23,59555˚; 1020 м; E 31˚ 2012 1683 Сукильское, 15, 4 N 48,97625˚, E 23,60072˚; 891 м; E 26˚ 2012 1438 Сукильское, 17, 2 N 48,96996˚, E 23,59100˚; 1119 м; SE 17˚ 2011 1256 Собольское, 14, 22 N 48,85949˚, E 23,61241˚; 940 м; SE 30˚ 2010 6801 Σ = 20600

АббЛесничество, ревиаквартал, участок тура BoP2 BoP6 BoP8 BoP9 BoS2 BoS3 BoS5 BoS6 VyS1

Источник: собственные материалы.

III – больные деревья, пораженные гнилями, корневой губкой, короедами, имеющие механические повреждения и пр. IV – усыхающие деревья; V – мертвые деревья. Упомянутые категории физиологического качества деревьев в древостоях не совпадает по содержанию с категориями технической пригодности или хозяйственно-биологической оценки деревьев, а также не являются классами Крафта. Например, согласно Крафту деревья I класса, исключительно господствующие в древостое, могут в старшем возрасте быть пораженными стволовыми гнилями. В предложенной нами оценке они будут отнесены к ІІІ категории. Также угнетенные, мелкие, тонкие, ущемленные в пологе, часто совсем почти не получающие прямого солнечного света деревья ІІІ класса Крафта в нашей классификации могут быть отнесены к I категории, "лучшие деревья". Такую ситуацию мы наблюдаем повсеместно в случаях с пихтой под пологом разновозрастных смешанных древостоев. Вполне здоровые молодые особи пихты могут первые 50 лет медленно расти под пологом дубового или букового древостоя и только позже наиболее сильные особи убыстряются в росте. В возрасте деревьев 50–100 лет их поточный прирост по высоте достигает максимальных значений -1 и составляет более 0,25 м·год . Деревья постепенно проникают в средний и верхний полог, а потом занимают господствующее положение в древостое в отличие от других пород. Применение такой классификации, на наш взгляд, оказалось целесообразным при исследованиях старо-разновозрастных полидоминантных древостоев. Их вертикальной структуре свойственна многоярусность, сформированная разными возрастными поколениями нескольких эдификаторных древесных видов. Обычно – бука лесного (Fagus sylvatica L.), ели европейской (Picea abies (L.) Karst.), клена-явора (Acer pseudoplatanus L.), пихты белой (Abies alba Mill.) и др. Деревья этих видов могут занимать как 34

господствующее положение в древостое, так и подчиненное положение под его пологом. Одновременно их жизненная стратегия позволяет им нормально расти и развиваться в среднем ярусе древостоя. Именно поэтому, а также вследствие био-экологических особенностей их онтогенеза и жизненной стратегии этих деревьев, обеспечивается развитие структуры и смена эдификаторных видов в таких полидоминантных разновозрастных древостоях. Следовательно, для оценки перспектив такой динамики или генезиса лесных сообществ предложенная категоризация комплексной оценки физиологического и санитарного состояния деревьев видится нам наиболее приемлемой. Периметри стволов деревьев на высоте груди измеряли лентой с точностью до 1 см. Основываюсь на их, определяли соответствующие диаметры. По мере возможного измеряли и высоту деревьев с точностью до 1 м. С этой целью применяли лазерный дальномер "Nikon Forestry 550". Эти данные также были дополнены результатами биометрических исследований модельных деревьев [Третяк, Черневий 2011, Tretiak, Czernevyy 2013]. Их обобщенная характеристика приведена в табл. 2. Базируясь на множестве таких фактических данных для деревьев разных пород, были построены графики и полиномы кривых обобщенной зависимости высоты стволов от их толщины на высоте груди. В дальнейшем они были применены для компьютерных расчетов высоты деревьев на пробных площадях в зависимости от их диаметра. Табл. 2. Обобщенная характеристика модельных деревьев Вид

N

Picea abies – ель Abies alba – пихта Fagus sylvatica – бук Acer pseudoplatanus – клен явор Ulmus glabra – вяз голый

52 27 26 6 2

A [лет] H [м] D [см] V [м3] max mean max мean max мean max мean 438 75±62 46 26±8 75 33±19 8,1 1,6 255 133±61 49 32±9 110 57±25 20,7 5,0 338 99±59 41 25±8 95 34±19 10,0 1,5 290 86 37 21±9 63 24±20 4,8 1,0 70

67

27 23±6 44 34±14 1,8

f max 0,486 0,458 0,470 0,458

мean 0,064 0,069 0,081 0,062

1,1 0,432 0,002

Источник: собственная разработка.

Примечание: N – число; A – возраст; H – висота ствола; D – толщина ствола на высоте 1,3 м от корневой шейки; V – объем ствола; f – видовое число; max – максимальное значение; mean – среднее арифметическое значение. Подобным способом были установлены и зависимости видовых чисел стволов разных пород деревьев от их толщины и высоты. Объем стволов деревьев определяли традиционно, как объем цилиндра умноженный на видовое число: V = π ∙ D2 / 4 ∙ H ∙ f, 3 V – объем ствола [м ]; H – высота ствола [м]; D – толщина ствола на 1,3 м [см]; f – видовое число 35

Суммы площадей сечения и запасы древостоев определяли на основании соответствующих показателей каждого дерева древостоя на пробной площади в пересчете на 1 га. Таксационные показатели обобщали как средние арифметические величины с определением стандартного отклонения по выборке [σ], а также средние взвешенные величины с учетом фактических величин поверхностей пробных площадей. Результаты представляли также дифференцировано в зависимости от вида и физиологического качества деревьев. В этом случае определяли и относительные величины в %. Фактические материалы накапливали в специально разработанной базе данных в среде СУБД MS Access. В ней призводили процедуры отбора данных, их математической обработки, анализа и обобщения. Статистические процедуры, построения диаграмм, кривых трендов осуществляли с применением средств MS Excel. Для оценки темпа роста в высоту деревьев в качестве масштаба использовали показатели высоты древостоев разного возраста соответствующих классов бонитета [Швиденко 1987]. Исследования были выполнены в Прикарпатском лесохозяйственном колледже в 2005–2013 годах во время студенческих практик. Автор благодарен студентам, сотрудникам и преподавателям колледжа за участие в натурных исследованиях.

РЕЗУЛЬТАТЫ Средние значения видовых чисел стволов модельных деревьев разных видов представленны в таблицах 3 и 4. Они показали определенную их зависимость от высоты и толщины стволов. Для небольших деревьев это показатели в диапазоне значений 0,5–0,6; для деревьев средних размеров – 0,45–0,5; а в случае крупных деревьев – 0,37–0,45. В целом полученные значения оказались на 7% меньше стандартных. Для крупномерных деревьев – даже на 10–14% меньше [Швиденко 1987]. Исследованные древостои формируют значительные численности деревьев, в среднем 803 (699*)±258 дер. на 1 га. (табл. 5). Показательны и высокие удельные значения сумм площадей сечения старовозрастных древостоев, а также их запасов стволовой древесины. Их средние арифметические и взвешенные значения соответственно составляют: для * 2 –1 * сумм площадей сечения – 59,0 (54,7 )±13 м ·гa , а для запаса – 755 (732 )±205 3 –1 м ·гa . Такие таксационные показатели значительно выше соответствующих нормативных параметров полных древостоев бука I-Ib классов бонитета в возрасте 120 лет в Карпатах [Швиденко 1987: стр. 236-242]. В целом можно предположить, что в нашем исследовании выявлена прямая зависимость * в скобках указано средние взвешенные величины.

36

Табл. 3. Средние значения видовых чисел [f] стволов разных видов деревьев в зависимости от их диаметра на высоте 1,3 м от корневой шейки Диаметр, см 8 12 16 20 24 28 32 36 40 44 48 52 56 60 64 68 72 76 80 84 88 92 96 104 108 112

Abies alba 0,635 0,597 0,564 0,536 0,517 0,505 0,495 0,492 0,484 0,481 0,476 0,472 0,468 0,459 0,453 0,447 0,441 0,436 0,432 0,429 0,430 0,429 0,429 0,443

Acer pseudoplatanus — — 0,607 — — — — — — — — — 0,469 0,463 0,453 0,449 — 0,434 — — — — — — — —

Fagus sylvatica

Picea abies

Sorbus aucuparia

Ulmus glabra

0,568 0,503 0,470 0,458 0,454 0,450 0,448 0,446 0,443 0,441 0,436 0,431 0,426 0,419 0,411 0,401 0,395 0,393 0,387 0,389 0,380 0,382 — 0,374 — 0,371

0,558 0,574 0,537 0,514 0,490 0,473 0,462 0,446 0,444 0,432 0,426 0,422 0,423 0,421 0,419 0,417 0,415 0,412 — 0,401 — — — — — —

— 0,577 0,535 0,486 — — — — — — — — — — — — — — — — — — — — — —

— — 0,482 0,464 0,450 0,433 0,430 — — — 0,447 — — — — — — — — — — — — — — —

Источник: собственная разработка.

Табл. 4. Видовые числа [f] стволов разных видов деревьев в зависимости от их высоты Высота, м

Abies alba

8 12 16 20 24 28 32 36 40 44 48

0,626 0,559 0,521 0,501 0,489 0,480 0,471 0,455 0,438 0,429 0,434

Acer pseudoplatanus — — 0,607 — — — 0,467 0,446 0,433 — —

Fagus sylvatica

Picea abies

Sorbus aucuparia

Ulmus glabra

0,578 0,510 0,471 0,457 0,452 0,443 0,425 0,403 0,387 0,378 —

0,555 0,538 0,503 0,474 0,454 0,438 0,424 0,422 0,417 0,413 0,401

— 0,577 0,511 — — — — — — — —

— 0,475 0,455 0,432 — 0,447 — — — — —

Источник: собственная разработка. 37

запаса древостоя [M] от суммы площадей сечения стволов [G] на 1 га, которая описывается формулой: M = 12,864 ∙ G. 2 3 Таким образом, при G, равном 40 м , M будет составлять 515 м , при G = 60 2 3 2 3 м , M = 772 м , при G = 80 м , M = 1030 м . Показательно также и значительное участие лучших деревьев в старовозрастных древостоях (I категории физиологического качества), которое составляет в среднем 47,2%, что в абсолютных показателях упомянутых средних величин представляется 364 (345*)±144 м3·гa–1. При этом следует обратить внимание на довольно широкий разброс этих величин на пробных площадях. Значительный также удельный запас деревьев II категории – 27%, а III категории – лишь 12%. Соответственно IV и V категории – только 3,7 и 4,5%. Табл. 5. Дендрометрическая характеристика исследованных фрагментов старовозрастных древостоев G– n– сумма колиплощадей S– чество размер деревьев сечения стволов [м2] на 1 га [м2·га –1] 2704 776 37,65 1230 868 55,82 1878 703 65,01 1845 984 59,57 1765 759 67,24 1683 536 53,22 1438 835 83,94 1256 1330 63,2 6801 439 46,53 2289 803 59,0 — 699 54,7 — — — 1748 258 13

Пробная площадь аббревиатура BoP2 BoP6 BoP8 BoP9 BoS2 BoS3 BoS5 BoS6 VyS1 Ср. об. Ср. взв. % σ

M – запас стволовой древесины [м3·га–1] В т.ч. по категориям физиологического качества Σ I II III IV V 458 705 858 642 907 746 1177 642 662 755,2 732,1 100 205

263,3 323,3 215,7 224,7 531,9 431,4 642,2 326,3 321,3 364,5 345,3 47,2 144

174,0 149,2 338,5 270,0 200,1 114,1 316,0 119,8 165,8 205,3 197,4 27,0 83

65,9 197,4 222,0 93,6 44,3 169,9 113,3 120,7 21,7 116,5 89,2 12,2 69

5,6 30,7 18,6 19,4 85,3 18,1 105,6 19,1 11,3 34,9 27,1 3,7 35

5,8 4,0 62,9 34,0 45,3 12,7 0,0 56,2 141,8 40,3 64,9 8,9 45

Источник: собственная разработка.

Примечание: средние арифметические значения: Ср. об. – обычное; Ср. взв. – взвешенное. Распределение средних удельных величин запаса исследованных древостоев по составляющим породам в целом показывает доминирование бука − 70%. Значительное участие также стволового запаса пихты и ели: 15% и 13% соответственно. Участие остальных пород минимально, до 1% объёма древостоя (табл. 6). Однако по числу деревьев пропорции несколько иные: бук – 51%, пихта – 25%, ель – 22%, остальное – другие виды (табл. 7). Эти результаты значительно отличаются на отдельных пробных площадях. 38

Табл. 6. Распределение удельного запаса древостоев [%] на пробных площадях по составляющим породам. Пробные площади BoP2 BoP6 BoP8 BoP9 BoS2 BoS3 BoS5 BoS6 VyS1 Среднее значение

15,5 22,3 30,1 2,4 16,5 16,7 2,4 13,9 18,3

Acer pseudo platanus — — — — — — — — 8,5

15,3±8,8

8,5

Abies alba

Fagus sylvatica

Picea abies

Sorbus aucuparia

Ulmus glabra

84,5 74,6 69,9 71,5 82,2 82,2 97,6 7,6 38,7

— 3,0 — 21,5 1,3 1,1 — 78,0 34,3

— — — — — — — 0,5 —

— — — 4,7 — — — — 0,2

67,6±27,7

23,2±30,0

0,5

2,4

Источник: собственная разработка. Табл. 7. Распределение относительного количества деревьев в древостоях [%] на пробных площадях по составляющим породам. Пробные площади BoP2 BoP6 BoP8 BoP9 BoS2 BoS3 BoS5 BoS6 VyS1 Среднее значение

63,7 48,6 50,4 10,2 34,4 7,2 16,4 5,4 8,4

Acer pseudoplatanus — — — — — — — — 2,7

25,9±22,4

0,2

Abies alba

Fagus sylvatica

Picea abies

Sorbus Ulmus glabra aucuparia

36,3 39,3 49,6 55,4 63,4 91,6 83,6 4,8 62,4

— 12,1 — 29,4 2,3 1,2 — 88,0 25,8

— — — — — — — 1,8 —

— — — 5,1 — — — — 0,7

48,5±26,0

24,4±32,3

0,3

0,7

Источник: собственная разработка.

В исследованных старовозрастных древостоях большинство запаса (52,9%) формируют наиболее крупные деревья, ступеней толщины 60–112 см. Однако их численность относительно небольшая - только 8,4% от общего -1 количества, или 56 дер.·га (рис. 1 и табл. 8). Подобная ситуация характерна и для распределения запасов древесины в зависимости от высоты деревьев (рис. 2 и табл. 9). Большую часть запаса (65%) формируют деревья ступеней высоты от 32 до 48 м. Их только 12,7% -1 от общего числа (85 дер.·га ). В целом для вертикальной структуры исследованных древостоев характерны три яруса. Верхний, елово-пихтовобуковый, в пределах ступеней высоты 40–48 м - это элитные деревья, которых -1 всего лишь 28 дер.·гa или 4,2% от общего количества. Они формируют до 34% запаса древостоя с максимумом в ступени высоты 40 м. Второй, средний ярус, 39

% 10 9 8 7 6 5 4 3 2 1 0 8

Abies alba

Acer pseudoplatanus

Fagus sylvatica

Picea abies

Sorbus aucuparia

Ulmus glabra

12 16 20 24 28 32 36 40 44 48 52 56 60 64 68 72 76 80 84 88 92 96 104108112

D, см

Рис. 1. Распределение относительных величин [%] средневзвешенного запаса исследованных древостоев на пробных площадях по видам деревьев и ступеням толщины стволов на высоте 1,3 м от корневой шейки Источник: собственная разработка. Табл. 8. Распределение относительных величин [%] средневзвешенного числа деревьев (699 дер. на 1 га) исследованных древостоев на пробных площадях по видам деревьев и ступенями толщины стволов на высоте 1,3 м от корневой шейки Вид

8 Abies alba 13,2 Acer pseudoplatanus 0 Fagus sylvatica 8,3 Picea abies 2,0 Sorbus aucuparia 0 Ulmus glabra 0 ∑ 23,5

12 4,4 0 6,8 1,7 0,1 0 13,0

16 0,9 0,1 6,1 3,0 0,1 0,1 10,3

20 1,2 0 4,1 3,4 0,1 0,1 9,0

Ступени толщины стволов деревьев на 1,3 м от корневой шейки [см] 24 28 32 36 40 44 48 52 56 60 64 68 72 76 80 84 88 92 1,2 0,8 0,3 0,6 0,4 0,4 0,2 0,4 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1 0,3 0,1 0,1 0,1 0,1 0 0 0 0 0 0 0 0 0,1 0,1 0,1 0,1 0 0,1 0 0 0 0 3,7 2,7 2,4 2,8 2,9 1,9 1,8 0,9 1,8 1,2 0,7 0,6 1,2 0,5 0,5 0,5 0,1 0,3 3,1 2,8 1,2 0,9 0,5 0,6 0,6 0,2 0,2 0,1 0,1 0,2 0,3 0,1 0 0,1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0,1 0,4 0,1 0 0 0 0,1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 8,1 6,6 4,0 4,2 3,8 2,9 2,7 1,4 2,2 1,5 1,0 1,0 1,6 1,1 0,6 0,7 0,2 0,4

96 0,1 0 0 0 0 0 0,1

104 0 0 0,1 0 0 0 0,1

108 0,1 0 0 0 0 0 0,1

112 0 0 0,1 0 0 0 0,1

∑ 25,3 0,6 51,8 21,2 0,2 0,8 100

Источник: собственная разработка. H, м 48 44 40 36 32 28 24 20 16 12

Abies alba

Acer pseudoplatanus

Fagus sylvatica

Picea abies

Sorbus aucuparia

Ulmus glabra

8

% 0 5 10 15 20 25 30 Рис. 2. Распределение относительных величин [%] средневзвешенного запаса исследованных древостоев на пробных площадях по видам деревьев и ступеням высоты стволов Источник: собственная разработка. 40

Табл. 9. Распределение относительных величин [%] средневзвешенного числа деревьев исследованных древостоев на пробных площадях по видам деревьев и ступеням высоты стволов Вид Abies alba Acer pseudoplatanus Fagus sylvatica Picea abies Sorbus aucuparia Ulmus glabra Сумма

Ступени высоты стволов деревьев [м] 8 12 16 20 24 28 32 36 40 17,2 1,9 2,0 1,0 0,7 0,8 0,4 0,3 0,6 0 0 0,1 0 0 0 0,2 0,2 0,1 6,7 7,9 6,7 5,4 5,6 11,1 4,3 2,0 2,0 3,2 4,2 5,6 3,6 1,6 1,0 0,7 0,4 0,4 0 0,1 0,1 0 0 0 0 0 0 0 0,1 0,1 0,4 0 0,1 0 0 0 27,1 14,2 14,7 10,5 7,9 13,0 5,6 2,8 3,0

44 0,1 0 0,3 0,4 0 0 0,8

48 0,2 0 0 0,1 0 0 0,4

∑ 25,3 0,6 51,8 21,2 0,2 0,8 100

Источник: собственная разработка.

формируют деревья ступеней высоты 28–36 м. Их значительно больше, чем в верхнем ярусе, в среднем 144 дер.·га-1, что составляет 21,4% от общего количества деревьев. В этом ярусе сосредоточено около 50% запаса древостоя. Доминирует бук. Ель и пихта образуют примесь около 5% запаса, а клен-явор – 3%. В нижнем ярусе (ступени высоты 8–24 м) по численности деревьев и запасу преобладают бук и ель, несколько меньше участие пихты. Представленные на рис. 2 относительные запасы древесины деревьев разных видов в разрезе ступеней высоты могут быть охарактеризованы соответствующим им разным усредненным возрастом [A] (табл. 10) и полиномами его зависимости от высоты [H]. Такие материалы получены на основании анализа хода роста множества модельных деревьев [Черневий 2013]: пихта – A = 0,0017·H3 - 0,0678·H2 + 5,6758·H; 3 2 ель – А = 0,0017·H - 0,0678·H + 5,6758·H; 3 2 бук – А = 0,0077·H - 0,2942·H + 7,6274·H Источник: собственная разработка. Табл. 10. Расчетный средний возраст деревьев [A] и класс бонитета [B] разных видов за ступенями их высоты

Пихта Ель Бук A [лет] B A [лет] B A [лет] B 4 22 IV 14 III 26 IV 8 42 IV 28 III 46 IV 12 61 IV 42 III 62 IV 16 80 IV 56 II 78 III 20 100 IV 70 II 96 III 24 121 III 84 II 120 III H

H 28 32 36 40 44 48

Пихта A [лет] 143 168 196 227 263

Ель B A [лет] II 99 I 113 Ia 127 141 155 169

Бук B A [лет] B I 152 II I 195 I Ia 253 Ib 327 Ib Ic

Источник: собственная разработка.

41

ОБСУЖДЕНИЕ И ТЕОРЕТИЧЕСКОЕ ОБОБЩЕНИЕ Представленные фактические материалы свидетельствуют, что в условиях низкогорного ландшафта Сколевских Бескид локальные климатические и богатые влажные почвенно-гидрологические условия благоприятны для формирования многоярусных старо-разновозрастных елово-пихтово-буковых древостоев высокой продуктивности, запасы которых могут составлять 750−1000 м3·гa-1. При этом следует обратить внимание на -1 большое число деревьев, 700−800 дер. га , самых разных высот и диаметров стволов. Вероятность таких выводов положительно подтверждают следующие данные: 1. Высокие значения сумм площадей сечения стволов деревьев, в среднем порядка 60 м2·гa–1. 2. Несколько низшие, нежели в нормативных таблицах, значения видовых чисел для стволов деревьев разных пород, диаметров и высот. Почти половину запаса таких разновозрастных древостоев формируют лучшие наиболее крупные деревья (I категории физиологического качества), число которых относительно небольшое, в среднем только 8,4% от общего -1 количества деревьев, или 56 дер.·га . Они формируют верхний ярус древостоя высотой от 32 до 48 м. Их диаметр, соответственно, 60−112 см. Средний возраст деревьев верхнего яруса высотой 40 и более метров может составлять: для пихты – 220–300 лет, для ели - 140–170 лет, а для бука – 320 лет. Во втором ярусе, сформированном деревьями высотой 28–36м, средний возраст пихты может быть 140–200 лет, ели – 100–130 лет, бука 150–250 лет. Более низкие деревья, соответственно, меньшего возраста (см. табл. 10). Очевидно, что особенности такой вертикальной структуры разновозрастных древостоев обеспечиваются экологической спецификой онтогенеза составляющих древесных видов. В частности, это обусловлено разным темпом роста в молодом, среднем и старшем возрасте деревьев разных видов, способностью их некоторое время медленно расти в условиях затенения под пологом леса и постепенно занимать лидирующее положение в верхнем ярусе древостоя. Кроме этого, очевидно, что в условиях ограниченности светового ресурса происходит естественный отбор наиболее устойчивых особей. Выживают лучшие здоровые деревья. В связи с этими обстоятельствами в нижнем пологе леса большинство деревьев ступени высоты 8 м представлено молодыми особями пихты: 17% из 27% от общего числа деревьев древостоя (см. табл. 9). Под пологом леса темп роста деревьев пихты до высоты 24 м соответствует параметрам IV бонитета. Достигнув высоты 16 м, деревья бука заметно опережают в темпе роста деревья пихты. Еще более быстро растет под пологом леса ель (за параметрами III бонитета). Разница в скорости роста деревьев упомянутых видов в древостое начинает особенно проявляться в пределах ступеней высоты 16−28 м. Очевидное 42

лидирующее положение проявляют деревья ели, темп роста которых убыстряется и соответствует уже параметрам II и даже I бонитета. Эта тенденция сохраняется и позднее, когда деревья ели первыми достигают a c высоты 44−48 м. Темп их роста в высоту тогда соответствует параметрам I −I бонитетов. Бук с достижение высоты 32 м уже отстает в росте и достигает высоты 40 м в возрасте более 300 лет. Подобно и пихта растет медленнее ели и достигает высоты 44 м в возрасте около 250 лет. Многоярусность разновозрастных елово-пихтово-буковых древостоев обеспечивает не только природный отбор лучших представителей молодой генерации, но и оптимальные условия для поглощения кронами деревьев солнечной энергии. Как уже было показано, верхний ярус формируют элитные деревья. Они имеют оптимальные условия освещения, поскольку не сомкнуты между собой и выступают на 4−12 м выше сомкнутого второго яруса. Достаточно много солнечной энергии получает и сомкнутый полог второго яруса древостоя в пределах ступеней высоты 28−36 м, где сосредоточено 50% стволового объема древостоя. Очевидной представляется и перспектива формирования таких староразновозрастных древостоев на территориях природно-заповедного фонда и экологической сети. Если площадь сечения стволов их будет составлять 60–80 м2∙га–1, а запасы соответственно – 750–1000 м3∙га–1, учитывая норматив процента текущего прироста буковых древостоев Карпат в возрасте 120 лет равный 2% [Швиденко 1987: c. 397], есть основания полагать, что годичный прирост запаса стволовой древесины таких древостоев может составлять 3 –1 15–20 м ∙га . Это особенно важно с точки зрения средообразующего значения леса. Ведь депонирование углерода, продуцирование кислорода и транспирации влаги пропорционально биологической продуктивности древостоя, значительную часть которой составляет годичный прирост стволовой древесины. Это было обосновано также в предыдущих работах [Третяк, Черневий 2011; Tretiak, Czernevyy 2013]. В них показано, что подобный объем годичного прироста потенциально возможен в древостоях возрастом 120–250 лет. Он может составлять 8–12 тонн·га–1 –1 сухого вещества, что соответствует 4– 6 тонн·га депонированного углерода. Это в 2,5–5 раз больше чем средний прирост древесины в лесах Украины и среднее значение депонированного за год углерода на единицу площади в лесах Украины в целом. Полученные результаты и обобщения свидетельствуют о некоторых экологических преимуществах старо-разновозрастных многоярусных древостоев по сравнению с монодоминантными одновозрастными насаждениями в Карпатах. Это продолжительная высокая биологическая продуктивность, многоярусность, динамика саморазвития и, следовательно, биологическая устойчивость. Важнейшее значение имеет постоянная высокая продуктивность, обусловленная высоким запасом биомассы, в частности – стволовой древесины. Даже с учетом климаксовой 43

саморегуляции таких древостоев, когда отпад биомассы и ее прирост уравновешены, экологические функции их неоспоримы и крайне важны для локальной оптимизации газовых составляющих воздушной среды, аккумуляции влаги, регулирования гидрологического режима и повышения плодородия почв путем аккумуляции углеродосодержащих веществ. Изложенные материалы, представляющие преимущества староразновозрастных древостоев, должны быть положены в основу выработки лесной политики и стратегии ведения лесного хозяйства [Jaworski 2004]. Несомненно, понятия возраст спелости древостоев и возраст рубки главного пользования в лесах Карпат следует заменить понятием «таксационные показатели» оптимальных в ресурсном и экологическом понимании роли древостоев. При этом целесообразно учитывать и длительность постоянства таких желаемых параметров леса, поскольку они обеспечивают постоянство или длительность периода выполняемых экологических функций. Однако при такой концепции ведения лесного хозяйства усложняются возможности лесопользования, заготовки древесного сырья. Поддерживание непрерывного существования разновозрастного древостоя возможно лишь постепенным выборочным лесопользованием. А оно видится проблематичным в связи с техническими трудностями осуществления. Ведь изъятие из древостоя самых крупных деревьев непременно будет сопровождаться его локальными разрушениями.

ВЫВОДЫ В условиях низкогорного ландшафта Бескид природные староразновозрастные елово-пихтово-буковые древостои, возможно, обладали довольно постоянной высокой продуктивностью. Она обеспечена их структурно-биометрическими особенностями, в частности − большой численности деревьев, 700−800 дер. на 1 га, различным возрастом, разными высотами и диаметрами стволов. Этим обеспечивается формирование многоярусной структуры таких древостоев. Площадь сечения их стволов деревьев может cоставлять от 60 до 80 м2·гa-1, а запас стволовой древесины, соответственно, может изменяться от 750 до 1000 м3·гa-1. Особая роль у самых крупных элитных деревьв высотой 32−48 м и диаметром 60−112 см и возрастом 150–300 лет. Их относительно немного, около 10% от общего количества деревьев, или 85 дер.·гa–1. Однако эти деревья формируют более половины запаса стволовой древесины.

44

ЛИТЕРАТУРА Broda, J. (1965). Puszcze karpackie i sudeckie. Dzieje lasów leśnictwa i drzewnictwa w Polsce. Państwowe Wydawnictwo Rolnicze i Leśne: 685–715. Warszawa: Państwowe Wydawnictwo Rolnicze i Leśne. Chernyavskyy, M., Shpilchak, M., Slobodian, O. (2013). Virgin forests in Gorgany (Ukrainian Carpathians). International Conference Primeval Beech Forests Reference Systems for the Management and Conservation of Biodiversity. Forest Resources and Ecosystem Services. June 2nd to 9th, 2013 Lviv, Ukraine. Abstracts: 95. Birmensdorf: Swiss Federal Institute for Forest, Snow and Landscape Research, WSL. Czerwiński, L. J. (1811). Okolica Za-Dniestrska między Stryjem i Łomnicą czyli opis ziemi i dawnych klęsk, lub odmian tej okolicy; tudzież, jaki jest lud prosty dla religii i dla Pana swego? Zgoła, jaki on jest? W całym sposobie życia swego, lub swych zabobonach albo zwyczajach. 281. Lwów: Drukiem Józefa Schnaydera. Grochowski, J. (1973). Dendrometria. Państwowe Wydawnictwo Rolnicze i Leśne, Warszawa. 593. Jaworski A., Skrzyszewski J. (1995). Budowa, struktura i dynamika drzewostanów dolnoreglowych o charakterze pierwotnym w rezerwacie Łopuszna. Acta Agr. Silv., ser. Silv. 33: 3–37. Jaworski, A. (2004). Badania nad budową, dynamiką i strukturą lasów o charakterze pierwotnym i ich znaczenie w kształtowaniu modelu gospodarki leśnej w górach. Roczniki Bieszczadzkie. 12: 103–139. Jaworski, A., Jakubowska, D. (2011). Dynamika zmian budowy, struktury i składu gatunkowego drzewostanów o charakterze pierwotnym na wybranych powierzchniach w Pienińskim Parku Narodowym. Leśne Prace Badawcze. 72 (4): 339–356. Kopach, V., Kvakovska, I., Zayats, M., Yarosh, O. (2013). Monitoring of Virgin Forest in the Uzhansky National Park. International Conference Primeval Beech Forests Reference Systems for the Management and Conservation of Biodiversity, Forest Resources and Ecosystem Services. June 2nd to 9th, 2013 Lviv, Ukraine. Abstracts: 105. Birmensdorf: Swiss Federal Institute for Forest, Snow and Landscape Research, WSL. Korpeľ, Š. (1995). Die Urwälder der Westkarpaten. 310. Fischer Verlag, Sttuttgart- Jena-New York, Kramarets, V., Krynytskyj, G., Korol M., Matsiakh, I., Kostyshyn, V. (2013). Forest mensuration characteristics of forests reserved zone of National Park "Skolivski Beskidy". Primeval Beech Forests : International Conference. Reference Systems for the Management and Conservation of Biodiversity, Forest Resources and Ecosystem Services. June 2nd to 9th, 2013, L'viv, Ukraine. Abstracts: 107. Birmensdorf: Swiss Federal Institute for Forest, Snow and Landscape Research, WSL. Parpan, V., Shparyk, Y., Parpan T. (2005). Virgin and natural forest in Ukraine: state, diversity and protection. Proc. of Int. Conf. "Natural forest in the temperate Zone of Europe – Values and Utilisation" (Mukachevo, Ukraine, 2003). Birmensdorf: WSL: 21–29. Parpan, V.I. Sannikov, S.N., Parpan T.V. (2009). The hypothesis of the pulsed dynamics of virgin beech forests. Russian Journal of Ecology. Vol. 40: 466-470. Prots, B. G, Chernyavskyy, M.V; Shpilchak, M. B. (2013). Primeval Forests of the Gorgany Nature Reserve as a Potential UNESCO World Natural Heritage Site. International Conference Primeval Beech Forests Reference Systems for the Management and Conservation of Biodiversity, Forest Resources and Ecosystem Services. June 2nd to 9th, 2013 Lviv, Ukraine. Abstracts: 83. Birmensdorf: Swiss Federal Institute for Forest, Snow and Landscape Research, WSL,.

45

Stoyko, S., Kopach, V. (2012). Centenary of Establishment of the Primeval Forest Reserves in the Ukrainian Carpathians. 60. L'viv. Sukhariuk, D. В., Chernyavsky, M.V. Henyk, Y., Uzhyk, H., Kabal, M. (2013). Dynamics of Beech and Beech-Fir-Spruce Forests of the Ukrainian Carpathians. Primeval Forests of the Gorgany Nature Reserve as a Potential UNESCO World Natural Heritage Site. International Conference Primeval Beech Forests Reference Systems for the Management and Conservation of Biodiversity, Forest Resources and Ecosystem Services. June 2nd to 9th, 2013 Lviv, Ukraine. Abstracts: 32. Birmensdorf: Swiss Federal Institute for Forest, Snow and Landscape Research, WSL. Tretiak P., Bojczuk I. (1997). Antropogeniczne i naturalne przemiany lasów w Gorganach. Roczniki Bieszczadzkie. Tom 6: 177–183. Tretiak, P., Czernevyy, J. (2013). Przyrost drzew starszego wieku w lasach karpackiej części zlewni Dniestru. Roczniki Bieszczadzkie. Том 21: 184–200. Zlatnik, A. (1934). Studie о statnih Lesich na Podkarpatske Rusi. Dil pruni Prispevky k dejinam statnich lesu a lesvnictvi na Podkarpatske Rusi. Sbornik Vysk. Ust. Zemedel: 1–109. Praha. Zlatnik, A., (1938). Prozkum prirozenych Lesu na Podkarpatske Rusi. Die pruni: Vegetacea stanoviste reservace Stuzica, Javornika, Pop Ivan. Sbornik, Vyzk. Ust. zemedel: 1–244. Praha. Брендлі, У.-Б., Довганич, Я. (Ред.). (2003). Праліси в центрі Європи. Путівник по лісах Карпатського біосферного заповідника. - Бірменсдорф, Швейцарський федеральний інститут досліджень лісу, снігу і ландшафтів,WSL. 192. Рахів. Гамор, Ф. Д., Довганич, Я. О., Покиньчереда, В. Ф., Сухарюк, Д. Д., Бундзяк, Й. Й., Беркела, Ю. Ю., Волощук, М. І., Годованець, Б. Й., Кабаль, М. В. (2008). Праліси Закарпаття. Інвентаризація та менеджмент. 86. Рахів. Дейнека, А.М., Мілкіна, Л.І., Приндак, В.П. (2006). Ліси національного природного парку "Сколівські Бескиди". 176. Львів: Сполом. Криницький, Г., Третяк, П. (2003). Стан лісів Українських Карпат, екологічні проблеми та перспективи. Праці НТШ, том ХІ. Екологічний збірник-3. Екологічні проблеми Карпатського регіону: 54–65. Львів. Парпан, В.І, Бюргі, А., Коммармот, Б., Шпарик, Ю.С. (2005). Праліси Карпат – еталони для сталого управління лісами. Матеріали міжнародної науково-практичної конференції, присвяченої 80-річчю з дня народження П.С.Пастернака: 200–203. Івано-Франківськ. Стойко, С. М. (1977). Карпатам зеленіти вічно. 176. Ужгород: вид-во "Карпати". Стойко, С. М. (2006). Праліси як екологічні моделі ренатуралізації вторинних фітоценозів. Український ботанічний журнал. Т. 63, № 3. 358–368. Стойко, С., Гадач, Е., Шимон, Т., Михалик, С. (1991). Заповідні екосистеми Карпат. 248. Львів: Світ. Третяк, П. Р., Черневий, Ю.І. (2011). Приріст деревостанів старшого віку: екологічний аспект. Доповіді НАН України. № 6. 203–208. Троцюк, В.І., Миклуш, С.І., Коммармот, Б., Хобі, М.Л. (2013). Особливості росту за діаметром дерев букового пралісу. Науковий вісник НЛТУ України. Вип. 23.1. 62–68. Цурик Е.И. (1981). Об особенностях таксационного строения девственных букових древостоев Карпат. Лесной журнал. Известия ВУЗов России. № 2. 25–32. Цурик Є.І. (2001). Ознаки і будова насаджень: навчальний посібник. 362. Львів: УкрДЛТУ. Черневий, Ю. І. (2013). Структурні особливості старовікових ялицево-букових деревостанів у низькогір'ї басейну р. Дністер. Науковий вісник Національного університету біоресурсів і природокористування України. Сер. Лісівництво та декоративне садівництво . Вип. 187(1): 302–311. Київ.

46

Швиденко А. З и др. (ред.). (1987). Нормативно-справочные материалы для таксации лесов Украины и Молдавии. 560. Киев: Урожай. Шпарик, Ю. С. (2006). Структура букових пралісів Українських Карпат на основних стадіях їх сукцесії . Лісове господарство, лісова і деревообробна. пром-исловість. Вип. 31: 144–150. Львів. Шпарик Ю. С. (2001). Мінливість структури букового пралісу Українських Карпат. Науковий вiсник НАУ: Лiсiвництво, № 39: 268–277.

РЕЗЮМЕ Биометрические исследования выполнены на примере некоторых оставшихся фрагментов старовозрастных елово-пихтово-буковых древостоев. Они растут на высоте 600-1100 м над уровнем моря в условиях влажных довольно плодородных буроземных почвах (Eutric Cambisols). Они разновозрастные, многоярусные и обладают высокой продуктивностью. Древостои образуют деревья различного возраста, разных высот и диаметров стволов. Как правило, они показывают высокую скорость роста стволов деревьев всех видов по толщине, высоте и объему. Она соответствует параметрам показателей I - Ic классов бонитета. Высоту 32 метра и более деревья пихты достигают в возрасте 170 лет, ели - 110 лет, а бука - 200 лет. Фактические значения видовых чисел для стволов деревьев всех видов в зависимости от ступеней их высот и толщин оказались на 7% меньше, нежели указанные в нормативных таблицах. Исследования также показали высокие средние значения сумм площадей сечения стволов деревьев в таких древостоях (около 60 м2·га-1) и запаса (около 750−1000 м3·га-1), также численности деревьев (на уровне 700−800 дер.·га-1). Такие показатели значительно выше соответствующих значений цитированных в нормативных таблицах хода роста полных древостоев бука I-Ib классов бонитета в возрасте 120 лет в Карпатах. Распределение средних удельных величин запаса исследованных древостоев по составляющим породами в целом показывает доминирование бука − 70%. Значительное участие также стволового запаса пихты и ели: 15% и 13% соответственно. В исследованных старовозрастных древостоях большинство запаса (52 - 65%) формируют наиболее крупные деревья ступеней высоты от 32 до 48 м и толщины в пределах 60–112 см. Однако их количество относительно небольшое - только 8 - 12% от общего количества, или 56- 85 дер.·га-1. Стародеревные разновозрастные елово-пихтово-буковые древостои по сравнению с монодоминантными одновозрастными насаждениями имеют важные экологические преимущества. Это продолжительная высокая биологическая продуктивность древостоев, их многоярусность, динамика саморазвития и, следовательно, биологическая устойчивость.

STRESZCZENIE Badania biometryczne wykonane zostały na przykładzie wybranych fragmentów zachowanego starodrzewu świerkowo-jodłowo-bukowego, który występuje na wysokości 6001100 m nad poziomem morza w warunkach wilgotnych, na stosunkowo żyznych glebach brunatnych (Eutric Cambisols). Drzewostany te są zróżnicowane wiekowo, wielopoziomowe i charakteryzują się wysoką produktywnością. W skład drzewostanu wchodzą drzewa o różnym wieku, różnej wysokości i średnicy pnia, które wykazują wysokie tempo wzrostu pni drzew

47

różnych typów według grubości, wysokości i objętości. Tempo wzrostu odpowiada parametrom I - Ic według klas wydajności. Wysokość 32 metrów i większą jodły osiągają w wieku 170 lat, świerki w wieku 110 lat, a buki w wieku 200 lat. Rzeczywiste dane gatunkowe dotyczące pni drzew wszystkich gatunków w zależności od stopnia ich wysokości i grubości okazały się o 7% mniejsze niż ukazane w tabelach normatywnych. Badania wykazały także wysokie średnie wartości sum powierzchni przekroju pni drzew w takich drzewostanach - około 60 m2·ha-1, zasób - około 750−1000 m3·ha-1 oraz ilość drzew na poziomie 700−800/ ha-1. Takie wskaźniki są znacznie wyższe od wartości cytowanych w normatywnych tabelach postępu wzrostu pełnych drzewostanów buka I-Ib według klas wydajności w wieku 120 lat w Karpatach. Rozkład średnich właściwych wielkości zasobu badanych drzewostanów w całości wykazuje dominację buka - 70%. Znaczący jest również udział piennego zasobu jodły i świerka, odpowiednio: 15% i 13%. W badanych starych drzewostanach większość zasobu (52 - 65%) stanowią największe drzewa, których wysokość wynosi od 32 do 48 m i grubość od 60-112 cm. Jednakże ich ilość jest stosunkowo mała, stanowią one zaledwie 8 - 12% całości lub 56-85/ ha-1. W porównaniu z monodominującymi, niezróżnicowanymi wiekowo drzewostanami, stare zróżnicowane wiekowo świerkowo-jodłowo-bukowe drzewostany mają istotne korzyści dla środowiska. To długotrwała wysoka produktywność drzewostanów, ich wielopoziomowość, dynamika samorozwoju, a tym samym stabilność biologiczna.

SUMMARY Biometric studies carried out by the example of some of the remaining fragments of oldgrowth spruce-fir-beech forest stands. They grow at an altitude of 600-1100 m above sea level in the humid fairly fertile brown soils (Eutric Cambisols). These stands form trees of different ages, of different heights and diameters of trunks. As a rule, they show fast growth rate of tree trunks of all species of thickness, height and volume. It corresponds to indicators of parameters I-Ic class's forest capacity with consistent. Height of 32 meters and more fir trees reach up to the age of 170, spruce up to 110, and beeches up to 200. The actual value of form factor of tree trunks of different species in height depends on the degree of trunks were 7% less from those listed in the standard tables. At the same time resources showed significantly higher average value of total basal area of trunks of tree stands, approximately 60 m2·ha-1, of volume nearly - 750–1000 m3·ha-1 and the number at the level of 700–800 trees·ha-1. These indicators are slightly higher than presented in the growth tables of Carpathians beech stands of I-Ib class forest stand capacity at the age of 120. Distribution of the average unit value of volume of examined stands on species components shows the dominance of beech in a whol, nearly 70%. Significant participation of trunk volume of fir and spruce: 15% and 13%, correspondingly. In studies of old-growth stands of most volume (52 - 65%) form the largest trees stages height from 32 to 48 m and stages thickness of 60-112 cm. However, their number is relatively small, only 8 - 12% of the total, or 56-85 trees·ha-1. Old growth unvented spruce-fir-beech stands compared to mono-dominant coeval have important environmental benefits. It is prolonged high biological productivity of the stand, its multilevel, the dynamics of self-development and, therefore, biological stability.

48

DOI: 10.5604/20811438.1158027 Wiesław Cyzman Uniwersytet Mikołaja Kopernika w Toruniu, Wydział Biologii i Ochrony Środowiska Wyższa Szkoła Zarządzania Środowiskiem w Tucholi

SKUTECZNOŚĆ OCHRONY PRZYRODY I WALORÓW KRAJOBRAZOWYCH NA KUJAWACH I POMORZU W LASACH NIESTANOWIĄCYCH WŁASNOŚCI SKARBU PAŃSTWA THE EFFECTIVENESS OF NATURE AND LANDSCAPE PRESERVATION IN PRIVATE FORESTS OF KUJAWY AND POMERANIA Słowa kluczowe: lasy prywatne, plany urządzania, prognozy oddziaływania, zasoby przyrodnicze, siedliska chronione, gatunki chronione, ochrona przyrody Key words: private forests, management plans, impact forecasts, nature resources, protected habitats, protected species, nature preservation Abstract. The area and siginificance of private forests in Poland is gradually and systematically increasing. Besides the economic and social functions they fulfil the role of a biocenotic field islands for many species of animals, plants, mushrooms, often connected with the habitats in the First Habitat Directive Annex. Some of them are fragments of the protected areas, including Natura 2000 sanctuaries. On the basis of own experience and research the author of the article attempts to answer the question wether the to-date ways of planning and managing private forests in Pomerania and Kujawy secure their natural, landscape and protective values. In conclusion, the author suggests the expansion of the contents of private forests management plans with the indicated ecological issues. This specifically refers to the legally protected areas.

WSTĘP Lasy prywatne i zarządzane przez innych właścicieli niż Skarb Państwa stanowią istotny składnik krajobrazu kulturowego w Polsce. Najczęściej występują w postaci niewielkich enklaw lub tworzą większe śródpolne uroczyska leśne. Niektóre przylegają do rozległych kompleksów leśnych administrowanych przez Lasy Państwowe. Wg „Raportu o stanie lasów w Polsce 2012”, opracowanego przez Instytut Badawczy Leśnictwa w 2013 roku, aktualnie powierzchnia lasów w Polsce wynosi 9163 tys. ha (29,3 % pow. kraju), a wraz z gruntami związanymi z gospodarką leśną – 9370 tys. ha (30,6 %). Dominują w Polsce lasy publiczne (81,2 %), z czego 77,3 % znajduje się w zarządzie Państwowego Gospodarstwa Leśnego Lasy Państwowe. Powierzchnia lasów prywatnych wynosi obecnie 1722,6 tys. ha (18,8%). Ich areał i rola w krajobrazie rośnie systematycznie 49

w związku z realizacją programów zwiększenia lesistości kraju oraz poszczególnych regionów. Przyczynia się do tego również częściowo także reprywatyzacja oraz zaangażowanie środków europejskich. Od 1995 do 2012 roku udział lasów prywatnych wzrósł z 17,1 % do 18,8 %. W związku z tym należy w większym stopniu niż dotychczas przyjrzeć się ich funkcjonowaniu, zwłaszcza w zakresie ochrony przyrody. Dotyczy to również pozostałych lasów niebędących w zarządzie Lasów Państwowych. Niewielkie kompleksy lasów, w tym często lasów prywatnych, pełnią istotną funkcję w krajobrazie kulturowym (antropogenicznym) – rolniczym i zurbanizowanym. Są one wyspami biocenotycznymi wśród pól uprawnych, łąk i roślinności ruderalnej. Niektóre, zwłaszcza położone wokół niewielkich zbiorników wodnych, cieków i zabagnień, pełnią funkcję pełnowartościowych użytków ekologicznych. Są one oazą dla przetrwania leśnych gatunków runa, w tym gatunków chronionych i zagrożonych. Stanowią ostoję dla wielu przedstawicieli fauny, zwłaszcza dla drobnych ssaków, ptaków i owadów. Ponadto wiele takich niewielkich fragmentów lasów leży w granicach obszarów chronionych - parków krajobrazowych, obszarów chronionego krajobrazu a także obszarów Natura 2000. Właśnie dzięki temu, że niektóre kompleksy lasów prywatnych znalazły się na obszarach Natura 2000. Ochrona ich walorów przyrodniczych została poddana nadzorowi przez Regionalne Dyrekcje Ochrony Środowiska. Służą temu prognozy oddziaływania na środowisko uproszczonych planów urządzania lasów. Prognoza taka musi być oparta o szczegółową inwentaryzacją przyrodniczą. Podraża to koszty sporządzania planów, które ponoszą na ogół starostowie powiatów, ale bez takiej prognozy i bez konsultacji społecznych nie mogą być one zatwierdzone i wprowadzone do realizacji.

CELE I METODY W niniejszym opracowaniu, wykorzystując własne doświadczenie przy sporządzaniu prognoz oddziaływania na środowiska uproszczonych planów urządzania lasów w granicach obszarów Natura 2000, autor próbuje ocenić obiektywnie wartość przyrodniczą i ochroniarską lasów chłopskich i gminnych w wybranych gminach województwa kujawsko-pomorskiego. Stara się odpowiedzieć na pytania, czy dodatkowe koszty związane z koniecznością sporządzania prognoz są niezbędne dla ochrony zasobów przyrodniczych regionu i obszarów Natura 2000 i czy nie należy prognoz takich sporządzać także poza ostojami „naturowymi”. Praca została napisana w oparciu o prognozy oddziaływania na środowisko uproszczonych planów lasu sporządzonych dla miejscowości, których fragmenty leżą w granicach obszarów Natura 2000. Dokumenty te wykonano dla następujących gmin: Ciechocin, Golub-Dobrzyń, miasto Golub-Dobrzyń, Górzno, Kowal, Zbiczno, Radomin oraz Solec Kujawski. 50

Do sporządzenia prawidłowej prognozy niezbędna jest wiedza na temat stanu środowiska oraz jego zasobów i walorów przyrodniczych. Dlatego przed przystąpieniem do wykonywania prognozy należy zebrać wszelkie dostępne informacje w tym zakresie. W tym celu korzysta się z takich źródeł jak np.: badania naukowe, informacje zawarte w Standardowych Formularzach Danych dla obszarów Natura 2000, wyniki inwentaryzacji siedlisk i gatunków na obszarach Natura 2000, wyniki waloryzacji przyrodniczych gmin, dane organizacji przyrodniczych, raporty oddziaływania na środowisko oraz inne dokumenty i opracowania. Z reguły jednak pozyskane informacje są ogólnikowe lub bardzo lakoniczne. Najczęściej zachodzi więc konieczność wykonania dodatkowej inwentaryzacji przyrodniczej. Obejmuje ona przede wszystkim zlokalizowanie oraz ocenę stanu zachowania zbiorowisk roślinnych, które wchodzą w skład siedlisk o znaczeniu europejskim z Załącznika I Dyrektywy Siedliskowej. Badania w terenie mają także na celu lokalizację chronionych i zagrożonych gatunków roślin, zwierząt i grzybów. Dopiero po zebraniu dostatecznych danych można przystąpić do sporządzania prognozy wpływu zaplanowanych zabiegów gospodarczych na środowisko przyrodnicze. Analizę wymagań oraz zagrożeń dla siedlisk i poszczególnych gatunków przeprowadza się w oparciu o metodykę zawartą w „Poradnikach ochrony siedlisk i gatunków – przewodnikach metodycznych” (2004). Naturalne składy gatunkowe drzewostanów dla zbiorowisk leśnych ustala się przede wszystkim na podstawie opracowania „Geobotaniczne rozpoznanie tendencji rozwojowych zbiorowisk leśnych w wybranych regionach Polski” [Matuszkiewicz, Solon, Orzechowski, Kozłowska, Różański, Szczygielski, Matejczuk, Lorens, Kowalska 2007], zaś tok postępowania gospodarczego można przyjąć kierując się publikacjami Cyzmana: „Ochrona siedlisk” (2004) i „Gospodarowanie na siedliskach leśnych o znaczeniu wspólnotowym” (2008). Zgodnie z wytycznymi RDOŚ w Bydgoszczy w prognozach najczęściej uwzględnia się następujące analizy: 1. Zgodność składów gatunkowych drzewostanów (w tym upraw leśnych) z potencjalnym typem lasu na siedliskach przyrodniczych w obszarach Natura 2000. 2. Występowanie drewna martwego stojącego i leżącego na terenie siedlisk przyrodniczych. 3. Udział powierzchniowy starodrzewi (drzewostanów V, VI, VII, VIII i starszych klas wieku) na siedliskach przyrodniczych. 4. Stan wykształcenia i zachowania siedlisk przyrodniczych (kategorie A, B, C). 5. Ustalenie powierzchni lasów wg pełnionej funkcji (gospodarcze, rezerwatowe, ochronne: wodochronne lub glebochronne). 6. Określenie obecności gatunków obcych geograficznie w zalecanych składach gatunkowych upraw i ocena ich wpływu na przyrodnicze siedliska leśne Natura 2000. 51

7. Analiza wpływu cięć rębnych na sąsiadujące ekosystemy, np. na torfowisko, źródlisko, jezioro (zaleca się pozostawianie ekotonów, wyłączenie z cięć rębnych pasów drzewostanów w odległości ok. 50 m od brzegów jezior, źródlisk oraz torfowisk). 8. Ocena wpływu trzebieży i terminu ich wykonania na stanowiska gatunków chronionych. W wydzieleniach, w których stwierdzono występowanie roślin chronionych lub cenne siedlisko przyrodnicze, zaleca się wykonanie czyszczeń, trzebieży oraz cięć rębnych w okresie zimowym, najlepiej podczas wysterowania pokrywy śnieżnej.

UWARUNKOWANIA PRAWNE ORAZ ZAKRES SPORZĄDZANIA UPUL I PROGNOZY ODDZIAŁYWANIA NA ŚRODOWISKO Lasy niepubliczne funkcjonują w oparciu o uproszczone plany urządzania lasu (UPUL). Uproszczony plan urządzenia lasu, zgodnie z Ustawą z 28 września 1991 r. o lasach, sporządzany jest dla lasów niestanowiących własności Skarbu Państwa, należących do osób fizycznych i wspólnot gruntowych - na zlecenie starosty, wykonującego zadania z zakresu administracji rządowej. Sporządza się go dla lasu o obszarze co najmniej 10 ha, stanowiącego zwarty kompleks leśny. Zawiera on skrócony opis lasu i gruntów przeznaczonych do zalesienia oraz podstawowe zadania dotyczące gospodarki leśnej. Plan ten staje się podstawą do prowadzenia jakichkolwiek zabiegów gospodarczych po zatwierdzeniu przez wojewodę - po uzyskaniu opinii właściwego terytorialnie nadleśniczego. Zawartość uproszczonego planu określa rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 20 grudnia 2005 r. w sprawie szczegółowych warunków i trybu sporządzania planu urządzenia lasu, uproszczonego planu urządzenia lasu oraz inwentaryzacji stanu lasu. Plan taki składa się z następujących punktów: 1. Opis ogólny przedstawiający i określający nadzór nad gospodarką leśną, warunki przyrodnicze, maksymalną miąższość możliwą do pozyskania, zagadnienia dotyczące ochrony lasu. 2. Opis taksacyjny lasów i gruntów przeznaczonych do zalesienia. 3. Rejestr działek leśnych i gruntów przeznaczonych do zalesienia. 4. Szczegółowy wykaz zmian powierzchni leśnej wraz z protokołem rozbieżności. 5. Wykaz skrótów i symboli. 6. Mapa gospodarcza lasu i gruntów przeznaczonych do zalesienia. Załącznikiem do uproszczonego planu urządzenia lasu są zadania w zakresie gospodarki leśnej przeznaczone dla właściciela lub właścicieli lasu. Zgodnie z treścią ustawy o lasach z dnia 28 września 1991 roku gospodarka leśna powinna uwzględniać szczególnie następujące cele: 52

1. Zachowanie lasów i korzystnego ich wpływu na klimat, powietrze, wodę, glebę, warunki życia i zdrowia człowieka oraz na równowagę przyrodniczą. 2. Ochronę gleb i terenów szczególnie narażonych na zanieczyszczenie lub uszkodzenie oraz o specjalnym znaczeniu społecznym. 3. Ochronę wód powierzchniowych i głębinowych, retencji zlewni, w szczególności na obszarach wododziałów i na obszarach zasilania zbiorników wód podziemnych. 4. Produkcję, na zasadzie racjonalnej gospodarki, drewna oraz surowców i produktów ubocznego użytkowania lasu. 5. Ochronę lasów, zwłaszcza lasów i ekosystemów leśnych stanowiących naturalne fragmenty rodzimej przyrody lub lasów szczególnie cennych ze względu na: - zachowanie różnorodności przyrodniczej, - zachowanie leśnych zasobów genetycznych, - walory krajobrazowe, - potrzeby nauki. Zachodzi pytanie, czy dotychczas wykonywane uproszczone plany w pełni spełniają wymienione powyżej cele ustawy o lasach. Na pewno uwzględnia się w nich 4 pierwsze punkty. Natomiast ze względu na okrojony zakres tematyczny (w stosunku do pełnych planów urządzania lasów) nie jest do końca wypełniana treść punktu 5. Powinna ona być zawarta w rozdziale 1 UPUL oraz w opisie taksacyjnym. W praktyce rozdział 1 UPUL, w którym opisuje się uwarunkowania przyrodnicze jest najczęściej traktowany bardzo ogólnie. Zwykle podaje się w nim jedynie położenie urządzanych lasów na tle podziałów przyrodniczogeograficznych oraz przyjęte dla danego regionu gospodarcze typy drzewostanów w poszczególnych siedliskowych typach lasu. Dodatkowo, jeżeli dysponuje się odpowiednimi zapisami w dokumentach, określa się funkcję lasu oraz strefę uszkodzeń przemysłowych. Również w opisie taksacyjnym brak jest danych dotyczących zbiorowisk leśnych, w tym siedlisk o znaczeniu europejskim z załącznika I Dyrektywy Habitatowej. Nie ma również obowiązku inwentaryzowania i wpisywania chronionych i (lub) zagrożonych gatunków roślin, zwierząt i grzybów, wskaźnikowych gatunków roślin runa oraz roli urządzanego lasu w krajobrazie. Jedynie na obszarach Natura 2000 uproszczone plany urządzania lasu muszą być uzupełniane przez prognozy ich oddziaływania na środowisko. Wynika to z artykułu 46 ustawy Ustawy z 3 października 2008 roku o udostępnianiu informacji o środowisku i jego ochronie, udziale społeczeństwa w ochronie środowiska oraz ocenach oddziaływania na środowisko (Dz.U. z 2008, Nr 199, poz. 1227 ze zm.). Zgodnie z tym artykułem istnieje obowiązek przeprowadzenia strategicznej oceny oddziaływania na środowisko projektów „(…)planów lub programów w dziedzinie (…) leśnictwa (…) opracowywanych lub 53

przyjmowanych przez organy administracji, wyznaczających ramy dla późniejszej realizacji przedsięwzięć mogących znacząco oddziaływać na środowisko” lub planów „których realizacja może spowodować znaczące oddziaływanie na obszar Natura 2000”. Szczegółowy zakres prognozy uzgadniany jest między właściwą dla gminy Regionalną Dyrekcją Ochrony Środowiska, a Starostwem Powiatowym. Zakres ten musi umożliwiać realizację zadań wynikających z Dyrektywy Habitowej i Dyrektywy Ptasiej. Podstawowym celem Dyrektywy Siedliskowej jest ochrona różnorodności biologicznej. Zadanie to ma być realizowane poprzez: ochronę zagrożonych siedlisk przyrodniczych lub/i reprezentatywnych dla poszczególnych regionów biogeograficznych oraz zachowanie roślin i zwierząt rzadkich i zagrożonych na terenie Wspólnoty (Herbich, red.2004). W realizacji Dyrektywy Habitowej istotny jest stan siedliska przyrodniczego, który Ustawa o ochronie przyrody z 2004 r. definiuje jako „stan, w którym naturalny zasięg siedliska przyrodniczego i obszary zajęte przez to siedlisko w obrębie jego zasięgu nie zmieniają się lub zwiększają się, struktura i funkcje, które są konieczne do długotrwałego utrzymania się siedliska istnieją i prawdopodobnie nadal będą istniały oraz typowe dla tego siedliska gatunki znajdują się we właściwym stanie ochrony”. W związku z tym „zabrania się podejmowania działań mogących w istotny sposób pogorszyć stan siedlisk przyrodniczych oraz siedlisk gatunków roślin i zwierząt, a także w istotny sposób wpłynąć negatywnie na gatunki, dla których ochrony został wyznaczony obszar Natura 2000”. Jednocześnie na obszarach Natura 2000 nie podlega ograniczeniu działalność związana z utrzymaniem urządzeń i obiektów służących bezpieczeństwu przeciwpowodziowemu oraz działalność gospodarcza, rolna, leśna, łowiecka i rybacka, a także amatorski połów ryb, jeżeli nie zagrażają one zachowaniu siedlisk przyrodniczych oraz siedlisk roślin lub zwierząt ani nie wpływają w sposób istotny negatywnie na gatunki roślin i zwierząt, dla których ochrony został wyznaczony obszar Natura 2000.

WYNIKI INWENTARYZACJI PRZYRODNICZEJ Inwentaryzację przyrodniczą oraz ocenę wpływu uproszczonych planów urządzania lasów na środowisko przeprowadzono na terenie 7 gmin w województwie kujawsko-pomorskim (tab.1).

54

Tab. 1. Walory przyrodnicze i ochroniarskie lasów niestanowiących własności Skarbu Państwa w wybranych gminach województwa kujawsko-pomorskiego

Nazwa gminy

Ciechocin

GolubDobrzyń

Ostoja – liczba wydzieleń i powierzchnia lasów prywatnych na obszarze Natura 2000

Siedliska z Załącznika I Dyrektywy Habitatowej, gatunki chronione, inne walory przyrodnicze i ochroniarskie

PLH280001; 46 wydzieleń o pow. 22,4 ha

24 płaty o pow. 13,42 ha (60 % wszystkich wydzieleń na obszarze Natura 2000), w tym: 12 - 91E0-3, 3 - 91E0-4 / 3, 49170-2, 4- 9170-3 i 1 - 91F0-2, 10 stanowisk roślin chronionych i rzadkich: porzeczka czarna Ribes nigrum*, kalina koralowa Viburnum opulus*, kopytnik pospolity Asarum europaeum*, skrzyp zimowy Equisetum hiemalne^

PLH280001; 37 wydzieleń o pow. 29,97 ha

13 płatów o pow. 7,97 ha (35,6 %), w tym: 5 siedliska 91E0-3 i 9170-3 oraz po jednym - 91E0-4, 91E0-1 i 9170-2, 4 stanowiska roślin chronionych i rzadkich: Frangula alnus*, szczyr trwały Mercurialis perennis ^, Asarum europaeum* oraz paprotka zwyczajna Polypodium vulgare*. 24 wydzielenia o pow. 13,76 ha (45,9%) pełnią funkcje lasów ochronnych – wodochronnych lub glebochronnych

PLH280001; 3 wydzielenia o pow. 0,72 ha

2 płaty o pow. 0,2 ha (27,8%), w tym: 1 płat siedliska 91E0-3 i 1- 91 E0-1, 1 stanowisko roślin chronionych: pierwiosnka lekarska Primula veris*,

PLH280001; 8 wydzieleń o pow. 3,76 ha

1 płat siedliska 91E0 o pow. 0,24 ha (6,4 %), 3 wydzielenia o pow. 0,73 ha (19,4 %) pełnią funkcje lasów wodochronnych

Górzno

PLH280012; 139 wydzieleń lub ich fragm. o pow. około 80 ha

14 płatów o pow. 10,54 ha (13,8%), w tym po 5 płatów siedlisk 91E0-3 i 9170-3 oraz po 2 płaty - 91E0-4 i 9170-2, 10 stanowisk roślin chronionych i rzadkich: konwalia majowa Convallaria majalis*, Asarum europaeum*, kruszyna pospolita Frangula alnus*, Ribes nigrum*, marzanka wonna Galium odoratum*, bluszcz pospolity Hedera helix**, przylaszczka pospolita Hepatica nobilis**, szczyr trwały Mercurialis perennis^, turzyca odleglokłosa Carex remota^, 12 wydzieleń o pow. 7,52 ha (9,4%) pełni funkcje wodochronne i (lub) glebochronne,

Zbiczno

PLH040036, PLH280001; 101 wydzieleń o pow. 68,87 ha,

1 płat siedliska 9170-2 o pow. 1,82 ha (2,6%), 24 stanowiska roślin chronionych: Convallaria majalis*, Asarum europaeum*, Frangula alnus*, Hepatica nobilis**

Miasto GolubDobrzyń (lasy miejskie) Radomin

PLB 040003, PLH040003; Solec Kujawski 19 wydzieleń o pow. 6,27 ha

7 płatów o pow. 2,18 ha (34,8%), w tym: 2 płaty - 9170-3, 4 91E0-3, 1 - 91F0-2, 5 stanowisk roślin chronionych i rzadkich: dzięgiel litwor nadbrzeżny Archangelica litoralis^, Viburnum opulus*, Frangula alnus*, 9 wydzieleń o pow. 2,74 ha pełni funkcje lasów wodochronnych lub glebochronnych,

Źródło: Opracowanie własne. 55

Objaśnienia: *- gatunek objęty ochroną częściową, ** - gatunek objęty ochroną ścisłą – [wg. Rozporządzenia Ministra Środowiska z dnia 5 stycznia 2012 r. w sprawie ochrony gatunkowej roślin (Dz.U. 2012 r. nr 0 poz. 81)], ^ - gatunek rzadki w regionie. Numer i nazwa ostoi: PLH280001 Dolina Drwęcy, PLH280012 Ostoja Lidzbarska, PLH040036 Ostoja Brodnicka, PLB 040003 Dolina Dolnej Wisły, PLH040003 Solecka Dolina Wisły. Siedliska z załącznika I Dyrektywy Habitatowej: 91E0 łęgi wierzbowe, topolowe, olszowe i jesionowe (Salicetum albae, Populetum albae, Alnenion glutinoso-incanae), w tym: 91E0-3 łęg olszowo-jesionowy Fraxino-Alnetum, 91E0-4 – łęg źródliskowy Fraxino-Alnetum cardaminetosum, 91 E0-1 łęg wierzbowy, 9170 grąd środkowoeuropejski i subkontynentalny (Galio-Carpinetum, Tilio-Carpinetum), w tym: 9170-2 grąd subkontynentalny Tilio-Carpinetum, 9170-3 grąd zboczowy, zb. Acer platanoides-Tilia cordata, 91 F0-2 łęgowe lasy dębowo-wiązowo-jesionowe (łęg wiązowo-jesionowy), podzespół śledzienicowy Ficario-Ulmetum chrysosplenietosum.

W gminie Ciechocin inwentaryzacja przyrodnicza objęła 46 wydzieleń lub ich fragmentów leżących w granicach PLH280001 Doliny Drwęcy. Niektóre wydzielenia łączą się ze sobą i tworzą większe enklawy śródpolne lub przylegają do Lasów Państwowych. Ich łączna powierzchnia wynosi 22,4 ha. Ostoja PLH280001 Dolina Drwęcy o powierzchni 12561,54 ha obejmuję rzekę Drwęcę z niektórymi dopływami oraz przylegające do nich fragmenty dolin. Jest ona położona na styku dwóch województw - warmińsko-mazurskiego i kujawsko-pomorskiego. Spośród wydzieleń znajdujących się w granicach „Doliny Drwęcy” w 24 stwierdzono obecność siedlisk o znaczeniu europejskim. Największą liczbę płatów (15) zajmuje łęg olszowo-jesionowy Fraxino-Alnetum (91E0), w tym 3 z jego biochor zaliczono do łęgu źródliskowego Fraxino-Alnetum cardaminetosum (91E0-4). Osiem płatów reprezentuje las grądowy (9170), z których 4 należą do grądu zboczowego (9170-3). W jednej z biochor stwierdzono obecność śledzienicowego łęgu wiązowo-jesionowego Ficario-Ulmetum chrysosplenietosum zaliczanego do siedliska 91F0-2. W 10 wydzieleniach wystepują gatunki chronione i (lub) zagrożone i rzadkie, takie jak: porzeczka czarna Ribes nigrum*, kalina koralowa Viburnum opulus*, kopytnik pospolity Asarum europaeum* i skrzyp zimowy Equisetum hiemalne^ (tab.1). W granicach ostoi siedliskowej PLH280001 „Dolina Drwęcy” leży częściowo także gmina Golub-Dobrzyń. Zlokalizowano w niej 37 wydzieleń lasów prywatnych o łącznej powierzchni 29,97 ha. Największy areał zajmują one w Paliwodziznie – 15,40 ha. W 13 wydzieleniach stwierdzono obecność biochor siedlisk z załącznika I Dyrektywy Habitaowej. Należy do nich przede wszystkim siedlisko 91E0 łęgi wierzbowe, topolowe, olszowe i jesionowe (4,91 ha), w tym: podzespół typowy łęgu olszowo-jesionowego Fraxino-Alnetum typicum - 5 płatów, łęg źródliskowy Fraxino-Alnetum cardaminetosum -1 płat, śledzienicowy łęg jesionowo-wiązowy Ficario-Ulmetum minoris chrysosplenietosum - 1 płat i łęg 56

wierzbowy Salicetum albo-fragilis -1 płat. Lasy grądowe, zaliczane do siedliska 9170, głównie grądy zboczowe (zb. Acer platanoides-Tilia cordata) stwierdzono w 6 wydzieleniach o łącznej powierzchni 2,56 ha. Ponadto w 4 wydzieleniach zlokalizowano stanowiska roślin chronionych lub rzadkich, do których należą: kruszyna pospolita Frangula alnus*, szczyr trwały Mercurialis perennis^, kopytnik pospolity Asarum europaeum* oraz paprotka zwyczajna Polypodium vulgare*. W kilku biochorach zaobserwowano miejsca intensywnego żerowania bobra europejskiego. Niektóre lasy pełnią funkcje ochronne - wodochronną (15 wydzieleń o pow. 10, 69 ha) lub glebochronną (9 wydzieleń, 3,27 ha) (tab.1). Tak duży udział lasów ochronnych wynika przede wszystkim z ich położenia w dolinie Drwęcy i na jej zboczach. W mieście Golub-Dobrzyń wykonywano UPUL dla lasów gminnych, które zajmują zaledwie 7,45 ha i są podzielone na siedem wydzieleń. Fragmenty trzech z nich leżą w granicach PLH 280001 „Dolina Drwęcy”. Tylko w jednym wydzieleniu na powierzchni 0,20 ha występuje siedlisko 91E0, do którego zaliczono fitocenozy dwóch zespołów - łęgu wierzbowego Salicetum albo-fragilis i łęgu olszowo-jesionowego Fraxino-Alnetum. Ponadto w 1 z pododdziałów licznie występuje paprotka zwyczajnej Polypodium vulgare*. W granicach PLH 280001 „Dolina Drwęcy” znalazła się również część gminy Radomin zlokalizowana wzdłuż Drwęcy. Na jej terenie występuje 8 wydzieleń leśnych o łącznej powierzchni 3,76 ha. Tylko w jednym z nich stwierdzono obecność siedliska z Załącznika I Dyrektywy Habitatowej - 91E0 łęgi wierzbowe, topolowe, olszowe i jesionowe. Część lasów gospodarczych pełni jednocześnie funkcję lasów wodochronnych. Siecią obszarów Natura 2000 objęto także duże fragmenty gminy Górzno, gdzie została utworzona PLH280012 „Ostoja Lidzbarska”. Jest to ostoja „siedliskowa” o powierzchni 8866.9 ha. Obejmuje ona kompleks lasów, jezior i mokradeł we wschodniej części makroregionu Pojezierza ChełmińskoDobrzyńskiego. Inwentaryzację przyrodniczą w jej granicach przeprowadzono w 139 wydzieleniach o łącznej powierzchni około 80 ha. W 14 pododdziałach, o łącznej powierzchni 10,54 ha (13,8%), stwierdzono na terenie „Ostoi Lidzbarskiej” występowanie siedlisk o znaczeniu europejskim. Spośród nich 7 płatów zaliczono do siedliska 91E0- łęgi wierzbowe, topolowe, olszowe i jesionowe, w tym 2 reprezentują łęg źródliskowy. W siedmiu wydzieleniach występuje siedlisko 9170 grąd środkowoeuropejski i subkontynentalny, z których 5 reprezentuje grąd zboczowy (zb. Acer platanoides-Tilia cordata). Rośliny rzadkie i chronione występują na 10 stanowiskach. Należą do nich: konwalia majowa Convallaria majalis*, kopytnik pospolity Asarum europaeum*, kruszyna pospolita Frangula alnus*, porzeczka czarna Ribes nigrum*, marzanka wonna Galium odoratum*, bluszcz pospolity Hedera helix*, przylaszczka pospolita Hepatica nobilis**, szczyr trwały Mercurialis perennis^ i turzyca odległokłosa Carex remota^. Część lasów prywatnych pełni funkcje wodochronne i glebochronne. 57

Gmina Zbiczno leży częściowo na terenie dwóch obszarów Natura 2000 PLH040036 „Ostoja Brodnicka” i PLH280001 „Dolina Drwęcy”. „Ostoja Brodnicka”, o powierzchni 4176,86 ha, obejmuje silnie zróżnicowane tereny krajobrazu młodoglacjalnego z licznymi jeziorami i torfowiskami oraz kilkoma rzekami. Teren w znacznym stopniu jest pokryty lasami. W granicach PLH040036 Ostoja Brodnicka i PLH280001 Dolina Drwęcy położonych jest aż 101 wydzieleń lasów na gruntach prywatnych, których łączna powierzchnia wynosi 68,87 ha. Tylko w 1 z nich zbiorowiska spełniają kryteria siedlisk o znaczeniu europejskim. W oddziale 4 k w miejscowości Sumówko stwierdzono obecność, na powierzchni 1,82 ha, grądu subkontynentalnego Tilio-Carpinetum, należącego do podtypu siedliska 9170-2. Ponadto na 24 stanowiskach zinwentaryzowano 4 chronione gatunki roślin - konwalię majową*, kopytnika pospolitego*, przylaszczkę pospolitą** i kruszynę pospolitą* Frangula alnus (tab.1). W odróżnieniu od poprzednio opisanych gmin, położonych na północnymwschodzie województwa kujawsko-pomorskiego, gmina Solec Kujawski leży w jego środkowej części. Fragmenty niektórych miejscowości tej gminy (np.: Solec Kujawski, Przyłubie, Makowiska) znalazły się w granicach ostoi PLB 040003 Dolina Dolnej Wisły oraz ostoi PLH040003 Solecka Dolina Wisły. Obszar specjalnej ochrony ptaków PLB 040003 „Dolina Dolnej Wisły” obejmuje prawie naturalną dolinę Wisły pomiędzy Włocławkiem a Przegaliną o łącznej powierzchni 34909,2 ha, w tym na terenie gminy Solec Kujawski - 1396 ha, a w granicach miasta Solec Kujawskiego - 286 ha. Obszar jest ostoją ptaków o randze europejskiej. „Solecka Dolina Wisły” PLH040003 została utworzona w dolinie Wisły pomiędzy Solcem Kujawskim a Świeciem. W odróżnieniu od „Doliny Dolnej Wisły” obejmuje nie tylko terasę zalewową, lecz również fragmenty zboczy doliny. Siedliska chronione zajmują w niej około 6%. Na terenie obu obszarów Natura 2000 zlokalizowanych jest 19 wydzieleń lasów prywatnych o łącznej powierzchni 6,27 ha. W sześciu z nich stwierdzono występowanie siedlisk z załącznika I Dyrektywy Habitatowej. Należą do nich: łęg olszowo-jesionowy 91E0-3 (5 biochor, w tym łęg źródliskowy), grąd zboczowy 9170-3 (2 biochory) oraz łęg wiązowo-jesionowy Ficario-Ulmetum minoris należący do siedliska 91F0. Razem areał siedlisk „naturowych” wynosi 2,18 ha, co stanowi 34,8 % powierzchni wydzieleń leżących w granicach obszarów Natura 2000. W trakcie inwentaryzacji zlokalizowano 3 stanowiska kaliny koralowej Viburnum opulus*, 1 stanowisko kruszyny pospolitej Frangula alnus i 1 stanowisko dzięgiela litwora nadbrzeżnego Archangelica litoralis ^. Część lasów prywatnych, o powierzchni 2,64 ha, pełni funkcję lasów glebo lub wodo- chronnych (tab.1).

PODSUMOWANIE I WNIOSKI 1. Udział lasów niestanowiących własności publicznej w Polsce systematycznie, chociaż stosunkowo wolno, rośnie. W 1995 roku wynosił on 17,01 %, a pod koniec 2012 – 18,8 %. 58

2. Problematyka ochrony przyrody i krajobrazu w lasach będących w zarządzie Lasów Państwowych jest w zasadzie uporządkowana. Obejmują ją w dużym zakresie plany urządzania lasów, opisy taksacyjne i operaty glebowosiedliskowe. Ponadto specjalnie na potrzeby ochrony środowiska przyrodniczego sporządza się programy ochrony przyrody i prognozy oddziaływania na środowisko. 3. W lasach prywatnych i innych nie będących pod zarządem Lasów Państwowych gospodarka leśna oparta jest na uproszczonych planach urządzania lasu (UPUL). 4. W zakresie ochrony przyrody zakres informacji w UPUL jest najczęściej bardzo ograniczony; zwykle obejmuje tylko opis położenia w krainie przyrodniczoleśnej oraz określenie na podstawie składu drzewostanu, podszytu i bonitacji drzew, siedliskowego typu lasu. Brak jest w nim takich danych, jak np.: rośliny wskaźnikowe, dominujący zespół leśny, chronione siedliska i gatunki, położenie na tle systemu obszarów chronionych itd. 5. Czy wymienione w punkcie 4. informacje są niezbędne przy planowaniu działań w lasach prywatnych? Tak, ponieważ wynika to z ustawy o lasach z 1991 roku. Przyjęto w niej, że jednym z najważniejszych celów gospodarki w lasach jest…… „ochrona lasów, zwłaszcza lasów i ekosystemów leśnych stanowiących naturalne fragmenty rodzimej przyrody lub lasów szczególnie cennych”…. [Ustawa z dnia 28 września 1991 r. o lasach - Dz. u. nr 101, poz. 444 z późn. zm.]. 6. Inwentaryzacja przyrodnicza siedlisk oraz gatunków chronionych a następnie zaplanowanie ich ochrony w trakcie zabiegów gospodarczych jest jednym z podstawowych warunków zachowania różnorodności biologicznej w lasach prywatnych. 7. W lasach prywatnych, na terenie analizowanych gmin, w województwie kujawsko-pomorskim, siedliska chronione stanowią od 2,6 do 60 % ogólnej powierzchni lasów, zlokalizowanych w granicach ostoi Natura 2000. Największy udział mają one w ostojach obejmujących przede wszystkim doliny rzeczne PLH 280001 Dolina Drwęcy i PLH040003 Solecka Dolina Wisły. 8. Na obszarach Natura 2000 problem ochrony naturalnych fragmentów rodzimej przyrody, bez względu na formę własności lasów, został w dużej mierze rozwiązany poprzez obowiązek wynikający z ustawy z 3 października 2008 r. o udostępnianiu informacji o środowisku i jego ochronie, udziale społeczeństwa w ochronie środowiska oraz ocenach oddziaływania na środowisko [Dz.U. z 2008, Nr 199, poz. 1227 ze zm.]. Zgodnie z tą ustawą istnieje obowiązek przeprowadzenia strategicznej oceny oddziaływania na środowisko projektów planów w granicach ostoi naturowych. 9. Siedliska i gatunki chronione występują także w lasach prywatnych leżących poza obszarami Natura 2000. Zlokalizowane są najczęściej w dolinach rzecznych i na terenach zabagnionych. Istnieje więc potrzeba wykonywania bardziej szczegółowej inwentaryzacji przyrodniczej także poza siecią obszarów Natura 2000. Dotyczy to zwłaszcza obszarów chronionego krajobrazu i parków krajobrazowych. 59

LITERATURA Cyzman.W. (2004). Ochrona siedlisk, Biuletyn RDLP w Toruniu, Nr 1 (27). Cyzman.W. (2008). Gospodarowanie na siedliskach leśnych o znaczeniu wspólnotowym, Biuletyn RDLP w Toruniu, Nr 3 (48). Herbich J. (2004). Część ogólna, Lasy i bory, /W:/ Herbich J. (red.), Poradniki ochrony siedlisk i gatunków Natura 2000 – podręcznik metodyczny, Ministerstwo Środowiska, T. 5. Instytut Badawczy Leśnictwa (2013) Raport o stanie lasów w Polsce 2012, Wyd: Centrum Informacyjne Lasów Państwowych, Warszawa. Matuszkiewicz J.M., Solon J., Orzechowski M., Kozłowska A., Różański W., Szczygielski M., Matejczuk G., Lorens B., Kowalska A. ( 2007). Geobotaniczne rozpoznanie tendencji rozwojowych zbiorowisk leśnych w wybranych regionach Polski, Monografie, 8. Poradniki ochrony siedlisk i gatunków Natura 2000 – podręczniki metodyczne (2004). Ministerstwo Środowiska. Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 5 stycznia 2012 r. w sprawie ochrony gatunkowej roślin (Dz.U. 2012 r. nr 0 poz. 81). Ustawa z 3 października 2008 r. o udostępnianiu informacji o środowisku i jego ochronie, udziale społeczeństwa w ochronie środowiska oraz ocenach oddziaływania na środowisko (Dz.U. 2008 nr 199 poz. 1227. Ustawa z 16 kwietnia 2004 r. o ochronie przyrody, z późniejszymi zmianami. (tekst jednolity Dz.U. 2009 nr 151 poz. 1220. Ustawa z dnia 28 września 1991 r. o lasach (Dz. u. nr 101, poz. 444 z późn. zm.).

STRESZCZENIE Powierzchnia lasów prywatnych w Polsce systematycznie rośnie. Odgrywają one coraz większą rolę w krajobrazie kulturowym jako wyspy środowiskowe i pełnowartościowe użytki ekologiczne. Są ostoją wielu chronionych gatunków roślin i zwierząt, a duża ich część pełni funkcje wodochronne i glebochronne. Autor niniejszego opracowania postanowił przyjrzeć się ich funkcjonowaniu w zakresie ochrony zasobów przyrodniczych. Do tego celu wykorzystał zawartość sporządzonych przez siebie lub współpracujący zespół prognoz oddziaływania uproszczonych planów urządzania lasu na środowisko przyrodnicze w wybranych gminach woj. kujawsko-pomorskiego. Jednocześnie artykuł ma być odpowiedzią na pytanie, czy uproszczone plany urządzania lasu (UPUL) spełniają wymogi ustawy o lasach z dnia 28 września 1991 roku, zwłaszcza w zakresie ochrony przyrody. Badania terenowe i analiza dokumentów planistycznych pozwoliła na wyciągnięcie jednego zasadniczego wniosku, że w zakresie ochrony przyrody informacje zawarte w UPUL są zbyt uproszczone i nie spełniają w pełni wymogów wymienionej wyżej ustawy. Nie dotyczy to jedynie obszarów Natura 2000, w zasięgu których, zgodnie z Ustawą z 3 października 2008 roku, istnieje formalny obowiązek przeprowadzenia strategicznej oceny oddziaływania na środowisko projektów planów urządzania lasu. Pomimo założenia, że poza ostojami Natura 2000, w lasach prywatnych udział siedlisk naturowych oraz stanowisk gatunków chronionych, rzadkich i zagrożonych jest niższy. Tu zdaniem autora zachodzi potrzeba zwiększenia zasobów informacyjnych na temat ochrony przyrody, zwłaszcza w kompleksach leśnych położonych w parkach krajobrazowych i na obszarach chronionego krajobrazu.

60

SUMMARY The area of private forests in Poland is systematically increasing. They play more and more important role in the cultural landscape as environmental islands and ecological areas. They are sanctuaries for many kinds of protected species of plants and animals and significant part of them play water-conserving and soil-protecting functions. The author of the paper decided to have a closer look at their functioning from the point of view of nature protection. The analysis was based on the impact forecasts of simplified forest management plans on the natural environment in selected districts of kujawsko-pomorskie province. Simultanously, the paper answers the question whether the simplified forest management plans (SFMP) adhere to the regulations included in the Act on forests dated 28th Sept. 1991, especially in environmental protection. Field research and planning document analysis led to a conclusion that information included in SFMP is too simplified and does not fulfil the requirements of the Act. This does not refer to the Natura 2000 areas, where there exists a formal obligation to carry out the strategic assessment of the forest management plans on environment according to the Act of 3rd Oct. 2008. Despite the assumption that in private forests, outside Natura 2000, the share of natural habitats and protected, rare and endangered species is lower, according to the author, there is a need to increase information resources on nature protection, especially, in the forests within landscape parks and on the area of protected landscape.

61

DOI: 10.5604/20811438.1158029 Юрий Чернобай Государственный природоведческий музей НАН Украины, г. Львов, Украина Jurij Czarnobaj Państwowe Muzeum Przyrodnicze NAN Ukrainy, Lwow, Ukraina

ДЕТРИТНЫЕ ПОКАЗАТЕЛИ СТАБИЛЬНОСТИ ЗАПОВЕДНЫХ ЛЕСОВ КАРПАТ DETRYTUSOWE WSKAŹNIKI STABILNOŚCI CHRONIONYCH LASÓW KARPAT DETRITAL INDICATORS OF STABILITY OF THE RESERVAL FORESTS OF THE CARPATHIANS Ключевые слова: детрит, подстилка, девственные леса, ель, бук, луга, устойчивость, стабильность Słowa kluczowe: detrytus, ściółka, dziewicze lasy, świerk, buk, łąki, trwałość, stabilność Key words: detritus, litter, virgin forests, spruce, beech, meadows, stability, resistance

Abstract. Detritus indices of small biotic matter circulation have been considered as indicators of forest ecosystem condition as well as model Carpathian beech forests and their anthropogenically transformed surroundings. The buffer forest associations of the Ukrainian Carpathians highlands are considerably diverse, and their functional condition is different. Detritus component serves as a representative indicator of forest ecosystem sustainability. The comparative research in criteria of detritus stability in ecosystem of beech virgin forest and in buffer ecotopes serves as expert basis for making nature-protection decisions and for their implementation in practice.

ВВЕДЕНИЕ Среди лесных формаций Украинских Карпат особое место занимают девственные еловые и буковые леса. Есть также реликтовые пихтовые древостои с участием бука, ели, тиса и других теневыносливых пород. Территории этих лесов находятся под защитой соответствующих Законов Украины. Они являются репрезентативными свидетельствами богатства дикой природы страны и національного наследия мирового уровня [Shvidenco 1996]. Доказательством служат решения UNESCO и авторитетных конференций по изучению и охране старых буковых лесов в Украине и восточных странах Евросоюза. На основании опубликованного SWOT-анализа [Гамор, и др.2008], к основным угрозам для заповедных лесов Карпат следует отнести их 62

чрезмерную близость к территориям пастбищ и лесохозяйственного комплекса. Не меньшие угрозы связаны с быстрым развитием туристического движения и дорожной инфраструктуры [Сахарнацька 2011]. То есть, проблема сохранения и обеспечения стабильного существования лесов теснейшим образом связана с устойчивостью и экологической емкостью буферных территорий. Последние предназначены не только ослаблять антропопресию, но и функционально дополнять нарушенную целостность эталонных группировок, каковыми признаются старые коренные леса Карпат [Стойко, Копач 2012]. Буковые коренные леса Карпат в стадии климакса (свыше 180 и более лет) носят статусное название «пралеса». Это транснациональный ареал лесных земель, состоящий из десяти кластерных элементов на протяжении 185 км - от Раховских гор и Черногорского хребта на запад вдоль Полонинского хребта до пограничных Бескид в Украине и далее, к горам Буковски Врхи (Bukovské vrchy) и Вигорлат (Vihorlatské vrchy) в Словакии. Украинско-словацкий природоохранный объект «Буковые леса Карпат» занимает в сумме площадь 77 971,6 га, из которых 29 278,9 га приходятся на заповедные ядра, а 48 692,7 га - на буферные зоны кластеров [Гамор и др.2008]. Более 70 процентов указанных лесных земель находятся в границах Украинских Карпат. Именно здесь наиболее полно сохранился уникальный генофонд бука лесного (Fagus sylvatica) и ряда других видов из его ареала. Лесной комплекс «Буковые леса Карпат» является чрезвычайно важным объектом для понимания полной картины истории и эволюции рода Fagus [Hamor 2013]. Из-за своего распространения в северном полушарии, этот вид стоит в ряду важнейших эдификаторов умеренных широколиственных лесов Европы. В 2007 году Комитет MAB UNESCO, после ряда решений, внёс буковые пралеса Украинских Карпат в список Всемирного природного наследия. Из общей площади девственных буковых лесов Карпат на Украину приходится 23512,5 га земель в заповедном режиме, и 34 874,3 га в буферных зонах пралесных кластеров. Среди действенных мер по созологической стратегии в данной группе лесов авторы SWOT-анализа также называют отнесение их к категории элементов экологической сети, что даёт им статус охраняемых объектов. Следовательно, есть необходимость оперативно оценивать степень стабильности экосистемы пралесов, вместе с прилегающей буферной зоной, с целью принятия созологические решений и организации природоохранных форм деятельности как внутри объекта охраны, так и в окружающем пространстве. Поскольку пралеса практически не испытали хозяйственных изменений, в них сохранилась огромная эмпирическая информация об их структурнофункциональной организации. Поэтому они остаются ценными эталонными объектами в первую очередь для формирования адекватной стратегии охраны природы и внедрения инновационных предложений в области естественного (экологического) лесоводства. 63

Эталонная устойчвоость пралесов невозможна без окружающей поддержки экосистем буферных зон. Как правило буферную зону составляют вторичные сообщества, которые могут также обладать определённой устойчивостью на данной сукцессионной стадии. То есть, стабильность охраняемого пралеса обусловлена тем состоянием примыкающей к нему буферной экосистемы, которое обеспечивает либо ослабление негативного для пралеса воздействия, либо создаёт среду для возвращения коренного типа биогеоценоза в свою экологическую нишу [Реймерс 2002]. По существу, естественное лесоводство именно и заключается в сохранении экологической ниши коренного типа биогеоценоза, если не в реализованной, то в потенциальной форме. Функциональная диагностика биогеоценоза использует отношение числовых значений его стабильной структуры и функционирования к числовым значениям тех же, но измененных структур и функций, возникших вследствие экзогенного, в частности антропогенного воздействия на них. Заслуживает внимания такое свойство экосистем, как регенерация, то есть способность к восстановлению деформированных структур и функций. Это свойство проявляется через процессы самоорганизации, которые мы относим к числу важнейших критериев экологического потенциала. Свойство самовосстановления присуще экосистемам, обладающим определенными структурами и специфиче скими веще ственно-энергетиче скими коммуникациями с внешней средой. Целостная взаимосвязь структуры потоков биокруговорота нарушается при чрезмерной эксплуатации экосистем. Вмешательство человека в ход эволюционно выработанного метаболизма, как правило, превышает норму реакции экосистемы по сохранению жизнеспособности, продуктивности и способности к самовосстановлению. Поэтому показатели устойчивости в условиях антропогенного прессинга всегда высоко ценятся и являются обязательными в заданиях мониторинга [Голубец и др.2003].

РАЗДЕЛЫ Динамическая устойчивость состояний лесных экосистем Устойчивость экосистемы - это её способность вернуться в исходное положение после снятия внешнего воздействия [Попова 2007; Реймерс 1994]. Также следует различать два вида устойчивости: резидентная устойчивость (стабильность) - способность оставаться в устойчивом (равновесном) состоянии под нагрузкой, и упругая устойчивость (собственно устойчивость) - способность быстро восстанавливаться при снятии нагрузки. Cтратегия поведения экосистем на основе одного из видов устойчивости определяется как изменчивостью среды, так и ценотической динамикой. При стабильных внешних условиях экосистемы характеризуются более высокой 64

резидентной устойчивостью, при меняющихся условиях предпочтение отдается упругой устойчивости. Зрелые древостои бука, ели или пихты однозначно резидентно стойкие (К-стратегия), тогда как от стадии ростков и в пределах I класса возраста по Крафту они обладают ярко выраженной упругой пластичностью (r - стратегия). Устойчивость экосистемы обеспечивается также биотическим разнообразием и сетью трофических связей между организмами, входящих в ее состав. Эмпирический опыт давно свидетельствует о стабилизирующей роли пихты (Abies alba L.) в смешанных древостоях карпатских лесов, однако это явление так и не стало предметом заинтересованности прикладной экологии. Проведенные в разные годы эксперименты на градиентах между фитогенные полями пихты, бука и ели позволяют составить ряды напряжения определенных параметров на границах латеральной взаимодействия этих элементарных структур [Чорнобай 2000; 2001] В частности, по уровню алелопатической напряженности нами установлена триада снижающихся градиентов – Ель > Бук > Пихта. В межстволовом пространстве уровень напряженности имеет усредненное значение, что свидетельствует об отсутствии градиентности из-за взаимной уравновешенности воздействия между фитогенные полями. Нетрудно смоделировать сценарии с изъятием одного или двух членов триады, и последующие изменения в конфигурации и величине градиентов. В условиях монодоминантного древостоя напряженность аллелопатического режима фитогенных полей почти одинакова, поэтому эффект градиентности обусловлен преимущественно эдафическими факторами. Поэтому трансформация фитодетрита в монодоминантных вторичных древостоях проходит гораздо медленнее, чем в смешанных группировках. Даже в буковых лесах, где подстилка разлагается без особых трудностей, примесь шихтового хвойного опада вызывает активизацию разложения лиственной подстилки. По биотическим параметрам градиентные триады выглядели следующим образом: по численности бактерий : Пихта = Бук > Ель; по численности актиномицетов: Ель > Бук > Пихта: по количеству микромицетов: Ель > Пихта > Бук. Пример градиентности по численности бактерий показывает, что угнетающее по отношению микроорганизмов действие ели никак не может рассматриваться в негативном аспекте. Ведь решающим является градиентообразование, а не абсолютные величины фактора. Возможны усложнённые комбинации как внутри триад, так и со смежными фитогенные полями. Однако всегда следует соблюдать ценотический уровень генерализации более мелких элементарных показателей. В этом смысле детрит выступает выразительной моделью сетевого упорядочения факторного хаоса в экосистемах различных уровней. Градиентнисть, как признак структурированности, тоже имеет 65

многоуровневый характер. Это обстоятельство имеет решающее значение при определении параметров оценки структурно-функционального состояния экосистем разных рангов. Например, широко используемый подстилочноопадний коэффициент (ПОК) имеет субъектную область применения от консорции до биогеоценоза. В составе консорции этот показатель ещё может опереться на константы биодинамики, на физико-химиче ские и биохимические коэффициенты и индексы. Но как самостоятельный индикаторный структурно-функциональный показатель ПОК пригоден только на уровне биогеоценоза. Надбиогеоценотический (ландшафтный) уровень отнюдь не представляет простой или средневзвешенной суммы биогеоценотических оценок. Это должна быть сетевая интеграция биогеохимических потоков, где целые биогеоценозы могут выступать как барьерные системы. Поэтому показатель ПОК не может усредняться для ландшафта, а представляется в показателях анизотропности, дисперсности, или хорологии, которые можно свести к балльной индикации (бонитировке) экосистемы, о которых будет упомянуто ниже. В карпатских лесах фитодетритная индикация применима по расширенном спектру задач. Среди самых насущных выделяются такие, как оценка эдафических отличий вторичных группировок от коренных, степени экологического соответствия антропизованых экотопов по отношению к коренным, функционального состояния определенной стадии сукцессии и степени ее стабильности (длительности), затем - элементы моделей биокруговорота, динамики гумусового состояния почв и органического углерода и т.д. Возможны также прогностические модели последствий антропопресии или заповедания. В зоне интенсивной лесоэксплуатации гидрологическая связь растительности с формой рельефа и структурой ландшафта полностью устраняется и заменяется зависимостью от эрозии и антропогенной девастации территорий по запасам органики и минеральному питанию. Эти факторы формируют иные градиенты, которые образуются взамен коренных ландшафтных переходов. В случае хозяйственной унификации древостоя [Стойко,Копач 2012; Stoyko 2005], сила воздействия литогенной основы как исходного фактора природно-территориальной организации снижается почти в 2 раза. Приоритетную роль приобретают ландшафтные связи экологоценотических комплексов, которые наравне с факторами литогенной основы предопределяют всю систему межкомпонентных связей. Это вызвано антропогенной трансформацией наземного покрова в изреженных деревостоях [Реймерс 2002]. Появляются признаки задернения почвы и последующей смены древесных и кустарниковых видов на травяные, кустарничковые и рудеральные группировки, которые почти не связаны с естественной анизотропнистю почв. Буферные свойства почвы в зоне влияния человека дополняются и компенсируются буферными свойствами вторичных группировок с иным составом биомассы. 66

Детритные показатели функциональной устойчивости экосистем Важная и во многом приоритетная роль подстилки в малом биотическом круговороте обусловлена ​тем, что в естественных экотопах выработан определенный механизм полной гетеротрофной утилизации продуктов их жизнедеятельности. Благодаря этому подстилка и другие органоминеральные горизонты почвы депонируют питательные вещества для растений, а интенсивность разложения подстилки, определяемая величиной ПОК, может использоваться для диагностики устойчивости экотопа. Для круговорота веществ и потока энергии лесная подстилка служит резервным фондом, который обеспечивает стабильность функционирования экосистемы. Для понимания причин устойчивости современных экосистем и допустимых пределов антропогенных воздействий в них, важно знать механизмы формирования устойчивых круговоротов вещества и потоков энергии в экосистемах, поддержание в них балансовых отношений [Shpakivska 2009]. В этих задачах весьма полезными являются эмпирические данные, описывающие функции отдельных компонентов, определяющих устойчивость экосистем. К подобным компонентам принадлежит мертвое органическое вещество подстилки, или детрит [Singh,Gupta1977]. Для подстилки, как системы характерны целостность, структурнофункциональная организация и генезис. Подстилка как подсистема почвенной системы, находится в тесной связи с другими подсистемами почвы и выполняет определенную функцию системы. С точки зрения системной организации подстилка представляет собой структурный слой (детритный биогеогоризонт). Поэтому, подстилку, как биокосное образование, можно рассматривать с разных позиций - как часть почвенного профиля, или подсистему почвенной системы, как самостоятельное биогеоценотическое тело (как систему) и как компонентное связующее звено в системе биогеоценозов. В геохимическом отношении подстилка рассматривается как поверхностный радиальный почвенно-геохимический (сорбционный, седиментационно - механический) микробарьер, в пределах которого резко уменьшается интенсивность миграции химических элементов и, как следствие, происходит их концентрация. В органогенных горизонтах происходит биогенная аккумуляция углерода, азота, зольных элементов, а также минеральных частиц, привнесенных ветром, водой и роющей деятельностью животных, заселяющих почву [Реймерс 2002 ]. Генезисная сущность связи подстилки и растительности заключается в том, что фитокомпонент обуславливает качественный состав детрита (содержание азота, зольных элементов, фракционный состав опада и т.д.). Концентрация углерода, азота и минеральных веществ в подстилке меняется в зависимости от её фракционного состава и степени разложения каждой из фракций. 67

Процесс экзогенной трансформации природного комплекса не ограничивается «расшатыванием» его моносистемной структуры. попутно развиваются определенные адаптивные механизмы, способствующие его выживанию в измененной среде. Нами описаны два таких механизма [Tasenkevich, Chernobay и др. 2012 ]. Первый - связан с преобразованием природных ценотических групп леса (коренные чистые и смешанные лесные, азональные и стланик) на антропогенные (лесные, лесо-луговые, луговые, сорняки - рудеральные). Этот процесс наиболее ярко выражен в высокогорной зоне Карпат, вдоль верхней границы леса, где суммарный эффект девастации почвы максимален и поэтому наземный покров трансформируется в наибольшей степени на рудеральной стадии. Развитие рудеральной растительности сопровождается значительным снижением видового разнообразия травостоя и столь же заметным увеличением зеленой массы и ее годового прироста, вызывает общий рост продуктивности и соответствующее повышение индекса упругой устойчивости вторичной экосистемы (Рис.1). Второй адаптивный механизм носит почти повсеместный характер и связан с повышением функциональной роли ассектаторов под лесным

Рис. 1. Рудеральное сообщество (Rumicetum alpinae) в буферной зоне букового резервата, массив Свидовец, 1500 м над уровнем моря Снимок: автора. Rys. 1. Zborowisko ruderalne (Rumicetum alpinae) w strefie buforowej rezerwatu bukowego, pasmo Świdowiec, 1500 m nad poziomem morza Zdjęcie: autor. 68

покровом. В экстремальных условиях общей деградации древостоев происходит смещение оптимума функционирования в разреженном лесном древостое с верхнего (древесного) яруса в нижний - подрост, подлесок и наземный покров, где стремительно растет доля ежегодно возобновляемой зеленой массы. Этот рост способствует повышению устойчивости всей экосистемы в условиях хозяйственного, в частности пастбищного вмешательства. Именно такие фитоценотические параметры, как обилие подроста, подлеска и травостоя, предохраняют от полного распада целостную организацию лесного природного комплекса, сохраняя в той или иной мере исходную сеть межкомпонентных связей. В условиях чрезмерной нагрузки преимущественно деградируют древесный и травяной ярусы. При этом усыхание, уменьшение жизненности видов - эдификаторов во всех девастированных лесах компенсируется усиленным развитием деревьев 2-го яруса, как то - явора, граба, рябины, и разрастанием кустарников - можжевельника, бузины, свидины, волчьего лыка, боярышника и др. [ Гамор, и др.2008; Реймерс1994]. Высокий потенциал устойчивости коренных экосистем в самом общем виде свидетельствует о способности экосистемы возвращаться к исходному состоянию в случаях как естественных (например, климатических), так и антропогенных воздействий. В этом качестве именно устойчивость экосистем определяет их емкость по хозяйственному лесопользованию. Даже потеряв значительную часть своей площади, экосистемы коренных устойчивых типов продолжают обеспечивать неизменность режима природных циклов, продуцирования биомассы и ее трансформацію ( Рис.2). Эта особенность связана со специфической ролью почв в качестве "памяти" экосистемы - сохранению многих исходных свойств или компонентов (коренной эдафон) даже после сплошной трансформации территории. Оценка устойчиво сти экотопов по каче ственным и количественным показателям малого биотического круговорота предусматривает следующие предварительные операции: 1. Получение эмпирических данных, по которым следует оценивать количественные и качественные критерии малого биотического круговорота, влияющего на устойчивость биогеоценозов. Важны следующие показатели: химический состав подстилки и опада, интенсивность высвобождения химических элементов, соотношение гуминовых и фульвокислот (СГК / СФК), период биотической активности (ПБА, дни с температурой почвы >100C), интенсивность и характер биотического круговорота. 2. Определение морфофункциональных проявлений малого биотического круговорота в биогеоценозах с известными запасами подстилки по следующим параметрам: - запас подстилки и наземного опада в экотопе и преобладающие виды растений; - динамика органического вещества в эдафотопах; 69

Рис. 2. Пастбищное влияние. Козье стадо на верхней границе леса в буферной зоне Снимок: автора. Rys. 2. Wpływy pasterstwa. Kozie stado na górnej granicy lasu w strefie buforowej Źródło: autor.

- накопление органических остатков в подстилке и их химизм; - общие черты почвенно-биотических процессов; - тип и скорость малого биотического круговорота, а также интенсивность потерь массы, химических веществ и элементов из подстилки. 3. Создание шкалы числовых показателей по динамике массы и химических элементов в подстилке и гумусовых профилях для диагностики устойчивости биогеоценоза: - унификация количественных и качественных показателей биотического круговорота для определения устойчивости биогеоценоза и составления шкалы числовых показателей; - классификации типов устойчивости; - описание количественных и качественных показателей, по каждому баллу устойчивости; - создание наглядных диагностических картографических схем, охватывающих хорологические соотношения индексов устойчивости экотопов.

70

Для определения интенсивности процессов трансформации (разложения) органического вещества в подстилке и других органогенных горизонтах в экотопах, как критерия устойчивости экосистем, можно использовать методику числовых отношений, позволяющую оценить разницу стабильности климаксового пралеса и квазистабильности буферного экотопа по состоянию детритного ресурса. Для оперирования числовыми показателями составляем шкалу устойчивости экотопов по величинам подстилочно-опадного коэффициента (ПОК). Для выяснения устойчивости и прогнозирования изменений состояния подстилки используем эмпирические показатели её разложения в лесных и пастбищных экотопах Украинских Карпат. Величина ПОК важна для оценки структурно-функциональной организации природных экосистем и по сути является показателем метаболической эффективности их фито-эдафической сети. Предлагаемая методика включает последовательные шаги: - на основе данных по экотопам с различными запасами подстилки и величине наземного опада в них составляется таблица и производится расчет ПОК; - установление типа разложения мертвых растительных остатков в экотопах на основании морфометрических данных; - создание шкалы устойчивости экотопов, на основе сопоставления величин ПОК и запаса подстилки. Масса мертвого органического вещества (детрита) в лесу на 45-80% представлена подстилкой. Относительная стабилизация ее запаса наступает в ранний период роста карпатских бучин - до 30 лет. Скорость минерализации подстилки обусловлена типом лесорастительных условий. С уменьшением трофического потенциала почв, а также на высших гипсометрических уровнях она заметно снижается. Соответственно ПОК в эвтрофных бучинах не превышает 2,0 , в мезотрофных - он составляет 3,0 , в олиготрофных - 4,0, в предполонинных – до 6,0. В целом же карпатские бучины характеризуются высокими темпами разложения органиче ского веще ства и быстрым вовлечением освободившихся питательных элементов в биотический круговорот, что обеспечивает им высокую продуктивность. На этапе таксономической детализации разновидностей детрита существенными становятся морфологические признаки профиля подстилок в целом и отдельных слоев минерализации. Такими признаками являются мощность и строение профиля подстилки. Мощность - это толщина подстилочного сечения, наиболее доступный к измерению показатель. Одновременно он наиболее изменчив в пространстве и времени. Различная техника измерения и недостаточная контрастность между слоями разложения делают оценку мощности достаточно субъективной, а порой и мало воспроизводимой. Поэтому при 71

определении мощности подстилок большое внимание придается не столько абсолютным показателям, сколько статистическим параметрам пространственной анизотропности и межсезонных различий. Показатель мощности имеет двойной смысл: ресурсный - для типологического (экотопы) и функциональный - для таксономического (для сообществ) распределения. Градацию значений мощности подстилок для условий Карпатской буроземной области и прилегающих грунтовых областей мы свели к следующему ряду: - редуцированная - следы органики без возможности определить толщину слоя; - деградированная - ≤1 см; - маломощная - 1 .... 3 см; - среднемощная - 3 .... 5 см; - мощная - 5 .... 10 см; - сверхмощная - > 10 см. Степень покрытия почвы подстилкой - признак, важный для экосистем горных ландшафтов или других местообитаний с контрастным эдафоном на малоплодородных горных породах (отвалы, карьеры, спланизовани поверхности террасированных склонов и др.). Неравномерность покрытия может быть обусловлена антропогенным или пирогенным воздействием. Для оценки этого признака используются следующие градации: - сплошное покрытие - более 90%; - прерывистое - 70 .... 90; - очаговое - 50 .... 70; - пятнистое - 20 .... 50; - спорадическое - 20% и менее. Подразделения детрита в контексте антропизации екосистем Существующие классификационные подходы к детритному покрову почвы направлены на качественную оценку органоуглеродного ресурса, как залога материально-энергетического обеспечения гумусообразующего процесса. Стандартные для мировой практики номенклатурные категориимюлль, модер, мор возникли на основании дифференциации лесных подстилок по степени разложения (минерализованности) и насыщенностью гумусовыми веществами (гумусности) [Чорнобай 2000; Prusinkiewicz 1979]. Другие важные параметры детрита (характер фракций, механическое и физическое состояние, состав детритофагов и сапрофагов) учитываются лишь как особенности типичной подстилки. По сути, к детритному покрову относятся не только тривиальные макрофитные подстилки, но и другие формы детрита - торфа, стоковые и селевые накопления в мезорельефе, прирусловые отложения ила и т.п. 72

На уровне типа местопроизрастания (экотопа) леса, луга, агроценоза и т.д. классификационное разделение подстилок связано больше с разделением почв, чем растительных сообществ. Априорно предсказуемо совпадение фракционного состава подстилки с видовым составом древостоя, подлеска и травяного яруса. Подстилочный покров в ранге типа или подтипа классифицируется по функциональному состоянию согласно критериям доминирующего детритообразущего процесса и гумусового состояния мортмасы. На локальных рангах рода, вида и подвида разделение подстилок делается на основании морфометрических признаков [Чорнобай 2000]. В Карпатском региона фитодедритная оценка состояния земель предназначена для решения нескольких важных прикладных задач [Бунь,Густі 2004], а именно: - оценка полноты выполнения экологических функций почвы; - оценка степени антропогенных изменений почв во вторичных растительных сообществах; - оценка степени соответствия восстановленного сообщества коренному типу экотопа; - оценка степени стабильности вторичной экосистемы на разных стадиях изменений; - определение вектора развития детритного метаболизма в условиях антропопресии – от лесохозяйственной или пастбищной эксплуатации до туризма. При антропизации среды, постоянном вмешательстве в существующие лесные, луговые и другие экотопы, детритный слой на почве является первым компонентом, который испытывает функциональные и структурные изменения. Морфометрический мониторинг детрита является наиболее эффективной формой контроля состояния земель и профилактикой негативных последствий для почв. Устойчивость экотопов в условиях высокогорья в значительной мере определяется барьерной ролью лесной подстилки. Большие запасы элементов питания и энергии в ней, в несколько раз превышают ежегодное потребление их фитоценозом, что очевидно необходимо для стабильного функционирования еловых, буковых и пихтовых древостоев в условиях пояса буковых лесов. Здесь соотношение тепла и влаги в экотопах с запасами подстилки 54 ... 186 ц / га является оптимальным для сезонной активности редуцентов, поскольку период биотической активности (ПБА) весьма длителен. Накопливаются в виде подстилки в основном растительные остатки, поступающие с опадом в осенне-весенний период, поэтому скорость разложения и минерализации наземного опада очень изменчива в разные сезоны: максимальная в летний период, минимальная - в зимний. Мы уже упоминали о необходимости бонитетного подхода в оценках состояния детрита, поскольку абсолютные и даже просто числовые показатели изменчивы по хорологии, по сезонной и межсезонной динамике, 73

не говоря об изменениях в растительном сообществе. Исходя из распределения показателя ПОК по лесным экосистемам с разным функциональным состоянием, мы составили максимально упрощённую шкалу балльной оценки устойчивости. Каждый балл созданной шкалы соответствует определенным количественным значениям ПОК и запасам подстилки в основных экотопах высокогорья. Низший уровень устойчивости – 1 балл, характерный для экосистем, условия формирования которых определяются крайними (полярными) показателями интенсивности разложения растительных остатков, а также трофическими, гидротермическими и другими показателями (величина наземного опада, численность редуцентов), влияющие на интенсивность разложения мертвых растительных остатков. Минимальная величина ПОК характерна для производных пастбищных и аграрных экотопов на верхней границе леса. Максимальный показатель ПОК отмечен для зональных (горнососновое криволесье) и интразональных типов (сфагновые ельники) растительных сообществ, интенсивность разложения в которых сильно заторможена из-за неблагоприятных для деятельности редуцентов условий. Средний уровень устойчивости экотопов - 3 балла, отмечен для кустарников, широколиственных лесов, дубрав и бучин, в которых проявляется резко выраженная сезонность деятельности редуцентов и разложения опада. Оптимальный уровень устойчивости – 4 балла, относится к экотопам коренных монодоминантных и смешанных еловых лесов, в которых опад поступает в подстилку во все сезоны. Максимальный уровень устойчивости - 6 баллов характерен для экотопов девственных буковых и елово-пихтовых лесов, подстилочно-опадный коэффициент которых близок к оптимальным величинам в регионе (ПОК 2,5 – 3,5), но гораздо важнее являются параметры стабильной анизотропности и многолетней динамики этого показателя на заповедных территориях. Значительную специфику градиентам и разделительным барьерам в экосистемах придаёт горный рельеф [Tasenkevich,Chernobay at al.2012]. Изза него и радиальные, и латеральные потоки имеют сложную геометрию пересечения с вертикально-стратификационной структурой консорций, парцелл и биогеоценозов. То же самое можно утверждать и для латеральнотерриториальных различий в биогеоценотическом покрове макросклонов. В этом случае происходит постепенный переход в оперировании оценок градиентности от приоритета биотических механизмов в протоэкосистемах консорций или фитогенные полей, к приоритету биогеохимических демографических барьерных механизмов на уровне сети биогеоценозов, типологических или экологических рядов, затем целого горного макросклона. Здесь важно не путать иерархическую организацию моносистем с многоуровневой cетью [Коломыц 2008]. Первая предусматривает ступенчатую подчиненность с жесткой программной детерминации, тогда как вторая является интеграцией сетей различных уровней с мало 74

прогнозируемым направлением развития. Потому нецелесообразно настаивать на эксклюзивном статусе первичных лесов Карпат в Национальной экосети [Гамор и др. 2008]. Они являются актуальными структурными элементами в системах локальных (ландшафтных) или региональных (геосистемного) экосетей. Тогда как о влиянии Национальной экосети на организационные свойства кластерных ячеек лесов вдоль потоков или приполонинних опушек мало что можно сказать. Они здесь являются только неструктурными элементами. В этом смысле детрит выступает выразительной моделью сетевого упорядочения факториального хаоса в экосистемах различных уровней. Индикаторные свойства подстилочно-опадного коэффициента (ПОК) Таким образом, ПОК несёт в себе значение типологического индекса малого круговорота. Также вступает в силу индекс соотношения мортмасы (сумма масс надземного отпада, опада корней, подстилки, трупов животных и т.п.) к массе специфичного (гумусового) органического вещества почвы в системе ландшафтного биогеохимического цикла (экотопа). Оценка устойчивости биогеоцензов по качественным и количественным показателям малого биотического круговорота предусматривает такие обязательные операции, как анализ экспертных данных, полевые и лабораторные измерения. С их помощью получают количественные и качественные показатели малого биотического круговорота, обеспечивающего устойчивость биогеоценозов [Коломыц,Керженцев 2005]. Берутся показатели: сухая масса (г/м2) подстилки и опада, интенсивность высвобождения общей массы и химических элементов, соотношение гуминовых и фульвокислот (СГК / СФК), лигнина и гемицеллюлозы (Лг/Гц), локальные значения подстилочно - опадного коэффициента (ПОК), т.е. отношение массы лесной подстилки или травяной ветоши к величине годового опада. Взяв процесс трансформации (разложения) органического вещества подстилки и других органогенных горизонтов в биогеоценозах с исследованными запасами детрита, в качестве критерия устойчивости экосистемы, опираемся на методику, которая позволяет оценить интенсивность разложения отмерших растительных остатков, составляющих детритный ресурс. Скорость разложения мертвого органического вещества подстилки и ветоши может служить критерием, определяющим устойчивость биогеоценоза и позволяет определить качественные и количественные показатели малого биотического круговорота. Для характеристики детритной ветви круговорота используются данные по величине ПОК [Попова 2007; Реймерс1994;Чорнобай 2000]. Этот индекс выражается в числах лет, необходимых для накопления массы лесной подстилки (или ветоши) при имеющихся скоростях ежегодного поступления с опадом и дальнейшего разложения органического вещества. 75

Подстилочно-опадный коэффициент по сути является показателем экологической эффективности эдафо-фитоценотического ядра природных экосистем [Попова ,2007]. Этот параметр служит мерой начального обеспечения продвижения органического вещества (и энергии) по всей трофической цепи, и, следовательно, является показателем работы массы растительной группировки в условиях устойчивого функционирования всех компонентов экосистемы ( Рис.3).

Рис. 3. Древесный детрит в климаксовом буковом сообществе Снимок: автора. Rys. 3. Detrytus drewniany w klimaksowym zbiorowisku bukowym Żródło: autor.

Для оперирования числовыми показателями разработана шкала устойчивости биогеоценозов по величине ПОК [Чорнобай 2001]. Решить поставленную задачу можно только используя экспертные данные и математические методы функционального моделирования. Экспертная прцедура выполняется в следующем алгоритме: - Используя данные об экотопах с различными запасами лесной подстилки (или травяной ветоши) и величиной годового опада в них делается расчет ПОК (годы, баллы); - Характеризуется интенсивность разложения растительных остатков в биогеоценозах на основании морфофизиологичних данных; 76

- Составляется шкала устойчивости биогеоценозов, используя данные о величине ПОК в экосистемах с изученными запасами подстилки и индексах субстратной устойчивости по соотношению лигнина к гемицеллюлозе (Лг / Гц). Заключительная стадия таких расчетов характеризует ориентировочные критерии изменений в формах стабильности обменных процессов в сравнении между климаксовыми древостоями (пихтача, рамени, бучины) и производными кустарничковыми и травяными экотопами буферной зоны (Табл. 1). Таб. 1. Детритные критерии форм стабильности в пралесах и экотопах буферных зон лесов Карпат (средние многолетние 2005 – 2013 гг.)

Экотоп, высота над уровнем моря, м

Бучина кисличнозеленчуковая (Fagetum oxalidozo galeobdolozum), 1400 м Бучина копытняковая (Fagetum asarumozum), 1350 м Пихтарник елово буковый зеленчуково-кисличный (Abieto – Piceeto Fagetum galeobdolozo oxalidozum), 1300 м Рамень ожиково кисличная (Piceetum luzulozo -oxalidozum), 1350 м Черничник зеленомоховый (Myrtilletum muscozum), 1420 м Белоусник типичный (Nardetum typicum), 1450 м

Слой подсти лки

ПОК

L

34,2

4,0

Индекс субстратной устойчивости (Лг) : (Гц) 8,5

28,5

3,8

7,5

30,3

4,1

7,4

27,6 32,1

8,1 5,9

3,4 5,4

39,9

5,1

7,8

31,0

5,3

5,8

29,3

7,7

3,8

40,2 36,8 41,6

10,4 8,4 9,1

3,9 4,4 4,6

20,5

7,4

2,8

26,4

8,5

3,1

Лигнин, % (Лг)

Гемицеллюлозы, % (Гц)

ПЭУ ←АЭУ

4,1 FH

L

ПЭУ ←АЭУ

2,6 FH L

ПЭУ →АЭУ

2,4 FH

L

ПЭУ ←АЭУ

3,0 FH L F H

5,6

L

ПЭУ →АЭУ ПЭУ ≈ АЭУ

ПЭУ →АЭУ

3,2 FH

Тренд устойчивости детрита

Примечание: позиции тренда устойчивости : ПЭУ – потенциальная экологическая устойчивость; - АЭУ – актуальная экологическая устойчивость Источник: собственные материалы автора, в том числе – [Чорнобай, 2000; 2001]

Важно, что такие критерии на сегодня можно получить без существенного вмешательства в исследуемый древостой или эдафотоп. В зависимости от принадлежности индекса субстратной устойчивости (ИСУ) к определённому слою минерализации подстилки, делается вывод о той или иной форме 77

экологической устойчивости. Показатели ИСУ в слое минерализации L характеризуют уровень актуальной экологической устойчивости (АЭУ) , поскольку этот горизонт динамично пополняется органикой опада. Слой F или F+H поддерживают более выравненный уровень потециальной экологической устойчивости (ПЭУ). Слои ферментации и гумификации меньше подвержены внешним колебаниям и индекс субстратной устойчивости в них позволяет судить об ожидаемых тенденциях (трендах) в свойствах подстилочного покрова. В наиболее стабильных экотопах старых бучин Fagetum oxalidozo – galeobdolozum и Fagetum asarumozum выявлены максимальные показатели ИСУ и преобладание актуальной формы экологической устойчивости. Такое соотношение свидетельствует о наличии интенсивного круговорота веществ, но с уменьшенной защитой от стресс-факторов. В большей степени развита потенциальная устойчивость в экотопах с участием пихты и в антропогенных экосистемах черничника и белоусника. Вторичные экосистемы как бы обеспечивают себе возможный быстрый переход (сукцессию) к состоянию коренной экосистемы за счёт накопления ресурсов почвенной органики и активного прорастания семян коренных пород – эдификаторов.

ЗАКЛЮЧЕНИЕ На фоне глобальных изменений климата, на которые накладываются не менее глобальные антропогенные факторы, проблема устойчивости экосистем восстает особенно остро. Это связано с неизбежной тотальной сменой коренных экосистем, с ростом антропогенной нагрузки на них в целом. Учитывая это, любые методики по расчету устойчивости экосистем уместны. В частности, методика расчета экологической устойчивости старых буковых лесов Карпат и смежных буферных территорий дает возможность при наличии морфолого-функциональных оценок антропогенной нагрузки получить приближенные, но достаточно убедительные экспертные критерии устойчивости изменённых экосистем. Именно среди таких совокупностей измененных биогеоценозов находятся все природоохранные территории Украины. Приведенные способы детритного диагностики позволяют более объективно оценить риски по дальнейшему существованию лесов в нестабильном буферном окружении. С помощью этих критериев можно обнаружить направленность изменений показателей устойчивости, что является крайне важным на первых стадиях принятия решений относительно дальнейших планов оптимизации и укрепления буферных структур заповедных лесов Карпат.

78

ЛИТЕРАТУРА Бунь, Р.А., Густі, М.І., Дачук, В.С., Кужій, Л.І., Олексів, Б.Я., Стрямець, Г.В., Стрямець, С.П., Токар, О.Є., Цибрівський, Я.Б. (2004). Інформаційні технології інвентаризації парникових газів та прогнозування вуглецевого балансу України /За ред. Р.А.Буня.Львів: Українська академія друкарства.- 376 с. Гамор, Ф.Д., Довганич, Я.О., Покинь череда, В.Ф., Сухарюк, Д. Д., Бундзяк, Й. Й., Беркела, Ю.Ю., Волощук, М.І., Годованець, Б.Й., Кабаль, М.В.(2008). Праліси Закарпаття. Інвентаризація та менеджмент. – Рахів: вид-во КБЗ. – 86 с. Голубець, М.А., Марискевич, О.Г., Крок, Б.О., Козловський, М.П., Башта, A.-Т.В., Гнатів, П.С., Грінчак, М.М., Шпаківська, І.М., Яворницький, B.І..(2003). Екологічний потенціал наземних екосистем. Львів: Поллі. - 180 с. Коломыц, Э. Г. (2008) Локальные механизмы глобальных изменений природных экосистем. — М.: Наука. — 427 с. Коломыц, Э.Г., Керженцев, А.С.(2005) Функционирование почвенно-фитоценологических систем как объект экологического прогнозирования /Сб.: Почвоведение: история, социология, методология. Памяти основателя теоретического почвоведения В.В. Докучаева / Отв. ред. В.Н. Кудеяров, И.В. Иванов. - М.: Наука. - С. 223-231. Попова,Н.В.(2007). Диагностика устойчивости экосистем по интенсивности процессов трансформации органического вещества. // Экологические системы и приборы, №5, с. 3 – 5. Реймерс, Н.Ф.(1994). Экология. Территории, законы, правила, принципы и гипотезы. - М.: Россия молодая. - 367 с. Реймерс, Н.Ф.(2002). Антропогенная динамика экосистем // Научные труды МНЭПУ, серия «Реймерсовские чтения». - М.: МНЭПУС. – С. 71-96. Сахарнацька, Л. І.(2011). Екологізація лісового господарства Карпатського регіону // Збірник наукових статей ІІІ-го Всеукраїнського з'їзду екологів з міжнародною участю. – Вінниця. – Том 1. – С. 253–255. Скворцова, Е.Б., Уланова,Р.Г., Басевич, В.Ф.(1983) Экологическая роль ветровалов. – М.: Лесн. промышленность. – 192 с. Стойко, С., Копач, В.(2012) Сторіччя створення пралісових резерватів в Українських Карпатах. – Львів: ЮНЕСКО «Людина і біосфера». - 61 с. Чернобай, Ю.Н.(1992) Почвы и подстилки основных типов биогеоценозов Росточья и Сколевских Бескид. Рабочие экскурсии III Международной Школы по изучению коллембол (Львов,21-26 сентября 1992 г.), - Львов: ГПМ АН Украины. – 43 с. Чорнобай, Ю.М. (2000). Трансформація рослинного детриту в природних екосистемах Львів: Вид-во ДПМ НАНУ. - 352 с. Чорнобай, Ю., (2001). Екологічні сукцесії детриту в гірських лісових екосистемах // Праці НТШ, т.VII, Екологічний збірник. – Львів: НТШ. - С.117 – 128. Hamor,F. (executive editor) et al. (2013). Primeval and Ancient Beech Forests of Europe: Problems of Protection and Sustainable Use. Proceedings of the International Conference (Ukraine, Rakhiv, September 16–22, 2013) /– Uzhhorod: CE “Uzghorod City Publishing House”. – 378 p. Prusinkiewicz, Z. (1979). Polska nomenklatura i morfogenetyczna klasyfikacja próchnic leśnych na tle glównych wspólczesnych tendencji w światowym gleboznawstwie leśnym // Próchnica gleb leśnych: Mater. konfer.,Toruń.– S. 291 – 304. Singh, J.S., Gupta, S.R.(1977). Plant decomposition and soil respiration in terrestrial ecosystems //Botan. Rev.– V. 43, №.4. – P. 449-528. Stoyko, S.(2005). Characteristics of virgin forests of the Ukrainian Carpathians and their significance as an ecological model for natural forest management. Natural Forests in the

79

Temperate Zone of Europe – Values and utilisation. Published by Federal Institute WSL, Birmensdorf and Carpathian Biosphere Reserve, Rakhiv – pp. 423–430. Shvidenco, А., (1996). Dynamics of Fully Stocked Standsin the Territory of the Former Soviet Union/ – WP 96 -19. – Laxenburg: IIASA. – 68 p. Shpakivska, I.M. (2009). The balancing estimation of organic carbon turnover in the ecosystems of boreal series on timberline of Chornogora (Ukrainian Carpathians) // Proc. of the State Nat. Hist. Museum. – Lviv, – 25. – P. 91-98. Tasenkevich, L., Kruhlov, I., Kalinovich, N.,Inkin, E., Puka, E., Chernobay, Y., Veen, P. ( 2012 ). Inventory of Grasslands of the Ukrainian Carpathians. Lviv: SNHM- 88 p.

STRESZCZENIE Problem ochrony i zapewnienia stabilności lasów klimaksowych związany jest z trwałością i wydajnością ekologiczną otaczających terytoriów buforowych. Ukraińsko-słowacki obiekt chroniony "Bukowe lasy Karpat" zajmuje łącznie powierzchnię 77 971,6 ha, z których 29 278,9 ha należy do klastrów chronionych, a 48 692,7 ha to strefy buforowe klastrów. Ponad 70 % wymienionych terenów leśnych znajduje się na terenie Karpat Ukraińskich. Jako kryterium stabilności metabolizmu wykorzystuje się metodę wskaźników liczbowych, które umożliwiają ocenę różnicy na podstawie stanu zasobu okruchowego. Zasób ten zawiera dane na temat zapasów ściółki i rocznego opadu, a także wielkości współczynnika ściółkowo-opadowego. Kolejnym etapem jest określenie typu rozkładu mortmasy. Wskaźnik szczątkowej stabilności podłoża określa się przez stosunek zawartości ligniny i chemiceluloz. Na podstawie stosunku wskaźników dla warstwy L i warstw F lub F+H ujawniają się tendencje nakierowane na aktywną lub potencjalną formę trwałości. Współczynnik ściółkowo-opadowy ma znaczenie typologicznego indeksu małego obiegu. Również ważny staje się wskaźnik stosunku mortmasy (suma mas nadziemnej ściółki leśnej, korzeni, ściółki, martwych zwierząt itd.) do masy specyficznej (próchniczej) organicznej substancji gleby w systemie krajobrazowego cyklu biogeochemicznego. Metoda szacowania trwałości ekologicznej starych bukowych lasów Karpat oraz przyległych terytoriów buforowych daje możliwość uzyskania przybliżonych, ale wystarczająco przekonujących kryteriów trwałości. Wszystkie chronione obszary Ukrainy należą do tego rodzaju przekształconych biocenoz. Przytoczone sposoby pozwalają obiektywnie ocenić ryzyko dalszego istnienia lasów w niestabilnym otoczeniu buforowym. Za pomocą takich kryteriów można ujawnić kierunek zmian wskaźników zrównoważonego rozwoju, co jest niezwykle ważne w początkowej fazie procesu decyzyjnego.

SUMMARY The problem of conservation and providing stability of climax forests is associated with the sustainability and ecological capacity of their buffer surroundings. The Ukrainian-Slovak protected object “Carpathian Beech Forests” covers the total area of 77,971.6 ha, some 29,278.9 ha of which are protected areas, and 48,692.7 ha are the buffer zones. Above 70% of these forest lands are situated within the boundaries of the Ukrainian Carpathians. As a criterion of metabolism stability the method of numerical ratios has been used, enabling the estimation of the difference based on the condition of detrital resource. This resource includes the data both on litter and annual arboreal falloff reserves, and on the value of litterfalloff index as well. Next, the type of mort-mass decomposition is determined. The index

80

of substrate stability of detritus is determined by the ratio between lignin and hemicellulose content. The trends towards the active or the potential types of stability are determined on the basis of index ratio between “L” layer and “F” or “F+H” layers. The litter-falloff index has a meaning of typological index of small circulation. The ratio index between mort-mass (mass sum of aboveground falloff, root falloff, litter, dead animal bodies etc.) and the humus organic matter of soil in the landscape biochemical cycle system (ecotope) becomes valid as well. The method of estimating ecological stability of old beech forests in the Carpathians and in adjacent buffer areas gives the possibility to obtain the approximate but quite convincing expert criteria of sustainability. All protected areas of Ukraine just belong to this kind of transformed biogeocenoses. The above stated methods allow us to make unbiased estimation of risks of further existence of forests in unstable buffer surroundings. By means of these criteria it is possible to reveal the trend of changes in stability indices, what is very important on early stages of decision-making.

РЕЗЮМЕ Проблема сохранения и обеспечения стабильности климаксовых лесов связана с устойчивостью и экологической емкостью окружающих буферных территорий. Украинско-словацкий охраняемый объект «Буковые леса Карпат» занимает в сумме площадь 77 971,6 га, из которых 29 278,9 га приходятся на заповедные кластеры, а 48 692,7 га - на буферные зоны кластеров. Более 70 % указанных лесных земель находятся в границах Украинских Карпат. В качестве критерия устойчивости метаболизма используется метод числовых отношений, позволяющий оценить разницу, исходя из состояния детритного ресурса. Этот ресурс включает данные по запасам подстилки и годового наземного опада, по величине подстилочно – опадного коэффициента. Далее, определяется тип разложения мортмассы. Индекс субстратной устойчивости детрита определяется по соотношению содержания лигнина и гемицеллюлоз. По соотношению индексов для слоя L и слоёв F или F+H выявляются тренды к активной или потенциальной форме устойчивости. Подстилочно – опадный коэффициент несёт в себе значение типологического индекса малого круговорота. Также вступает в силу индекс соотношения мортмасы (сумма масс надземного отпада, опада корней, подстилки, трупов животных и т.п.) к массе специфичного (гумусового) органического вещества почвы в системе ландшафтного биогеохимического цикла (экотопа). Методика расчета экологической устойчивости старых буковых лесов Карпат и смежных буферных территорий дает возможность получить приближенные, но достаточно убедительные экспертные критерии устойчивости. Именно среди таких совокупностей измененных биогеоценозов находятся все заповедные территории Украины. Приведенные способы позволяют объективно оценить риски по дальнейшему существованию лесов в нестабильном буферном окружении. С помощью таких критериев можно выявить направленность изменений показателей устойчивости, что крайне важно на первых стадиях принятия решений.

81

DOI: 10.5604/20811438.1158030 Paweł Franczak Uniwersytet Jagielloński w Krakowie, e-mail [email protected]

GEOMORFOLOGICZNA ROLA KATASTROFALNYCH WEZBRAŃ W TRANSFORMACJI GÓRSKICH KORYT NA PRZYKŁADZIE RYBNEGO POTOKU (MASYW BABIEJ GÓRY). WSTĘPNE WYNIKI BADAŃ THE LAND FORMING ROLE OF CATASTROPHIC FLOODS IN THE TRANSFORMATION OF A MOUNTAIN RIVER, THE RYBNY POTOK EXAMPLE (BABIA GÓRA MTS). THE PRELIMINARY RESULTS Słowa kluczowe: powódź, potok górski, Babiogórski Park Narodowy Key words: flood, mountain stream, Babia Góra National Park Abstract. The research of the Rybny stream valley aimed to provide understanding of the natural patterns of the valley development during a catastrophic flood events in an area of the forest located in the Babia Góra National Park. The studied Rybny stream valley consists of bedrock and alluvial reaches. The field research comprised after a torrential rain event on 15-16 May 2014 (138 mm in 24 hours) and the resulting flood (1.5 metre water levels).

WPROWADZENIE Koryta górskich potoków podlegają nieustannemu modelowaniu przez oddziałujące na nie procesy erozyjne i akumulacyjne. Jednakże ich chwilowy stan wynika głównie z oddziaływania na nie gwałtownych wezbrań powodujących ich intensywne pogłębianie. Natomiast w dłuższym czasie ulegają one stopniowemu wypłycaniu w następstwie dostarczania do nich materiału z pobliskich stoków. Ich pogłębianie nie zachodzi jednak w wyniku erozji wstecznej, lecz poprzez punktowe pogłębianie dna koryta. Dodatkowo proces ten jest modyfikowany w zlewniach silnie zalesionych podczas wezbrań, gdy do koryt dostają się znaczne ilości materii organicznej. Dostarczenie do koryta dużej ilości drewna powoduje powstawanie ich zwałowisk, a w konsekwencji w ich sąsiedztwie dochodzi do zwiększonego modelowania koryta.

OBSZAR BADAŃ Rybny Potok jest lewobrzeżnym dopływem Jaworzynki (zlewnia Skawicy). Jego zlewnia o powierzchni 8,9 km2 znajduje się na północnych stokach Babiej 82

Góry [Ryc.1]. Obszar zlewni cechuje się wyraźnym podziałem na dwie części. Cieki w górnej części zlewni charakteryzują się bardzo dużymi spadkami o (dochodzącymi do 350 /oo), natomiast w dolnym spadek głównego koryta jest o znacznie mniejszy i wynosi ok. 80 /oo. W tym odcinku dolina jest znacznie szersza niż ma to miejsce w gęsto rozczłonkowanej górnej części. Średnio mierzy ona około 30 m szerokości jednak w miejscach wyraźnych rozszerzeń osiąga do 70 m szerokości. Szerokość koryta wynosi natomiast od 2-4 m w górnym odcinku biegu potoku do 3-10 w dolnym. Dno doliny wyścielają materiały aluwialne i koluwialne, natomiast na otaczających je stokach prócz miąższach pakietów koluwialnych zalegają również pokrywy zwietrzelinowe oraz deluwialne. Rybny Potok jest ciekiem V rzędu. Jego głównymi dopływami są (patrząc od zachodu): Sulowy Potok oraz Żarnowski Potok, które łączą się w okolicy Polany Stonów. Natomiast górny jego bieg nazywany bywa Słonowym Potokiem. Położenie masywu Babiej Góry oraz jej wybitność na tle sąsiednich pasm górskich sprawia, iż występują na jej obszarze intensywne opady deszczu. Średnio na jej partiach szczytowych spada około 1490 mm opadów rocznie. Sumy opadów podlegają jednak wahaniom w wieloleciu. W partiach szczytowych te różnice mogą wynosić do około 200 mm, natomiast w dolnych partiach masywu do około 150 mm [Obrębska-Starklowa 1983; 2008].

Ryc. 1. Położenie obszaru badań Źródło: Opracowanie własne. 83

Bardzo wysokie sumy opadów rocznych, jakie występują na północnym stoku Babiej Góry, sprzyjają kształtowaniu się na tym obszarze wysokich zasobów wodnych. Wody te ulegają długotrwałej retencji w pokrywach stokowych, które lokalnie osiągają znaczne miąższości. O tej znacznej zasobności wód świadczą m.in. relatywnie wysokie przepływy babiogórskich potoków [Punzet 1985; Łajczak 2008]. Lokalnie odpływ jednostkowy z północnych stoków Babiej Góry przekracza -1 -2 nawet 35 l s km [Łajczak 2008].

METODY BADAŃ Badania terenowe w zlewni Rybnego Potoku przeprowadzono w dwóch etapach. Pierwszy wyjazd terenowy odbył się 16 maja 2014 r. (badania przeprowadzono w 4 godz. po wystąpieniu kulminacji fali wezbraniowej). Przeprowadzono wówczas pomiary parametrów fali wezbraniowej oraz wykonano dokumentację fotograficzną i przeprowadzono wstępną ocenę zaszłych zmian geomorfologicznych. Natomiast drugi etap badań przeprowadzono w dniach 22-25 maja 2014 r. Wykonano kartowanie koryta Rybnego Potoku oraz dolnego odcinka Słonów Potoku. Pomiary te przeprowadzono z zastosowaniem metody kartowania terenowego opartego o raptularz i instrukcję przygotowaną w Zakładzie Geomorfologii Instytutu Geografii i Gospodarki Przestrzennej Uniwersytetu Jagiellońskiego [Krzemień 2012]. Na podstawie przeprowadzonego kartowania scharakteryzowano powstałe formy geomorfologiczne, a następnie na ich podstawie podzielono koryto na odcinku na: erozyjne, akumulacyjne oraz transportowe. Określono także ich cechy ilościowe i jakościowe. Przeprowadzono również monitoring przemieszczania się fali wezbraniowej oraz przebiegu opadów atmosferycznych. Pomiar ten przeprowadzono w ramach prowadzonego od 2011 r. monitoringu wód Babiogórskiego Parku Narodowego. W ramach tego projektu prowadzony jest zintegrowany monitoring hydrologiczny i meteorologiczny na obszarze całego parku narodowego. Na obszarze Rybnego Potoku prowadzony jest monitoring na posterunku hydrologicznym mieszczącym się poniżej Rybnej Polany (ok. 600 m powyżej ujścia do Jaworzynki) oraz powyżej Polany Stonów. W sąsiedztwie obu posterunków prowadzony jest również monitoring opadów atmosferycznych. Do przeprowadzania analiz pozyskano również dane z IMGW z posterunku meteorologicznego w Zawoi.

KATASTROFALNE WEZBRANIE 15-16.05.2014 R. Na początku drugiej dekady maja 2014 r. warunki meteorologiczne występujące nad Europą Środkową w tym także i nad polskimi Karpatami zaczął kształtować tzw. Niż Genueński [Żelazny i in. 2014]. Typ niżu, którego 84

występowanie już niejednokrotnie w historii powodowało występowanie w Polsce wielkich powodzi, czego przykłady w ostatnich latach mieliśmy w 1997 bądź 2010 r. [Franczak 2013]. Tegoroczny niż nazwany „Yuette” rozpoczął się intensywnie rozbudowywać w pierwszej dekadzie maja, a następnie zaczął oddziaływać na kształt pogody w Europie Środkowej. W dniach 13-14 maja ośrodek niżowy przemieścił się znad Półwyspu Bałkańskiego ku północy nad południowo-zachodnią Rumunię. Natomiast z północnego-zachodu zaczęły napływać nad Polskę chłodne masy powietrza polarno-morskiego znad Atlantyku [Ryc. 2; 3]. W wyniku napływu z południowego-wschodu wilgotnych mas powietrza wystąpiły w Beskidzie Żywieckim intensywne opady deszczu. W Zawoi odnotowano wówczas odpowiednio 25 i 37 mm opadu na dobę [Ryc. 4].

Ryc. 2. Sytuacja synoptyczna w dniu wystąpienia opadu nawalnego Źródło: www.wetter3.de.

Następnego dnia napływający znad Węgier i Rumunii ośrodek niżowy zaczął coraz silniej oddziaływać na warunki atmosferyczne występujące w Polsce. Układ ten spowodował napływ nad zachodnią część Karpat chwiejnych mas powietrza znad Ukrainy i wystąpienie opadów deszczu. W wyniku wzrostu intensywności opadu w godzinach wieczornych do 9,1 mm/godzinę do końca dnia w Zawoi odnotowano 138 mm opadu [Ryc. 4]. Był to najwyższy dobowy opad atmosferyczny odnotowany na tym posterunku od 1972 r. Jednak opady nie ustąpiły, a wręcz przybrały na sile, utrzymując maksymalne natężenie opadu do godzin rannych (do ok. 6.00). W dniu 16 maja spadło kolejnych 41,5 mm opadu, 85

w trakcie którego maksymalne natężenie opadu wyniosło 9,6 mm/godzinę [Ryc. 5]. W ciągu trzech dni z najintensywniejszym opadem w Zawoi wystąpiło 216,5 mm opadu. Natomiast w ciągu dziesięciu dni (od 10 do 19 maja) odnotowano w Zawoi 260 mm opadu [Ryc. 6].

Ryc. 3. Zdjęcie satelitarne z 15.05.2014 r. Źródło: www.sat24.com.

Ryc. 4. Opady atmosferyczne w Zawoi w okresie 10-19.05.2014r. Źródło: Opracowanie własne na podstawie danych z IMGW. 86

Ryc. 5. Godzinowe opady atmosferyczne, które wywołały wezbranie Źródło: Opracowanie własne na podstawie danych z IMGW.

Ryc. 6. Skumulowane wartości opadów atmosferycznych w Zawoi w dniach 10 17.05. 2014r. Źródło: Opracowanie własne na podstawie danych z IMGW.

Opady deszczu występujące w zlewni przez około dwie doby spowodowały znaczne nawodnienie wyścielających zlewnię pokryw koluwialnych i zwietrzeliny (w dniach 13-14.05.2014 r. – 62 mm opadu) [Ryc. 5]. Postępował wówczas regularny przybór wody w korytach, powodując występowanie bardzo burzliwego ruchu wody. Spośród wszystkich babiogórskich potoków najokazalszy ich przybór zanotowany został na Rybnym Potoku oraz Jaworzynie. Na pierwszym z nich poziom wody w ujściowym odcinku podniósł się o około 1,4 m, a prędkość wody wyniosła około 2,5 m/s. 87

Głównym nurtem jak i jego większymi dopływami transportowany był rumosz skalny oraz spływały kłody drewna i korzenie wraz z drobnym materiałem organicznym.

PRZEKSZTAŁCENIA KORYTA RYBNEGO POTOKU PODCZAS KATASTROFALNEGO WEZBRANIA Występowanie gwałtownych wezbrań w małych zlewniach beskidzkich przyczynia się do zachodzenia w obrębie ich koryt oraz teras zalewowych znacznych przekształceń geomorfologicznych oraz krajobrazowych. Zmiany te występujące we zlewni są jednak zróżnicowane w poszczególnych jej częściach. Występują odcinki z dominującą rolą erozji, natomiast na innych na modelowanie koryta wpływa głównie akumulacja [Kaczka 1999; Wyżga i in. 2002-2003; Łach 2003; Izmaiłow i in. 2004]. Dominująca rola akumulacji zaobserwowana została w dolnym odcinku biegu Rybnego Potoku po polanę Słonów (Stonów), powyżej której łączą się jego główne dopływy. Powstało na tym odcinku kilkadziesiąt łach mierzących w większości około 25 m długości i 5-7 m szerokości. Największe z nich osiągają natomiast kilkadziesiąt metrów długości. Rozległe usypiska materiału skalnego powstały także poza korytem potoku na terasie zalewowej porośniętej przez liczne

Ryc. 7. Przemodelowane koryto Rybnego Potoku Źródło: P. Franczak. 88

Ryc. 8. Zwałowiska drzew w korycie Rybnego Potoku Źródło: P. Franczak.

drzewostany, w tym przez płaty olszynki górskiej [Hudyka 2004]. Zdeponowany w tych miejscach materiał skalny mierzył od kilku do około 30 cm średnicy [Ryc. 7]. Natomiast największe przemieszczone bloki piaskowcowe mierzyły do około 80 cm średnicy. W strefie, gdzie nastąpiła blokada przepływu wód przez zatrzymujące się wśród pni drzew gałęzie i kłody, tworzyły się zwałowiska materii organicznej oraz odsypy kamienne. Na największym z nich zalegało około 20 kłód drzew, a jego wysokość dochodziła do 3 m [Ryc. 8]. W ich sąsiedztwie tworzyły się również różnorakie geomorfologiczne formy korytowe. Powyżej powstawały łachy o powierzchni osiągającej kilkaset metrów kwadratowych, natomiast poniżej powstawały rozcięcia erozyjne o głębokości dochodzącej do 1,5 m. O wysokości energii wody i jej intensywności oddziaływania na strefę korytową potoku świadczą również przekształcenia powstałe poniżej Rybnej Polany, w obrębie kamiennych zabezpieczeń ochraniających drogę przed oddziaływaniem wezbraniowych wód potoku. Doszło na tym odcinku do przemieszczenia kilkuset kilogramowych bloków skalnych i powstania wyraźnego podcięcia erozyjnego [Ryc. 9]. Na długości 11 m nastąpiło całkowite usunięcie bloków skalnych, a na kolejnych 15 m doszło do przemieszczenia pojedynczych bloków. Powstała tam nisza o głębokości 1,5 m i wysokości 1,4 m. Większość z przemieszczonych z tego miejsca bloków zdeponowana została w odległości 89

zaledwie do kilku metrów w korycie potoku. Natomiast pojedyncze bloki zostały przetransportowane na znacznie większe odległości dochodzące do 58 m. W obrębie dolnego odcinka badanej zlewni powstały także w strefie przykorytowej na skraju teras zalewowych i nadzalewowych liczne podcięcia erozyjne. W większości mierzyły one od kilku do kilkunastu metrów długości i 1-1,5 m wysokości. Jedynie w obrębie zakoli potoków, u podnóży wysokich teras nadzalewowych osiągnęły one do 6 m wysokości [Ryc. 10]. W tej części zlewni powstały także rozległe rozcięcia linijne powstałe w aluwiach oraz w litym podłożu skalnym. Mierzyły one do około 50 m długości, a ich głębokość dochodziła do 1 m. Powstały także formy znacznie wyróżniające się rozmiarami. Najokazalsza z nich powstała w obrębie terasy nadzalewowej na zakolu rzeki i osiągnęła 8 m szerokości i 2,4 m głębokości [Ryc. 11]. Powstały one w miejscach wyraźnego wzrostu energii wody. Jednak tak intensywna erozja nie objęła całego dolnego odcinka koryta Rybnego Potoku. Pomimo tego w wyniku erozji wgłębnej doszło do obniżenia dna koryta na niemalże całym jego odcinku o około 10-20 cm.

Ryc. 9. Podcięcie erozyjne drogi Źródło: P. Franczak.

90

Ryc. 10. Podcięcie erozyjne terasy nadzalewowej o wysokości 6 m Źródło: P. Franczak.

Ryc. 11. Rynna erozyjna powstała w dnie doliny Rybnego Potoku Źródło: P. Franczak. 91

Ryc. 12. Efekt erozji wgłębnej w górnym odcinku biegu Rybnego Potoku Źródło: P. Franczak.

Największe pogłębianie profilu podłużnego koryta oraz powstanie licznych podcięć brzegowych nastąpiło w górnym odcinku zlewni Rybnego Potoku (powyżej polany Stonów). Ich rozmiary nie uległy znacznemu zwiększeniu w stosunku do tego typu form powstałych w dolnej części zlewni, lecz zwiększeniu uległa ich liczba. Podobnie jak w dolnej części doliny mierzyły około 1-1,5 m wysokości. Natomiast największe z nich osiągnęły 7 m wysokości. Na tym odcinku nastąpiło natomiast znacznie intensywniejsze pogłębienie koryta, które wcięło się średnio o około 40 cm, a miejscami o nawet o 110 cm [Fot. 6]. Także i na tym odcinku biegu Rybnego Potoku powstały pojedyncze łachy mierzące kilka metrów długości i 1,5-2,5 m szerokości, jednakże ich liczba była o wiele mniejsza, niż miało to miejsce w dolnej części zlewni. Na całym odcinku badanej zlewni doszło do wyraźnego poszerzenia koryta. Jego szerokość mierząca w dolnym odcinku przed wystąpieniem wezbrania 3-10 m uległa poszerzeniu nawet do 25 m. Natomiast w górnym odcinku koryto poszerzyło się z 3-5 m do 5-7 m.

PODSUMOWANIE Gwałtowne opady deszczu. które wystąpiły w maju 2014 r. w zlewni Rybnego Potoku przyczyniły się do znacznej transformacji jego koryta i strefy 92

przykorytowej. W górnej części zlewni wystąpiła intensywna erozja wgłębna i boczna, w wyniku której powstały liczne podcięcia erozyjne, a koryto potoku uległo znacznemu wcięciu. Na większości obszaru wcięło się ono w wyścielające dno doliny utwory koluwialne i aluwialne, natomiast miejscami docięło się do litego podłoża skalnego. Z kolei w dolnej części zlewni nastąpiła akumulacja materiału przetransportowanego z jej górnej części. Rumowisko korytowe zostało wzbogacone o świeży materiał, pochodzący z powstałych podcięć erozyjnych. Na odcinku tym występowała znaczna migracja potoku. który w wielu miejscach utworzył całkiem nowe koryta. Dochodziło także do jego awulsji, w miejscach gdzie koryto zostało zablokowane przez kłody i gałęzie tworzące zwałowiska na zakolach potoku. Powstały także liczne progi rumowiskowe i rynny erozyjne oraz rozległe łachy wyścielające koryto potoku, jak i zalegające w obrębie teras zalewowych i nadzalewowych. Na obszarze tym w wyniku transportu znacznej ilości materiału mineralnego doszło do znacznego przemodelowania równiny zalewowej. Znaczne przekształcenia zaszły także wśród drzew porastających brzegi potoku, ponieważ znaczna ich ilość w wyniku powstania podcięć erozyjnych dostała się do koryta. Zdarzenie to spowodowało także znaczną zmianę krajobrazu w dolinie. Badania zostały przeprowadzone w ramach projektu monitoringu hydrologicznego wód Babiogórskiego Parku Narodowego. Autor składa podziękowania Dyrekcji Parku za umożliwienie przeprowadzenia badań, a także Dyrekcji IMGW za udostępnienie danych meteorologicznych.

LITERATURA Franczak P. 2013. Zagrożenie powodziowe w zlewni górnej Skawy, praca magisterska, archiwum Zakładu Hydrologii Instututu Geografii i Gospodarki Przestrzennej Uniwersytetu Jagiellońskiego, mps. Hudyka M. 2010. Nadrzeczna olszynka górska (Alnetum incanae), Rocznik Babiogórski, 12: 169-176. Izmaiłow B., Kamykowska M., Krzemień K. 2008. Geomorfologiczna rola katastrofalnych wezbrań w transformacji górskiego systemu korytowego na przykładzie Wilszni (Beskid Nicki). [W:] B. Izmaiłow (red.) Przyroda - Człowiek – Bóg, Kraków, 69-81. Łach J. 2003. Zmiany w morfologii den dolinnych Nysy Kłodzkiej i Białej Lądeckiej powstałe w wyniku powodzi w lipcu 1997 roku, praca doktorska, archiwum Instytutu Geografii i Rozwoju Regionalnego Uniwersytetu Wrocławskiego, mps. Łajczak A. 2008. Wody Babiej Góry. [W:] B.W. Wołoszyn, A. Jaworski, J. Szwagrzyk (red.) Babiogórski Park Narodowy. Monografia przyrodnicza, Zawoja-Kraków, 153-177. Obrębska-Starklowa B. 1983. Stosunki klimatyczne w rejonie Babiej Góry. [W:] K. Zabierowski (red.). Park Narodowy na Babiej Górze. Przyroda i człowiek, Studia Nat. B, 29: 41-62. Obrębska-Starklowa B. 2008. Klimat Masywu Babiej Góry. [W:] B.W. Wołoszyn, A. Jaworski, J. Szwagrzyk (red.) Babiogórski Park Narodowy. Monografia przyrodnicza, ZawojaKraków, 137-151.

93

Wyżga B., Kaczka R., Zawiejska J. 2002-2003. Gruby rumosz drzewny w ciekach górskich formy występowania, warunki depozycji i znaczenie środowiskowe, Folia Geogr., ser. Geogr.-Physic., 33-34. Żelazny M., Wolanin A., Pęksa Ł.2014. Majowy żywioł, Tatry, 3 (49): 74-75.

STRESZCZENIE Górskie potoki podlegają nieustannemu modelowaniu koryt podczas wezbrań. Największe zmiany w ich obrębie zachodzą jednak w trakcie katastrofalnych wezbrań wywołanych gwałtownymi opadami deszczu. Do wzrostu intensywności przekształceń dochodzi na obszarach leśnych, gdzie niesione przez wezbrane potoki kłody drewna tworzą zwałowiska, wokół których dochodzi do większego nagromadzenia transportowanego materiału i powstania zwiększonej mozaiki form geomorfologicznych. Badania przeprowadzono w zlewni Rybnego Potoku (Babiogórski Park Narodowy), której dolina została znacznie przemodelowana w wyniku gwałtownego wezbrania, w dniach 15-16 maja 2014 r. Wywołały go intensywne opady deszczu, które w dniu 15 maja wyniosły 138 mm. Natomiast w ciągu trzech dni spadło na obszarze zlewni 216,5 mm opadu. Spowodowało to gwałtowne wezbranie potoków, powodując znaczne przekształcenia geomorfologiczne w dnach dolin. Powstało wiele nowych form geomorfologicznych, natomiast wcześniej istniejące znacznie zwiększyły swoje rozmiary.

SUMMARY Mountain streams are subject to continuous modeling of river beds during floods. The greatest changes occur within them, however, during the catastrophic floods caused by sudden rainfall. The increase in the intensity of transformation occurs in forest areas, where the wooden logs carried by the swollen streams create a dumping ground, around which there is a greater accumulation of transported material and the formation of an increased mosaic of geomorphological forms. The study was conducted in the Rybny Potok catchment area (Babia Góra National Park). The flooding occurred 15-16 May 2014 due to the heavy rainfall, which on 15 May amounted to 138 mm. Whereas, 216.5 mm of rainfall appeared in the catchment area in three days. This resulted in a sudden and full spate streams, contributing to a significant transformation in the bottoms of their geomorphological valleys. There were created many new forms, while the preexisting increased their size.

94

DOI: 10.5604/20811438.1158031 Mariusz Gławenda Technikum Architektury Krajobrazu, Zespół Szkół Ponadgimnazjalnych im. Włodzimierza Puchalskiego w Męckiej Woli, e-mail: [email protected] Szymon Bijak Szkoła Główna Gospodarstwa Wiejskiego w Warszawie, Samodzielna Pracownia Dendrometrii i Nauki o Produkcyjności Lasu, e-mail: [email protected]

SYGNAŁ KLIMATYCZNY W PRZYROSTACH ROCZNYCH ŻYWOTNIKA OLBRZYMIEGO (THUJA PLICATA) Z DWÓCH STANOWISK W POLSCE CLIMATE SIGNAL IN RADIAL GROWTH OF WESTERN RED CEDAR (THUJA PLICATA) FROM TWO LOCATIONS IN POLAND Słowa kluczowe: dendroklimatologia, Thuja plicata, Polska Key words: dendroclimatology, Thuja plicata, Poland Abstract. The paper describes the response of western red cedar (Thuja plicata D. Don) growing at two sites in Poland to the impact of climate conditions. The research material was collected in Dobrzany Forest District (north-western Poland) and in the Rogów Arboretum (central Poland). Chronology from Dobrzany covers the period from 1941 to 2009, while the one for Rogów – from 1936 to 2010. We found significant impact of February and March temperature, and of precipitation in November and February on radial growth of western red cedars from Dobrzany, while radial increment of trees from Rogów significantly depended only on temperature in March and precipitation in February.

WSTĘP Podstawowa rola, jaką warunki klimatyczne odgrywają w formowaniu przyrostu rocznego drzew [Fritts 1976; Schweingruber 1996] powoduje, że wiedza odnośnie ich wpływu na funkcjonowanie różnych gatunków drzew jest jednym z głównych wymagań prowadzenia właściwej gospodarki leśnej. Jest to szczególnie istotne, gdyż dynamika warunków meteorologicznych charakteryzuje się znacznymi wahaniami zarówno z miesiąca na miesiąc, jak i z roku na rok. Ta znaczna zmienność czynników kształtujących wzrost może powodować zakłócenia w rozwoju roślin, prowadząc często do ich poważnego uszkodzenia [Tumiłowicz 2000]. Kwestia adaptacji obcych gatunków drzew leśnych do warunków klimatycznych naszego kraju stanowi cały czas rzadko podejmowany problem badawczy. Dotychczasowe polskie badania koncentrowały się przede wszystkim na najpopularniejszych w naszych lasach: daglezji zielonej Pseudotsuga menziesii [Cedro 2004; Feliksik, Wilczyński 2004, 2009] i dębie czerwonym Quercus rubra 95

[Bijak i in. 2012a, b; Cedro, Nowak 2013]. Ponadto Feliksik i Wilczyński [2008] przeprowadzili analizy dendroklimatologiczne dla świerka sitkajskiego Picea sitchensis, Gławenda i Koprowski [2012] – dla choiny zachodniej Tsuga heterophylla, a Wilczyński i in. [2014] – dla metasekwoi chińskiej Metasequoia glyptostroboides. Żywotnik olbrzymi (Thuja plicata D. Don) to niezbyt często spotykany w polskich lasach gatunek pochodzący z zachodniej części Ameryki Północnej. Istnieje kilkadziesiąt małych drzewostanów i kęp tego gatunku o łącznej powierzchni około 8 ha [Tumiłowicz 1977a]. Celem pracy było poznanie wpływu warunków klimatycznych na przyrost radialny żywotnika olbrzymiego rosnącego w Polsce.

MATERIAŁ I METODY Materiał badawczy zebrano na dwóch stanowiskach żywotnika olbrzymiego położonych w odmiennych warunkach klimatycznych. Stanowisko w Dobrzanach o o (53 21' N, 15 28' E) zlokalizowane jest w północno-zachodniej Polsce, natomiast stanowisko w Rogowie (51°49' N, 19°53' E) znajduje się w centralnej części kraju. W Dobrzanach badany żywotnik rośnie wraz z choiną zachodnią i daglezją zieloną w niedużej kępie w drzewostanie gospodarczym na siedlisku lasu świeżego. W Arboretum w Rogowie badane drzewa rosły również na siedlisku lasu świeżego w litej kępie. Do badań wybrano drzewa bez zewnętrznych oznak chorobowych i uszkodzeń, znajdujące się w I lub II klasie Krafta. W Dobrzanach wytypowano 20 drzew, a w Rogowie – 16. Z każdego drzewa za pomocą świdra przyrostowego, z wysokości pierśnicy, pobrano wywierty dordzeniowe. Pozyskane próby zostały standardowo przygotowane i zeskanowane w rozdzielczości 1200 dpi. Stosując program CooRecorder (Cybis Elektronik & Data AB) zmierzono szerokość przyrostów rocznych z zaokrągleniem do 0,01 mm. Na tej podstawie opracowano osobnicze sekwencje szerokości słojów rocznych. Następnie w programie CDdendro (Cybis Elektronik & Data AB) sprawdzono poprawność wykonanych pomiarów i oceniono podobieństwo chronologii z poszczególnych drzew w obrębie stanowiska. Sekwencje najmniej podobne do pozostałych wyłączono z dalszej analizy. Ostatecznie do badań dendroklimatologicznych wykorzystano materiał z 16 żywotników z Dobrzan i z 14 drzew rosnących w Rogowie. Dla obu stanowisk opracowano chronologie standardowe, czyli pozbawione trendu wiekowego serie indeksów przyrostu rocznego. Indeksację przeprowadzano stosując pakiet dplR [Bunn 2008] ze środowiska R (www-r-project.org). Do eliminacji zmienności związanej z wiekiem wykorzystano funkcję sklejaną (spline). Wpływ warunków klimatycznych na przyrost badanych żywotników na grubość określono na podstawie tzw. funkcji odpowiedzi [Fritts 1976], która w modelu regresji i korelacji wielorakiej wiąże szerokość słoja (zmienna zależna) 96

z parametrami klimatycznymi (zmienne wyjaśniające). Obliczenia wykonano, wykorzystując pakiet bootRes [Zang, Biondi 2013]. Jako dane wejściowe wykorzystano opracowane chronologie standardowe oraz średnie miesięczne wartości temperatury powietrza i sumy opadów atmosferycznych od października roku poprzedzającego formowanie się słoja do września roku tworzenia przyrostu (łącznie 12 miesięcy). Analizę przeprowadzono dla lat 1951-2009, czyli okresu wspólnego dla obu stanowisk. Dane klimatyczne pochodziły ze stacji IMGW w Szczecinie (55 km na zachód od Dobrzan) oraz z prowadzonej przez Katedrę Hodowli Lasu SGGW w Warszawie stacji meteorologicznej w Rogowie. Istotność obserwowanych relacji klimat-przyrost radialny oceniono na poziomie istotności 0,05.

WYNIKI Dla stanowiska Dobrzany zestawiono chronologię obejmującą okres od 1941 do 2009 roku, a dla stanowiska w Rogowie okres od 1936 do 2010 roku (ryc. 1). Współczynnik podobieństwa GLK dla tych dwóch chronologii wynosił 62%. Synchroniczność zmian przyrostu rocznego żywotnika rosnącego na analizowanych stanowiskach szczególnie jest widoczna dla okresu ostatnich 20-25 lat, kiedy na obu stanowiskach żywotniki wyszły z cechującego się dużą dynamiką i zróżnicowaniem okresu wzrostu młodzieńczego.

Ryc. 1. Chronologie standardowe żywotnika olbrzymiego ze stanowisk Dobrzany i Rogów Źródło: Opracowanie własne.

Badane żywotniki z Dobrzan i Rogowa charakteryzują się zbliżoną zależnością przyrostu radialnego od warunków klimatycznych (ryc. 2). Kluczową rolę w tworzeniu słoja przez rosnące w Polsce drzewa tego gatunku odgrywają temperatura powietrza i opady atmosferyczne pod koniec zimy i na początku 97

wiosny (luty-marzec). Interesujący jest istotny pozytywny wpływ opadów w listopadzie na przyrost żywotników w Dobrzanach. Nie stwierdzono natomiast istotnego statystycznie związku szerokości słoja analizowanych drzew z warunkami meteorologicznymi w okresie wegetacyjnym.

Ryc. 2. Zależność szerokości przyrostów rocznych drewna żywotnika olbrzymiego z Dobrzan i Rogowa od temperatury i opadów (małe litery – miesiące roku poprzedzającego przyrost, duże litery – rok bieżący, o – październik, … , S – wrzesień; ciemnoszary – wartości istotne przy p=0,05) Źródło: Opracowanie własne.

DYSKUSJA Analiza dendroklimatologiczna pozwala ustalić charakter relacji między warunkami klimatycznymi a aktywnością kambium. Może być wykorzystywana do poznania wymagań ekologicznych poszczególnych gatunków drzew oraz oceny wpływu warunków siedliskowych na ich wzrost i przyrost. W przypadku gatunków obcych może stanowić narzędzie do oceny stopnia ich aklimatyzacji [Fritts 1976; Schweingruber 1996]. Jak dotąd żywotnik olbrzymi (Thuja plicata D. Don) rzadko był przedmiotem badań dendroklimatologicznych tak w rejonie swojego naturalnego występowania, jak i w miejscach introdukcji tego gatunku. Z powodu braku materiałów źródłowych opisujących relacje klimat-przyrost radialny tego gatunku oraz w związku z tym, że w swoim naturalnym zasięgu gatunek ten bardzo często tworzy drzewostany wspólnie z daglezją zieloną (Pseudotsuga menziesii (Mirb.) Franco), choiną zachodnią (Tsuga heterophylla Sarg.) lub świerkiem sitkajskim (Picea sitchensis (Bong.) Carr.) [Minore 1983], rezultaty naszych badań dyskutowane są z wynikami studiów dendroklimatologicznych przeprowadzonych dotychczas dla tych gatunków rosnących w Polsce. Podobieństwo chronologii uzyskanych z analizowanych stanowisk świadczy o zbliżonym charakterze reakcji żywotnika na zmieniające się z roku na rok warunki klimatyczne. Stwierdzona dodatnia korelacja szerokości słoja przyrostu rocznego 98

z temperaturą przełomu zimy i przedwiośnia (ryc. 2) obserwowana jest również w przypadku pozostałych introdukowanych do naszych lasów gatunków iglastych. Dla daglezji obserwacje takie poczyniono zarówno w Polsce północno-zachodniej [Cedro 2004; Feliksik, Wilczyński 2004, 2008], jak i w Rogowie [Bijak 2013]. Natomiast u choiny zachodniej stwierdzono ją w Dobrzanach [Gławenda, Koprowski 2012], a u świerka sitkajskiego w Nadleśnictwie Sławno [Feliksik, Wilczyński 2008]. Uzyskaną korelację z temperaturą przedwiośnia można tłumaczyć dużą zmiennością temperatury w Europie Środkowej i często zdarzającymi się nawrotami zimy w marcu. Bijak [2013] zwraca uwagę na duże znaczenie u gatunków iglastych suszy fizjologicznej na przedwiośniu w przypadku braku pokrywy śnieżnej i przemrożenia gleby. Stwierdzona zależność od temperatury przedwiośnia jest o tyle ciekawa, że w naturalnym obszarze występowania żywotnik olbrzymi jest gatunkiem dość dobrze tolerującym mrozy zimowe [Minore 1983]. Większe znaczenie dla tego gatunku ma występowanie wczesnych przymrozków jesiennych i późnych przymrozków wiosennych, które powodują poważne uszkodzenia. Jak podaje Minore [1983] w 1945 roku o kwietniowy mróz (-9 C) zniszczył prawie cały młodnik żywotnika olbrzymiego na plantacji w Szkocji. Relacja taka nie jest widoczna w uzyskanych przez nas wynikach. Być może spowodowane jest to generalnie łagodniejszym klimatem w Polsce niż w naturalnym zasięgu żywotnika. Obserwowana zależność wielkości przyrostu rocznego badanych żywotników od ilości opadów w lutym podobna jest do reakcji, jaką stwierdzono na Pomorzu u świerka sitkajskiego [Feliksik, Wilczyński 2008] czy u daglezji zielonej [Cedro 2004, Feliksik, Wilczyński 2008, 2009]. Wydaje się, że relację tę należy wiązać z wyższą temperaturą, która zimą występuje w powiązaniu z dużym zachmurzeniem. Pozytywny wpływ opadów w listopadzie roku poprzedzającego odłożenie się słoja stwierdzono tylko u żywotników w Dobrzanach. Taką zależność zaobserwowano również u choiny zachodniej rosnącej na tym stanowisku [Gławenda, Koprowski 2012]. Badany żywotnik olbrzymi nie wykazał reakcji przyrostu drewna na ilość opadów w miesiącach letnich. Korelację szerokości słoja z opadami lipca została natomiast stwierdzona u choiny zachodniej z tego samego stanowiska w Nadleśnictwie Dobrzany [Gławenda, Koprowski 2012] oraz u świerka sitkajskiego w Nadleśnictwie Sławno [Feliksik, Wilczyński 2008]. Żywotnik olbrzymi wytwarza głęboki system korzeniowy i jest dość odporny na deficyt wody. Podczas kilkuletniej suszy (1982-1984) w Arboretum Kórnickim wykazał znacznie większą wytrzymałość niż popularnie uprawiany w terenach zieleni żywotnik zachodni (Thuja occidentalis L.) [Bugała 2000]. Duże znaczenie w przypadku tej relacji może mieć inny rozkład opadów w Polsce i Ameryce Północnej. Większość opadów w naturalnym zasięgu żywotnika przypada na okres zimowy, a latem często występują susze. Tumiłowicz [1977b] tłumaczy tym faktem dużą tolerancję na suszę u daglezji, mimo znacznie mniejszych sum opadów rocznych w Polsce niż w naturalnym zasięgu. Niewykluczone, że w przypadku żywotnika sytuacja jest podobna. 99

PODSUMOWANIE Badane żywotniki rosnące na dwóch stanowiskach w Polsce północnozachodniej i centralnej charakteryzują się podobnym związkiem przyrostu radialnego drzew z warunkami klimatycznymi. Uzyskane wyniki sugerują, że najważniejszą rolę w kształtowaniu szerokości słoja przyrostu rocznego analizowanych drzew odgrywają warunki termiczno-wilgotnościowe końca zimy i początku wiosny, czyli w okresie bezpośrednio poprzedzającym rozpoczęcie wegetacji. Żywotnik olbrzymi jest gatunkiem, który dostosował się do warunków klimatycznych Polski. Przemawia za tym duże podobieństwo do innych północnoamerykańskich gatunków w kontekście zależności przyrostu radialnego od warunków klimatycznych.

LITERATURA Bijak, Sz. (2013). Sygnał klimatyczny w przyroście radialnym wybranych iglastych gatunków drzew w Leśnym Zakładzie Doświadczalnym Rogów. Leśne Prace Badawcze 74 (2): 101–110. Bijak, Sz., Bronisz, A., Bronisz, K. (2012a). Wpływ czynników klimatycznych na przyrost radialny dębu szypułkowego i czerwonego w LZD Rogów. Studia i Materiały CEPL w Rogowie 14/1 (30): 121-128. Bijak, Sz., Bronisz, A., Bronisz, K. (2012b). Wpływ ekstremalnych warunków klimatycznych na przyrost radialny dębu czerwonego Quercus rubra w LZD Rogów. Studia i Materiały CEPL w Rogowie 14/4 (33): 163-170. Bugała, W. (2000). Drzewa i krzewy. Warszawa: PWRiL. Bunn, A.G. (2008). A dendrochronology program library in R (dplR). Dendrochronologia 26: 115–124. Cedro, A. (2004). Zmiany klimatyczne na Pomorzu Zachodnim w świetle analizy sekwencji przyrostów rocznych sosny zwyczajnej, daglezji zielonej i rodzimych gatunków dębów. Szczecin: Oficyna IN PLUS. Cedro, A., Nowak, G. (2013). Tree ring width and health status of the red oak (Quercus rubra L.) under urban conditions in Szczecin (NW Poland). Plant Div. Evol. 130 (3-4): 183–194. DOI: 10.1127/1869-6155/2013/0130-0064. Feliksik, E., Wilczyński, S. (2004). Klimatyczne uwarunkowania przyrostu radialnego daglezji zielonej (Pseudotsuga menziesii (Mirb.) Franco) rosnącej na obszarze Polski. Sylwan 148 (12): 31–38. Feliksik, E., Wilczyński, S. (2008). Sygnał klimatyczny w słojach Picea sitchensis (Bong.) Carr. oraz Pseudotsuga menziesii (Mirb.) Franco. Sylwan 152 (6): 3-13. Feliksik, E., Wilczyński, S. (2009). The effect of climate on tree ring chronologies of native and nonnative tree species growing under homogenous site conditions. Geochronometria 33: 49-57. Fritts, H. (1976). Tree Rings and Climate. London: Academic Press. Gławenda, M., Koprowski, M. (2012). Dendrochronologiczna analiza przyrostów radialnych choiny zachodniej (Tsuga heterophylla Sarg.) z Pomorza Zachodniego (Nadleśnictwo Dobrzany). Sylwan 156 (4): 287−293.

100

Minore, D. (1983). Western red cedar: A literature review. USDA For. Sew Gen. Tech. Rep. PNW-150. Schweingruber, F.H. (1996). Tree Rings and Environment. Dendroecology. Berne, Stuttgart, Vienne: Haupt. Tumiłowicz, J. (1977a). Żywotnik olbrzymi Thuja plicata Donn. W: S. Bellon, J. Tumiłowicz, S. Król (red.). Obce gatunki drzew w gospodarstwie leśnym. Warszawa: PWRiL. Tumiłowicz, J. (1977b). Jedlica Pseudotsuga menziesii Franco. W: S. Bellon, J. Tumiłowicz, S. Król (red.). Obce gatunki drzew w gospodarstwie leśnym. Warszawa: PWRiL. Tumiłowicz, J. (2000). Strefy klimatyczne dla uprawy drzew i krzewów w Polsce. Szkółkarstwo 4. Wilczyński, S., Muter, E., Wertz, B. (2014). The application of the tree-ring chronologies in assessing ecological requirements of Metasequoia glyptostroboides growing in southern Poland. Geochronometria 41 (2): 129-135. DOI 10.2478/s13386-013-0149-y. Zang, Ch., Biondi, F. (2013). Dendroclimatic calibration in R: The bootRes package for response and correlation function analysis. Dendrochronologia 31: 68-74.

PODZIĘKOWANIA Autorzy dziękują dr. hab. Marcinowi Koprowskiemu z Uniwersytetu Mikołaja Kopernika w Toruniu za pomoc przy analizach. Badania w Rogowie sfinansowano ze środków grantu MNiSW nr N N309 170639 pt. „Wpływ warunków klimatycznych na przyrost oraz aktywność kambialną rodzimych i obcych gatunków drzew w LZD Rogów”.

STRESZCZENIE Celem pracy było poznanie odpowiedzi żywotnika olbrzymiego (Thuja plicata D. Don), rzadko spotykanego w polskich lasach gatunku pochodzącego oryginalnie z zachodniej Ameryki Północnej, na oddziaływanie czynników klimatycznych. Materiał badawczy zebrano na dwóch stanowiskach tego gatunku w Polsce: w drzewostanie gospodarczym na terenie Nadleśnictwa Dobrzany (Polska północno-zachodnia) oraz w Arboretum w Rogowie (Polska centralna). Na podstawie pomiarów szerokości słojów przyrostu rocznego opracowano chronologie standardowe, które skorelowano z danymi opisującymi lokalne warunki klimatyczne (temperatura powietrza, suma opadów atmosferycznych). Dla stanowiska w Dobrzanach zestawiono chronologię obejmującą okres od 1941 do 2009 roku, a dla Rogowa – od 1936 do 2010 roku. Chronologie te cechowały się dość dużym podobieństwem przebiegu zmian szerokości słoja rocznego z roku na rok. Badane populacje żywotnika olbrzymiego charakteryzują się podobnym związkiem przyrostu radialnego drzew z warunkami klimatycznymi, co może świadczyć o zbliżonym przebiegu procesów adaptacyjnych tego gatunku w różnych regionach naszego kraju. Na przyrost żywotników w Dobrzanach największy wpływ miała temperatura lutego i marca oraz ilość opadów w listopadzie roku poprzedzającego wytworzenie słoja i w lutym. W przypadku drzew z Rogowa istotną korelację stwierdzono natomiast jedynie dla temperatury marca i opadów w lutym.

SUMMARY Western red cedar (Thuja plicata D. Don), native in western part of North America, is a very rare species that was introduced into Polish forests in 19th century. The paper describes the

101

response of this species to the impact of climate conditions of places where it was planted. The research material was collected at two sites: in an economic stand in the Dobrzany Forest District (north-western Poland) and in the Rogów Arboretum (central Poland). We developed standard chronologies that were later on correlated with the data describing local climate conditions (air temperature, total precipitation). Chronology from Dobrzany covers the period from 1941 to 2009, while the one for Rogów – from 1936 to 2010. These series show quite high consistency of interannual changes of tree-rings width between investigated sites suggesting similar growth response of these distinct populations. The analysed western red cedars are characterized by a similar relationship between radial increment of trees and climatic conditions, which may indicate that adaptation processes of western red cedar in various regions of Poland has taken place alike. We found significant impact of February and March temperature, and of precipitation in November in year prior to tree-ring formation and February on radial growth of trees from Dobrzany. For Rogów, significant correlation was found only for temperature in March and precipitation in February.

102

DOI: 10.5604/20811438.1158032 Maria Hauke-Kowalska, Wojciech Wesoły, Justyna Pac Uniwersytet Przyrodniczy w Poznaniu, Katedra Hodowli Lasu, e-mail: [email protected]

POZNANIE GENOMU KUBRYCKIEJ POPULACJI SOSNY ZWYCZAJNEJ UNDERSTANDING OF THE GENOME OF SCOTS PINE INKUBRYK POPULATION Słowa kluczowe: sekwencjonowanie nowej generacji, sosna, genom, NGS Key words: New generation sequencing, pinus, genome, NGS Abstract. In recent years there has been significant development of Next Generation Sequencing techniques that allow the sequencing of whole genomes. Department of Silviculture, University of Life Sciences in Poznan, in cooperation with the Laboratory of Genome Analysis, A. Mickiewicz University has an ongoing project of discovering the Scots pine genome of Kubryk population. This pine occurs in the Milicz Forest District, the area of Kubryk. In provenance studies this pine exceeds other populations in terms of the analyzed features.

WSTĘP Koniec XX wieku przyniósł nam poznanie genomów kilkudziesięciu bakterii i organizmów wyższych. Na przełomie wieków ogłoszono sekwencję DNA człowieka. Fakt ten można uznać za krok milowy w dziejach ludzkości. Osiągnięcie to było efektem pracy wielkiego konsorcjum międzynarodowego - lista autorów publikacji liczy 130 nazwisk. W połowie lipca 2011 w Nature (tom 475, numer 7355 str. 189) opublikowana została praca: pt. „Sekwencja i analiza genomu ziemniaka produkującego bulwy” (Genome sequence and analysis of the tuber crop potato) autorstwa Konsorcjum Sekwencjonowania Genomu Ziemniaka (Potato Genome Sequencing Consortium — PGSC). W skład tego międzynarodowego Konsorcjum weszły 32 Zespoły z 14 krajów (w tym z Polski) będących znaczącymi producentami i uczestnikami programów hodowli ziemniaków [Gromadka i in.2011]. W tym samym czasie ukazała się publikacja o genomie ogórka, w której lista autorów zawiera tylko 20 nazwisk z trzech jednostek naukowych, z tego 16 Polaków z jednej katedry [Wóycicki i in. 2011]. Liczba poznanych genomów roślinnych lawinowo rośnie. Wśród nich są przede wszystkim te, które służą jako organizmy modelowe lub są ważne w gospodarce człowieka [Malepszy i in. 2012]. Obecnie znane są genomy roślin tj. rzodkiewnika, kukurydzy ogórka, ziemniaka, pomidora, ryżu i innych, natomiast z drzew leśnych opisano genom topoli (Populus trichocarpa). W opracowaniu są genomy innych gatunków np. Pinus tadea, Picea abies [Nystedt i in., 2013] i innych roślin drzewiastych (baza danych Dendrome Project). 103

Dzięki rozwojowi nowoczesnych technik analizy genomu, w tym sekwencjonowania nowej generacji, jest możliwość analizy całych genomów przy znacznie mniejszym zaangażowaniu kosztów i zespołów badawczych. W Katedrze Hodowli Lasu Uniwersytetu Przyrodniczego w Poznaniu, przy współpracy z Środowiskowym Laboratorium Analizy Genomu Uniwersytetu im. A. Mickiewicza w Poznaniu, jest realizowany projekt sekwencjonowania genomu sosny zwyczajnej populacji kubryckiej.

SOSNA ZWYCZAJNA Gatunek Pinus sylvestris L. ma największy zasięg spośród innych gatunków z rodzaju Pinus w Europie i Azji. Optymalne warunki wzrostu sosna znajduje w Polsce i występuje na całym obszarze kraju z wyjątkiem południowowschodniego krańca Bieszczad. Pospolicie na niżu, rzadziej na pogórzu, najrzadziej w górach. Udział jako panującego gatunku w polskich lasach obecnie wynosi około 70% [Matuszkiewicz i in. 2012]. Nie odznacza się najwyższą produkcyjnością i ustępuje pod względem przyrostu drzewostanom innych gatunków. Powszechne występowanie lokuje drzewostany sosnowe na pierwszej pozycji pod względem znaczenia gospodarczego [Białobok i in. 1993]. Do dużego udziału gatunków iglastych przyczyniło się również ich preferowanie, począwszy od XIX w., przez przemysł drzewny. Sosna znalazła w Polsce najkorzystniejsze warunki klimatyczne oraz siedliskowe w swoim zasięgu, dzięki czemu zdołała wytworzyć wiele cennych ekotypów. Do najbardziej cenionych należą populacje z północno-wschodniej oraz południowo-zachodniej części kraju. Możemy tutaj przytoczyć „sosnę mazurską” ekotypy z Piszu, Guzianki i Rucianego oraz ekotypy pochodzące z Bolewic i Rychtala. Długoletnie badania proweniencyjne sosny zwyczajnej w Polsce dostarczyły szereg informacji na temat przystosowania i wartości produkcyjnych rodzimych populacji tego gatunku. Trudnością napotykaną w badaniach proweniencyjnych drzew jest ich długowieczność oraz tzw. zmienność ciągła gatunku, czyli występowanie form przejściowych na niewielkich obszarach [Matras 1996]. Jednym z najbardziej interesujących ekotypów sosny zwyczajnej występującej na terenie Nadleśnictwa Milicz, w obrębie Kubryk, jest tzw. sosna kubrycka posiadająca status zagrożona, do ochrony biernej. Obręb Kubryk leży w II Krainie Wielkopolsko- Pomorskiej w 9 Dzielnicy Kotliny Żmigrodzko-Grabowskie, jak również w V Krainie Śląskiej w 2 Dzielnicy Wrocławskiej w mezoregionie wzgórz Trzebnicko-Ostrzeszowskich. Przed II wojną światową obręb Kubryk Nadleśnictwa Milicz należał do niemieckich lasów państwowych – Nadleśnictwo Kuhbruck. Odnośnie prowadzenia gospodarki leśnej do 1945r. brak jest sprawdzonych danych. Wiadomo jedynie, że użytkowanie drzewostanów prowadzono przeważnie zrębami 104

zupełnymi na większych powierzchniach odnawianych sosną. Sosna z niemieckiego Nadleśnictwa Kubryk była bardzo ceniona przez leśników niemieckich. W większości sosna ta została wycięta po koniec II wojny światowej. Obecnie jest brak jakichkolwiek danych o pochodzeniu tej sosny. Możemy założyć dwie hipotezy dotyczące jej pochodzenia: · Jest to ekotyp, który dostosował się do warunków na drodze ewolucji. · Jest to ekotyp wprowadzony w ramach tzw. mieszanki pruskiej. Pula genetyczna tej sosny jest bardzo zawężona. Ekotyp kubrycki wyróżnia się wyjątkową długowiecznością, strzelistą i smukłą formą pni oraz wysokiej jakości drewnem. Ponadto w doświadczeniu proweniencyjnym opisanym przez Barzdajna [2006] za najlepszą populację pod względem analizowanych cech pierśnic (skorygowanych liczbą drzew na poletkach), średnich wysokości, sumy powierzchni przekrojów pierśnicowych oraz miąższości strzał, uznano populację Milicz tzw. sosnę kubrycką.

SEKWENCJONOWANIE GENOMÓW Informacja genetyczna jest niezbędnym składnikiem każdego organizmu żywego. Dzięki zapisowi informacji genetycznej organizm żyje, rozwija się oraz jest podatny lub odporny na szereg czynników środowiska. Całość informacji genetycznej zawartej w każdej komórce żywej organizmu nazywa się genomem. Termin ten po raz pierwszy został zaproponowany w 1920 roku przez niemieckiego botanika Hansa Winklera i oznacza wszystkie kodujące i niekodujące sekwencje DNA zawarte w haploidalnej liczbie chromosomów. Sekwencjonowanie polega na określeniu sekwencji zasad w DNA. Historia rozwoju metod sekwencjonowania jest dość krótka. W 1953 roku Watson i Crick opracowali model podwójnej helisy DNA. W 1977 roku Allan Maxam i Walter Gilbert opracowali metodę sekwencjonowania DNA przez chemiczną degradację. W tym samym roku Fred Sanger zaprezentował metodę sekwencjonowania DNA metodą syntezy katalitycznej. Trzy lata później Fred Sanger i Walter Gilbert otrzymali Nagrodę Nobla za swoje badania [Barciszewski, Markiewicz 2002]. Metoda dideoksy Sangera jest najbardziej klasyczną i najszerzej stosowaną metodą sekwencjonowania. Obecnie procedura ta została odpowiednio zmodyfikowana, aby przyspieszyć reakcję i polepszyć jakość wyników. Ponadto została zautomatyzowana. Sekwencja odczytywana jest za pomocą laserowych detektorów, a jej zapis jest bezpośrednio wpisywany do pamięci komputera, eliminując tym samym błędy wynikające z niedokładnego odczytu wyniku przez człowieka. Umożliwia ona odczyt sekwencji nukleotydów od około 100 do 1000 par zasad. Z tego powodu idealnie nadaje się do analiz produktów otrzymanych dzięki PCR (łańcuchowej reakcji polimerazy). Przybliżony czas odczytu 1000 par zasad to ok. 125 min. Ta zautomatyzowana technika pozwoliła na sekwencjonowanie całych genomów organizmów żywych, takich jak wirusy (np. HIV) czy bakterii (np. Helicobacter pylori). 105

Wysoki koszt tradycyjnego sekwencjonowania wymusił rozwój technologii sekwencjonowania nowej generacji o wysokiej przepustowości. Od 2005 roku dostępne są na rynku techniki sekwencjonowania nowej generacji (ang. Next Generation Sequencing- NGS) pozwalające na równoległe prowadzenie reakcji sekwencjonowania i generowanie tysięcy lub miliony sekwencji jednocześnie. Technologie sekwencjonowania nowej generacji o wysokiej przepustowości mają na celu przede wszystkim znaczną redukcję kosztów sekwencjonowania DNA, ale także przyspieszenie procesu masowego sekwencjonowania. Stosując tradycyjne metody, ten cel nie jest możliwy do osiągnięcia. Jedną z najbardziej ekonomicznych technologii wykorzystywanych w NGS jest technologia Solexa-Illumina. Opracowała ona metodę sekwencjonowania opartą na terminatorach z odwracalnie usuwalnymi barwnikami fluorescencyjnymi. Proces wygląda dość skomplikowanie, jednak jest dość prosty. Na odpowiednio przygotowanej wcześniej płytce (flow cell) umieszcza się jednoniciowe fragmenty DNA, które następnie zaginane są w mostek. Mostek ten przyłącza się do powierzchni dzięki adapterom dołączonym do fragmentów DNA w fazie przygotowania bibliotek, a następnie powielane są za pomocą polimerazy, aby uzyskać 20-30 kopii tego samego insertu (tzw. amplifikacja mostkowa, ang. bridge amplification). Tylko jeden typ nukleotydu może być przyłączany w danym cyklu. Pozostałe niezwiązane nukleotydy są wymywane. Kamera cyfrowa rejestruje powstały obraz fluorescencyjny znakowanych nukleotydów. Następnie barwniki fluorescencyjne zostają chemicznie usunięte z DNA, umożliwiając zajście kolejnego cyklu i rejestrację kolejnego obrazu. Zbiór wszystkich fotografii pozwala odtworzyć badane sekwencje DNA w sekwenatorze [Mardis 2008; www.ilumina.com]. Zanim zaczniemy sekwencjonowanie koniecznym jest przygotowane bibliotek z DNA genomowego lub RNA, które przepisujemy na cDNA. Podczas przygotowania bibliotek możemy wyróżnić następujące etapy: (1) – fragmentacja lub/i dobór fragmentów o docelowej długości, (2) – dołączenie adapterów oligonukleotydowych do fragmentów DNA, (3) – oznaczenie ilościowe produktu końcowego biblioteki do sekwencjonowania [Head i in., 2013]. Kolejnym krokiem jest sekwencjonowanie, które jest pierwszym etapem na drodze do odczytania kolejności nukleotydów w sekwencji DNA. Od wyników sekwencjonowania zależy dalsza praca nad odczytaniem kodu genetycznego. Dzięki sekwencjonowaniu są odczytywane sekwencje DNA długości zazwyczaj do kilkuset par nukleotydów. Po tym etapie uzyskujemy olbrzymią liczbę danych. Odczytywane sekwencje są jednak bezwartościowe bez odpowiednich narzędzi informatycznych do ich analizy. Obecnie etapem ograniczającym uzyskiwanie znaczących informacji staje się nie samo sekwencjonowanie genomów, lecz ich analiza [McPherson 2009]. Kolejnym, najbardziej czasochłonnym w całej procedurze krokiem jest złożenie zyskanych odczytów w sekwencję DNA, a później rozszyfrowanie „treści” zakodowanej w odczytanej sekwencji i wyciąganie wniosków wyjaśniających 106

zjawiska biologiczne. „Składanie” krótkich sekwencji w całość odbywa się za pomocą dwóch zasadniczych typów algorytmów: assembly i alignment [Flicek i Birney 2009]. Składanie sekwencji de novo (assembly) opiera się na identyfikacji kolejnych częściowo nakładających się fragmentów. Należy podkreślić, że nowo zsekwencjonowany genom staje się genomem referencyjnym, nieodzwierciedlającym ani wewnątrzgatunkowej zmienności, ani stanu heterozygotyczności wewnątrz zsekwencjonowanego genomu [Malepszy i in. 2012]. Podejście alignment ma zastosowanie wtedy, gdy dysponujemy sekwencją genomu innego organizmu tego samego gatunku lub też gatunku spokrewnionego. Pojedyncze odczyty są wówczas przypisywane do odpowiednich regionów genomu referencyjnego. Dostęp do genomu referencyjnego radykalnie ułatwia i obniża koszty sekwencjonowania kolejnych przedstawicieli gatunku (tzw. resekwencjonowanie), umożliwiając zarówno badanie polimorfizmu, jak też użycie sekwencjonowania jako metody diagnostycznej. Porównywanie sekwencji nukleotydowych jest obecnie w biologii jednym z najbardziej rozpowszechnionych i podstawowych podejść badawczych. Porównywanie sekwencji z wielu genomów ułatwia poznanie genów i określenie ich struktury. Dzięki analizie porównawczej możemy wskazać interesujące nas geny np. odpowiedzialne za przyspieszony wzrost. Szczegółowe analizy kierunkowe genotypów pozwalają na odpowiedź, czy dany osobnik posada określoną cechę determinowaną przez analizowany gen. Obecnie, w celu analizy np. zmienności genetycznej albo odporności na dany czynnik, przeprowadza się dwie odrębne analizy. W przypadku zastosowania nietrafionego markera przeprowadza się następne badanie, co wiąże się z kolejnymi dużymi kosztami. Jednorazowe zsekwencjonowanie genomu pozwala na odczyt wszystkich możliwych sekwencji determinujących interesujące leśnika cechy. Umożliwia także wielokrotne wykorzystanie danych do analiz genetycznych w późniejszym czasie. Takie podejście jest bardzo dobrą podstawą do rozwoju selekcji leśnej na poziomie molekularnym, w przyszłości. Znajomość pełnego genomu organizmu żywego umożliwia zrozumienie wielu molekularnych mechanizmów dotyczących ich funkcjonowania i ewolucji. Ponadto znajomość całej cząsteczki DNA umożliwia badanie zmienności genetycznej oraz pozwala na szukanie mutacji powstałych w genomie, które wpływają na ową zmienność. Wielkość zmienności daje nam obraz pokrewieństwa pomiędzy organizmami i pozwala niemalże „oglądać ewolucję” [Kasprzak, Świerszcz 2009].

PODSUMOWANIE Nowoczesne leśnictwo oparte jest na doświadczeniach hodowlanych oraz selekcji gatunków drzew leśnych. Trudnością napotykaną w badaniach proweniencyjnych drzew jest ich długowieczność. W tym kontekście coraz większego znaczenia nabiera możliwość wykonania analiz genetycznych 107

pozwalających na skrócenie czasu otrzymania wyników badań. Jednym z najbardziej rozpowszechnionych badań są analizy markerów DNA. Markery opisują zmiany w sekwencji nukleotydów DNA jądrowego, mitochondrialnego i chloroplastowego. Zsekwencjonowanie genomu sosny zwyczajnej populacji kubryckiej oraz populacji rychtalskiej będącej krajowym standardem w testowaniu potomstwa pozwoli nam na uzyskanie genomu referencyjnego, który będzie wykorzystywany w dalszych analizach. Poznanie sekwencji DNA da odpowiedź dotyczącą pochodzenia sosny kubryckiej. Ponadto, w kolejnych etapach będzie podjęta próba wytypowania sekwencji genomowych odpowiedzialnych za przyspieszony wzrost. Poznanie sekwencji genomu sosny zwyczajnej, czyli „planu działania” wskazującego na mechanizmy rządzące całym organizmem, pozwoli genetykom na wyselekcjonowanie genotypów o pożądanych przez leśników cechach.

LITERATURA Barciszewski J., Markiewicz W. T. (2002). Kwasy nukleinowe. Kod genetyczny. W: Koroniak H., Barciszewski J (red.). Na pograniczu chemii i biologii. T. V. PWN. Barzdajn W., (2006). Zmienność cech taksacyjnych sosny zwyczajnej (Pinus sylvestris L.) polskich pochodzeń w doświadczeniu proweniencyjnym z 1985 roku w Nadleśnictwie Zielonka. Sylwan 150 (1): 8 – 19. Biabołk S., Boratyński A., Bugała W. (1993). Biologia Sosny zwyczajnej. Polska Akademia Nauk-Instytut Dendrologii w Kórniku. Polska. Bogunic F., Muratovic E., Brown S.C., Siljak-Yakovlev S., (2003): Genome size and base composition of five Pinus species from the Balkan region. Plant Cell Rep. 22:59-63 Flicek P., Birney E., (2009). Sense from sequence reads: methods for alignment and assembly. Nat. Methods., 6(11 Suppl), S6-S12. Gromadka R., Gawor J., Szczęsny P., Zagórski W. ( 2011). Kolejny wielki genom poznany przyudziale polskich laboratoriów. Genom ziemniaka zsekwencjonowany. Kosmos 60, 491–497. Head S. R., Komori H. K., LaMere S. A., Whisenant T., Van Nieuwerburgh F., Salomon D. R., Ordoukhanian, P. (2013). Library construction for next-generation sequencing: overviews and challenges. BioTechniques 56(2), 61-4. Illumina www.illumina.com/documents/products/techspotlights (dostęp 07.12.2014) Kasprzak M., Świercz A. (2009). Sekwencjonowanie i asemblacja DNA –podejścia, modele grafowe i algorytmy. Kosmos 58 (1-2): 17-28 Malepszy S., Przybecki Z., Kowalczuk C. 2012. Sekwencjonowanie genomów staje się nowym składnikiem postępu w hodowli roślin. Kosmos. 61(3): 467-475. Mardis R. E,. (2008). Next-generation DNA sequencing methods. Annual Review of Genomics and Human Genetics, 9:387–407. Matuszkiweicz W., Sikorski P., Szwed W., Wierzba M. (2012). Zbiorowiska Roślinne Polski. Lasy i zarośla. Wydawnictwo Naukowe PWN Warszawa 2012, ss. 27-29 Maxam A. M., Gilbert W. (1977). A new method for sequencing DNA. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America, 74(2), 560–564. McPherson J. D., (2009), Next-generation gap. Nat. Methods., 6(11 Suppl), 2-5

108

Nystedt, B., Street, N. R., Wetterbom, A., Zuccolo, A., Lin, Y. C., Scofield, D. G., ... & Thompson, S. L. (2013). The Norway spruce genome sequence and conifer genome evolution. Nature 497(7451), 579-584. The Potato Genome Sequencing Consortium (2011). Genome sequence and analysis of the tuber crop potato. Nature 475, 189–195. Wakamiya I., Newton R.J., Johnston S.J., Price J.H., (1993): Genome size and environmental factors in the genus Pinus. American Journal of Botany 80:1235–1241 Wóycicki, R., Witkowicz, J., Gawroński, P., Dąbrowska, J., Lomsadze, A., Pawełkowicz, M., Siedlecka, E., Yagi, K., Pląder, W., Seroczyńska, A., Śmiech, M., Gutman, W., Niemirowicz-Szczytt, K., Bartoszewski, G., Tagashira, N., Hoshi, Y., Borodovsky, M., Karpiński, S., Malepszy, S., Przybecki, Z. (2011). The Genome Sequence of the NorthEuropean Cucumber (Cucumis sativus L.) Unravels Evolutionary Adaptation Mechanisms in Plants. PLoS ONE 6(7): e22728.

STRESZCZENIE W ostatnich latach coraz częściej dowiadujemy się o poznaniu genomu kolejnego organizmu. Od 10 lat dostępne są techniki sekwencjonowania nowej generacji pozwalające na równoległe prowadzenie reakcji. Wysokoprzepustowe technologie mają na celu przede wszystkim znaczną redukcję kosztów, a także przyspieszenie procesu masowego sekwencjonowania. Dzięki rozwojowi nowoczesnych technik sekwencjonowania jest możliwość analizy całych genomów, przy relatywnie niewysokich kosztach. W Katedrze Hodowli Lasu Uniwersytetu Przyrodniczego w Poznaniu, przy współpracy z Środowiskowym Laboratorium Analizy Genomu Uniwersytetu im. A. Mickiewicza w Poznaniu, jest realizowany projekt poznania genomu sosny zwyczajnej populacji kubryckiej. Sosna ta występuje na terenie Nadleśnictwa Milicz, w obrębie Kubryk. W badaniach proweniencyjnych przewyższa inne populacje pod względem analizowanych cech. Poznanie sekwencji genomu sosny zwyczajnej, czyli „planu działania” wskazującego na mechanizmy rządzące całym organizmem, pozwoli genetykom na wyselekcjonowanie genotypów o pożądanych cechach.

SUMMARY In recent years, we have learnt more and more about the genome of another organism. In the last 10 years, there have been introduced next-generation sequencing techniques, Next Generation Sequencing (NGS), allowing the parallel sequencing reaction and generation of thousands or millions of sequences at a time. High throughput technologies are primarily aimed at a significant reduction in the cost, but also at the speeding up of the mass sequencing process. Thanks to the development of modern sequencing techniques we are able to analyze whole genomes, with relatively small costs. Department of Silviculture, University of Life Sciences in Poznan, in cooperation with the Laboratory of Genome Analysis, A. Mickiewicz University. has an ongoing project of discovering the Scots pine genomeof Kubryk population. This pine occurs in the Milicz Forest District, the area of Kubryk. In provenance studies this pine exceeds other populations in terms of the analyzed features.Understanding the pine genome sequence, the "roadmap" indicating the mechanisms governing the entire organism, will allow geneticists to select genotypes with desirable traits.

109

DOI: 10.5604/20811438.1158033 Sławomir Kmiecik, Jacek Zwierzyński, Marcin Chirrek Regionalna Dyrekcja Lasów Państwowych w Pile, e-mail: [email protected]

REGIONALNY PROGRAM OCHRONY I RESTYTUCJI JARZĘBU BREKINII – SORBUS TORMINALIS (L.) CRANTZ NA OBSZARZE DZIAŁANIA REGIONALNEJ DYREKCJI LASÓW PAŃSTWOWYCH W PILE REGIONAL PROGRAM OF CONSERVATION AND RESTITUTION OF WILD SERVICE TREE – SORBUS TORMINALIS (L.) CRANTZ WITHIN THE REGION PROTECTED BY THE REGIONAL MANAGEMENT OF STATE FORESTS IN PIŁA Słowa kluczowe: jarząb brekinia, restytucja, ochrona in situ, ochrona ex situ Key words: wild service tree, restitution, in situ conservation, ex situ conservation Abstract. A wild service tree is a beautiful native tree that used to occur often in wet-ground forests. However, the human economy led to a substantial limitation of the size of the population. Areas governed by forest district offices supervised by the Regional Management of State Forests in Piła entirely fall within the agreed range of the wild service tree. The results of the inventory underlined the need to take appropriate actions relating to the active protection in order to conserve and rebuild the quantitative state of the species. In the Ecosystem Management Office of the Regional Management of State Forests in Piła, the program of conservation and restitution of wild service tree was created by the head of the office MSc. Jacek Zwierzyński and it was fully implemented in 2010-2013.

WSTĘP Jarząb brekinia (brekinia lub brzęk) w przeszłości występował stosunkowo licznie w lasach grądowych wraz z takimi gatunkami jak: grab, dąb i lipa. Ze względu na dekoracyjny charakter drewna brzęk używany był w meblarstwie i tokarstwie, a także do produkcji zachowujących dokładne wymiary elementów w urządzeniach pomiarowych i instrumentach muzycznych [Bednorz 2010]. Na przestrzeni dwóch ostatnich stuleci dużo drzew zostało wyciętych przy okazji zakładania zrębów zupełnych i zastępowania lasów liściastych monokulturami sosnowymi. Gatunek ten przetrwał tylko dzięki dużej sile witalnej, przejawiającej się możliwością rozmnażania za pomocą odrośli [Tarnawski 2001, Pacyniak 2003]. Żadne inne rodzime polskie drzewo nie ma tak wybitnej zdolności dawania licznych odrośli korzeniowych bezpośrednio ze starszych osobników [Szeszycki 2008, Bednorz 2009]. 110

Wyrazem stanu ilościowego i kondycji ogólnej brekinii jest wpisanie jej na listę gatunków objętych ochroną ścisłą. Wydaje się jednak, że ta forma ochrony może nie wystarczyć dla zachowania i odbudowy stanu ilościowego gatunku. Dlatego też działania, które mają na celu stwarzanie dogodnych warunków dla jego wzrostu i rozmnażania się wydają się być cennymi inicjatywami uzupełniającymi ochronę zachowawczą [Pacyniak 1993, Szeszycki 2008, Bednorz 2010]. Tereny nadleśnictw nadzorowanych przez Regionalną Dyrekcję Lasów Państwowych w Pile mieszczą się w całości na obszarze przyjętego zasięgu występowania jarzębu brekinii. Wyniki przeprowadzonej inwentaryzacji wskazały na potrzebę działań z zakresu ochrony czynnej w celu zachowania i odbudowy stanu ilościowego gatunku. W Wydziale Gospodarowania Ekosystemami Regionalnej Dyrekcji Lasów Państwowych w Pile powstał opracowany przez Naczelnika Jacka Zwierzyńskiego program ochrony i restytucji jarzębu brekinii, który został w całości zrealizowany w latach 2010-2013.

INWENTARYZACJA JARZĘBU BREKINII NA TERENIE ADMINISTROWANYM PRZEZ NADLEŚNICTWA PODLEGŁE REGIONALNEJ DYREKCJI LASÓW PAŃSTWOWYCH W PILE Motywami przeprowadzenia w 2008 roku inwentaryzacji jarzębu brekinii na terenie Regionalnej Dyrekcji Lasów Państwowych w Pile były: · potrzeba „wyceny ilościowej i jakościowej”, którą należy rozumieć jako próbę ustalenia stanu oraz ilości osobników brekinii, a także określenie programu w zakresie ochrony „in situ” (w naturalnym, pierwotnym środowisku); · weryfikacja możliwości ewentualnego wykorzystania osobników i populacji do realizacji programu w zakresie ochrony „ex situ” (poprzez pozyskanie nasion i produkcję sadzonek). Z przedstawionego przez Szeszyckiego [2008] wykazu nadleśnictw, parków narodowych oraz lasów innych własności wynika, że w Polsce występuje około 4200 sztuk dojrzałych osobników jarzębu brekinii, z czego 814 okazów na terenie Regionalnej Dyrekcji Lasów Państwowych w Pile. W rezultacie przeprowadzonej w 2008 roku inwentaryzacji stanowisk brekinii odnotowano 3977 sztuk, z których 100% znajdowało się na terenach zarządzanych przez jednostki Lasów Państwowych [Szeszycki 2008]. Najliczniejsze stanowiska jarzębu brekinii stwierdzono w dwóch nadleśnictwach: · Kaczory – 2400 sztuk, w tym 64 osobniki dojrzałe; · Krucz – 1531 sztuk, w tym 714 osobników dojrzałych.

111

Stanowiska tego gatunku zinwentaryzowano również w lasach kilku innych nadleśnictw: Krzyż – 17 sztuk, Durowo – 13 sztuk, Złotów – 10 sztuk, Trzcianka – 3 sztuki, Wałcz – 3 sztuki. Na podstawie wyżej przytoczonych danych przyjęto w 2009 roku plan mający na celu opracowanie podstaw programowych restytucji i ochrony jarzębu brekinii poprzez: · określenie potrzeb hodowlano-ochronnych dla zinwentaryzowanych stanowisk omawianego gatunku; · próbę pozyskania zewnętrznych źródeł finansowania programu; · opracowanie formalnych i merytorycznych zasad restytucji jarzębu brekinii. W 2009 roku zebrano, po uzyskaniu niezbędnych pozwoleń, na terenie Nadleśnictwa Kaczory 96,80 kg owoców (3,1 kg nasion) z 33 drzew oraz na terenie Nadleśnictwa Krucz 100,00 kg owoców (2,5 kg nasion) z 69 drzew. Materiał ten był wystarczający do zaspokojenia własnych potrzeb związanych z realizacją programu ochrony i restytucji jarzębu brekinii.

OCHRONA „IN SITU” – ZABIEGI HODOWLANE I OCHRONNE ISTNIEJĄCEJ PULI GENOWEJ ORAZ POPRAWA WARUNKÓW BYTOWANIA NATURALNYCH POPULACJI I POJEDYNCZYCH OSOBNIKÓW JARZĘBU BREKINII Do końca czerwca 2010 roku poszczególne nadleśnictwa, w oparciu o wyniki inwentaryzacji przeprowadzonej w ramach własnych, określiły w zakresie rzeczowym i finansowym następujące potrzeby: · ochronne – indywidualnie dla każdej z populacji i pojedynczych osobników; · hodowlane – obejmujące wykonywanie cięć prześwietlających oraz usuwanie drzew i krzewów stanowiących bezpośrednią konkurencję dla osobników brekinii (z uwzględnieniem zinwentaryzowanych odnowień naturalnych); · przeprowadzenie zabiegów pielęgnacyjnych na zinwentaryzowanych odnowieniach naturalnych oraz sztuczne ich uzupełnienie tam, gdzie istnieje uzasadnione ryzyko zawężenia puli genowej. W sierpniu 2010 roku, przy udziale dr hab. Leszka Bednorza (Uniwersytet Przyrodniczy w Poznaniu), dokonano przeglądu stanowisk w celu weryfikacji zaplanowanych działań ochronnych. Na tej podstawie sporządzono szczegółowe wykazy zadań w ramach ochrony „in situ”, które zostały zrealizowane zgodnie z opracowanym programem w latach 2011-2013.

112

OCHRONA EX SITU – RESTYTUCJA JARZĘBU BREKINII W LASACH ZAGOSPODAROWANYCH W związku z tym, że w Regionalnej Dyrekcji Lasów Państwowych w Pile były stosunkowo dobre możliwości samodzielnej realizacji części zasadniczej programu ochrony „ex situ”, czyli zbioru nasion, produkcji sadzonek i w efekcie wprowadzanie ich do lasów zagospodarowanych, zainicjowane zostały następujące działania: · opracowano podstawy formalnego i merytorycznego realizowania programu przy uwzględnieniu konieczności współpracy z instytucjami zajmującymi się ochroną gatunkową; · podjęto starania w celu zdobycia środków finansowych ze źródeł zewnętrznych; · zacieśniono niezbędną współpracę z innymi jednostkami Lasów Państwowych, które posiadają doświadczenia w zakresie rozmnażania oraz wprowadzania sadzonek do zagospodarowanych lasów, ze szczególnym uwzględnieniem jednostek Regionalnych Dyrekcji Lasów Państwowych w Poznaniu, Szczecinie i Toruniu. Ze względu na geografię bazy nasiennej szkółki w Nadleśnictwach Kaczory i Krucz zostały regionalnymi ośrodkami produkcji materiału rozmnożeniowego. Do ich zadań należały między innymi: a) produkcja materiału sadzeniowego pochodzącego z nasion pozyskanych z własnej bazy nasiennej, w zakresie od wysiewu lub szkółkowania po docelową sadzonkę; b) przekazywanie materiału rozmnożeniowego wraz z pełną dokumentacją do innych nadleśnictw uczestniczących w programie; c) wytypowanie powierzchni pod nasadzenia na własnym terenie i określenie zapotrzebowania na materiał sadzeniowy do 2013 roku; d) wykonywanie nasadzeń na wytypowanych powierzchniach; e) sporządzanie sprawozdań i raportów z realizacji przyjętego programu; f) dokumentowanie i archiwizowanie działań związanych z regionalnym programem; g) podjęcie lokalnej współpracy z instytucjami państwowymi, samorządowymi, organizacjami i stowarzyszeniami społecznymi itp. Pozostałe nadleśnictwa Regionalnej Dyrekcji Lasów Państwowych w Pile realizowały program w zakresie podpunktów: „c-g”. W zakresie ochrony „ex situ” program preferował punktowe zakładanie upraw zachowawczych w postaci grup i drobnych kęp, zlokalizowanych w miejscach zbliżonych do optimum dla jarzębu brekinii, które mają w przyszłości stanowić ośrodki jego naturalnego rozmnażania się. Jarząb brekinia powinien być traktowany jako gatunek domieszkowy, dzięki temu może być wprowadzany w ramach odnowień zarówno w rębniach złożonych, 113

jak i zupełnych. Umożliwiono więc wprowadzanie tego gatunku w ramach odnawiania luk w drzewostanach, a nawet przy wykonywaniu poprawek w uprawach leśnych, których stan jest zbliżony do wyżej opisanych warunków. Przyjęto, że brzęk będzie wprowadzany w ilości około 2000 sztuk na jeden hektar zredukowanej powierzchni nasadzeń. Każdy sposób odnowień łączył się z koniecznością stosowania zabezpieczeń indywidualnych lub powierzchniowych przed negatywnym oddziaływaniem zwierzyny płowej.

PODSUMOWANIE Regionalny program ochrony i restytucji jarzębu brekinii był poważnym przedsięwzięciem wymagającym szeroko pojmowanej współpracy z instytucjami państwowymi, samorządowymi, organizacjami i stowarzyszeniami społecznymi, a także koordynacji działań wewnątrz struktury PGL LP oraz ośrodków naukowych. Jego finansowanie, po uzyskaniu akceptacji Dyrekcji Generalnej Lasów Państwowych, oparte zostało o środki funduszu leśnego. Tab. 1. Ochrona „ex situ” według poszczególnych nadleśnictw Nadleśnictwo

L.p. 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20

Człopa Durowo Jastrowie Krzyż Okonek Mirosławiec Podanin Potrzebowice Sarbia Trzcianka Wałcz Wronki Kaczory Zdrojowa Góra Złotów Krucz Tuczno Lipka Płytnica Kalisz Pomorski Razem

Źródło: Opracowanie własne. 114

Liczba wprowadzonych osobników w latach 2011-2013 400 9000 1310 1800 1250 2000 2020 100 200 1230 790 550 4580 1100 2380 2620 1800 4000 200 450 37780

Wszystkie działania w ramach ochrony „in situ” w zainwentaryzowanych populacjach wykonano zgodnie z programem. Natomiast w ramach ochrony „ex situ” wprowadzono łącznie 37780 sztuk sadzonek tego gatunku. Szczegółowe zestawienie wprowadzonych egzemplarzy jarzębu brekinii według nadleśnictw przedstawia tab. 1. Trwające około stu lat wysiłki pracowników nauk przyrodniczych i leśników, zmierzające do przywrócenia tego rzadkiego gatunku polskim lasom, zostały więc częściowo zrealizowane. Dzięki działaniom polskich leśników produkowane są i wprowadzane do lasów coraz większe ilości sadzonek jarzębu brekinii [Szeszycki 2008, Bednorz 2010]. Doskonale wpisuje się w te przedsięwzięcia „Regionalny program ochrony i restytucji jarzębu brekinii na obszarze działania Regionalnej Dyrekcji Lasów Państwowych w Pile w latach 2010-2013”. W całym tym procesie niezbędna jest pomoc i wsparcie naukowców, zwłaszcza w rozpoznaniu genetycznym poszczególnych populacji jarzębu brekinii, jej odmian i form. Gatunek ten występuję na stanowiskach naturalnych w naszym kraju w bardzo nielicznych miejscach, dlatego tak ważne są wszelkie działania podejmowane na jego rzecz. Odnajdujemy go najczęściej w bardzo interesujących krajobrazowo i przyrodniczo terenach, które przez setki lat uchowały się od urbanizacyjnego, przemysłowego lub rolniczego zagospodarowania, w miejscach z fragmentami dzikiej przyrody, które warto pozostawić następnym pokoleniom jako nasz wielki skarb narodowy [Szeszycki 2008, Bednorz 2010].

LITERATURA Bednorz L. (2009). Jak chronić jarząb brekinię (Sorbus torminalis) w polskich lasach? Sylwan 153, 5: 354-360. Bednorz L. (2010). Jarząb brekinia Sorbus torminalis (L.) Crantz w Polsce. Bogucki Wydawnictwo Naukowe. Poznań. Pacyniak C. (1993). Nowe formy jarzębu brekinii (Sorbus torminalis Crantz) i niektórych innych gatunków drzew. Poznańskie Towarzystwo Przyjaciół Nauk, Wydział Nauk Rolniczych i Leśnych, Prace Komisji Nauk Rolniczych i Komisji Nauk Leśnych 76: 99-105. Poznań. Pacyniak C. (2003). Jarząb (Sorbus) w Polsce, jego znaczenie i potrzeba reintrodukcji niektórych gatunków. Przegląd Leśniczy 1: 12-14. Poznań. Szeszycki T. (2008). Jarząb brekinia – Sorbus torminalis historia, hodowla, ochrona, przyszłość. Soft Vision. Szczecin. Tarnawski A. (2001). Jarząb brekinia w Regionie Grudziądzkim. SAR „Pomorze”. Bydgoszcz.

115

STRESZCZENIE Brekinia w przeszłości występowała stosunkowo licznie w lasach grądowych wraz z takimi gatunkami jak: grab, dąb i lipa. Na przestrzeni dwóch ostatnich stuleci dużo drzew zostało wyciętych przy okazji zakładania zrębów zupełnych i zastępowania lasów liściastych monokulturami sosnowymi. Gatunek przetrwał tylko dzięki dużej sile witalnej przejawiającej się możliwością rozmnażania się za pomocą odrośli [Tarnawski 2001, Bednorz 2010]. Wyrazem stanu ilościowego i kondycji ogólnej brzęka jest wpisanie go na listę gatunków objętych ochroną ścisłą. Wydaje się jednak, że ta forma ochrony może nie wystarczyć dla zachowania i odbudowy stanu ilościowego gatunku. Dlatego też działania, które mają na celu stwarzanie dogodnych warunków jego wzrostu i rozmnażania, wydają się być cennymi inicjatywami uzupełniającymi ochronę zachowawczą. Tereny nadleśnictw nadzorowanych przez Regionalną Dyrekcję Lasów Państwowych w Pile mieszczą się w całości na obszarze przyjętego zasięgu występowania jarzębu brekinii. Wyniki przeprowadzonej inwentaryzacji wskazały na potrzebę działań z zakresu ochrony czynnej w celu zachowania i odbudowy stanu ilościowego tego gatunku. Z inicjatywy Naczelnika Wydziału Gospodarowania Ekosystemami Regionalnej Dyrekcji Lasów Państwowych w Pile Jacka Zwierzyńskiego powstał opracowany przez niego program ochrony i restytucji jarzębu brekinii, który został w całości zrealizowany w latach 2010-2013. Wyniki przeprowadzonej w roku 2008 roku inwentaryzacji stanowisk brzęka na terenie działania nadleśnictw będących w strukturach Regionalnej Dyrekcji Lasów Państwowych w Pile wykazały nieliczne występowanie badanego gatunku w lasach pilskich. Zinwentaryzowano 3977 sztuk, z których 100 % znajduje się na terenach zarządzanych przez jednostki Lasów Państwowych. W 2009 roku zebrano, po uzyskaniu niezbędnych pozwoleń, na terenie Nadleśnictwa Kaczory 96,80 kg owoców (3,1 kg nasion) z 33 drzew oraz na terenie Nadleśnictwa Krucz 100,00 kg owoców (2,5 kg nasion) z 69 drzew. Materiał ten był wystarczający do zaspokojenia własnych potrzeb związanych z realizacją programu. W sierpniu 2010 roku przy udziale dr hab. Leszka Bednorza z Uniwersytetu Przyrodniczego w Poznaniu dokonano przeglądu stanowisk w kontekście weryfikacji zaplanowanych działań ochronnych. Na tej podstawie sporządzono szczegółowe wykazy zadań w ramach ochrony „in situ”. W zakresie ochrony „ex situ” program preferował punktowe zakładanie upraw zachowawczych w postaci grup oraz drobnych kęp zlokalizowanych w miejscach zbliżonych do optimum dla tego gatunku, które mają w przyszłości stanowić ośrodki jego naturalnego rozmnażania się. Wszystkie działania w ramach ochrony „in situ” w zainwentaryzowanych populacjach jarzębu brekinii wykonano zgodnie z programem. Natomiast w ramach ochrony „ex situ” wprowadzono łącznie 37780 sztuk sadzonek tego gatunku. 116

SUMMARY A wild service tree used to occur in relatively large numbers in wet-ground forests along with other species of trees, such as hornbeam, oak tree and lime tree. Over the last two centuries, plenty of trees were cut down in order to create clear fellings and replace broadleaved forests with pine monocultures. The species has survived only thanks to its considerable vital strength manifesting itself through a possibility to reproduce through suckers [Tarnawski 2001, Bednorz 2010]. The quantitative status and the overall state of the tree are underlined by the fact that it has been put on the list of species under strict protection. It seems however that the above mentioned kind of protection may not be sufficient to preserve and rebuild the quantitative status of the species. That is why actions aiming at creating appropriate conditions for its growth and reproduction seem to be precious initiatives complementing the preservative protection. The lands of forest district offices supervised by the Regional Management of State Forests in Piła fall entirely within the agreed range of the wild service tree. The results of the inventory underlined the need to take appropriate actions relating to the active protection in order to conserve and rebuild the quantitative state of the species. The head of the Ecosystem Management Office of the Regional Management of State Forests in Piła, Jacek Zwierzyński, initiated the program of conservation and restitution of wild service tree implemented in 2010-2013. The results of the inventory of wild service tree positions conducted in 2008 within the area under surveillance of forest district offices within the Regional Management of State Forests in Piła showed limited occurrence of the species in the Piła forests. 3,977 pieces were inventoried out of which 100% are located within the area managed by the units of State Forests. In 2009, 96.90 kg of fruit (3.1 kg of seeds) from 33 trees within the forest district office Kaczory and 100.00 kg of fruit (2.5 kg of seeds) from 69 trees in the forest district office Krucz were obtained after having received appropriate permits. The material was sufficient to fulfil the needs relating to the realization of the program. In August 2010, along with Leszek Bednorz, Ph.D. (Poznań University of Life Sciences), the positions were reviewed in order to verify the planned protective measures. On the basis of the inspection, the detailed lists of tasks within the scope of in situ protection were made. As far as ex situ protection is concerned, the program preferred the preventive spot crops in the form of groups and minor clumps located in places similar to optimal conditions of the species that are to serve as centres of its natural reproduction in the future. All the measures taken within the in situ protection in the inventoried populations were implemented in accordance with the program, whereas the ex situ protection introduced 37,780 saplings of the species.

117

DOI: 10.5604/20811438.1158034 Addo Koranteng School of Graduate Studies Research and Innovation, Kumasi Polytechnic, Ghana, e-mail: [email protected] Tomasz Zawiła-Niedźwiecki General Directorate of the State Forests, Poland, e-mail: [email protected]

ANTROPOPRESJA W REJONIE WODOCHRONNYM BAREKESE I OWABI W REGIONIE ASHANTI, GHANA ANTHROPOGENIC PRESSURE ON BAREKESE AND OWABI HEADWORKS IN ASHANTI REGION, GHANA Słowa kluczowe: użytkowanie ziemi, wylesienia, monitoring, zdjęcia satelitarne Key words: land use, deforestation, monitoring, satellite imagery Abstract. Increase of population density in Central Africa causes tension on forests and development of agriculture and settlements and as a consequence, changes in land use and land cover. Multi-temporal satellite imagery allows for assessing the extend and intensity of this phenomenon (1986-2007-2011). The results show tremendous decrease in forests from 70% to over 16% as well as the increase in the area of settlements from 10% to 26%, and the area of the farmland from 21% to 56%. The forecast for the nearest years indicates the continuation of the trend.

INTRODUCTION Remote sensing has been used extensively in monitoring the changing pattern of forest cover. It offers an accurate means of measuring the extent and pattern of changes in forest cover conditions over a period of time [Miller et al. 1998]. Satellite data have become a major application in forest change detection because of the repetitive coverage of the satellites at short intervals [Mas 1999]. Studies by Yang and Lo [2002] explained that Forest cover is altered principally by anthropogenic influence and any idea of global change must include the prevalent influence of human action on land surface conditions and processes. Change detection is the process of identifying differences in the state of an object or phenomenon by observing it at different times [Singh 1989]. It is an important process in monitoring and managing natural resources and urban development because it provides quantitative analysis of the spatial distribution of the population of interest. Accurate and up-to-date land cover change information is necessary to understanding and assessing the environmental consequences of such changes [Giri et al. 2005]. In particular, land use/land cover (LULC) changes in tropical regions are of major concern due to the widespread and rapid changes in the distribution and characteristics of tropical forests [Myers 1993; Houghton 1994]. 118

STUDY AREA The Kumasi Metropolis and its environs are supplied with portable drinking water from two surface water treatment plants; Owabi (latitudes 6º 47' 42.7" and 6º 42' 6" North and longitudes 1º 43' 16.8" and 1º 35' 29.4") and Barekese headworks (- 6°44'; 1° 42'W) located 10km and 16km from Kumasi respectively. The study area covers the districts of Atwima, Kwabre and Kumasi Metro in the Ashanti. The Owabi Headworks is surrounded by a wildlife sanctuary (fig. 1) which is the smallest of the four wildlife protected areas in Ghana. It is about 13km² in size, and lies approximately 23km northwest of Kumasi.

Fig. 1. The Owabi Headworks is surrounded by a wildlife sanctuary which is the smallest of the four wildlife protected areas in Ghana Source: A. Koranteng Rys. 1. Zapora Owabi jest otoczona przez rezerwat, który jest najmniejszym z czterech rezerwatów przyrody w Ghanie Źródło: A. Koranteng

METHODOLOGY Data employed in estimating land cover change were extracted from three cloud-free Landsat Thematic Mapper (TM) and two Landsat Enhanced Thematic Mapper (ETM) images obtained in 1986, 2007 and 2011. All the three imagery were registered to the Universal Transverse Mercator (UTM), Zone 31 geographic projection. The Landsat Thematic Mapper satellite imagery was preprocessed to convert the image to reflectance for the correction of sun angle and seasonal 119

differences. The Satellite image was first geometrically corrected to orient the pixels to the real world and geo-referenced using crossroads, landmarks and settlements (fig. 2). ERDAS imagine was especially used for this part of the study. Supervised classification was employed to analyse land use in each particular date and thus land use change (fig 3). Verification of accuracy of classified images was based on field interpretation keys.

1986

2007

2011

Fig. 2. Geo-referenced satellite images showing the Kumasi and its environs with Barekese and Owabi Headworks Source: Author's elaboration. Rys. 2. Zdjęcia satelitarne, zgeometryzowane na podstawie mapy sieci drogowej, obrazujące Kumasi i jego okolice wraz z zaporami Barekese i Owabi Źródło: Opracowanie własne.

1986

2007

2011

Forest

Farmland

Settlements

Water body

Fig. 3. Classified Image of Kumasi and its environs showing the Barekese and Owabi Headworks Source: Author's elaboration. Rys. 3. Sklasyfikowane zdjęcia satelitarne obrazujące zapory Barekese i Owabi Źródło: Opracowanie własne.

120

RESULTS The analysis of land use classification based on satellite imagery (figures 3 and 4, and table 1) indicate the massive loss of forest cover to mostly Farmland and Settlements. There is massive deforestation from 1986 to 2007 and even from 2007 to 2011 as Settlements and Farmland increase.

Fig. 4. Land cover/land use evolution in 1986-2007-2011 Source: Author's elaboration. Rys. 4. Zmiany pokrycia terenu/użytkowania ziemi w latach 1986-2007-2011 Źródło: Opracowanie własne.

Tab. 1. Satellite imagery classification results Tab. 1. Wyniki klasyfikacji zdjęć satelitarnych Classification Class

Classified Area / km 2

Percentage of Classified Area

1986

2007

2011

1986

2007

2011

Forest

1068.42

412.53

251.83

68.69

26.52

16.19

Settlement

161.08

444.72

409.29

10.36

28.59

26.31

Farmland

322.24

685.40

866.58

20.72

44.07

55.72

3.59

12.68

27.63

0.23

0.82

1.78

1555.33

1555.33

1555.33

100.00

100.00

100.00

Waterbody Total

Source: Author's elaboration. Źródło: Opracowanie własne.

121

There is a marginal increase in the water body from 1986 through to 2011 what might be a result of seasonal changes of water amount. The immediate forests around the Barekese and Owabi Headworks are fairly intact from all the scenes (that results from both formal protection and a traditional taboo sanctuary forest surrounding water bodies), but the forests which are not in their immediate vicinity are vanishing. The population census of Ghana from 1960-2010 (table 2 and figure 5) indicate a fast growing population for Ghana. Ashanti Region where the Barekese and Owabi headworks are located the share of the population is the highest and keeps increasing as the years pass by. However, the classification 2007-2011 show a small decrease in settlements. It might be a result of people migration and concentration in bigger villages. Tab. 2. Population census of Ghana Tab. 2. Spis ludności w Ghanie

Period

Ghana

Ashanti

% Ashanti Share of

Population

Region share

1960

6,726,815

1,109,133

16.3

1970

8,559,313

1,481,698

17.3

1984

12,296,081

2,090,100

17.0

2000

18,912,079

3,612,950

19.1

2010

24,658,823

4,780,380

19.4

Ghana’s Population

Source: GSS 2013. Źródło: GSS 2013.

Fig. 5. Population grows in Ghana and in Ashanti Region in 1960-2010 Source: GSS 2013. Rys. 5. Przyrost ludności Ghany i regionu Ashanti w latach 1960-2010 Źródło: GSS 2013. 122

DISCUSSION The Barekese and Owabi headworks have been degraded through anthropogenic activities along its catchment area contributing to deteriorating water quality. The water level has been gradually reduced foreshadowing a looming water crisis in Kumasi in the coming years. The degradation of the reservoirs is attributed to clearing of land for farming and illegal sawn lumber of the forest reserve that is responsible for protecting the catchments of the Rivers Offin and Owabi. This deforestation has resulted in reduced inflow and increased evaporation of the reservoir. The Kumasi metropolitan area is also responsible for dumping tonnes of solid waste into the surrounding areas adding to the deteriorating quality of the reservoir. Overall, Ghana's population and characteristics pose serious challenges for her development and unless Ghana achieves a considerable fertility decline within the next few years, the nation's development efforts will be frustrated. Its annual population growth rate is among the highest in the world. It has hovered around and 3.1% since 1984 compared with the average rate of 0.6% for the developed world. For the foregoing, the following problems may be identified among others: - High population growth rate induced by sustained high fertility and declining mortality rate arising from increased access to health delivery system. - High pressure on land arising from increasing population growth rate and increasing competing demand for land for economic and residential purposes. - High age and economic dependency and rising level of unemployment. Population-Environment linkages: The impact of population on the environment has often been mathematically given as: I=P x A x T, where: I = environmental impact, P = population size, A = affluence (which is measured by the average person's consumption of resources), and T = technologies (which disrupt the environment to provide goods consumed) [Ehrlich and Ehrlich 1990, Zaba and Clarke 1994]. For example, an increase or decrease in P, A, or T will correspondingly raise or lower the environmental impact although equal change in either P, A, or T with the other factors remaining constant may not have the same effect in all regions of the world. At the Rio conference in 1991 countries of the South felt that those of the North, through their excessive consumption and advanced technologies, have more adverse effects on the environment than countries of the South. Developing countries also with their large populations but limited economic advancement can generate a vast impact on the environment if only the P multiplier on the A and T factors is so large [Ehrlich and Ehrlich 1990]. Thus population pressure due to high growth rates is one of the main proximate causes of environmental degradation in the South. 123

The United Nations Conference on Environment and Development at Rio de Janeiro in June 1991, there has been increased awareness that problems of the environment cannot be fully addressed without first considering population–environment linkages. It is clearly stressed in the final document of the United Nations International Conference on Population and Development (ICPD) held in Cairo in September 1994. “Pressure on the environment may result from rapid population growth, distribution and migration especially in ecologically vulnerable ecosystems. Urbanization and policies that do not recognize the need for rural development also create environmental problems.” [UNICPD, 1994]. The major objective of ICPD, 1994 is to integrate both the environment and population in development planning and activities.

CONCLUSION The year time span, 1986-2007-2011, considered in this study is relatively a short increment of time in a long history of land use dynamics, but even then the changes were tremendous. This means that changes in the tropics are much faster than in other parts of the world. These changes result from mainly anthropogenic forces such as rapid population growth, agriculture, timber exploitation and other economic ventures. The Barekese and Owabi catchment area have endured tremendous changes from 1986-2007-2011 as a result of anthropogenic activities and this has unfavorably impacted the quality and quantity of the raw water and the feeder streams. The forecast of the catchment areas predicts that vegetation cover will continue to experience a decline in forest cover in the year 2043 resulting in feedbacks in regional climate and weather. The four most highly ranked causes of land cover change in the Barekese catchment are poverty-driven agriculture, lack of alternative to the rural wage employment other than farming, household population levels, and conflict in traditional land practices.

REFERENCES Ehrlich, P. and A. Ehrlich (1990). The Population Explosion. New York: Simon & Schuster. Forestry Commission of Ghana (2006). Owabi Wildlife Sanctuary, Kumasi, Ghana. Available at http://www.fcghana.org. Date (Accessed: 10 February, 2011). Giri, C., Pengra, B., Zhu, Z., Singh, A. & Tieszen, L. (2007) Monitoring mangrove forest dynamics of the Sundarbans in Bangladesh and India using multi-temporal satellite data from 1973–2000. Estuarine, Coastal and Shelf Science, 73, 91–100. GSS (2013). 2010 Population and Housing census. National analytical report. Ghana Statistical Service, Accra, Ghana. 43 pp

124

Houghton, R.A., (1991).Tropical deforestation and atmospheric carbon dioxide. Climatic Change , 99-118. Mas, J. F. (1999). Monitoring Land-Cover Changes: A Comparison of Change Detection Techniques. International Journal of Remote Sensing, 20(1), pp. 139 - 152. Meyer, W.B., (1995). Past and Present Land-use and Land-cover in the U.S.A. Consequences,. Vol 1, No. 1: p. 24-33. Miller, A. B.; Bryant, E. S., and Birnie, R. W. (1998). An Analysis of Land Cover Changes in the Northern Forest of New England Using Multi-temporal LANDSAT MSS Data. International Journal Remote Sensing, Vol. 19, No. 2, pp. 215-265. Singh, A., (1989). Digital Change Detection Techniques Using Remotely Sensed Data. International Journal of Remote Sensing. Vol. 10, No. 6, pp. 989-1003. United Nations (1993). Report of the United Nations Conference on Environment and Development. UNCED, Rio de Janeiro, 3-14 June 1992, vol. 1. Yang, X.; Lo, C. P. (2002). Using a Time Series of Satellite Imagery to Detect Land Use and Land Cover Changes in the Atlanta, Georgia Metropolitan Area. International Journal of Remote Sensing, Vol.23, pp.1775–1798. Zaba, B. and J. Clarke, eds. (1994). Environment and population change. Liege, Belgium: Ordina Editions.

STRESZCZENIE Wzrost zaludnienia Afryki Zachodniej powoduje presję na lasy, a co za tym idzie zmiany użytkowania ziemi i pokrycia terenu. Zastosowanie wieloterminowych zdjęć satelitarnych pozwala na określenie zasięgu i natężenia tego zjawiska. Artykuł omawia zmiany lesistości i użytkowania ziemi w okresie 1986-2007-2011 w regionie Ashanti (Ghana), w którym znajdują się dwa obszary wodochronne wokół zbiorników wodnych Barekese i Owabi. Pomimo krótkiego okresu poddanego analizie, jej wyniki pokazują dramatyczne zmniejszanie się obszaru lasów, a zwiększanie terenów zabudowanych i upraw rolniczych. Najważniejsze czynniki zmian pokrycia terenu i użytkowania ziemi, to tradycyjne, ubogie rolnictwo, brak zatrudnienia poza nim oraz wysoki przyrost naturalny.

SUMMARY Increase of population density in West Africa causes a remarkable change in land use and land cover, mainly deforestation. Multi-temporal satellite imagery allows for assessing of the extend and intensity of this phenomenon. Paper describes change in forest cover and land use in the period 1986-2007-2011 in the Ashanti region (Ghana), in which water protective forests are located around Barekese and Owabi headwords. In spite of relatively short period of analysis, the results show tremendous decrease of forests and increase of settlements, as well as farmlands. The most highly ranked causes of land cover change are poverty-driven agriculture, lack of alternative rural wage employment other than farming, household population levels, and conflict in traditional land practices.

125

DOI: 10.5604/20811438.1158035 Robert Korzeniewicz, Mateusz Skoczylas, Janusz Szmyt, Tomasz Wawro Uniwersytet Przyrodniczy w Poznaniu, Katedra Hodowli Lasu, ul. Wojska Polskiego 69, 60-625 Poznań, e-mail: [email protected]

CHARAKTERYSTYKA BIOMETRYCZNA ROZPIERACZY W MŁODNIKACH SOSNOWYCH W NADLEŚNICTWIE KALISZ BIOMETRIC CHARACTERISTICS OF WOLF TREES IN PINE SAPLINGS IN THE KALISZ FOREST DISTRICT Słowa kluczowe: hodowla lasu, sosna zwyczajna, rozpieracz, młodnik, wysokość, pierśnica Key words: silviculture, Scots pine, wolfs trees, sapling stand, diameter, height Abstract. The evaluation of the basic features of trees of type D-r was conducted in 10-year-old pine saplings growing at the different forest site types located on the experimental plots in the Kalisz Forest District.. The first plot was located in the compartment 263b, where the pine sapling grew at the fresh coniferous forest site type (Bśw). The second plot is located in the compartment 280f, with the forest site type described as moist coniferous forest site type (BMw). The analysis of the measurement of tree height (h), diameter at the breast height (d1.3) of all trees (D-w) were compared to the measurements of D-r type trees. It was stated, that the share of D-r type trees is rather low, on average 370 trees/ha in the pine saplings at the Bśw and 340 trees/ha at the forest site BMw. The dominance of D-r type is in the case of their size regardless of the forest site type.

WSTĘP Sosna zwyczajna (Pinus sylvestris L.) jest gatunkiem powszechnie występującym w Polsce rosnącym w szerokim zakresie siedlisk, począwszy od ubogich borowych wytworzonych na glebach piaszczystych, a kończąc na żyznych siedliskach lasowych [Jaworski 1994]. Uprawa sosny nie nastręcza większych problemów pod warunkiem powiązania zabiegów pielęgnacyjny z fazami rozwojowymi. W początkowym okresie, w fazie wzrostu indywidualnego na uprawie, duże znaczenie mają zabiegi ograniczające konkurencję chwastów. W kolejnym etapie szczególnej roli nabiera konkurencja, zwłaszcza wewnątrzgatunkowa. Sosna jest gatunkiem światłożądnym, który kulminację przyrostu wysokości osiąga w wieku 15-20 lat [Jaworski 2011]. Szybki wzrost tego gatunku w młodości [Szymański 1982, 2000] powoduje, że proces różnicowania i wydzielania się drzew jest dynamiczny. W połączeniu z małą zdolnością sosny do regeneracji koron i poprawy pozycji socjalnej [Ceitel, Szmyt 2004] powoduje, że zabiegi pielęgnacyjne już od najmłodszych lat muszą wyprzedać naturalne procesy zachodzące w drzewostanie. Ceitel [1987, 1995] zauważa, że dynamika wzrostu sosny jest uzależniona od wielu czynników, wśród których istotne 126

znaczenie mają warunki siedliskowe i zagęszczenie początkowe. W młodych drzewostanach sosnowych często występują zniekształcenia morfologiczne korony, które w większości nie mają znaczenia dla jakości drzewostanu [Szymański 2000]. Problemem pielęgnacyjnym w młodnikach sosnowych są pojawiające się formy wybujałe, takie jak przerosty i rozpieracze [Szczerbiński, Szymański 1959]. Z hodowlanego punktu widzenia przerostem jest drzewo o prawidłowej budowie lecz nadmiernie wybujałym wzroście. Natomiast rozpieracza dodatkowo charakteryzuje nadmierne ugałęzienie i kierunek przebiegu gałęzi. Wspólną cechą przerostów i rozpieraczy jest negatywne oddziaływanie na otoczenie, polegające na uszczuplaniu miejsca dla rozwoju drzew sąsiednich [Szczerbiński i Szymański 1959]. W podobny sposób rozpieracze zostały opisane przez Jaworskiego [2013], który stwierdził, że rozpieracze dominują wysokością i grubością nad pozostałymi drzewami oraz posiadają grube gałęzie głuszące sąsiednie drzewa. Zdaniem Szymańskiego [1962, 2000] główny problem pielęgnacyjny polega na wczesnym rozpoznaniu i unieszkodliwieniu (ogłowieniu) potencjalnych przerostów i rozpieraczy w końcowym okresie uprawy. Wyjaśnia także, że ogłowienie w wieku 7-8 lat potencjalnych rozpieraczy i przerostów w liczbie kilkuset sztuk na hektarze nie wyrządza szkody w drzewostanie. Jego zdaniem pozostawienie drzewek o wyrównanym tempie wzrostu wpływa na zwiększenie wartości technicznej drzewostanu. Stanowisko w tej sprawie Ilmurzyńskiego i Włoczewskiego [2003] jest jednoznaczne. Autorzy ci uważają, że zwlekanie z usunięciem rozpieraczy powoduje, że z czasem zajmują coraz większą przestrzeń kosztem lepiej zapowiadających się sąsiadów. Powodują ich zniekształcenia i osłabienie, a same produkują sękaty i małowartościowy surowiec. Dodatkowo wskazują, że niewielka liczba rozpieraczy wpływa na egzystencję znacznej liczby drzew dobrej jakości, które z nimi bezpośrednio sąsiadują. Zalecają unieszkodliwienie rozpieraczy w okresie uprawy. Jednocześnie Ilmurzyński i Włoczewski [2003], podobnie jak Szymański [1962, 2000], zalecają techniki unieszkodliwiania rozpieraczy niepowodujące przerwania zwarcia, jak ogłowienie lub podkrzesanie. Jednakże przy obecnie stosowanym zagęszczeniu początkowym [ZHL 2003, ZHL 2012] należy zachować ostrożność przy zaliczeniu egzemplarzy sosny do form rozpieraczy. W sytuacji ograniczania kosztów odnowienia, przez zmniejszenie zagęszczenia początkowego sosny nawet do 8 tysięcy sztuk na hektarze [ZHL 2003, ZHL 2012], dochodzi do wydłużenia fazy wzrostu indywidualnego w uprawie. Dłuższy wzrost bez zwarcia drzew powoduje, że sosny charakteryzują się silnym ugałęzieniem (podobnym do ugałęzienia rozpieraczy). Przy takiej niskiej ilości wyjściowej sadzonek, uwzględniając jeszcze ubytki naturalne, wycięcie kilkuset sztuk potencjalnych rozpieraczy może mieć negatywny wpływ na tempo zwierania się uprawy. Dlatego zalecane przez Ilmurzyńskiego i Włoczewskiego [2003] ogłowienie, a szczególnie podkrzesanie rozpieraczy, wydaje się przy współcześnie obowiązującym zagęszczeniu początkowym dla sosny, najbardziej odpowiednie. Dodatkowo Ilmurzyński [1969] uważa, że pod względem rozwoju stadialnego rozpieracze reprezentują drzewa zaliczone do „Typu A” (drzew szybkorosnących 127

w młodości i szybko dojrzewających, także najczęściej w przyszłości szybko starzejących się). Rozpoznanie rozpieraczy i przerostów oraz właściwa ocena ich oddziaływania na otoczenie oraz strukturę, jakość upraw i młodników pozwoli na właściwe kształtowanie technik prowadzenia zabiegów pielęgnacyjnych, wskazanie terminu i dobór optymalnych sposobów ich unieszkodliwienia. W celu doskonalenia zasad pielęgnowania drzewostanów ważne jest poznanie podstawowych cech biometrycznych rozpieraczy oraz roli jaką one pełnią w młodnikach wyhodowanych przy obowiązującym zagęszczeniu początkowym (8-10 tys./ha).

METODYKA Powierzchnie doświadczalne założono w Nadleśnictwie Kalisz, na terenie Regionalnej Dyrekcji Lasów Państwowych w Poznaniu. Pod względem regionalizacji przyrodniczo-leśnej [Kliczkowska i Zielony 2012] nadleśnictwo położone jest w III Krainie Wielkopolsko-Pomorskiej, część zachodnia obejmuje Mezoregion Krotoszyński (III.32), część północna Mezoregion Borów Grodzieckich (III.33), część północna i wschodnia Mezoregion Wysoczyzny Tureckiej (III.34), natomiast część południowa Mezoregion Kotliny Żmigrodzkiej, Milickiej i Grabowskiej (III.35). Powierzchnie badawcze zlokalizowano w leśnictwie Zajączki. Do badań wybrano dwa 10-letnie młodniki sosnowe pochodzenia sztucznego, które urządzanie lasu zdiagnozowało jako bór świeży (Bśw) w oddziale 263b i bór mieszany wilgotny (BMw) w oddziale 280f [PUL 2013-2022 dla Nadleśnictwa Kalisz]. W każdym młodniku wyznaczono po trzy działki pomiarowe o wymiarach 15 m × 15 m (2,25 ar) obejmujących dziesięć kolejnych bruzd. Zgodnie z opisem taksacyjnym łączna powierzchnia młodnika w oddziale 263b, to 3,01 ha, zadrzewienie 1.0, skład gatunkowy 9So1Brz, III bonitacji, typ siedliskowy lasu, to bór świeży (Bśw), gleba bielicowa właściwa, wykształcona na piaskach luźnych. Natomiast, powierzchnia młodnika w oddziale 280f, to 3,56 ha, typ siedliskowy lasu to bór mieszany wilgotny (BMw), zadrzewienie 0,9, skład gatunkowy 7So1Św1Dbb1Bk, bonitacja sosny II, pozostałe gatunki III, gleba glejobielicowa właściwa, wytworzona na piaskach luźnych [PUL 2013-2022 dla Nadleśnictwa Kalisz. Na wybranych powierzchniach były prowadzone zabiegi pielęgnacyjne, w tym czyszczenie wczesne (CW). Zakres prac na wyznaczonych powierzchniach badawczych obejmował pomiar i obserwację następujących cech: · ustalenie liczebności wszystkich drzew (D-w) i rozpieraczy (D-r), · wysokości za pomocą łaty pomiarowej do 0,1 m, · pierśnicy (d1,3) za pomocą suwmiarki, z dokładnością do 0,1 cm. Dodatkowo rozpieracze (D-r) podlegały pomiarowi następujących cech: · grubość gałęzi, za pomocą suwmiarki, z dokładnością do 0,1 cm, 128

·

kąt rozwarcia między osią pędu głównego a bocznymi gałęziami, za pomocą kątomierza z dokładnością 5o, · długość gałęzi za pomocą taśmy, z dokładnością do 1 cm. · wysokość osadzenia pierwszej żywej gałęzi, z dokładnością do 1 cm, · smukłość rozpieraczy określono za pomocą wzoru: s=h/d1,3 [m/cm], · do analizy statystycznej zebranego materiału, w tym do wykonania analizy wariancji (ANOWA dla układu czynników) i testu Duncana, wykorzystano oprogramowanie Statistica version 9.1. W sytuacji stwierdzenia na działce pomiarowej niskiej liczby rozpieraczy (poniżej 7 sztuk), dodatkowe rozpieracze dobierane były z najbliższego otoczenia działki.

WYNIKI Przeżywalność i zagęszczenie mówi nam o procesach, jakie zachodzą w uprawie a później w fazie młodnika. Informuje nas o ilości wypadów na danej powierzchni badawczej. Czynniki jakie wpływają na przeżywalność i zagęszczenie mogą być różne. Najczęściej wyróżnianymi czynnikami są: sposób sadzenia, jakość sadzonek, intensywność w zabiegach pielęgnacyjnych takich jak czyszczenie wczesne. Średnie dotyczące przeżywalności oraz zagęszczenia przedstawiono w tabeli 1. W obu młodnikach średnia przeżywalność kształtuje się na zbliżonym poziomie wynoszącym około 73%. Nieco większe zagęszczenie przypadające na jeden hektar, w młodniku rosnącym w warunkach siedliskowych Bśw w oddziale 263b, wynika z przyjętego zagęszczenia początkowego. Na powierzchniach stwierdzono różną liczbę rozpieraczy. Wahała się ona od 267 sztuk rozpieraczy na siedlisku BMw w oddziale 280f do 444 w oddziale 263b na siedlisku Bśw. Średnio w doświadczeniu zarejestrowana ilość rozpieraczy wyniosła 355 sztuk, przy czym przeciętnie nieco więcej rozpieraczy (370 sztuk) stwierdzono w oddziale 263b (Bśw). Tab. 1. Zestawienie liczby żywych drzew i rozpieraczy w 10 letnich młodnikach sosnowych rosnących w różnych warunkach siedliskowych Oddział 263b (Bśw) 280f (BMw)

Zagęszczenie początkowe szt./ha

Liczba żywych drzew szt./ha min

max

Liczba rozpieraczy szt./ha

średnio

Średnia przeżywalność [%]

min

max średnio

9500

6312 7956

6948

73,13

311

444

370

9000

6178 6889

6548

72,75

267

400

340

Źródło: Opracowanie własne.

129

Pod względem przeciętnej wysokości drzewa rosnące w oddziale 280f (BMw) były o około 0,44 m wyższe od rosnący na siedlisku Bśw w oddziale 263b (tab. 2). Wysokości w młodniku w oddziale 280f były bardziej zróżnicowane (20,52%) w porównaniu do wysokości w młodniku z oddziału 263b (16,46%). W rozkładzie wysokości w młodniku w oddziale 263b (ryc. 1) zaobserwowano wyraźną dominację jednej klasy wysokości (od 3,5 m do 4,0 m, ponad 48% przypadków). Natomiast w młodniku rosnącym w oddziale 280f (ryc. 2) trzy klasy wysokości (od 3,0 m do 6,0 m) osiągają zbliżoną liczebność, która łącznie daje blisko 90% przypadków. Pod względem średniej pierśnicy (d1,3), także w młodniku rosnącym w oddziale 280f uzyskano wyższe wartości (4,83 cm) przy większym współczynniku zmienności (32,76%). Rozkład grubości w tym młodniku (ryc. 4) jest zbliżony do normalnego, przy czym dominuje klasa grubości w przedziale 4 cm do 5 cm (24,5% przypadków). W młodniku rosnącym w warunkach siedliskowych Bśw (oddział 263b) w rozkładzie grubości (ryc. 3) dominuje klasa od 3 cm do 4 cm (36,1% przypadków). Przeciętna smukłość drzew wyniosła odpowiednio 0,95 [cm/m] w oddziale 263b, a w oddziale 280f smukłość wyniosła 0,98 [cm/m]. Badane drzewostany zostały porównane ze sobą pod względem wpływu siedliska na uzyskane średnie wartości pierśnic i wysokości. Jednoczynnikowa analiza wariancji, wykonana na poziomie istotności α=0,05, nie wykazała istotnych różnic pod względem średnich wartości pierśnic (F=4,6421; p=0,097482) i wysokości (F=3,283; p=0,144231). Uzyskany wynik świadczy o tym, że badane młodniki sosnowe wykazują podobieństwo pod względem obserwowanych cech wysokości i pierśnicy. W szczegółach różnice między badanymi drzewostanami są już zauważalne, co przedstawiono za pomocą charakterystyki statystycznej w tabeli 2 oraz wykresach rozkładu wysokości i pierśnic badanych młodników (ryc. 1, 2, 3, 4). Tab. 2. Charakterystyka statystyczna pierśnicy (d1,3) i wysokości (h) w 10-letnich młodnikach sosnowych (D-w) rosnących w różnych warunkach siedliskowych_x (średnia), Var (wariancja), Sd (odch.std), V (wsp. zmn.), A (skośność) N [szt.] 468

_

x

3,87

Dolne 95% 3,81

Górne 95%

Max

Var

Sd

V

A

h [m] 263b (Bśw) 3,93 1,9 5,8

0,41

0,64

16,46

0,039

0,78

0,88

20,52

-0,072

Min

h [m] 280f (BMw) 441

4,31

4,23

4,39

2,0

6,4

468

4,10

3,99

4,20

7,0

1,31

1,15

27,96

0,086

4,68

d1,3 [cm] 280f (BMw) 4,98 1,0 9,0

2,50

1,58

32,76

-0,015

d1,3 [cm] 263b (Bśw)

441

4,83

Źródło: Opracowanie własne.

130

1,0

Ryc. 1. Rozkład wysokości (h) w 10 letnim młodniku sosnowym (D-w) w oddziale 263b (Bśw) Źródło: Opracowanie własne.

Ryc. 2. Rozkład wysokości (h) w 10 letnim młodniku sosnowym (D-w) w oddziale 280f (BMw) Źródło: Opracowanie własne. 131

Ryc. 3. Rozkład pierśnic (d1,3) w 10 letnim młodniku sosnowym (D-w) w oddziale 263b (Bśw) Źródło: Opracowanie własne.

Ryc. 4. Rozkład pierśnic (d1,3) w 10 letnim młodniku sosnowym (D-w) w oddziale 280f (BMw) Źródło: Opracowanie własne.

132

Szczegółowa charakterystyka statystyczna rozpieraczy rosnących w młodniku na siedlisku Bśw (oddział 263b) została przedstawia w tabeli 3. Pierśnica rozpieraczy mieści się w przedziale od 5,5 cm do 7,0 cm. Średnia wysokość wynosi 5,02 m. Najwięcej drzew (rozpieraczy) odnotowano w przedziale wysokości między 5,0 a 5,5 m. Najmniejsza grubość gałęzi to 1,4 cm, największa 2,0 cm. Średnia długość gałęzi rozpieraczy na siedlisku Bśw wynosi 137,52 cm. Kąt o o rozwarcia między osią pędu a bocznymi gałęziami mieści się w przedziale 45 -90 . Największy współczynnik zmienności (wynosi 31,20 %) odnotowany został w wysokości osadzenia pierwszej żywej gałęzi. Pod względem klasyfikacji Krafta w oddziale 263 b wszystkie rozpieracze zaklasyfikowano do I klasy. Średnia smukłość wynosi 0,86 m/cm. Tab. 3. Charakterystyka statystyczna wybranych cech biometrycznych 10-letnich rozpieraczy (D-r) rosnących w warunkach siedliskowych Bśw (oddz. 263b) (średnia), Var (wariancja), Sd (odch.std), V (wsp. zmn.), A (skośność) N [szt.] 25 25 25 25 25 25

_

x

Dolne 95%

Górne 95%

Min

Max

Var

Sd

V

d1,3 [cm] 6,18 6,01 6,35 5,5 7,0 0,16 0,41 6,56 h [m] 5,02 4,83 5,22 4,0 5,8 0,22 0,46 9,23 grubość gałęzi [cm] 1,74 1,67 1,82 1,4 2,0 0,03 0,18 10,21 długość gałęzi [cm] 137,52 132,31 142,73 105,0 160,0 159,59 12,63 9,19 kąt rozwarcia między osią pędu głównego a bocznymi gałęziami [°] 65,08 60,79 69,37 45,0 90,0 108,16 10,40 15,98 wysokość osadzenia pierwszej żywej gałęzi [m] 0,86 0,75 0,97 0,3 1,4 0,07 0,27 31,20

A

0,239 -1,029 -0,590 -0,347 0,015 -0,565

Źródło: Opracowanie własne.

Szczegółową charakterystykę rozpieraczy rosnących w 10 letnim młodniku sosnowym rosnącym w warunkach siedliskowych BMw, w oddziale 280f, przedstawiono w tabeli 4. Średnia pierśnica wyniosła 7,63 cm, mieściła się w przedziale od 6,5 do 9,0 cm. odchylenie standardowe wyniosło 0,68 cm. Wysokość rozpieraczy wahała się w przedziale 4,7 cm do 6,4 cm, średnia wyniosła 5,67 m. Grubość gałęzi mieści się w przedziale 1,3 cm do 2,2cm. Najmniejszy kąt rozwarcia między osią pędu o, o głównego a bocznymi gałęziami wyniósł 50 a największy 80 . Najwyższy współczynnik zmienności zanotowano dla wysokości osadzenia pierwszej żywej gałęzi, i wyniósł on 33,26 %. Pod względem klasyfikacji Krafta rozpieracze zaklasyfikowano do I klasy (23 drzewa) i do II klasy (1 drzewo). Średnia smukłość wyniosła 0,75 m/cm. 133

Tab. 4. Charakterystyka statystyczna wybranych cech biometrycznych 10-letnich rozpieraczy (D-r) rosnących w warunkach siedliskowych BMw (oddz. 280f) (średnia), Var (wariancja), Sd (odch.std), V (wsp. zmn.), A (skośność) N [szt.] 24 24 24 24 24 24

_

x

Dolne 95%

Górne 95%

Min

Max

Var

Sd

V

d1,3 [cm] 6,5 9,0 0,46 0,68 8,91 h [m] 5,67 5,49 5,84 4,7 6,4 0,17 0,41 7,20 grubość gałęzi [cm] 1,77 1,65 1,88 1,3 2,2 0,07 0,26 14,99 długość gałęzi [cm] 140,6 131,6 149,6 108,0 190,0 454,0 21,31 15,15 kąt rozwarcia między osią pędu głównego a bocznymi gałęziami [°] 68,38 64,68 72,07 50,0 80,0 76,51 8,75 12,79 wysokość osadzenia pierwszej żywej gałęzi [m] 0,92 0,79 1,05 0,2 1,6 0,09 0,31 33,26 7,63

7,34

7,91

A

0,411 -0,110 -0,142 0,356 -0,317 -0,053

Źródło: Opracowanie własne.

PODSUMOWANIE Celem pracy było przedstawienie charakterystyki biometrycznej wybranych cech rozpieraczy (D-r) w dwóch 10 letnich młodnikach sosnowych rosnących w warunkach boru świeżego (Bśw) oraz boru mieszanego wilgotnego (BMw). Tłem dla przeprowadzonych analiz były wyniki pomiarów wszystkich żywych drzew (D-w). Badane młodniki charakteryzują się podobną przeżywalnością ok. 73%, przy czym różnią się udziałem rozpieraczy. Przeciętnie więcej rozpieraczy, bo 370 sztuk stwierdzono w oddziale 263b (Bśw). Natomiast w drugim młodniku było średnio 340 sztuk rozpieraczy. Analizując wyniki pomiarów wysokości oraz pierśnicy wszystkich drzew (D-w) i rozpieraczy, można zauważyć różnicę na korzyść tych drugich (D-r). Wysokość rozpieraczy (D-r) rosnących w warunkach siedliskowych Bśw była o ponad 1,15 m większa od przeciętnej wysokości charakteryzującej badany młodnik (D-w). W przypadku drugiego drzewostanu (BMw) przewaga wysokości rozpieraczy była jeszcze większa (1,44 m). Pod względem pierśnicy (d1,3) dominacja rozpieraczy nad otoczeniem jest jeszcze bardziej wyraźna. Rozpieracze są o prawie 51% (Bśw) i 58% (BMw) grubsze od przeciętnych rozmiarów drzew (D-w) badanych młodników. Jest to spodziewany wynik. Na dominację wysokościową i grubościową rozpieraczy zwracali uwagę Szczerbiński i Szymański [1959]. W doświadczeniu podstawowe cechy rozpieraczy jak wysokość (h) oraz grubość (d1,3) charakteryzowały się niskim współczynnikiem zmienności. W przypadku innych badanych cech rozpieraczy (grubość, długość gałęzi i kąt rozwarcia między 134

osią pędu a bocznymi gałęziami) zmienność była na nieco wyższym poziomie, lecz nadal był to niski poziom poniżej 20%. Tylko w przypadku wysokości osadzenia pierwszej żywej gałęzi współczynnik zmienności przekraczał 30%. Niski współczynnik zmienności może świadczyć, że nie tylko dominacja wysokościowa i grubościowa w młodniku, na co wskazywali Szymański i Ceitel [1985], może pomóc w rozpoznaniu rozpieraczy. Potrzebne są w tym zakresie dodatkowe analizy, w tym porównania z innym grupami drzew np. sąsiadami rozpieraczy oraz drzewami pozbawionymi wpływu rozpieraczy. Hodowcy są zgodni, że obecność w uprawie lub młodniku nawet niewielkiej liczby wybujałych osobników, stanowi zagrożenie dla przyszłej jakości drzewostanu. Rozpieracze to osobniki silne, odporne, wytrzymałe ze względu na znaczne rozmiary korony. Ich negatywne znaczenie wynika z celów gospodarczych, które chce osiągnąć leśnik w przyszłych drzewostanach. W młodniku sosnowym a także bukowym [Korzeniewicz i in. 2013] drzewa dominujące rozmiarami (wysokością i grubością) oddziałują najsilniej na najbliższe otoczenie. Potwierdzają to badania, jakie prowadził Szczerbiński i Szymański [1959] oraz Szymański [1962, 1964] w młodnikach sosnowych pochodzących z sadzenia. Zmniejszenie zagęszczenia początkowego sosny do 8-10 tys. szt./ha [ZHL 2003, 2012] spowodowało wydłużenie czasu zwierania się uprawy. Tym samym spowodowało, że czas negatywnego oddziaływania rozpieraczy na otoczenie wydłużył się. Poznanie w szerszym zakresie wpływu rozpieraczy na otoczenie i kształtowanie jakości drzewostanu ma znaczenie praktyczne.

WNIOSKI 1. Rozpieracze sosnowe można rozpoznać na podstawie dominacji wysokościowej i grubościowej. 2. Struktura wysokościowa i grubościowa uprawy i młodnika sosnowego jest kształtowana przez obecność nielicznej grupy rozpieraczy. 3. Poznanie wpływu rozpieraczy sosnowych na kształtowanie struktury i jakości drzewostanów sosnowych pozwoli ustalić praktyczne zasady postępowania z formami wybujałymi podczas prowadzenia zabiegów pielęgnacyjnych przy obecnie obowiązującym zagęszczeniu początkowym.

LITERATURA Ceitel J. (1987). Wpływ więźby początkowej upraw sosnowych na proces naturalnego oczyszczania się drzew. PTPN, Prace Kom. Nauk Rol. i Kom. Nauk Leś. 64: 9-16 Ceitel J. (1995). Współczesne poglądy na więźbę sadzenia upraw leśnych w niektórych krajach Europy. Przegląd Leśniczy 5(5): 10-13

135

Ceitel J., Szmyt J. (2004). Changes in the density and spatial structure of trees in pine stands planted at the different initial spacing. W: Brzeg A., Wojterska M. (red.) Coniferous forest vegetation - differentiation, dynamics and transformation. Wydawnictwo Naukowe UAM Poznań, Seria Biologia, 69: 275-283 Ilmurzyński E. (1969). Szczegółowa hodowla lasu. PWRiL, Warszawa Ilmurzyński E, Włoczewski T. (2003). Hodowla lasu. PWRiL, Warszawa Jaworski A. (1994). Charakterystyka hodowlana drzew leśnych. Gutenberg, Kraków Jaworski A. (2013). Hodowla lasu. Tom II. Pielęgnowanie lasu. PWRiL, Warszawa Jaworski A. (2011). Hodowla lasu. Tom III. Charakterystyka hodowlana drzew i krzewów leśnych. PWRiL, Warszawa Kliczkowska A., Zielony R. (2012). Regionalizacja przyrodniczo-leśna Polski 2010. GDLP, Warszawa Korzeniewicz R., Stefański W., Kowalkowski W., Szmyt J. (2013). Ocena biometryczna buka zwyczajnego (Fagus sylvatica L.) pochodzącego z odnowień naturalnych na przykładzie drzewostanów w Nadleśnictwie Kościerzyna. PTPN, Wydział Nauk Rolniczych i Leśnych, Forestry Letters, 106: 15-25 Plan urządzania lasu 2013-2022 dla Nadleśnictwa Kalisz (PUL) Szymański S. (1962). Wpływ przerostów i rozpieraczy na wzrost i wydzielanie się drzew w niepielęgnowanym młodniku sosnowym. SYLWAN 106 (3):11-24 Szymański S. (1964). Przebieg procesu naturalnego wydzielania się drzew w niepielęgnowanych młodnikach sosnowych. Sylwan 1, s. 15-31 Szymański S. 1982. Wzrost niektórych gatunków drzew leśnych w pierwszych 10 latach życia na siedlisku BMśw. Sylwan 126 (7): 11-29. Szymański S. (2000). Ekologiczne podstawy hodowli lasu. Warszawa PWRiL Szymański S., Ceitel J. (1985). Fenotypowe cechy rozpoznawcze przerostów i rozpieraczy w młodnikach sosnowych różnego wieku I bonitacji siedliska. PTPN. Prac. Kom. Nauk Rol. I Kom. Nauk Leś. oddział w Brzegu Szczerbiński W., Szymański S. (1959). Problem przerostów i rozpieraczy w litych młodnikach sosnowych oraz ocena zastosowania metod ich unieszkodliwiania. Poznańskie Towarzystwo Przyjaciół Nauk, Wydział Nauk Matematyczno-Przyrodniczych, Prace Komisji Nauk Rolniczych i Leśnych, tom VI (1), Poznań StatSoft, Inc. (2010). STATISTICA (data analysis software system), version 9.1. www.statsoft.com. Zasady Hodowli Lasu (2003). GDLP, ORWLP Bedoń (ZHL) Zasady Hodowli Lasu (2012). GDLP, ORWLP Bedoń (ZHL)

STRESZCZENIE W Nadleśnictwie Kalisz w dwóch 10-letnich młodnikach sosnowych rosnących w różnych warunkach siedliskowych, przeprowadzono badania mające na celu określenie podstawowych cech biometrycznych rozpieraczy (D-r). Pierwsza powierzchnia badawcza została założona w oddziale 263b, gdzie młodnik sosnowy rośnie w warunkach siedliskowych boru świeżego (Bśw), natomiast druga powierzchnia położona jest w oddziale 280f, gdzie warunki siedliskowe określone są jako bór mieszany wilgotny (BMw). W pracy zaprezentowano analizy pomiarów wysokości (h) i pierśnicy (d1,3) wszystkich drzew (D-w) i porównano je z wynikami pomiarów podstawowych cech biometrycznych rozpieraczy (D-r). Ustalono, że udział rozpieraczy jest niewysoki, przeciętnie 370 szt./ha w młodniku rosnącym w warunkach siedliskowych Bśw i 340 szt./ha w drugim badanym młodniku (BMw). Rozpieracze dominują rozmiarami, niezależnie od warunków siedliskowych.

136

SUMMARY The analyses were conducted in the Kalisz Forest Division. Experimental sites were established in two 10-year-old saplings of Scots pine (Pinus sylvestris L.) at the different forest site type. The aim of the study was to estimate the basic biometric features of wolf-trees (D-r). The first sapling was established in the compartment no 263b and the forest site type has been described as fresh coniferous site and the type site of the second sapling, located in the compartment no 280f, has been described as mixed moist coniferous forest site. The analyses of the measurements of tree height (h), diameter at the breast height (d1.3) of all living trees are presented here. Also, the comparison between biometric features of all living trees and wolf-trees are being presented. The share of the wolf-trees was rather small, 370 trees/he on average in case of sapling at fresh coniferous site and 340 trees/ha on average in case of the second sapling. The wolf-trees dominated in terms of their size regardless of the forest site type.

137

DOI: 10.5604/20811438.1158036 Robert Korzeniewicz, Marcin Rapa, Janusz Szmyt, Tomasz Wawro Uniwersytet Przyrodniczy w Poznaniu, Katedra Hodowli Lasu, ul. Wojska Polskiego 69, 60-625 Poznań, e- mail: [email protected]

CHARAKTERYSTYKA BIOMETRYCZNA ROZPIERACZY W RÓŻNOWIEKOWYCH MŁODNIKACH SOSNOWYCH W NADLEŚNICTWIE NOWOGARD BIOMETRIC CHARACTERISTICS OF WOLF TREES IN PINE SAPLINGS IN THE NOWOGARD FOREST DISTRICT Słowa kluczowe: hodowla lasu, sosna zwyczajna, rozpieracz, młodnik, wysokość, pierśnica Key words: silviculture, Scots pine, wolf trees, sapling stand, diameter, height Abstract. The experiment concerning the evaluation of the basic features of D-r type trees was conducted in 10- and 13-year old pine saplings growing at the fresh mixed coniferous forest site type. The first plot was located in the compartment 115f where the pine sapling grew at the fresh coniferous forest site type. The second plot was located in the compartment 72o. Height (h) and diameter at the breast height (d1.3) of all trees were measured. The height and d1.3 structures of D-w trees were compared to those of D-r type trees. The proportion of wolf trees (D-r) was found to be slight, on average from approx. 192 to approx. 356 specimens/ha. D-r type trees dominated in the saplings with regard to their size independently of the stand age.

WSTĘP Sosna zwyczajna (Pinus sylvestris L.) jest w Polsce gatunkiem o najważniejszym znaczeniu gospodarczym. Rośnie w szerokim zakresie siedlisk, począwszy od ubogich borowych, wytworzonych na glebach piaszczystych, a kończąc na żyznych siedliskach lasowych (Jaworski 1994). Jednakże optymalną ilościowo i jakościową produkcję drewna uzyskuje się tylko w warunkach boru świeżego (Bśw), boru mieszanego świeżego (BMśw) i lasu mieszanego świeżego (LMśw). Ze względu na jej cechy ekologiczne duże znaczenie mają zabiegi pielęgnacyjne prowadzone w najmłodszych fazach rozwojowych. Zadaniem pielęgnowania drzewostanów sosnowych jest podniesienie odporności i poprawa wartości użytkowej, szczególnie surowca drzewnego. Sosna jako gatunek wybitnie światłożądny odznacza się wczesną kulminacją przyrostu wysokości, w warunkach wzrostu bez ocienienia osiąga kulminację przyrostu wysokości w wieku 15-20 lat [Jaworski 2011]. Dodatkowo cechuje ją szybko przebiegający proces wydzielania się drzew, którego wynikiem jest mała zdolność do regeneracji koron i poprawy pozycji socjalnej [Ceitel, Szmyt 2004]. Dynamika wzrostu sosny jest uzależniona od wielu czynników, wśród których istotne znaczenie mają warunki siedliskowe i zagęszczenie początkowe [Ceitel 1987, 1995]. Cechą charakterystyczną młodych 138

drzewostanów sosnowych jest występowanie częstych i licznych zniekształceń morfologicznych korony, z których większość nie ma znaczenia dla pielęgnacji [Szymański 2000]. W młodnikach sosnowych problemem pielęgnacyjnym są pojawiające się formy wybujałe, takie jak przerosty i rozpieracze [Szymański, Szczerbiński 1959]. Poprzez nadmiernie wybujały wzrost (przerosty) a także nadmierne ugałęzienie i kierunek przebiegu gałęzi, (rozpieracze) formy te uszczuplają miejsca dla rozwoju drzew sąsiednich [Szymański, Szczerbiński 1959]. Rozwiązanie tego problemu pielęgnacyjnego, jak uważa Szymański [2000], powinno polegać na wczesnym rozpoznaniu i unieszkodliwieniu (ogłowieniu) potencjalnych przerostów i rozpieraczy w końcowym okresie uprawy. Wyjaśnia także, że ogłowienie w wieku 7-8 lat potencjalnych rozpieraczy i przerostów w liczbie kilkuset sztuk na hektarze nie wyrządza szkody w drzewostanie, a pozostawienie drzewek o wyrównanym tempie wzrostu wpływa na zwiększenie jego wartości technicznej. Nieco łagodniejsze stanowisko w tej sprawie prezentuje Ilmurzyński [1969]. Uważa, że ze szczególną ostrożnością należy podchodzić do kwestii rozpieraczy, dyskwalifikując jedynie wadliwe sztuki. Uważa, że cecha szybkiego wzrostu jest pożądana (jak ma to miejsce u rozpieraczy), a staje się niedogodna tylko wtedy, gdy górne okółki mają tendencję do rozpierania się na boki. Szczególnie trudne jest rozpoznanie potencjalnych rozpieraczy w fazie uprawy. Zalecana przez Ilmurzyńskiego [1969] ostrożność w postępowaniu z rozpieraczami współcześnie nabiera znaczenia, szczególnie w sytuacji zmniejszania kosztów odnowienia przez ograniczenie zagęszczenia początkowego nawet do 8 tysięcy sztuk na hektarze [ZHL 2012]. Przy takiej ilości wyjściowej, uwzględniając jeszcze ubytki naturalne, usunięcie jeszcze kilkuset sztuk potencjalnych rozpieraczy może mieć negatywny wpływ na tempo zwierania się uprawy, a tym samym wydłuży fazę wzrostu indywidualnego. Prawidłowe rozpoznanie rozpieraczy i przerostów, wskazanie terminu i techniki ich unieszkodliwienia jest ważnym elementem w pielęgnowaniu drzewostanów. Dodatkowo ocena oddziaływania form wybujałych na otoczenie oraz strukturę, jakość upraw i młodników pozwoli na właściwe kształtowanie technik prowadzenia zabiegów pielęgnacyjnych. W tym celu ważne jest poznanie podstawowych cech biometrycznych rozpieraczy oraz struktury wyhodowanych młodników.

METODYKA Powierzchnie doświadczalne założono w Nadleśnictwie Nowogard, na terenie Regionalnej Dyrekcji Lasów Państwowych w Szczecinie. Pod względem regionalizacji przyrodniczo-leśnej [Kliczkowska i Zielony 2010] nadleśnictwo położone jest w I Krainie Bałtyckiej, centralną część obejmuje Mezoregion Równiny Nowogardzkiej (I.7), a północną Mezoregion Równiny Słupskiej (I.11). 139

Powierzchnie badawcze zlokalizowano w leśnictwie Radosław. Do badań wybrano dwa młodniki sosnowe pochodzenia sztucznego, które urządzanie lasu zdiagnozowało jako bór mieszany świeży (BMśw), 10-letni (oddział 115f) oraz 13-letni (oddział 72o). W każdym młodniku wyznaczono po trzy działki pomiarowe o wymiarach 15 m x 15 m (2,25 ar) obejmujących dziesięć kolejnych bruzd. Zgodnie z opisem taksacyjnym [PUL 2010-2020 dla Nadleśnictwa Nowogard] łączna powierzchnia młodnika w oddziale 115f, to 3,52 ha, zadrzewienie 1.0, skład gatunkowy 7So2Dbb1Bk, bonitacja sosny I, pozostałe gatunki II. Typ siedliskowy lasu to bór mieszany świeży (BMśw), gleba bielicowa właściwa, wytworzona na piaskach luźnych, pokrywa silnie zadarniona. Forma zmieszania wielkokępowa, miejscowo jest wprowadzona daglezja oraz lipa. Natomiast powierzchnia 13-letniego młodnika w oddziale 72o jest nieco mniejsza, zajmuje 3,21 ha. Typ siedliskowy lasu to bór mieszany świeży (BMśw), gleba rdzawa właściwa, wykształcona na piaskach luźnych. Zadrzewienie 1.0, skład gatunkowy 7So2Dbs1Bk bonitacja sosny I, Dbs II, Bk II, forma zmieszania kępowa. Miejscowo występuje buk (5-letni) wraz z klonem, modrzewiem, świerkiem (9-letnim). Zakres prac na wyznaczonych powierzchniach badawczych obejmował pomiar i obserwację następujących cech: · ustalenie liczebności wszystkich drzew (D-w) i rozpieraczy (D-r), · wysokości za pomocą łaty pomiarowej do 0,1 m, · pierśnicy (d1,3) za pomocą suwmiarki, z dokładnością do 0,1 cm. Dodatkowo rozpieracze (D-r) podlegały pomiarowi następujących cech: · grubość gałęzi za pomocą suwmiarki, z dokładnością do 0,1 cm, · kąt rozwarcia gałęzi za pomocą kątomierza, z dokładnością 5o, · długość gałęzi za pomocą taśmy, z dokładnością do 1 cm. · wysokość osadzenia pierwszej żywej gałęzi, z dokładnością do 1 cm, · smukłość rozpieraczy określono za pomocą wzoru: s=h/d1,3 [m/cm], · do analizy statystycznej zebranego materiału, w tym do wykonania analizy wariancji (ANOWA dla układu czynników) i testu Duncana, wykorzystano dostępne w Katedrze Hodowli Lasu, UP w Poznaniu oprogramowanie Statistica 9.1. W sytuacji stwierdzenia na działce pomiarowej, na której jest mniej niż 10 sztuk rozpieraczy, dodatkowe brakujące były dobierane z najbliższego otoczenia granic działki.

WYNIKI Przeżywalność i zagęszczenie mówi nam o procesach, jakie zachodzą w uprawie a później w fazie młodnika. Informuje nas o ilości wypadów na danej powierzchni badawczej. Czynniki jakie wpływają na przeżywalność i zagęszczenie 140

mogą być różne. Czynnikami mającymi największy wpływ są: sposób sadzenia, jakość sadzonek, intensywność w zabiegach pielęgnacyjnych takich jak czyszczenie wczesne, które było przeprowadzone na dwóch powierzchniach badawczych. Średnie dotyczące przeżywalności oraz zagęszczenia przedstawiono w tabeli 1. W obu młodnikach średnia przeżywalność kształtuje się na zbliżonym poziomie wynoszącym około 70%. Nieco większe zagęszczenie odnotowano w 10-letnim młodniku, w oddziale 115f, oscylowało ono w okolicy 8500 szt./ha. Natomiast w 13-letnim młodniku zagęszczenie wahało się w dość szerokim zakresie między ok. 7800 szt./ha a prawie 8900 szt./ha (średnio ok 8300 szt./ha). Na powierzchniach stwierdzono różną liczbę rozpieraczy (356 i 192szt./ha). Tab. 1. Zestawienie liczby żywych drzew i rozpieraczy w 10 letnich i 13 letnich młodnikach sosnowych rosnących w warunkach siedliskowych BMśw Oddział 115f (10 lat) 72o (13 lat)

Zagęszczenie początkowe szt./ha

Liczba żywych drzew szt./ha min

max

średnio

Średnia przeżywalność [%]

Średnia liczba rozpieraczy szt./ha

12000

8445 8578

8519

70,99

356

12000

7823 8889

8297

69,14

192

Źródło: Opracowanie własne. Drzewa rosnące w 10-letnim młodniku, w oddziale 115f osiągnęły przeciętną wysokość - 4,88 m, natomiast w 13-letnim młodniku - 6,43 m (tab. 2). Wysokości w 10-letnim młodniku, w oddziale 115f były bardziej zróżnicowane (współczynnik zmienności wyniósł 19,85%) w porównaniu ze starszym młodnikiem (współczynnik zmienności - 14,40%). W rozkładzie wysokości w 10-letnim młodniku w oddziale 115f (ryc. 1) zaobserwowano dominację jednej klasy wysokości (od 5,0 m do 6,0 m, ponad 37,5% przypadków). W dwóch najliczniejszych klasach wysokości mieszczących się w przedziale od 4 m do 6 m odnotowano łącznie 70,6% przypadków. Analizując rozkład wysokości w jednometrowych klasach (ryc. 1), możemy stwierdzić, że jest zbliżony jest do normalnego. Charakteryzuje go nieznaczna lewostronna skośność. Zakres wysokości drzew pomierzonych w oddziale 72o (młodnik 13 lat) mieści się w granicach od 2,3 m do 8,2 m. Najwięcej pomierzonych drzew znalazło się w przedziale wysokości od 6 m do 7 m (42,5% przypadków). W dwóch najliczniejszych klasach wysokości mieszczących się w przedziale od 6 m do 8 odnotowano łącznie 70% przypadków. Wysokości w 13-letnim młodniku sosnowym charakteryzują się mniejszą zmiennością niż pierśnice (współczynnik zmienności - 14,4%), co świadczy o mniejszym rozproszeniu badanej cechy. Analizując rozkład wysokości w jednometrowych klasach (ryc. 2), możemy stwierdzić, że jest zbliżony do normalnego, lecz charakteryzuje go nieznaczna lewostronna skośność (tab. 2). 141

W 10-letnim młodniku średnia pierśnica (d1,3) wynosiła 4,98 cm. Zakres zmierzonych pierśnic mieścił się w szerokim przedziale od 1,2 cm do 11,7 cm. Badana cecha charakteryzowała się stosunkowo wysokim współczynnikiem zmienności, który wynosi 38,45%, przy nieznacznej prawostronnej skośności (tab. 2). W młodniku 10-letnim najwięcej drzew znajdowało się w przedziale pierśnic od 4 cm do 6 cm (ryc. 3). Drugą pod względem liczności jest klasa grubości pierśnicowej mieszcząca się w przedziale pomiędzy 2 cm a 4 cm (30,96% przypadków). Łącznie z najliczniejszą klasą grubości stanowią prawie 66% przypadków. W 13-letnim młodniku średnia pierśnica wynosiła 6,11 cm. Zakres zmierzonych pierśnic mieścił się w szerokim przedziale od 2,0 cm do 10,7 cm. Badana cecha charakteryzowała się stosunkowo wysokim współczynnikiem zmienności, który wynosi 29,5%, przy nieznacznej prawostronnej skośności. W młodniku 13-letnim (oddział 72o) najwięcej drzew znajdowało się w przedziale od 6 cm do 8 cm (ryc.4). Łącznie z drugą najliczniejszą klasą grubości mieszczącą się w przedziale pomiędzy 4 cm a 6 cm stanowiły nieco ponad 70% przypadków. Przeciętna smukłość drzew wyniosła odpowiednio 0,98 [cm/m] w młodniku 10-letnim (oddział 115f, natomiast w 13-letnim młodniku (oddział 72o) była nieco większa i wyniosła 1,05 [cm/m]. Szczegółową charakterystykę statystyczną rozpieraczy rosnących w 10-letnim młodniku przedstawia tabela 3. Pierśnica (d1,3) rozpieraczy mieści się w przedziale od 8,1 cm do 11,7 cm, przy czym średnia wyniosła 9,19 cm. Zmienność grubości rozpieraczy jest na niskim poziomie (9,34%), co świadczy o małym rozproszeniu badanej cechy. Pod tym względem rozpieracze w 10-letnim młodniku odróżniają się od struktury grubościowej wszystkich żywych drzew w młodniku. W warunkach siedliskowych BMśw rozpieracze w 10-letnim młodniku są o ponad 84% grubsze od przeciętnej grubości pierśnicowej charakteryzującej badany młodnik. Średnia Tab. 2. Charakterystyka statystyczna pierśnicy (d1,3) i wysokości (h) w 10 letnich i 13 letnich młodnikach sosnowych (D-w) rosnących warunkach siedliskowych BMśw_x (średnia), Var (wariancja), Sd (odch.std), V (wsp. zmn.), A (skośność) N [szt.]

x

Dolne 95%

575

4,88

4,80

_

Górne Min Max 95% h [m] 115f (10 lat) 4,96

2,1

7,0

Var

Sd

V

A

0,94

0,97

19,85

-0,45

0,86

0,93

14,40

-0,94

3,66

1,91

38,45

0,31

3,24

1,80

29,5

0,02

h [m] 72o (13 lat) 560

6,43

6,35

6,5

2,3

8,2

d1,3 [cm] 115f (10 lat) 575

4,98

4,82

5,13

1,2

11,7

d1,3 [cm] 72o (13 lat) 560

6,11

5,96

Źródło: Opracowanie własne. 142

6,26

2

10,7

Ryc. 1. Rozkład wysokości (h) w 10-letnim młodniku sosnowym (D-w) w oddziale 115f Źródło: Opracowanie własne.

Ryc. 2. Rozkład wysokości (h) w 13-letnim młodniku sosnowym (D-w) w oddziale 72o Źródło: Opracowanie własne. 143

Ryc. 3. Rozkład pierśnic (d1,3) w 10-letnim młodniku sosnowym (D-w) w oddziale 115f Źródło: Opracowanie własne.

Ryc. 4. Rozkład pierśnic (d1,3) w 13-letnim młodniku sosnowym (D-w) w oddziale 72o Źródło: Opracowanie własne. 144

wysokość rozpieraczy wyniosła 6,31 m a współczynnik zmienności 8,41%, co świadczy, iż rozpieracze są do siebie podobne. Podobnie jak w przypadku pierśnic przeciętna wysokość rozpieraczy jest większa od wartości średniej obliczonej dla wszystkich żywych drzew w młodniku o prawie 30%. Grubość gałęzi rozpieraczy wahała się w przedziale od 2,0 cm do 3,1 cm. Średnia długość gałęzi rozpieraczy wynosi 189,63 cm. Kąt osadzenia gałęzi mieści się w przedziale o o 55 -80 . Smukłość rozpieraczy wynosi 0,69 m/cm. Tab. 3. Charakterystyka statystyczna wybranych cech biometrycznych 10-letnich rozpieraczy (D-r) N

_

x

Dolne 95%

30

9,19

8,87

30

6,31

6,11

30

2,46

2,33

30

189,63

183,52

30

75,33

73,09

[szt.]

Górne 95%

Min

Max

Var

d1,3 [cm] 8,1 11,7 0,74 h [m] 6,5 5,2 7,0 0,28 grubość gałęzi [cm] 2,58 2,0 3,1 0,11 długość gałęzi [cm] 195,74 163 226 267,83 kąt rozwarcia [°] 77,58 55 80 36,09 9,51

Sd

V

A

0,86

9,34

1,79

0,53

8,41

-0,82

0,33

13,51

0,49

16,37

8,63

0,07

6,01

7,97

-1,93

Źródło: Opracowanie własne. Szczegółową charakterystykę rozpieraczy rosnących w 13 letnim młodniku sosnowym rosnącym w warunkach siedliskowych BMśw przedstawiono w tabeli 4. Średnia pierśnica wyniosła 10,5 cm, mieściła się w przedziale od 8,6 cm do 14,0 cm. Odchylenie standardowe wyniosło 1,18 cm. 13-letnie rozpieracze o ponad 71% są grubsze od drzew tworzących młodnik. Wysokość rozpieraczy wahała się w przedziale 6,3 cm do 8,4 cm, średnia wyniosła 7,67 m. Współczynnik zmienności wyniósł 7,37%, co świadczy o małym rozproszeniu badanej cechy. Podobnie jak w młodszym młodniku przewaga w wysokości rozpieraczy nad otoczeniem jest mniejsza niż w przypadku grubości (około 20%). Średnia długość gałęzi wyniosła 193,7 cm. Grubość gałęzi 13-letnich rozpieraczy mieści się w przedziale 2,0 cm do 3,9 cm. Najmniejszy kąt osadzenia gałęzi jaki zanotowano to 70o a największy to 80o. Średnia smukłość 13-letnich rozpieraczy wyniosła 0,73 m/cm.

PODSUMOWANIE Celem pracy było przedstawienie charakterystyki biometrycznej wybranych cech rozpieraczy (D-r) w 10 i 13-letnich młodnikach sosnowych rosnących w warunkach BMśw. Tłem dla przeprowadzonych analiz były wyniki pomiarów 145

Tab. 4. Charakterystyka statystyczna wybranych cech biometrycznych 13-letnich rozpieraczy (D-r) (średnia), Var (wariancja), Sd (odch.std), V (wsp. zmn.), A (skośność) N

_

x

Dolne 95%

Górne 95%

30

10,5

10

10,9

30

7,67

7,46

7,88

30

2,59

2,44

2,73

30

193,77

181,19

206,34

30

80,17

78,58

81,75

[szt.]

Min

Max

Var

d1,3 [cm] 8,6 14,0 1,39 h [m] 6,3 8,4 0,32 grubość gałęzi [cm] 2 3,9 0,15 długość gałęzi [cm] 132 330 1134,39 kąt rozwarcia [°] 70 85 18,08

Sd

V

A

1,18

11,2

1,24

0,57

7,37

-0,51

0,39

14,91

1,46

33,68

17,38

2,13

4,25

5,3

-0,43

Źródło: Opracowanie własne.

wszystkich żywych drzew (D-w) pomierzonych na działkach pomiarowych. Badane młodniki charakteryzują się podobną przeżywalnością i różnym udziałem rozpieraczy. Analizując wyniki pomiarów wysokości oraz pierśnicy wszystkich drzew (D-w) i rozpieraczy, można zauważyć różnicę na korzyść tych drugich (D-r). W przypadku wysokości przewaga rozpieraczy (D-r) nad otoczeniem osiągnęła blisko 30% w przypadku 10-letniego młodnika oraz prawie 20% w przypadku starszego, 13-letniego młodnika. Pod względem pierśnicy dominacja rozpieraczy nad otoczeniem przekracza odpowiednio 84% w 10-letnim młodniku i 71% w 13-letnim. Dominacja wysokościowa i grubościowa to cechy, na które zwracali uwagę Szczerbiński i Szymański [1959]. W podobny sposób rozpieracze zostały opisane przez Jaworskiego [2011], który stwierdził, że rozpieracze dominują wysokością i grubością nad pozostałymi drzewami oraz posiadają grube gałęzie głuszące sąsiednie drzewa. W doświadczeniu podstawowe cechy rozpieraczy jak wysokość (h) oraz grubość (d1,3) charakteryzowały się niskim współczynnikiem zmienności. Pozwala to przypuszczać, że dominacja wysokościowa i grubościowa w młodniku może pomóc w rozpoznaniu rozpieraczy, na co wskazywali Szymański i Ceitel [1985]. Hodowcy są zgodni, że obecność w uprawie lub młodniku nawet niewielkiej liczby wybujałych osobników stanowi zagrożenie dla przyszłej jakości drzewostanu. Uwagę zwraca fakt, że drzewa dominujące rozmiarami (wysokością i grubością) oddziałują najsilniej na najbliższe otoczenie. Potwierdzają to badania, jakie prowadził Szczerbiński i Szymański [1959] oraz Szymański [1962, 1964] w młodnikach sosnowych pochodzących z sadzenia. Autorzy wskazują, że w sytuacji gdy rozpieracz zdominuje pod względem wysokości drzewa z nim sąsiadujące i rozwinie szeroką koronę, zacienia z góry otoczenie, powodując w pierwszych etapach zmniejszenie przyrostu drzew zdominowanych, a w końcowym etapie wydzielanie się tych drzew. W pierwszej kolejności dotyczy 146

to drzew znajdujących się najbliżej oraz o małym potencjale wzrostowym. W tym zakresie szersze rozpoznanie wpływu rozpieraczy na otoczenie i kształtowanie jakości drzewostanu, w sytuacji zmniejszenia zagęszczenia początkowego do 8 tys. szt./ha [ZHL 2012] jest istotnym problemem badawczym, który ma znaczenie praktyczne podczas prowadzenia prac pielęgnacyjnych w fazie uprawy i młodnika.

WNIOSKI 1. Dominacja grubościowa i wysokościowa są cechami, na podstawie których można kwalifikować drzewa do grupy rozpieraczy. 2. Pomiary i obserwacje wykonane w różnowiekowych młodnikach sosnowych pozwalają przypuszczać, że rozpieracze w istotny sposób kształtują strukturę wysokościową i grubościową drzewostanu. 3. Rozpoznanie wpływu rozpieraczy na najbliższych sąsiadów, przy obecnie obowiązującym zagęszczeniu początkowym, pozwoli ustalić praktyczne zasady postępowania podczas prowadzenia zabiegów pielęgnacyjnych.

LITERATURA Ceitel J. (1987). Wpływ więźby początkowej upraw sosnowych na proces naturalnego oczyszczania się drzew. PTPN, Prace Kom. Nauk Rol. i Kom. Nauk Leś. 64: 9-16 Ceitel J. (1995). Współczesne poglądy na więźbę sadzenia upraw leśnych w niektórych krajach Europy. Przegląd Leśniczy 5(5): 10-13 Ceitel J., Szmyt J. (2004). Changes in the density and spatial structure of trees in pine stands planted at the different initial spacing. W: Brzeg A., Wojterska M. (red.) Coniferous forest vegetation - differentiation, dynamics and transformation. Wydawnictwo Naukowe UAM Poznań, Seria Biologia, 69: 275-283 Ilmurzyński E. (1969). Szczegółowa hodowla lasu. PWRiL, Warszawa Jaworski A. (1994). Charakterystyka hodowlana drzew leśnych. Gutenberg, Kraków Jaworski A. (2013). Hodowla lasu. Tom II. Pielęgnowanie lasu. PWRiL, Warszawa Jaworski A. (2011). Hodowla lasu. Tom III. Charakterystyka hodowlana drzew i krzewów leśnych. PWRiL, Warszawa Kliczkowska A., Zielony R. (2012). Regionalizacja przyrodniczo-leśna Polski 2010. GDLP, Warszawa Plan urządzania lasu 2010-2020 dla Nadleśnictwa Nowogard (PUL) Szymański S. (1962). Wpływ przerostów i rozpieraczy na wzrost i wydzielanie się drzew w niepielęgnowanym młodniku sosnowym. SYLWAN 106 (3):11-24, 1962 Szymański S. (1964). Przebieg procesu naturalnego wydzielania się drzew w niepielęgnowanych młodnikach sosnowych. Sylwan 1, s. 15-31 Szymański S. (2000). Ekologiczne podstawy hodowli lasu. Warszawa PWRiL Szymański S., Ceitel J. (1985). Fenotypowe cechy rozpoznawcze przerostów i rozpieraczy w młodnikach sosnowych różnego wieku I bonitacji siedliska. PTPN. Prac. Kom. Nauk Rol. I Kom. Nauk Leś. oddział w Brzegu

147

Szczerbiński W., Szymański S. (1959). Problem przerostów i rozpieraczy w litych młodnikach sosnowych oraz ocena zastosowania metod ich unieszkodliwiania. Poznańskie Towarzystwo Przyjaciół Nauk, Wydział Nauk Matematyczno-Przyrodniczych, Prace Komisji Nauk Rolniczych i Leśnych, tom VI (1), Poznań StatSoft, Inc. (2010). STATISTICA (data analysis software system), version 9.1. www.statsoft.com. Zasady Hodowli Lasu (2012). ORWLP Bedoń (ZHL)

STRESZCZENIE Badania przeprowadzono w Nadleśnictwie Nowogard. Powierzchnie badawcze założono w dwóch młodnikach sosnowych (Pinus sylvestris L.), 10-letnim i 13-letnim. Ustalono, że udział rozpieraczy jest niewysoki, przeciętnie od ok. 192 do ok. 356 szt./ha.. W pracy zaprezentowano analizy pomiarów wysokości (h) i pierśnicy (d1,3) wszystkich drzew (D-w) i porównano z wynikami pomiarów rozpieraczy (D-r). Określono, że rozpieracze (D-r) dominują rozmiarami niezależnie od wieku. Przeciętnie ta grupa drzew (D-r) jest wyższa (h) o ok. 30% w młodniku 10-letnim i 20% w 13-letnim młodniku od przeciętnej wysokości (h) całego drzewostanu (D-w). Rozpieracze (D-r) są także drzewami grubszymi (d1,3) o ponad 4 cm od przeciętnej obliczonej dla całego drzewostanu (D-w). Dominacja grubościowa i wysokościowa są cechami, na podstawie których można kwalifikować drzewa do grupy rozpieraczy (D-r).

SUMMARY Analyses were conducted in the Nowogard Forest Division. Experimental sites were established in two sapling stands of Scots pine (Pinus sylvestris L.), a 10-year and a 13-year old. The proportion of wolf trees was found to be slight, on average from approx. 192 to approx. 356 specimens/ha. The paper presents analyses of measurements of height (h) and diameter at breast height (d1.3) of all trees (D-w) and they were compared with those of wolf trees (D-r). It was found that wolf trees (D-r) dominate in terms of their dimensions, irrespective of their age. On average this group of trees (D-r) is taller (h) by approx. 30% in the 10-year old sapling stand and by 20% in the 13-year old sapling stand than the average height (h) of the whole stand (D-w). Wolf trees (D-r) are also thicker (d1.3) by over 4 cm in comparison to the average calculated for the whole stand (D-w). Trees may be classified as wolf trees (D-r) based on their dominance in terms of diameter and height.

148

DOI: 10.5604/20811438.1158037 Karolina Listwan Uniwersytet Jagielloński w Krakowie, e-mail. [email protected] Paweł Franczak Uniwersytet Jagielloński w Krakowie, e-mail. [email protected]

LASY I ICH TERENY SĄSIEDNIE JAKO OBSZARY CECHUJĄCE SIĘ MNIEJSZĄ DEGRADACJĄ KRAJOBRAZU WYWOŁANĄ PRZEZ REKLAMĘ ZEWNĘTRZNĄ FORESTS AND THEIR NEIGHBORING AREAS CHARACTERIZED BY SLOWER DEGRADATION OF LANDSCAPE CAUSED BY OUTDOOR ADVERTISING Słowa kluczowe: degradacja krajobrazu, planowanie przestrzenne, reklama zewnętrzna, Karpaty Key words: degradation of landscape, spatial planning, outdoor advertising, Carpathians Abstract. The purpose of the article was to investigate the degree of degradation of landscape through advertising, in areas near forests with respect to areas with no occurrence of woodland. These results are sought on the basis of the study of the valuable natural area – the Central Outer Carpathians. The degree of degradation of these areas was rated, also the differences in the Polish and Slovak side of the border was highlighted.

WPROWADZENIE Reklama funkcjonowała w życiu człowieka od pokoleń, lecz wraz ze zmianą jego stylu życia zmianie ulegała i jej forma. Równocześnie następował wzrost intensywności jej występowania w przestrzeni publicznej, co wpływało na wzrost jej oddziaływania na krajobraz. Tak wielka liczba reklam zewnętrznych umieszczonych w przestrzeni publicznej nie jest jednak przypadkowa. Wynika ona bezpośrednio z cech reklamy oraz intencji kierujących reklamodawcą. Jego celem było i jest, zwrócenie uwagi konsumentów na reklamowany przez siebie produkt. Jednak aby ten cel został w pełni spełniony, informacja o reklamowanym produkcie musi pozostać w pamięci odbiorcy. Odbiorca reklamy nie ma jednak poznać szczegółowej oferty reklamowanego produktu, lecz ma ona mu zapaść w pamięci, aby go łatwo identyfikował [Miłkosz 2010]. Dlatego też najlepszym sposobem osiągnięcia tego celu jest dotarcie do konsumenta w trakcie jego przemieszczania się w przestrzeni publicznej. W niej spędza on znaczną część swojego czasu, a ponadto przemieszczając się w przestrzeni publicznej nie ma możliwości ominięcia reklamowanego produktu, tak jak to może zrobić w przypadku reklamy 149

telewizyjnej. Z tego powodu tak często wykorzystywana jest reklama zewnętrzna, (outdoorowa), która bywa z reguły atrakcyjna i często innowacyjna. Ze swej definicji reklama to ,,rodzaj komunikowania perswazyjnego obejmujący techniki i działania podejmowane w celu zwrócenia uwagi na produkt, usługę lub ideę'' [http://encyklopedia.pwn.pl/]. Nieustannie rośnie liczba reklam stawianych przy ulicach polskich miejscowości, przy czym przybierają one coraz bardziej rozbudowane formy i kształty. Bardzo często są one wzbogacane rozwiązaniami elektronicznymi, a ich treść i kolorystyka staje się coraz bardziej agresywna. Reklamodawcy dążą do tego, aby przez stosowanie takich form, być zauważalnymi i docierać do jak najszerszego kręgu odbiorców. Dochodzi wówczas do powstania sprzężenia zwrotnego, ponieważ im większa podaż reklamy, tym występuje większe zobojętnienie nią odbiorcy, co z kolei skutkuje dalszym wzrostem liczby reklam [Listwan 2014]. Tak intensywny rozrost występowania reklamy w przestrzeni publicznej rodzi wiele negatywnych konsekwencji. Największe zmiany odczuwane są w krajobrazie, który traci swe walory, natomiast w przestrzeni publicznej dochodzi do pozbawiana jej przejrzystości i jednolitości. Zmiany te jednak, często nawet na jednolitych cennie obszarach przyrodniczo i krajobrazowo, nie są jednolite. Przyczynia się do tego sposób zagospodarowania obszaru jak i szerokość kątowa widzianego krajobrazu. Ze względu połączenia obu tych cech najmniejsze nagromadzenie reklam zewnętrznych wstępuje przy drogach publicznych prowadzących przez obszary leśne.

RYS HISTORYCZNY REKLAMY ZEWNĘTRZNEJ Rozwój reklamy zewnętrznej jest bardzo długi a w swej początkowej formie związany był z początkami funkcjonowania współczesnej cywilizacji. Pierwsze jej elementy sięgają już starożytności, gdy już na etapie handlu wymiennego sąsiadujące grupy plemienne pozostawiały na swej granicy proponowane do wymiany produkty handlowe [Jaroszewicz 1965]. Natomiast udokumentowana historycznie forma reklamy liczy sobie ponad 5000 lat. Są to odnajdowane przez archeologów elementy reklamy zawarte w postaci napisów naskalnych czy na papirusach, które funkcjonowały m.in. w starożytnym Egipcie, Grecji, Rzymie, Fenicji i Babilonii [Markiewicz 2010]. Natomiast pierwsze zarysy reklamy zewnętrznej pojawiły się u Babilończyków, którzy stosowali reklamę wizualną do oznaczania sklepów (stosując różnego rodzaju rysunki). Podobnie w starożytnym Rzymie wykonywano na ścianach budynków inskrypcje odpowiadające pełnioną formą dzisiejszym szyldom reklamowym. Wtedy po raz pierwszy zastosowano afisz, który wykorzystywany był do zamieszczania ogłoszeń, zarówno handlowych, politycznych jak i urzędowych [Markiewicz 2010]. 150

Gwałtowny zanik reklamy nastąpił po upadku Cesarstwa Rzymskiego, a w okresie średniowiecza występowała ona jedynie sporadycznie. Jedyną jej funkcjonującą wówczas formą były ustne obwieszczenia, podczas których zachwalano proponowane na sprzedaż towary. Natomiast zdecydowanie rzadziej pojawiały się ręcznie pisane ogłoszenia i plakaty [Bajka 1993], czy też stosowane przez kupców i rzemieślników szyldy rysunkowe [Lux 1997] w postaci kół w przypadku kołodziejów, czy beczek u bednarzy. Jednak z chwilą wzrostu wartości oferowanych towarów zaczęły być one zastępowane znakami obrazkowymi, przekształconymi następnie w godła cechów [Markiewicz 2010]. Znaczne zmiany zaszły od XV w. z chwilą wynalezienia przez Jana Gutenberga czcionki drukarskiej. Wtedy przy ulicach zaczęły pojawiać się plakaty reklamowe. Ich rozpowszechnianie było jednak tak szybkie, że w XVIII w. w Paryżu i Lyonie stworzono przepisy zawierające dopuszczalne rozmiary szyldów i plakatów reklamowych [Markiewicz 2010]. Natomiast w XIX w. nastąpił znaczny rozwój techniki, co umożliwiło druk pierwszych wielkopowierzchniowych plakatów reklamowych [Anioł 2004]. Od tego czasu plakaty reklamowe zaczęły pojawiać się w niemal każdym niezagospodarowanym miejscu w miastach, powodując chaos przestrzenny [Markiewicz 2010]. Do II wojny światowej rozwój reklamy w Polsce postępował w podobny sposób, jak w innych państwach europejskich. Dopiero po jej zakończeniu w państwach kapitalistycznych następował dalszy rozwój form reklamy zewnętrznej, natomiast w Polsce i w innych państwach socjalistycznych dominowała gospodarka centralnie planowana, która przyczyniła się do zatrzymania rozwoju reklamy [Markiewicz 2010]. Dopiero po zmianach ustrojowych, jakie zaszły w Polsce w 1989 r., ponownie intensywnie zaczęła się rozwijać reklama zewnętrzna. Od tego czasu występuje ona powszechnie w przestrzeni publicznej, przyczyniając się do jej degradacji, zwłaszcza na obszarach o wysokich walorach krajobrazowych.

CEL I METODY BADAŃ Celem pracy było poznanie wpływu reklamy zewnętrznej na degradację przestrzeni publicznej o wysokich walorach krajobrazu oraz roli przydrożnych obszarów leśnych w obniżaniu częstotliwości występowania reklamy. Badania przeprowadzono na obszarze Centralnych Karpat Zewnętrznych po polskiej i słowackiej stronie granicy. W trakcie badań wykonano inwentaryzację reklam zewnętrznych umieszczonych wzdłuż dróg publicznych. Ich monitoring wykonano na 280 km dróg tworzących okrąg wokół głównej grani Tatr oraz na 170 km dróg regionalnych i lokalnych przebiegających w jego obrębie [Ryc. 1]. Północną granicę obszaru badań stanowiły odcinki dróg krajowych nr 7 i 49 oraz drogi wojewódzkiej nr 957, a także południowe odcinki dróg krajowych E77, E50 oraz nr 18 i 67. Na ich poszczególnych fragmentach wyznaczono 30 odcinków 151

kontrolnych o długości po 5 km, w obrębie których wykonano inwentaryzację reklam. Odcinki te zostały rozmieszczone równomiernie na całym obszarze badań, stosując podział ze względu na klasę drogi oraz zagospodarowanie przestrzeni. Wybrano odcinku dróg publicznych przebiegające przez tereny intensywnie zurbanizowane, osiedla wiejskie, obszary niezabudowane oraz przez lasy. Ponadto na każdym z wyznaczonych odcinków badawczych prowadzono zliczanie reklam na dziesięciu odcinkach po 500 m. Z kolei inwentaryzowane reklamy ze względu na zajmowaną powierzchnię podzielono na trzy typy: duże (o powierzchni > 9 m2), 2 2 średnie (2–9 m ) oraz małe (< 2 m ). Inwentaryzację tę przeprowadzono w sierpniu 2013 r.

Ryc. 1. Obszar badań Źródło: Google Maps.

ROZMIESZCZENIE REKLAM ZEWNĘTRZNYCH WOKÓŁ TATR Reklama zewnętrzna jest elementem, który w ostatnich dziesięcioleciach bardzo silnie zaznaczył swoją obecność w krajobrazie Polski [Gruszczyński 2005]. Jej największe nagromadzenie stwierdzono na obszarach miast, wzdłuż najczęściej uczęszczanych arterii komunikacyjnych a także na obszarach atrakcyjnych przyrodniczo i krajobrazowo [Fot. 1]. Obszarem, który charakteryzuje się jednym z największych nagromadzeń reklam zewnętrznych jest Podhale [Listwan, Franczak 2014a; Fot. 2]. Region ten jest również jednym z najcenniejszych przyrodniczo w Polsce. Jednakże wewnątrz tego regionu obserwowane jest duże zróżnicowanie rozmieszczenia reklam. Zróżnicowanie to wynika z różnej rangi dróg, przy których umieszczane są billboardy, a także ze sposobu zagospodarowania terenu, przez który drogi te biegną. Po polskiej stronie Tatr 152

Fot. 1. Degradacji pasa drogowego Źródło: MIASTO MOJE A W NIM.

Fot. 2. Reklama na Podhalu Źródło: MIASTO MOJE A W NIM.

zaobserwowano obszary o niewielkiej degradacji krajobrazu przez reklamy zewnętrzne.Znaczne zmiany zaobserwowano również pomiędzy polskim a słowackim podnóżem Tatr. Na 30 odcinkach wyznaczonych przez autorów na badanym obszarze, zinwentaryzowano aż 2307 nośniki reklamy. Zaobserwowano jednak znaczne 153

dysproporcje w liczbie reklam występujących na obszarze poszczególnych państw. Przy badanych drogach znajdujących się na obszarze Polski zinwentaryzowano 1824 reklamy (79%), natomiast na obszarze Słowacji zliczono 483 reklamy (21%) [Listwan, Franczak 2014c]. Częstotliwość występowania reklam w polskim pasie drogowym jest znacznie większa niż ma to miejsce na Słowacji. W Polsce średnio na 1 km drogi przypadają 24 reklamy, natomiast na Słowacji – 6 [Listwan, Franczak 2014b; Ryc. 2]. Nie oznacza to jednak, że cały obszar Podhala jest w jednakowy sposób zdegradowany przez reklamę zewnętrzną. Występuje bowiem znaczne zróżnicowanie w liczbie występujących reklam pomiędzy poszczególnymi regionami jak i wewnątrz poszczególnych odcinków. Ogromna liczba reklam umieszczona została wzdłuż najbardziej uczęszczanego szlaku komunikacyjnego prowadzącego przez Podhale (droga krajowa nr 47), Nowy Targ do Zakopanego. Na wyznaczonych przy niej trzech odcinkach badawczych zinwentaryzowano aż 923 reklamy (61 reklam/1km drogi) [Fot. 3]. Na tym najintensywniej zdegradowanym przez reklamy zewnętrzne fragmencie Podhala znajduje się połowa zinwentaryzowanych w jego obrębie reklam. Jednak także inne badane odcinki charakteryzują się dużą liczbą umieszczonych reklam. Średnio na każdy 1 km tych dróg przypada 15 reklam. Bardzo duża liczba reklam umieszczona jest również wzdłuż drogi wojewódzkiej nr 958, gdzie na odcinku pomiędzy przedmieściami Zakopanego, a Kościeliskiem występuje 46 reklam na 1 km drogi. Podobnie niewiele mniejsza ich liczba występuje przy gęsto zabudowanym odcinku drogi prowadzącym pomiędzy Białką Tatrzańską a Jurgowem (32 reklamy/1km drogi) oraz przy drodze gminnej prowadzącej przez turystyczną wieś Murzasichle (25 reklam/1 km drogi) [Ryc. 3]. Natomiast zdecydowanie inaczej sytuacja wygląda na części badanego obszaru, gdzie m.in. na odcinku prowadzącym przez Dzianisz,

Ryc. 2. Rozmieszczenie reklam na obszarze badań Źródło: Opracowanie własne. 154

gdzie przy każdym 1 km drogi zinwentaryzowano 2 reklamy, czy też na prowadzącym wśród pól uprawnych odcinku pomiędzy Piekielnikiem a Czarnym Dunajcem (5 reklam/1km drogi).

Ryc. 3. Rozmieszczenie reklam zewnętrznych w Murzasichlu Źródło: Opracowanie własne. 155

Zgoła odmiennie wygląda sytuacja po słowackiej części badanego obszaru, gdzie średnio na 1 km dróg przypada zaledwie 6 reklam [Listwan, Franczak 2014b]. Nie oznacza to, iż na tym obszarze nie występują różnice w rozmieszczeniu reklamy, jednak że nie są one aż tak duże, jak ma to miejsce na Podhalu. Na najbardziej zdegradowanym przez reklamę odcinku prowadzącym do Ružomberoka zinwentaryzowano 15,6 reklam na 1 km drogi. Natomiast na większości badanych odcinków ich liczba nie przekracza kilku reklam na 1 km drogi.

CZĘSTOTLIWOŚĆ WYSTĘPOWANIA REKLAMY ZEWNĘTRZNEJ A SPOSÓB ZAGOSPODAROWANIA PRZESTRZENI Częstotliwość rozmieszczania reklamy zewnętrznej na danym obszarze wynika z dwóch czynników, spośród których najważniejszym, który determinuje ich rozkład jest natężenie ruchu kołowego występującego na danej drodze. To właśnie ono decyduje o tym, iż część strefy drogowej na badanym terenie jest gęściej zabudowana różnego rodzaju reklamami zewnętrznymi a inne zdecydowanie mniej. Związek ten możemy wyraźnie zauważyć przyglądając się częstotliwości występowania reklam wzdłuż popularnej „zakopianki”, którą dziennie przemierza w jedną stronę kilkanaście tysięcy pojazdów [Tab. 1]. Natomiast w okresie długich weekendów ich liczba dochodzi do 50 tys. na dobę [GPR 2010]. Ze względu, iż jest to najczęściej uczęszczany ciąg komunikacyjny, występuje przy nim większość reklam. Na mniej ważnych ciągach komunikacyjnych liczba reklam obniża się kilkukrotnie. Tab. 1. Natężenie ruchu pojazdów na drogach Podhala w 2010 r.

L.p. Nazwa odcinka: 1.

Nowy Targ – Szaflary

16 447

2.

Szaflary – Poronin

15 138

3.

Poronin – Zakopane

17 045

4.

Jabłonka – Czarny Dunajec

4 235

5.

Czarny Dunajec – Nowy Targ

5 307

6.

Bukowina Tatrzańska – Brzegi

2 034

7.

Poronin – Bukowina Tatrzańska

4 990

8.

Jabłonka – Chyżne

4 923

9.

Chochołów – Zakopane

4 167

10.

Czarny Dunajec – Chochołów

3 716

Źródło: Generalny Pomiar Ruchu w 2010 r. 156

Liczba pojazdów:

Na obszarach o mniejszym natężeniu ruchu pojazdów rozmieszczenie reklam modyfikowane jest przez sposób zagospodarowania sąsiedztwa drogi. Największe nagromadzenie reklam (jednak o małym formacie) występuje w obrębie obszarów intensywnie zabudowanych. Znaczny wzrost nagromadzenia reklam obserwowany również jest w strefach podmiejskich, gdzie przy drogach wjazdowych do miast występuje intensywniejsza degradacja krajobrazu (reklamami wielkoformatowymi). Ponadto wzrost częstotliwości występowania reklamy outdoorowej obserwowany jest w sąsiedztwie skrzyżowań komunikacyjnych oraz centrów handlowych. Natomiast znacznie mniejsze ich nagromadzenie występuje na obszarach otwartych (z dala od gęstej zabudowy), a niemalże ich brak na obszarach leśnych. Z przeprowadzonych badań wynika, iż zdecydowanie najmniejsza liczba reklam występuje przy drogach prowadzących przez zwarte obszary leśne oraz przez ich najbliższe sąsiedztwo. Związek ten można wyraźnie zauważyć na większości odcinków badawczych wyznaczonych na obszarze Słowacji jak i licznych w Polsce. Najlepiej jednak związek zagospodarowania przestrzeni z natężeniem liczby reklamy zewnętrznej oraz obniżaniem jej liczby w sąsiedztwie obszarów leśnych prezentuje przykład odcinka prowadzącego przez Murzasichle. Na tym odcinku zinwentaryzowano łącznie 123 reklamy (24,6 reklam/km drogi) spośród których większość występowała na obszarach zabudowanych. Na 2,5 km drogi prowadzącej przez najsilniej zabudowaną część miejscowości zinwentaryzowano 92 reklamy.(75%), natomiast po obu jej stronach kolejnych 21 reklam (17%). Natomiast na dwóch odcinkach dróg przebiegających przez obszary leśne i im sąsiedzkie zinwentaryzowano odpowiednio 3 i 0 reklam. Z kolei na nieznacznie zabudowanym odcinku występującym przed obszarem leśnym zinwentaryzowano 7 reklam [Ryc. 4].

Ryc. 4. Zależność w zagospodarowaniu przestrzeni a natężeniem liczby reklam na przykładzie Murzasichla Źródło: Opracowanie własne. 157

PRZYCZYNY DEGRADACJI KRAJOBRAZU PRZEZ REKLAMĘ ZEWNĘTRZNĄ Przekształcenia krajobrazu na obszarze Podhala są bardzo wyraźne, a największa jego degradacja miała miejsce na obszarach o najwyższych walorach. Do takiego stanu rzeczy w największym stopniu doszło w ciągu ostatnich kilkudziesięciu lat (od lat 90. XX w.), gdy nastąpił w Polsce szybki rozwój reklamy zewnętrznej. Rozwój tej formy przekazu marketingowego jest procesem, który trwa nadal, cechując się dynamicznością oraz wkraczaniem w różnorodne sfery przestrzeni publicznej. W Polsce istnieje duża dowolność w zamieszczaniu nośników reklamy w przestrzeni publicznej, która wynika z braku szczegółowych umocowań prawnych wprowadzających pewne ograniczenia. Obecny stan prawny w zakresie regulacji reklamy zewnętrznej nie cechuje ani jednolitość, ani kompleksowość. Występuje wiele aktów prawnych, które fragmentarycznie tylko normują możliwości umieszczania reklamy w przestrzeni publicznej. Należy również zwrócić uwagę, że istotną rolę w tym procesie odgrywa orzecznictwo sądów administracyjnych, w tym Naczelnego Sądu Administracyjnego. Często zdarza się, że organy administracji publicznej posiłkują się poglądami sądownictwa w sytuacjach nieuregulowanych jednolicie lub wtedy, gdy ustawodawca milczy w pewnych kwestiach dotyczących reklamy, a które pojawią się w praktyce [Listwan, Franczak 2014b]. Właściwymi ustawami, które odnoszą się do umiejscawiania reklamy w przestrzeni publicznej są: ustawa - Prawo budowlane [1994], ustawa o drogach publicznych [1985], ustawa o ochronie zabytków i opiece nad zabytkami [2003] oraz ustawa o ochronie przyrody [2004]. Niestety już same nazwy przytoczonych ustaw oraz ich liczba wskazuje na to, iż zagadnienie reklamy zewnętrznej w polskim prawie, jest zagadnieniem, które nie doczekało się jeszcze kompleksowej regulacji w jednym akcie prawnym poświęconym wyłącznie temu zagadnieniu. Zapisy te mają reglamentować, ograniczać i standaryzować reklamę outdoorową w przestrzeni publicznej. Jednak ich liczba oraz różnorodność powoduje, iż występują liczne braki, z których wynika powstanie wielkiego chaosu w przestrzeni publicznej spowodowanego przez reklamy zewnętrzne.

PODSUMOWANIE Administracyjnoprawna regulacja reklamy zewnętrznej w przestrzeni publicznej jest obecnie przedmiotem otwartej dyskusji. Zarówno ustawodawca jak i społeczeństwo pokładają w normach materialnego prawa administracyjnego, nadzieję na gruntowe i kompletne uregulowanie rynku reklamy zewnętrznej, ze szczególnym zaakcentowaniem zasad lokalizacji nośników reklamowych w przestrzeni publicznej, która stanowi wspólne dobro i wymaga działań 158

chroniących jej ład przestrzenny i zlokalizowane w niej dziedzictwo kulturowe. W ślad za postępującym rozwojem rynku outdoorowego w Polsce, który jest następstwem przemian społeczno- ekonomicznych i cywilizacyjnych, winien iść rozwój regulacji prawnych, które zapewnią klarowność tej strefy życia społecznego i wprowadzą niezbędne ograniczenia reklamy zewnętrznej dla zachowania harmonii i ładu przestrzeni publicznej oraz poszanowania wartości, które przestrzeń ta niesie ze sobą dla społeczeństwa. Jednak jak na razie obszary leśne same „bronią się” przed nadmiernym umieszczaniem przy przebiegających przez nie drogach publicznych, reklam. Poprzez ograniczoną na ich obszarach widoczność reklamodawcy nie spowodowali degradacji tego obszaru. Jednak pomimo tego należy dążyć do wprowadzenia zmian prawnych, które zapobiegną degradacji tych terenów w przyszłości oraz przyczynią się do oczyszczenia terenów otwartych z nadmiernej liczby nośników reklamy [Listwan 2014].

LITERATURA Anioł M. 2004. Reklama w krajobrazie, Architektura Krajobrazu. Studia i prezentacje, 1-2: 67-62. Bajka Z. 1993. Krótka historia reklamy na świecie i w Polsce, Zeszyty Prasoznawcze, 3-4: 23. Encyklopedia PWN [dostęp: 30.04.2014], dostępny: http://encyklopedia.pwn.pl/ Generalny Pomiar Ruchu w 2010 roku, [dostęp: 10.10.2014], dostępny: http://www.gddkia.gov.pl/pl/987/gpr-2010 Gruszczyński J. 2005. Zaśmiecanie informacyjne krajobrazu, AURA, 10: 30-31. Insternetowy System Aktów Prawnych: Ustawa z dnia 21 marca 1985 r. o dogach publicznych, Tekst jedn. Dz. U. 1985 nr 14 poz. 60, [dostęp: 30.04.2014], dostępny: http://isap.sejm.gov.pl/DetailsServlet?id=WDU19850140060 Insternetowy System Aktów Prawnych: Ustawa z dnia 7 lipca 1994 r. Prawo budowlane, Tekst jedn. Dz. U. 1994 nr 89 poz. 414, [dostęp: 30.04.2014], dostępny: http://isap.sejm.gov.pl/DetailsServlet?id=WDU19940890414 Insternetowy System Aktów Prawnych: Ustawa z dnia 23 lipca 2003 r. o ochronie zabytków i opiece nad zabytkami, Dz.U. 2003 nr 162 poz. 1568 z późn. zm. [dostęp: 30.04.2014], dostępny: http://isap.sejm.gov.pl/DetailsServlet?id=WDU20031621568 Internetowy System Aktów Prawnych: Ustawa z dnia 16 kwietnia 2004 r. o ochronie przyrody, Dz. U. 2004 Nr 92 poz. 880 z późn. zm. [dostęp: 30.04.2014], dostępny: http://isap.sejm.gov.pl/DetailsServlet?id=WDU20040920880 Jaroszewicz A. 1965. Zarys rozwoju reklamy, Wyd. PTE, Warszawa: 2. Listwan K. 2014. Prawnoadministracyjna regulacja reklamy zewnętrznej w przestrzeni publicznej, praca magisterska, Wydział Prawa i Administracji Uniwersytet Jagielloński, Kraków. Listwan K., Franczak P. 2014a. Degradacja przestrzeni publicznej i krajobrazu przez niezorganizowane rozmieszczenie reklamy zewnętrznej, AURA, 6: 25-26.. Listwan K., Franczak P. 2014b. Degradacja krajobrazu i przestrzeni publicznej obszarów cennych przyrodniczo przez reklamy zewnętrzne na podstawie Centralnych Karpat Zewnętrznych, III Ogólnopolska Konferencja Naukowa Młodych Badaczy „Aplikacyjność Badań Geograficznych”. Abstrakty, Kraków: 33-34.

159

Listwan K., Franczak P. 2014c. The Central Western Carpathians - as an example of influence of outdoor advertising on the degradation of a public space with a valuable landscape. IGU Regional Conference - Changes, Challenges, Responsibility. Book of Abstracts, Kraków: 1262. Lux J., Michalska A. 1997. Reklama. Podręcznik dla szkół handlowych średnich i policealnych, Wyd. ADAM, Warszawa. Markiewicz M. 2010. Reklama zewnętrzna w mieście, Wyd. Uczelniane politechniki Koszalińskiej, Koszalin. Mikosz J. 2010. Formy reklamy zewnętrznej, Kultura-Media-Teologia, 3: 44-58.

STRESZCZENIE Celem autorów było określenie wpływu reklamy zewnętrznej na degradację obszarów o wysokich walorach krajobrazowych oraz określenie występowania mniejszej degradacji przestrzeni na obszarach leśnych. Badania wykonano po obu stronach Centralnych Karpat Zachodnich (na obszarze Polski i Słowacji). W tym celu dokonano inwentaryzacji nośników reklamy na terenach rozciągających się wzdłuż dróg publicznych,. Obserwacje przeprowadzono na 280 kilometrów dróg tworzących okrąg wokół Tatr i 170 km z dróg regionalnych i lokalnych, przebiegających wewnątrz tego obszaru. Zliczanie reklam przeprowadzono na 30 odcinkach badawczych o długości po 5 km (podzielonych na dziesięć sekcji po 500 m). Natomiast reklamy podzielono na trzy grup: duże (o powierzchni > 9 m2), średnie (2-9 m2) i małe (< 2 m2). Uzyskane wyniki wskazują na wyraźne zróżnicowanie w rozmieszczeniu reklam na badanym obszarze. Zaobserwowano wyraźne zróżnicowanie w występowaniu nośników reklam w poszczególnych państwach. Zdecydowanie większą liczbę reklam zinwentaryzowano na obszarze Polski (1 824), gdzie na każdy kilometr drogi przypadają 24 reklamy. Natomiast na obszarze Słowacji jest ich 6. Jednak na obszarze Słowacji rozmieszczenie nośników reklamy jest znacznie bardziej równomierne niż na obszarze Polski, gdzie przy najbardziej ruchliwej drodze między Nowym Targiem i Zakopanem zinwentaryzowano 923 reklam (61/km drogi). Z kolei na pozostałym obszarze występuje ich średnio 15/km drogi. W obu krajach największa liczba reklam występuje w miastach oraz na ich przedmieściach. Ponadto większe ich nagromadzenie występuje w pobliżu centrów handlowych, stacji benzynowych, podjazdów pod przełęcze oraz przy skrzyżowaniach dróg. Natomiast zdecydowanie najmniejsza ich liczba występuje przy drogach przebiegających przez małe wioski oraz przez lasy. Obszary leśne w dużej mierze są ich wręcz pozbawione. Natomiast, gdy rozgradzają one większe obszary zabudowane, to stanowią swego rodzaju bufor dla rozrostu większej liczby reklam.

SUMMARY The authors' purpose was to identify an influence of advertising on a degradation of the areas of high landscape values. The research was made on both sides of The Central Western Carpathians: Polish and Slovakian. During this process, the cataloguing of advertisements on areas extending along the public highway, has been made. The observations were made on 280 kilometres of roads making a circle around the Tatra Mountains and 170 kilometres of a regional and local roads covering the area among them. Along these roads, 30 sections were created: each with 5 kilometres circle around the cataloguing point (divided into 10 sections of 500 metres each). Those sections were evenly balanced and created according

160

to a class of road and its development of land.. Advertisements have been catalogued into one of three groups: big (with area > 9 m2), medium (2-9 m2) and small (< 2 m2). The results of the cataloguing clearly showed the diversity in an arrangement of advertisements on the area of the research. It is observed at the regional level but also considering the class of the road. A greater number appear in the "belt road" in Poland than in Slovakia. Its scenery has deteriorated significantly. On the Polish side 1 824 advertising carriers were catalogued while on the Slovakia - 6. However, on Slovakia the deployment of the carriers is regular, but in Poland is various. The accumulation of advertisements exist on the busiest road between Nowy Targ and Zakopane. On every of 3 marked sections with elements for measurement 923 advertisements were catalogued (61 adverts/1kilometer of the road). On the rest of sections the average amount- 15 adverts/1 kilometre of the road. In both countries, the number of the adverts grows in the suburbs. What is more, the greater accumulation exists in the vicinity of shopping centres, gas stations and driveways. In Slovakia the greater number of adverts exists in a mountain passes. The lowest number exist in the wooded area and in small villages.

161

DOI: 10.5604/20811438.1158039 Karolina Listwan Uniwersytet Jagielloński w Krakowie, e-mail: [email protected] Paweł Franczak Uniwersytet Jagielloński w Krakowie, e-mail: [email protected]

OCHRONA KRAJOBRAZU KULTUROWEGO I DÓBR KULTURY NA OBSZARACH LEŚNYCH NA PRZYKŁADZIE HUTY POLAŃSKIEJ PROTECTION OF CULTURAL LANDSCAPE AND CULTURAL GOODS IN FOREST AREAS ON THE EXAMPLE HUTA POLAŃSKA Słowa kluczowe: krajobraz kulturowy, zmiany użytkowania ziemi, Magurski Park Narodowy Key words: cultural landscape, changes in land use, Magura National Park Abstract. The purpose of this article is to answer the question, pertaining to the research problemwhether the existing legal instruments are sufficient for the effective protection of the cultural landscape preserved in Natural Areas. As a representative example, the authors selected the Polańska Huta area, which is characterized by the occurrence of forest areas, many remains of the rural cultural landscape. The article has raised the issue of the lack of a comprehensive definition of the landscape in the Polish legislation which results in the insufficient protection of the areas, with the cultural landscape and the natural landscape at the same time. Efforts have been made to make the old village cultural landscape accessible for tourism.

WSTĘP Każde pokolenie oznacza się tym, iż jest różne, od tych które były przed nim i tych, które nastąpią po nim. Jest jednak jedna cecha, która będzie zawsze towarzyszyła każdemu pokoleniu, niezależnie od miejsca i czasu, w którym przyszło mu żyć. Cechą tą będzie chęć pozostawienia po sobie niezatartego śladu w historii cywilizacji, odciśnięcie swoje piętna, które pomimo przemijania wieków będzie trwało i świadczyło o danej generacji. Sposobów na to, by pozostawić po sobie świadectwo dla przyszłych pokoleń jest wiele, bo przecież niczym innym jak wizytówką pozostawianą po sobie jest dorobek literacki, dzieła sztuki, wynalazki cywilizacyjne czy osiągnięcia naukowe. Spośród tak szerokiego spectrum możliwości utrwalenia się w pamięci potomnych na szczególną uwagę, w opinii autorów, zasługuje jedna z form, którą jest krajobraz kulturowy. Jego istotę i rolę, które odgrywa, znakomicie oddają słowa Julio Lamazaresa: ,,Krajobraz to pamięć. Mimo swych ograniczeń zachowuje ślady przeszłości, odtwarza wspomnienia, wypełnia je cieniami innej epoki, będącej już 162

tylko odbiciem samej siebie, przechowywanym w pamięci wędrowca lub kogoś, kto pozostaje- po prostu- wierny krajobraz''. Słowa pisarza w sposób trafny opisują to, czego my jesteśmy świadkami na co dzień. Nasze życie rozgrywa się na tle krajobrazu, który otacza nas zewsząd, będąc przepełnionym symboliką i śladami minionych pokoleń. Krajobrazy są wynikiem odbywającej się na przestrzeni wieków interakcji pomiędzy człowiekiem a środowiskiem. W ten sposób człowiek stał się i staje się nadal ,,autorem'' istniejących krajobrazów. Ta interakcja przebiega również w drugim kierunku – to krajobraz odciska piętno na kulturze miejscowej ludności i, w szerszej skali, na tożsamości narodowej [Otawski 2011]. Ta zależność pozwala nam stwierdzić, że człowiek nie mógłby żyć i gromadzić swojego dziedzictwa kulturowego bez krajobrazu, a z drugiej strony krajobraz ten nie powstałby bez człowieka. Jednak należy sobie zdać sprawę, iż to na człowieku spoczywa większa odpowiedzialność wynikająca z tego ,,partnerskiego'' układu. Ludzie winni zdawać sobie sprawę, iż prawo kształtowania przez nich krajobrazu, pociąga za sobą konieczność jego ochrony, a samo kształtowanie powinno przebiegać z zachowaniem zasady proporcjonalności, odpowiedniości czy zrównoważonego rozwoju. Istotne jest również wychwycenie różnic pomiędzy tymi dwoma pojęciami. I tak, pojęcie kształtowania krajobrazu zawiera w sobie kształtowanie klimatu, zasobów wodnych i leśnych, świata roślin i świata zwierząt, a także harmonijnych miast i obszarów wiejskich, których harmonia polega m.in. na właściwym zespoleniu z naturalną rzeźbą terenu. Ochrona krajobrazu zawiera się natomiast w działaniach, polegających na ochronie rzeźby terenu, gleb klimatu, zasobów wodnych, szaty roślinnej, świata zwierząt oraz zasobów stworzonych przez człowieka w postaci miast, wsi, lasów, czy wód [Wolski 2011]. Problem, który zarysowuje się na tle tych dwóch działań – kształtowania i ochrony krajobrazusprowadza się to stanu, w którym społeczeństwo z aprobatą przyjmuje możliwość dokonywania przeobrażeń w zastanym krajobrazie, jednocześnie lekceważąc potrzebę i obowiązek jego ochrony. Celem artykułu jest udzielenie odpowiedzi na pytanie, zawierające się w problemie badawczym: Czy obowiązujące narzędzia prawne są wystarczające do skutecznej ochrony krajobrazu kulturowego zachowanego na obszarach cennych przyrodniczo? Autorzy chcą udzielić odpowiedzi analizując studium przypadku Huty Polańskiej i jednocześnie zmierzają do zaproponowania prawnych rozwiązań, służących ochronie krajobrazu kulturowego, będącego wynikiem ludzkiej działalności, zachowanego na obszarach leśnych.

KRAJOBRAZ, KRAJOBRAZ KULTUROWY – PRZEGLĄD DEFINICJI Krajobraz jako przedmiot badań jawi się nam jako zagadnienie interdyscyplinarne i trudnością byłoby jego zaklasyfikowanie do jednej z dziedzin naukowych. O krajobrazie chętnie wypowiadają się geografowie, architekci, ekolodzy, biolodzy, a także coraz częściej przedstawiciele nauk humanistycznych, 163

takich jak prawo. Ten sam krajobraz może być więc przedmiotem badań przedstawicieli różnych profesji i każdy z nich dostrzegać w nim będzie inny aspekt i patrzeć na niego w inny sposób, doceniając różne jego wartości. Taki stan przekłada się na to, iż pojęcie to ma wiele znaczeń i definicji. J. Kondracki i A. Richling [1983] definiują krajobraz jako ,,część epigeosfery (zewnętrznej sfery Ziemi) stanowiącą złożony przestrzennie geokompleks o swoistej strukturze i wewnętrznych powiązaniach'', W. Nalkowski [1901] przyjął, że ,,to co widzimy i co jest objęte horyzontem to krajobraz lub panorama'', z kolei U. Myga-Piątek [2001] przyjmuje , że ,,Krajobraz rozumiany jest jako: historycznie ukształtowany fragment przestrzeni geograficznej, powstały w wyniku zespolenia oddziaływań środowiskowych i kulturowych, tworzących specyficzną strukturę, objawiającą się regionalną odrębnością postrzeganą jako swoista fizjonomia'' [Myga-Piątek 2001]. Jak widać na przykładzie powyższych definicji – stanowiących jedynie mały wycinek dostępnych w literaturze znaczeń omawianego terminu, definiens pojęcia ,,krajobraz'' jest bardzo różnorodne i może być kreowane w oparciu o odmienne czynniki m.in. fizyczne, historyczne, czy typowo intuicyjne. Natomiast w powszechnej świadomości krajobraz będzie funkcjonował jako ,,obraz przedstawiający jakąś okolicę'' [Słownik Języka Polskiego PWN 2014]. Dodatkowe problemy definiowalności tego wyrażenia stanowi szeroki katalog typów krajobrazu. Badacze i znawcy tego zagadnienia wyróżniają wśród podstawowych typów krajobrazu, krajobraz miejski odnoszący się do przestrzeni dużych miast, krajobraz przemysłowy (industrialny, inżynieryjny), krajobraz rolniczy, krajobraz turystyczny, krajobraz pogórniczy, coraz częściej wyodrębniany krajobraz ekologiczny, czy wreszcie krajobraz kulturowy [Komisja … 2014]. Chcąc przybliżyć charakter i znaczenie krajobrazu kulturowego, jako typu krajobrazu, należy się odwołać do jego najprostszej definicji, która mówi, iż ,,krajobraz kulturowy to krajobraz przekształcony przez człowieka w wyniku rozwoju cywilizacyjnego, stanowiący ewolucyjne następstwo krajobrazów pierwotnych (przyrodniczych) jakie istniały na Ziemi do czasów neolitu'' [MygaPiątek 2010]. Z przytoczonej definicji wyłania się obraz krajobrazu kulturowego jako swoistej ,,mozaiki'' łączącej zróżnicowane elementy. Wyodrębnić, więc można takie części składowe krajobrazu kulturowego jak: historia, przestrzeń geograficzna, oddziaływania środowiskowe i kulturowe. Razem te elementy tworzą, o czym mówi przytoczona definicja, specyficzną strukturę. Niebywale istotne jest uświadomienie sobie, iż zarówno te pojedyncze składniki, jak i gotowy produkt w postaci ukształtowanego krajobrazu kulturowego wymagają działań ochronnych.

POTRZEBA OCHRONY KRAJOBRAZU KULTUROWEGO Zanim padnie odpowiedź na pytanie ,,W jaki sposób chronić krajobraz kulturowy?'', należy odpowiedzieć sobie na pytanie ,,Dlaczego współczesny 164

krajobraz kulturowy wymaga ochrony?''. Wydaje się słuszne przyjęcie stanowiska, iż taka potrzeba wynika z dzisiejszej istoty społeczeństwa i galopującego postępu cywilizacyjnego. Jesteśmy społeczeństwem niebywale skomercjalizowanym, żyjącym ,,tu i teraz'', co potwierdzają słowa niemieckiego filozofa Petera Sloterdiijka: ,,Dynamika dzisiejszego społeczeństwa opiera się na nieustannym wymyślaniu samego siebie od początku i testowaniu kolejnych wersji „ja” we wszystkich możliwych warunkach''. Takie podejście do świata sprawia, że wartości materialne, chęć zysku, oportunizm i pogoń za technologią, przesłaniają wartości niematerialne, symboliczne. Ten problem dotyczy przede wszystkim krajobrazu kulturowego, który coraz częściej postrzegany jest jako tło dla działań inwestycyjnych, źródło zysku poprzez komercjalizację, czy w skrajnej sytuacji, w ogóle nie odgrywa żadnej roli i może być degradowany w imię postępu cywilizacyjnego, strategicznych projektów inwestycyjnych, czy rozwoju przemysłu. Jest to nierówna walka, która zazwyczaj kończy się przegraną wartości kulturowych. Stąd też wynika potrzeba skutecznej i rygorystycznej ochrony zachowanych, i przecież tworzonych ciągle, krajobrazów kulturowych. Nie można dopuścić do tego, iż zostaną one zniszczone wskutek rozwoju cywilizacyjnego, urbanizacji, komercjalizacji, uprzemysłowienia, czy po prosu na skutek zapomnienia i ignorancji. Aby nie dopuścić do tego, iż nasze pokolenie pozostawi po sobie krajobraz kulturowy wyłącznie w postaci osiedli domków jednorodzinnych, kominów fabryk i szklanych centrów handlowych, niezbędne jest podejmowanie działań ochronnych i to w różnych formach. Mowa tu o działaniach zarówno zinstytucjonalizowanych, sformalizowanych, jak i działaniach miękkich w postaci oddziaływania na świadomość społeczeństwa. Potrzebne są również działania prewencyjne, jak i naprawcze, jednostkowe i obejmujące większe obszary. Tak kompleksowe działania będą prowadzić do celu ostatecznego- zachowania i pielęgnowania krajobrazu kulturowego.

PRAWNA OCHRONA KRAJOBRAZU W POLSCE Dla ochrony krajobrazu istotne znaczenie mają unormowania prawne, które w sposób najskuteczniejszy mogą być egzekwowane i sankcjonowane. Niestety w polskim prawie pojawia się dość zasadniczy problem, który uwidacznia się na przykładzie Huty Polańskiej. Istota tego problemu polega na tym, iż w polskim ustawodawstwie brak jest kompleksowej ochrony krajobrazu, co przekłada się na rozproszenie i tylko częściowe uregulowanie zagadnień ochrony krajobrazu w obowiązujących ustawach. Aby powyższy problem naświetlić w odpowiedni sposób należy odwołać się Europejskiej Konwencji Krajobrazowej (dalej też jako EKK, Konwencja) sporządzonej we Florencji w dniu 20 października 2000 r., a której Polska jest sygnatariuszem od dnia 24 czerwca 2004 r. [Dz. U. 2006]. Porównując zapisy EKK z krajowymi przepisami dotyczącymi krajobrazu, zauważa się szereg istotnych różnic. Dysonans ten wynika z faktu, iż pomimo 165

ratyfikacji EKK, polski ustawodawca nie podjął do dnia dzisiejszego działań prawnych, mających na celu wdrożenie zapisów Konwencji. Pierwsza, istotna różnica zarysowuje się już na poziomie definicyjnym krajobrazu. Zgodnie z EKK, krajobraz ,,znaczy obszar, postrzegany przez ludzi, którego charakter jest wynikiem działania i interakcji czynników przyrodniczych i/lub ludzkich''. Jest to definicja całościowa, która obejmuje zarówno krajobraz przyrodniczy, jak i kulturowy. Niestety na taką uniwersalną definicję nie zdecydował się polski prawodawca, który wyróżnia odpowiednio krajobraz przyrodniczy, który cechuje się brakiem śladów działalności człowieka i krajobraz kulturowy, który jest z kolei efektem działalności człowieka. Przyjęcie takiego rozwiązania definicyjnego pociąga za sobą dalsze skutki prawne, które jednocześnie stanowią o kolejnej różnicy między aktem europejskim a polskim prawem. Dzięki kompleksowej definicji krajobrazu zastosowanej w EKK, środki, cele i zadania przewidziane w tym akcie do ochrony krajobrazu, będą miały zastosowanie zarówno do krajobrazu przyrodniczego, jak i kulturowego. Na gruncie polskiego prawodawstwa należy sięgnąć do dwóch różnych ustaw, które przewidują odmienne regulacje prawne dla każdego z rodzajów krajobrazu. I tak, narzędzia prawne dla ochrony krajobrazu przyrodniczego przewiduje Ustawa z dnia 16 kwietnia 2004 r. o ochronie przyrody [Dz. U. 2004]. Mowa tam o takich formach ochrony, jak park narodowy, park krajobrazowy, obszar chronionego krajobrazu. Natomiast instrumenty prawne służące ochronie krajobrazu kulturowego zawiera Ustawa z dnia 23 lipca 2003 r. o ochronie zabytków i opiece nad zabytkami [Dz. U. 2003], która za formy ochrony zabytków, co można uznać za równoznaczne z ochroną krajobrazu kulturowego, uznaje: wpis do rejestru zabytków, uznanie za pomnik historii, utworzenie parku kulturowego, czy ustalenie ochrony w miejscowym planie zagospodarowania przestrzennego lub decyzji indywidualnej. Przyjęcie w prawie krajowym takich rozwiązań teoretycznych, może budzić wiele problemów w praktyce. Z taką problematyczną sytuacją mamy do czynienia na obszarze Huty Polańskiej. W miejscowości tej dochodzi bowiem do pokrycia się (zgodnie z polską definicją krajobrazu), dwóch krajobrazów- kulturowego i przyrodniczego. Wynika to z faktu iż, zachowane elementy wiejskiego krajobrazu kulturowego znajdują się na obszarze leśnym. Taki stan faktyczny rodzi wątpliwości, co do tego, jakiemu reżimowi prawnemu winien podlegać analizowany obszar. Czy zastosowanie powinna mieć ustawa o ochronie przyrody, ustawa o ochronie zabytków i opiece nad zabytkami, czy może oba te akty prawne? Na jakie rozwiązanie zdecydowano się na obszarze Huty Polańskiej? Analizowana miejscowość stanowi enklawę na terenie Magurskiego Parku Narodowego. Dlatego też zastosowanie do ochrony tamtejszego krajobrazu mają przepisy ustawy o ochronie przyrody. Podkreślić należy jednak, że w ten sposób chroniony jest wyłącznie krajobraz przyrodniczy, z pominięciem zachowanych elementów krajobrazu kulturowego. Nie jest to najlepsze rozwiązanie, ponieważ w ten sposób chronione są określone wartości przyrodnicze, podczas gdy wartości kulturowe 166

są pomijane i to ich kosztem odbywa się ochrona tych pierwszych. Kazus Huty Polańskiej pokazuje, iż obowiązujące prawo odnoszące się do ochrony krajobrazu jest niebywale problematyczne w swej aplikacyjności. Brak kompleksowej definicji krajobrazu i rozproszona w dwóch ustawach regulacja traktująca o jego ochronie, przekładają się na nieskuteczną ochronę i znaczne rozbieżności. W obecnej sytuacji (tak, jak ma to miejsce w Hucie Polańskiej) należy wybrać spośród dwóch tak samo cennych krajobrazów ten cenniejszy i to jego chronić, kosztem drugiego. Jest to zadanie bardzo kontrowersyjne. Nie istnieje, bowiem żadna miara określająca, który krajobraz jest wartościowszy. Próba takiego wyboru zawsze kończyć się będzie wyłącznie subiektywną opinią, niezależnie czy indywidualną, czy gremialną, która wydaje się, iż nie może przesądzać o tym, który krajobraz zasługuje na ochronę, a który nie. Antidotum na tą budzącą poważne wątpliwości sytuację, wydaje się wdrożenie, do polskiego systemy prawnego, zapisów Europejskiej Konwencji Krajobrazowej, co skutkować miałoby wprowadzeniem jednolitej definicji krajobrazu, a w następstwie efektywniejszą ochronę krajobrazu w Polsce, rozumianego jako całość, bez podziału na krajobraz przyrodniczy i kulturowy. Słuszny wydaje się postulat utworzenia ,,ustawy krajobrazowej'', która scalałaby w jeden dokument zapisy prawne dotyczące krajobrazu, obecnie rozproszone w ustawie o ochronie przyrody, w ustawie o ochronie zabytków i opiece nad zabytkami oraz w ustawie o planowaniu i zagospodarowaniu przestrzennym [Worobiec 2011].

OBSZAR BADAŃ Leśnictwo Polany stanowi jednostkę administracyjno-gospodarczą Magurskiego Parku Narodowego, wchodzącego przed utworzeniem parku narodowego – w 1995 r. – w skład Nadleśnictwa Nowy Żmigród. Położone jest w południowo-zachodniej części województwa podkarpackiego, w powiecie jasielskim, przy granice ze Słowacją [Ryc. 1]. Leśnictwo obejmuje swym zasięgiem grunty wsi Polany i tereny obecnie niezamieszkałej wsi Huta Polańska, wchodzących w skład gminy Krempna. Obszar Leśnictwa podobnie jak pozostała część Magurskiego Parku Narodowego został objęty ochroną prawną ze względu na występowanie na tym obszarze typowego krajobrazu Beskidu Niskiego (będącego najniżej wydźwigniętym fragmentem w grzbiecie polskich Karpat), a także z powodu skrzyżowania na tym obszarze dwóch głównych korytarzy ekologicznych (N-S i EW) [Czaderna 2009]. Szczegółowymi badaniami objęto stoki Góry Czerszla (731 m n.p.m.) – nazywanej również Wielką Górą – z znajdującym się na jej grzbiecie do zakończenia II wojny światowej przysiółkiem Huty Polańskiej – Paryszowskie (Na Paryszowskim) [WIG 1938]. Jest to rozwinięty południkowo długi grzbiet 167

Ryc. 1. Położenie obszaru badań Źródło: Opracowanie własne.

(ok. 6,5 km) rozcięty licznymi krótkimi potokami spływającymi prostopadle od linii grzbietu, do potoków Hucianka i Baranie. Stosunkowo strome stoki największe nachylenie osiągają w sąsiedztwie bocznych dopływów, natomiast jego grzbiet znacząco się rozszerza, tworząc liczne spłaszczenia terenu osiągające w sąsiedztwie grzbietów przyporowych szerokość kilkuset metrów.

HISTORIA HUTY POLAŃSKIEJ Huta Polańska zwana w XIX w. również Hutą Parszowską [Słownik geograficzny … 1882] założona została końcem XVI w. bądź na początku XVII w. tuż przy granicy państwowej w górskiej dolinie Hucianki [Ryc. 2]. Miejscowość ta wyróżniała się na tle sąsiednich wsi zamieszkałych przez ludność łemkowską, składem etnicznym. Huta Polańska była enklawą ludności polskiej, a jej mieszkańcy prócz rolnictwa trudnili się również czynnościami związanymi z hutnictwem związanym z działaniem do II poł. XIX w. we wsi huty szkła [Materiały … 1994]. Miejscowość rozwijała się intensywnie do chwili wybuchu we wrześniu 1939 r. II wojny światowej. W dniu 1 września nad Krempną obserwowano pierwsze samoloty niemieckie, a następnego dnia w głąb terytorium Polski wkroczyły pierwsze oddziały wojsk niemieckich. Zaatakowały one m.in. placówkę 168

Ryc. 2. Panorama Huty Polańskiej w latach 40. XX w. Źródło: Portal Sercu bliski Beskid Niski.

Straży Granicznej w Hucie Polańskiej. Jednak główne siły wojsk niemieckich 1 dywizji górskiej gen. Kublera przekroczyły granicę państwową na obszarze Beskidu Niskiego dopiero 7 września. Napotkali oni na silny opór ze strony wojska polskiego w rezultacie którego ten fragmentu Beskidu Niskiego zajęty został przez wojska niemieckie 9 września. Największy wpływ na dalsze losy Huty Polańskiej odegrały jednak wydarzenia z września 1944 r. 8 września rozpoczęło się natarcie wojsk radzieckich w kierunku Przełęczy Dukielskiej i Żmigrodu. Liczne, lecz źle przygotowane do walk w górach wojska radzieckie nacierały na dobrze rozlokowane i uzbrojone oddziały niemieckie. W wyniku przeciągających się walk 30 września nadciągające oddziały radzieckie przeprowadziły zmasowany ostrzał artyleryjski na Hutę Polańską i Ciachanie. Spowodowało to szybkie wycofywanie się z nich oddziałów niemieckich, które opuszczając wsie niszczyły i podpalały zabudowania. Ostatnie stacjonujące tu oddziały niemieckie wyparte zostały w pierwszych dniach października jednakże regularne ostrzeliwanie doliny trwało aż do połowy stycznia 1945 r. [Materiały … 1994]. Po zakończeniu działań wojennych wieś została niemal całkowicie zniszczona w związku z czym miejscowa ludność nie powróciła do swoich domostw.

ZMIANY I AKTUALNY STAN ZACHOWANIA KRAJOBRAZU HUTY POLAŃSKIEJ Na przestrzeni kilku wieków w niewielkiej Hucie Polańskiej nie zachodziły znaczne zmiany w liczbie zamieszkującej wieś mieszkańców. W poł. XIX w. zamieszkiwało ją kilkadziesiąt osób, którzy mieszkali w 49 chałupach [Kataster gruntowy 1861]. Natomiast niespełna sto lat później przed wybuchem II wojny światowej we wsi istniały 64 budynki mieszkalne [Materiały … 1994]. Zachodzące nieznaczne zmiany w zagospodarowaniu wsi i postępujące jedynie niewielkie przekształcenia krajobrazu zaobserwować można na podstawie zachowanych materiałów kartograficznych, katastru gruntowego (pochodzącego z r. 1861; 1:280 169

000) [Ryc. 3] oraz opracowanej w 1938 r. mapie WIG (Wojskowego Instytut Geograficznego; 1:100 000) [Ryc. 4]. Mapy te zawierając bardzo dużo szczegółowych danych dotyczących tak pojedynczych zabudowań jak i sposobu użytkowania ziemi, a nawet lokalizacji obiektów małej architektury (krzyże, kapliczki) pozwalają na dokładne prześledzenie zachodzących zmian [Soszczyński 2012]. W tym okresie funkcjonowania wsi najlepiej czytelnymi elementami krajobrazu były rozległe obszary łąk i pól uprawnych rozciągające się na otaczających dolinę stokach. Z kolei jedynie najbardziej nachylone stoki porastał las [WIG 1938; Ryc. 4]. Natomiast w tak zagospodarowanej dolinie głównymi dominantami w krajobrazie był wybudowany w latach 30. XX w. kościół oraz liczne zabudowania gospodarcze mieszczące się w większości w dnie doliny [Ryc. 2].

Ryc. 3. Huta Polańska na mapie austriackiej z 1861 r. Źródło: Instytut Geografii i Gospodarki Przestrzennej Uniwersytet Jagielloński.

Znaczne zmiany krajobrazu nastąpiły w Hucie Polańskiej i w części sąsiadujących z nią wsi we wrześniu 1944 r. Występujące na tym obszarze długotrwałe działania wojenne spowodowały całkowite ich wyludnienie oraz zniszczenie większości znajdujących się w nich zabudowań mieszkalnych i gospodarczych. Do całkowitego zniszczenia zabudowań doszło w Ciechani, 170

natomiast w Hucie Polańskiej spośród 64 występujących we wsi zabudowań mieszkalnych, wrześniowe przejście frontu przetrwały jedynie 4 spośród nich. W tego rezultacie pozbawiona domostw ludność, która w czasie prowadzonego ostrzału opuściła wieś nie powróciła do niej po zakończeniu działań wojennych [Materiały 1994]. Dzisiejszy krajobraz doliny Hucianki wynika więc z tamtych wydarzeń, które wpłynęły na jego dalsze kształtowanie. Dawne pola uprawne oraz łąki zaczęły intensywnie zarastać, a proces ten dodatkowo przyśpieszyły nasadzenia, które poczynione zostały na znacznym obszarze wsi. Z kolei opuszczone ruiny zabudowań wraz z upływem czasu coraz to bardziej niszczały i zaczęły znikać wśród pnącego się ku górze lasu.

Ryc. 4. Huta Polańska na mapie WIG w 1938r. Źródło: Instytut Geografii i Gospodarki Przestrzennej Uniwersytet Jagielloński.

Zaszłe przed siedemdziesięciu laty zmiany w funkcjonowaniu wsi przyczyniły się do znacznych zmian krajobrazu kulturowego doliny. Po dawnych rozległych polach uprawnych, obecnie bezleśne pozostało jedynie samo dno doliny [Ryc. 5]. Pomimo tego w porastającym dziś większość stoków lesie zachowały się ślady dawnego wiejskiego krajobrazu kulturowego. Na obszarze dawnego przysiółka Paryszowskie oraz w jego najbliższym sąsiedztwie zachowały się ślady dawnych granicach pól [Ryc. 6]. Zachowały się one w krajobrazie w formie wyraźnych wałów kamienno-ziemnych przegradzających prostopadle obszar przysiółka. Ich ślady świadczące o dawnym łanowym układzie Huty Polańskiej zachowały się także wyraźnie w pozostałej części doliny [Ryc. 7]. W większości są to formy 171

mierzące ok. 1 m wysokości i 1,5-3 m szerokości, a jedynie sporadycznie ich wysokość osiąga nawet 2,5 m. Jednak bardziej zaznaczającymi się w krajobrazie pozostałościami po gospodarczym użytkowaniu tego obszaru są kamienne kopce mierzące średnio 1-1,5 m wysokości. Ich rozmieszczenie na badanym obszarze nie jest jednak równomierne, ponieważ występują przysiółki, na których ich brak. Natomiast w innych ich zagęszczenie jest stosunkowo duże ponieważ na każdy hektar dawnych pół przypada ich ok. 11-15. Z kolei na obszarach o największym ich zagęszczeniu występuje do 25 kopców [Ryc. 5]. Znaczną liczbę kopców zinwentaryzowano również na dawnym przysiółku Paryszowskie, gdzie zaobserwowano najokazalsze tego typu formy. Największy zachowany tam kopiec mierzył 3,6 m wysokości i 7,5 m średnicy [Ryc. 8].

Ryc. 5. Kościół w dolinie Hucianki (ostatni niepokryty lasem obszar w dolinie) Źródło: P. Franczak.

Innymi bardzo ważnymi elementami dawnego wiejskiego krajobrazu kulturowego Huty Polańskiej, które pomimo upływu 70 lat zachowały się w kilku skupiskach są dawne sady z drzewami owocowymi. Takie pozostałości sadów zaobserwowane także w opuszczonych wioskach Polesia przez Soszczyńskiego [2011] występują w sąsiedztwie miejsc po dawnych zabudowań. Dziś jednak zagłuszane są one przez otaczające je nasadzone świerczyny. Ponadto obszarom po dawnych zabudowaniach towarzyszą różnego rodzaju rośliny ruderalne, a także pojedyncze drzewa przydrożne. Najbardziej spektakularnymi elementami krajobrazu zachowanymi po dawnej wiosce są elementy zabudowań mieszkalnych i gospodarczych. Jednak ze względu na to, iż były to chałupy w całości drewniane, zachowały się po nich jedynie kamienne podmurówki oraz pozostałości po piecach. Na poddanym szczegółowej 172

Ryc. 6. Obszar dawnego przysiółka Paryszowskie widziany na cieniowaniu ze skaningu laserowego Źródło: Magurski Park Narodowy.

Ryc. 7. Kamienne wały widziane na cieniowaniu ze skaningu laserowego Źródło: Magurski Park Narodowy.

inwentaryzacji przysiółku Paryszowskie zinwentaryzowano pozostałości 4 domostw z bardzo dobrze zachowanymi kamiennymi podwalinami wykonanymi od strony odstokowej [Ryc. 9]. Ponadto upływowi czasu oparły się także betonowe zarysy budynków. Natomiast w najlepszym stanie zachowały się kamienne piwnice wykonane pod posadzkami chałup. Trzy z nich zachowały się w niemal idealnym stanie, a w jednym przypadku przetrwało nawet kamienne zejście prowadzące do piwnicy bezpośrednio z zabudowań gospodarczych. Był to jednak wyjątek, ponieważ większość wejść do piwnic znajdowała się na zewnątrz obiektów. 173

Wszystkie z tych form posiadały natomiast łukowe sklepienia wznoszące się na wysokości 1,7 m, jednakże zdecydowanie różniły się one pomiędzy sobą rozmiarami [Ryc. 10]. Najmniejsza z nich mierzyła zaledwie 2,3 x 2,8 m, natomiast największa z piwnic miała 7 x 8,5 m. Same chałupy zinwentaryzowane w obrębie

Ryc. 8. Kamienny kopiec na przysiółku Paryszowskie Źródło: P. Franczak.

Ryc. 9. Kamienne podwaliny zabudowań mieszkalnych Źródło: P. Franczak. 174

Fot. 10. Piwnica na przysiółku Paryszowskie Źródło: P. Franczak.

Fot. 11. Kapliczka na przysiółku Paryszowskie Źródło: P. Franczak.

przysiółka były dużymi budowlami. Ich kamienne podwaliny mierzyły od 15 do 18,9 m długości i osiągały średnio 1,5 m wysokości. Natomiast podmurówka najokazalszej chałupy należącej do Zięby (nr 61) mierzyły nawet 2,3 m wysokości [Ryc.9]. Z kolei wznoszące się powyżej nich zabudowania mierzyły od 6,5 x 12 m 175

(szerokość x długość), w przypadku najskromniejszej chałupy Frankiewicza (nr 59) do 7,5 x 18,5 m w chałupy Zięby (nr 61). Na obszarze przysiółka Paryszowskie zinwentaryzowano również inne rzadko spotykane obiekty związane z codziennym funkcjonowaniem mieszkańców wsi. W sąsiedztwie chałupy Kleczyńskiego (nr 60) zachowało się kamienne ujęcie wody zlokalizowane na źródłowym odcinku potoku. Tuż obok mieściła się niewielka kamienna studzienka (0,5 x 0,5 m). Inne obiekty związane z funkcjonowaniem przysiółka, a świadczące o jego dawnym krajobrazie znajdują się przy trakcie drogowym prowadzącym z dawnego centrum wsi. Na jego skraju znajduje się kamienna kapliczka domkowa, która będąc w ruinie została przed kilku laty odrestaurowana [Ryc. 11]. Ponadto w latach 90. XX w. odbudowany również ostał kamienny kościół p.w. św. Jana z Dukli i św. Huberta, który wybudowany tuż przed wybuchem II wojny światowej uległ w czasie bombardowania wioski znacznemu zniszczeniu.

WALORY KRAJOBRAZU KULTUROWEGO HUTY POLAŃSKIEJ I PERSPEKTYWA JEGO UDOSTĘPNIENIA TURYSTYCZNEGO Przeprowadzone badania terenowe oraz analiza archiwalnych zasobów kartograficznych wykazały występowanie na obszarze Huty Polańskiej, a zwłaszcza na jej przysiółku Paryszowskie licznych, dobrze zachowanych elementów dawnego krajobrazu kulturowego wsi. Przeprowadzone obserwacje potwierdzają również wyniki uzyskane w rezultacie bonitacji punktowej zaproponowanej przez Soczyńskiego [2012]. Pozwoliły one na zaklasyfikowanie Huty Polańskiej do grona najbardziej perspektywicznych obszarów pod względem rozwoju turystyki skierowanej na poznawanie krajobrazu kulturowego dawnych wsi (przyznano 11 punktów na 16). W porastających obecnie obszar wioski lasach zachowało się bowiem wiele elementów świadczących i obrazujących wygląd dawnej wioski. Ponadto jej gwałtowne wyludnienie spowodowało zachowanie tych elementów w sposób niezmieniony przez następne dziesiątki lat. Nie zaszły na tym obszarze zmiany w sposobie gospodarowania, jakie zostały poczynione w innych wioskach beskidzkich wraz z mechanizacją rolnictwa. Dodatkowo potencjał kulturowy Huty Polańskiej podnosi fakt, iż była to jedyna wieś zamieszkała w tej części Beskidu Niskiego przez ludność polską, którą otaczały wsie łemkowskie. Poprzez zachowanie na niewielkim obszarze wielu elementów dawnej wsi możliwym jest ich udostępnienie turystyczne, w celu ukazania dawnego wiejskiego krajobrazu Karpat Dodatkowo położenie tego obszaru w granicach Magurskiego Parku Narodowego stwarza większe możliwości dla udostępnienia tych obiektów. W tym celu należy zaprojektować ścieżkę dydaktyczną prowadzącą pomiędzy najcenniejszymi obiektami z odpowiednim ich zaprezentowaniem. Natomiast same formy należy chronić stosując ochronę czynną zapobiegając ich niszczeniu. Należy także doprowadzić do częściowego odsłonięcia tych form, a w perspektywie być 176

może nawet do odtworzenia części dawnego krajobrazu przysiółka poprzez odtworzenie części dawnej polany.

PODSUMOWANIE Huta Polańska stanowi obszar o wysokich walorach krajobrazowych. Jej wyjątkowość przejawia się w tym, iż łączy elementy krajobrazu przyrodniczego i pozostałości wiejskiego krajobrazu kulturowego. Implikuje to potrzebę kompleksowej i skutecznej ochrony zachowanego na jej obszarze, dziedzictwa przyrodniczego i krajobrazowego. Obecnie dostępne narzędzia prawne umożliwiają to w sposób częściowy, ze względu na fragmentaryzację uregulowań dotyczących ochrony krajobrazu w dwóch odrębnych ustawach- ustawie o ochronie zabytków i opiece nad zabytkami oraz w ustawie o ochronie przyrody. W celu zapewnienia efektywnej ochrony obszarów, łączących przyrodnicze i kulturowe walory krajobrazowe, należy postulować wprowadzenie kompleksowej definicji krajobrazu na wzór Europejskiej Konwencji Krajobrazowej, a w następstwie ujednolicić prawne narzędzia ochrony. Pozytywnym wydźwiękiem proponowanych zmian, oprócz zachowania krajobrazu, ma być również możliwość wykorzystania obszarów o walorach krajobrazowych do celów edukacyjnych i turystycznych oraz poszerzania świadomości o występowaniu takich miejsc, które stanowią dziedzictwo narodowe. Badania zostały przeprowadzone w ramach opracowywania Planu Ochrony Magurskiego Parku Narodowego. Autorzy składają podziękowania Dyrekcji Parku za umożliwienie przeprowadzenia badań.

LITERATURA Czaderna A. 2009. Walory Magurskiego Parku Narodowego i ich ochrona, Roczniki Bieszczadzkie, 17: 147-163. Europejska Konwencja Krajobrazowa z dnia 20 października 2000 r. (Dz. U. 2006 nr 14 poz. 98). Kataster gruntowy z 1861. Instytut Geografii i Gospodarki Przestrzennej Uniwersytet Jagielloński. Komisja Krajobrazu Kulturowego Polskiego Towarzystwa Geograficznego (http://www.krajobraz.kulturowy.us.edu.pl). Materiały do historii Huty Polańskiej. 1994. Magury, '93: 51-68. Myga-Piątek U. 2001. Spór o pojęcie krajobrazu w geografii i dziedzinach pokrewnych, Przegląd Geograficzny, 73(1-2): 163-176. Myga-Piątek U. 2010. Przemiany krajobrazów kulturowych w świetle idei zrównoważonego rozwoju, Problemy Ekorozwoju, 5(1): 96. Otawski P. 2011. Krajobraz – ochrona prawna, stan obecny, perspektywy. [W:] Ochrona krajobrazu przyrodniczego i kulturowego a rozwój cywilizacyjny, Warszawa, 36-42.

177

Słownik geograficzny Królestwa Polskiego i innych krajów słowiańskich. 1882. Kasa im. Piotra Mianowskiego, Warszawa, 3: 235. Soszczyński D. 2012. Krajobraz opuszczonych wsi Polesia w świetle archiwalnych materiałów kartograficznych, Prace Komisji Krajobrazu Kulturowego, 16: 219-228. Ustawa z dnia 16 kwietnia 2004 r. o ochronie przyrody (Dz. U. 2004 Nr 92 poz. 880). Ustawa z dnia 23 lipca 2003 r. o ochronie zabytków i opiece nad zabytkami ( Dz. U. 2003 nr 162 poz. 1568 z późniejszymi zmianami). Wojskowy Instytut Geograficzny. 1938. Instytut Geografii i Gospodarki Przestrzennej Uniwersytet Jagielloński. Wolski P. 2011. Szkic do polityki kształtowania krajobrazu. [W:] Ochrona krajobrazu przyrodniczego i kulturowego a rozwój cywilizacyjny, Warszawa, 14-24. Worobiec K.A. 2011. Tezy wystąpienia, [W:] Ochrona krajobrazu przyrodniczego i kulturowego a rozwój cywilizacyjny, Warszawa, 12-13. Źródła internetowe: http://beskid.niski.pl

STRESZCZENIE W artykule przedstawiono rozważania dotyczące współwystępowania krajobrazów kulturowych i przyrodniczych na jednym obszarze. Autorzy przeanalizowali czy obowiązujące narzędzia prawne są wystarczające do skutecznej ochrony krajobrazu kulturowego zachowanego na obszarach cennych przyrodniczo. Badania przeprowadzono na przykładzie Huty Polańskiej położonej na obszarze Magurskiego Parku Narodowego, której obszar charakteryzuje się wysokimi walorami przyrodniczymi i jednocześnie zawiera cenne zasoby wiejskiego krajobrazu kulturowego. Zwrócono również uwagę, iż z powodu braku kompleksowego definiowania krajobrazu w polskim ustawodawstwie, brak jest możliwości skutecznej ochrony obszarów, na których jednocześnie występuje krajobraz kulturowy i krajobraz przyrodniczy. Podjęte zostały również rozważania nad zmianami prawnymi, które mogą zmienić obecny stan in plus. W tym kontekście przytoczone zostały zapisy Europejskiej Konwencji Krajobrazowej oraz Prezydencki Projekt Ustawy o zmianie niektórych ustaw w związku ze wzmocnieniem narzędzi ochrony krajobrazu.

SUMMARY This article is devoted to elaborate on the co-existence of cultural landscapes and natural landscapes in one area. Authors amied at answering to the question pertaining to the research problem whetherthe existing legal instruments are sufficient for the effective protection of the cultural landscape preserved in Natural Areas. The answer to this question provides a case study of Huta Polanska, which is situated in the area of ​the Magura National Park and is characterized by high natural values​​, also contains valuable resources of rural cultural landscape. The authors also pointed out that the lack of a comprehensive definition of the landscape in the Polish legislation results in thelack of the possibility of effective protection of the areas, with the cultural landscape and the natural landscape at the same time. Considerations are also taken on legislative changes, that can modify the current state for the better one. In this context, the records from the European Landscape Convention and Presidential Draft Law are cited on amendment of certain acts in connection with the strengthening of the landscape security tools.

178

DOI: 10.5604/20811438.1158042 Svetlana Milevskaya Instytut Ekologii Karpat NAN Ukrainy, Lviv, ul. Kozelnicka 4, 79026, Lviv, Ukraina, e-mail: [email protected]

СОВРЕМЕННОЕ СОСТОЯНИЕ ЛЕСНОЙ РАСТИТЕЛЬНОСТИ БЕРЕЗОВСКОГО ЛЕСНИЧЕСТВА (ПОКУТСКО-БУКОВИНСКИЕ КАРПАТЫ) AKTUALNY STAN ROŚLINNOŚCI BIERIEZOWSKIEGO LEŚNICTWA (BESKIDY POKUCKO-BUKOWIŃSKIE) CURRENT STATUS OF VEGETATION OF BEREZOVSKY FORESTRY (POKUTTYA-BUCOVINA CARPATHIANS) Ключевые слова: Карпаты, лесная растительность, Fagion sylvaticae, Tilio platyphyllis-Acerion pseudoplatani, Carpinion betuli, Alno-Ulmion, Piceion abietis Słowa kluczowe: Karpaty, roślinność leśna, Fagion sylvaticae, Tilio platyphyllis-Acerion pseudoplatani, Carpinion betuli, Alno-Ulmion, Piceion abietis Key words: Carpathians, forest vegetation, Fagion sylvaticae, Tilio platyphyllis-Acerion pseudoplatani, Carpinion betuli, Alno-Ulmion, Piceion abietis Abstract. In the region there dominate spruce, fir and beech forests of middle age.. Floristic compositions of forest communities indicate their predominant belonging to eight associations of four alliances of order FAGETALIA SYLVATICAE. In small areas threre grow spruce and fir forests. They are represented by three associations of alliance Piceion abietis. Beech forests with sycamore of associations Acer-Fagetum and Lunario-Aceretum pseudoplatani deserve special protection.

ВВЕДЕНИЕ Покутско-Буковинские Карпаты - природный регион во внешней полосе Украинских Карпат в пределах Ивано-Франковской и Черновицкой областей. Это типичное лесистое низкогорье, примыкающее с юга к Предкарпатской возвышенности от верховья реки Лючки (бассейн Прута) до границы с Румынией [Геренчук 1968]. Березовское лесничество Государственного предприятия "Кутское лесное хазяйство" занимает 3669 га лесных земель в бассейне реки Лючки. Это типичный низкогорный район, в пределах высот 400 – 1100 м над уровнем моря (н.у.м.). Здесь преобладают пихтово-буковые леса. До высоты 600 м н.у.м. распространены грабово-буковые леса и главным типом леса является влажная грабовая бучина с древостоями I-Iа бонитета. Выше, в пределах 600-900 м н.у.м., распространены чистые буковые леса 179

с примесью явора, ясеня, вяза горного также I- Iа бонитета. Еще выше, растут яворово-буковые леса средней производительности. В течение последних 500 лет в лесных ландшафтах низкогорья Карпат произошли глубокие антропогенные трансформации. Эти процессы были обусловлены плотным заселением людьми этих территорий, особенно в речных долинах, а также в последствии интенсивным лесопользованием и агрокультурным освоением земель. Эти процессы происходили и в бассейне р. Лючки, [Мілевська 2003, 2004, 2013]. Значительным хозяйственным преобразованиям подверглись тут и сохранившиеся лесные угодья. Они как минимум дважды уже пройдены сплошными вырубками. Вследствие этого произошли кардинальные изменения структуры лесной растительности и деградационные трансформации лесных биогеоценозов. Особенно значительные объемы лесопользования имели место в 50-60 годах ХХ века, 3000 Querqus robur

Abies alba

Площадь, га

2500

2000 1500 Fagus sylvatica 1000 500 Picea abies 0

Площадь, га

40

1

2

А

П

С

Приспевающие

Спелые и перестойные

Robinia pseudoacacia

30

Acer platanoides Fraxinus excelsior

20

Betula pendula 10

Larix europaea Carpinus betulus Alnus glutinosa + Alnus incana

0 I класса

II класса

Среднего возраста

Группы возраста древостоев

Рис. 1. Возрастная структура по преобладающим породам древесной растительности Березовского лесничества по состоянию на 2010 год Источник: Собственная разработка на основании материалов учета лесного фонда [Розподіл… 2010]. 180

когда большинство старовозрастных и средневозрастных древостоев в Карпатах были срублены. На их месте путем самозарастания или вследствие создания лесных культур возникли молодые преимущественно буковые и еловые древостои I класса возраста (до 20 лет). В течение последних 50 лет возрастная структура древостоев тоже существенно изменилась. По материалам учета лесного фонда [Розподіл… 1910] состоянием на 2010 год на территории Березовского лесничества Государственного предприятия "Кутское лесное хозяйство" (Косовский район ИваноФранковской области) преобладают средневозрастные древостои, которые занимают до 73% площади, увеличилась и площадь приспевающих древостоев (11%). В целом можно отметить устойчивую тенденцию формирования на территории лесничества буковых древостоев. На значительно меньшей площади, 365 га произрастают еловые леса, большинство из которых средневозрастные, приспевающие и спелые. Пихтовые леса занимают 175 га. Большинство из них средневозрастные. На небольших площадях растут древостои дуба обыкновенного - 22 га, граба 6,5 га и ольхи серой и черной – 6,2 га и перестойные древостои березы - 1,6 га (рис.1.). В целом флористическое и фитоценотическое разнообразие растительного покрова региона до настоящего времени не было исследовано. Поэтому, целью нашей роботы явилось предварительное синтаксономическое обобщение структуры лесной растительности региона на примере Березовского лесничества Государственного предприятия "Кутское лесное хазяйство".

МАТЕРИАЛЫ И МЕТОДИКА Наши исследования базируются на материалах лесоустройства Березовского лесничества Государственного предприятия "Кутское лесное хозяйство" (Косовский район Ивано-Франковской области) 2010 года. За основу взято план лесонасаждений и материалы распределения площадей за преобладающими породами и группами возраста древостоев. Концептуальной основой наших исследований было применение методов эколого-флористической классификации Браун-Бланке в интерпретации польской школы фитосоциологии [Matuszkiewicz 2001, 2005]. Использован фактический материал – собственные геоботанические исследования с фиксацией наиболее распространенных в растительных сообществах видов, главным образом имеющих диагностическое значение для выделения синтаксонов. При диагностике синтаксонов растительных сообществ мы указываем вст речающие ся в регионе характерные (Ch.) и дифференцирующие виды (D.) классов (Cl), порядков (O.), союзов (All.), подсоюзов (SubAll.), ассоциаций (Ass.). 181

РЕЗУЛЬТАТЫ Установлено, что наиболее распространенными на исследованной территории являются средневозрастные буковые леса союза Fagion sylvaticae R.Tx. et Diem. 1936. В зависимости от локальных экотопических условий и в силу иных обстоятельств биологического и хозяйственного характера они представлены довольно широким спектром сообществ разных растительных ассоциаций. В их флористической композиции встречаются типичные представители класса мезофитных и мезоксерофитных широколиственных листопадных лесов QUERCO-FAGETEA Br.-Bl. et Vlieg. 1937 порядка FAGETALIA SYLVATICAE Pawł. in Pawł., Sokoł. et Wall. 1928. Это характерные виды (Ch.Cl.: Acer platanoides, Aegopodium podagraria, Anemone nemorosa, Brachypodium sylvatica, Campanula trachelium, Carex digitata, Corylus avellana, Epipactis helleborine, Euonymus europaea, Euonymus verrucosa, Fraxinus excelsior, Hepatica nobilis, Lathraea squamaria, Lonicera xylosteum, Melica nutans, Poa nemoralis, Ranunculus auricomus, Salvia glutinosa, Scilla bifolia; Ch.O.: Adoxa moschatellina, Allium ursinum, Anemone ranunculoides, Aposeris foetida, Asarum europaeum, Astrantia major, Atrichum undulatum, Carex sylvatica, Corydalis cava, Daphne mezereum, Dryopteris filixmas, Epilobium montanum, Euphorbia amygdaloides, Eurhynchium striatum, Ficaria verna, Gagea minima, Galeobdolon luteum, Galium odoratum, Impatiens noli-tangere, Isopyrum thalictroides, Lathyrus vernus, Lilium martagon, Lysimachia nemorum, Mercurialis perennis, Milium effusum, Neottia nidus-avis, Paris quadrifolia, Phyteuma spicatum, Polygonatum multiflorum, Primula elatior, Pulmonaria obscura, Pulmonaria officinalis, Ranunculus cassubicus, Ranunculus lanuginosus, Sanicula europaea, Scrophularia nodosa, Stachys sylvatica, Veronica montana, Viola reichenbachiana). Союз Fagion sylvaticae представлен диагностическими видами (Ch.All.: Cephalanthera damasonium, Dentaria bulbifera, Dentaria glandulosa, Fagus sylvatica, Festuca altissima, Hordelymus europaeus, Luzula luzuloides, Melica uniflora, Polystichum braunii, Prenanthes purpurea). Наиболее распространенными на территории лесничества являются богатые карпатские бучины на свежих и влажных суглинистых грунтах ассоциации Dentario glandulosae-Fagetum W.Mat.1964. (Ch.Ass.: Dentaria glandulosa, Symphytum cordatum; D.Ass: Euphorbia amygdaloides, Glechoma hirsuta, Salvia glutinosa, Symphytum tuberosum). Менее распространены кислые бучины ассоциации Luzulo luzuloidis-Fagetum (Du Rietz 1923) Markgr. 1932 em. Meusel 1937, которые встречаются на более бедных кислых каменистых почвах (Ch.Ass.: Luzula luzuloides; D.Ass.: Abies alba, Prenanthes purpurea). Вследствие интенсивной лесохозяйственной деятельности сообщества обеих ассоциаций отчасти деградированы и отличаются более упрощенным флористическим составом и присутствием рудералов Geranium Rotundifoli, Impatiens Parviflora, Lactuca Serriola, Lamium Purpureum, Urtica Dioica, Urtica Urens. 182

На незначительных площадях произрастают буково-пихтовые леса подсоюза Galio rotundifolii-Abietenion Oberd. 1961 (Ch.SubAll.: Abies alba, Melampyrum sylvaticum), которые по флористической композиции соотносятся с союзом Fagion sylvaticae. В более богатых местообитаниях это сообщества Abies alba-Oxalis acetosella (эвтрофные пихтовые леса) J. Mat. 2001. На влажных довольно богатых каменистых почвах крутых склонов локально встречаются яворово-буковые леса с примесью пихты и ели, которые содержат характерные виды союза Tilio platyphyllis-Acerion pseudoplatani Klika 1955 (Ch.All.: Acer pseudoplatanus, Actaea spicata, Lunaria rediviva, Phyllitis scolopendrium, Tilia platyphyllos, Ulmus glabra). Чаще это сообщества ассоциации Aceri-Fagetum Rbel 1930 ex J. et M. Bartsch 1940. (D.Ass.: Athyrium distentifolium). Локально в травяном покрове обильно представлена Lunaria rediviva. Такие сообщества относятся к ассоциации Lunario-Aceretum pseudoplatani Grneberg et Schlüt. 1957. На незначительных площадях у подножья горных склонов встречаются грабовые леса союза Carpinion betuli Issler 1931 em. Oberd. 1957. В их флористической композиции представлены характерные виды (Ch.All.: Carex pilosa, Carpinus betulus, Cerasus avium, Galium intermedium, Lathraea squamaria, Melampyrum nemorosum, Stellaria holostea, Tilia cordata, Vinca minor), а также выше упомянутые характерные виды порядка FAGETALIA SYLVATICAE и класса QUERCO-FAGETEA. Поэтому, флористических особенностей достаточно, чтобы имеющиеся на территории лесничества фрагменты грабовых лесов с участием бука можна отнести к асоциации Stellario holosteae-Carpinetum betuli (R. Tx. 1937) Oberd. 1957. (Ch.: Carpinus betulus, Corylus avellana, Stellaria holostea; D.: Fagus sylvatica – домінант). На террасах речных долин местами сохранились фрагменты пойменных лесов союза Alno-Ulmion Br.-Bl. et R. Tx. 1943 nom. inval. Это леса с участием ольхи, ясеня и вяза. Их флористическую композицию образуют такие виды (Alnus glutinosa, Alnus incana, Carex remota, Chrysosplenium alternifolium, Circaea lutetiana, Eurhynchium angustirete, Equisetum pratense, Equisetum sylvaticum, Festuca gigantea, Ficaria verna, Gagea lutea, Impatiens noli-tangere, Listera ovata, Matteucia struthiopteris, Padus avium, Plagiomnium undulatum, Poa remota, Ribes spicatum, Rumex sanguineus, Stachys sylvatica, Stellaria nemorum, Ulmus laevis). Преимущественно их можно отнести к ассоциации Alnetum incanae Lüdi 1921 (Ch.Ass.: Alnus incana, Geranium phaeum; D.Ass.: Euphorbia mygdaloides (регіональний), Petasites hybridus, Petasites kablikianus, Symphytum cordatum, Tussilago farfara). Локально на переувлажненных заболоченнях поверхностях встречаются сообщества ассоциации Caltho laetae-Alnetum (Zarz. 1963) Stuchlik 1968. (Ch.Ass.: Caltha paluistris Valeriana simplicifolia; D.Ass.: Cardamine amara, Climacium dendroides, Equisetum sylvaticum, Plagiomnium affine, Scirpus sylvaticus). 183

На более бедных свежих и влажных кислых каменистых почвах склонов, которые представлены на небольших площадях, встречаются хвойные леса класса VACCINIO-PICEETEA Br.-Bl. 1939 и порядка PICEETALIA ABIETIS Pawł. in Pawł. et al. 1928, в травяном покрове которых представлены характерные виды (Сh.Cl.: Dicranum scoparium, Hylocomium splendens, Pleurozium schreberi, Vaccinium myrtillus; Ch.O.: Picea abies, Bazzania trilobata, Lycopodium annotinum). Такие лесные сообщества представляют союз Piceion abietis Pawł. et all. 1928, о чем свидетельствуют такие диагностические виды как Ch.All.: Picea abies, Homogyne alpina, Plagiothecium undulatum, Sphagnum girgensohnii; D.All.: Luzula sylvatica, Blechnum spicant, Huperzia selago. В верхних частях склонов встречаются фрагменты елового леса, которые условно относим к ассоциации Calamagrostio villosae-Piceetum (R.Tx. 1937) Hartm. ex Schlüter 1966 (D.Ass.: Calamagrostis villosa, Homogyne alpine, Luzula pilosa, Populus tremula, Plagiothecium undulatum). В нижних и средних частях склонов встречаются преимущественно елово-пихтовые леса ассоциации Abieti-Piceetum (montanum) Szaf.,Pawł. et Kulcz. 1923 em. J. Mat. 1978 (Ch.Ass.: Blechnum spicant, Homogyne alpine, Plagiothecium undulatum; D.Ass.: Abies alba, Fagus sylvatica). У подножий склонов на влажных торфянистых почвах выположенных поверхностей встречаются еловые леса с мощным покровом мхов ассоциации Bazzanio-Piceetum Br.-Bl. et Siss. 1939 (Ch.Ass.: Bazzania trilobata, Sphagnum girgensohnii, Polytrichum commune).

ИТОГИ И ОБОБЩЕНИЯ В целом лесной покров исследованного района претерпел существенные антропогенные изменения. Сейчас в нем доминируют вторичные средневозрастные буковые, а также хвойные елово-пихтовые леса. На незначительных площадях сохранились фрагменты прирусловых лесных сообществ ольхи серой и черной. В целом синтаксономическая классификация этих лесных растительных сообществ может быть представлена такой схемой: 1. Класс QUERCO-FAGETEA Br.-Bl. et Vlieg. 1937. 1.1. Порядок FAGETALIA SYLVATICAE Pawł. in Pawł., Sokoł. et Wall. 1928. 1.1.1. Союз Fagion sylvaticae R.Tx. et Diem. 1936: Ассоциация Dentario glandulosae-Fagetum W.Mat.1964; Ассоциация Luzulo luzuloidis-Fagetum (Du Rietz 1923) Markgr. 1932 em. Meusel 1937; Сообщество Abies alba-Oxalis acetosella J. Mat. 2001. 1.1.2. Союз Tilio platyphyllis-Acerion pseudoplatani Klika 1955: Ассоциация Aceri-Fagetum Rbel 1930 ex J. et M. Bartsch 1940; Ассоциация Lunario-Aceretum pseudoplatani Grneberg et Schlüt. 1957. 184

1.1.3. Союз Carpinion betuli Issler 1931 em. Oberd. 1957. Ассоциация Stellario holosteae-Carpinetum betuli (R. Tx. 1937) Oberd. 1957. 1.1.4. Союз Alno-Ulmion Br.-Bl. et R. Tx. 1943 nom. inval. Ассоциация Alnetum incanae Lüdi 1921 Ассоциация Caltho laetae-Alnetum (Zarz. 1963) Stuchlik 1968. 2. Класс VACCINIO-PICEETEA Br.-Bl. 1939. 2.1. Порядок PICEETALIA ABIETIS Pawł. in Pawł. et al. 1928. 2.1.1. Союз Piceion abietis Pawł. et all. 1928: Ассоциация Calamagrostio villosae-Piceetum (R.Tx. 1937) Hartm. ex Schlüter 1966; Ассоциация Abieti-Piceetum (montanum) Szaf.,Pawł. et Kulcz. 1923 em. J.Mat. 1978; Ассоциация Bazzanio-Piceetum Br.-Bl. et Siss. 1939. Таким образом, представленная структура растительного покрова является типичной для геоботанического района Покутско-Буковинских елово-пихтово-буковых лесов Украинских Карпат [Голубець 2003]. Преобладание средневозрастных буковых древостоев и, соответственно, растительных сообществ четырех союзов и восьми ассоциаций свидетельствует о хороших перспективах природных восстановительных процессов. Особенно это касается буковых лесов с участием явора - AceriFagetum и Lunario-Aceretum pseudoplatani. Эти фитоценозы являются редкостными на континенте Европы и подлежат охране на территориях Natura 2000. Хвойные леса не являются типичными для этого природноклиматического района. Поэтому, ель и пихта преимущественно встречаются сопутствующими породами в буковых древостоях. В связи с интенсивными антропогенными трансформациями лесных экосистем в агрокультурные угодья почти полностью исчезли прирусловые ольховые леса. Оставшиеся их фрагменты необходимо охранять и по возможности восстанавливать, поскольку такие растительные сообщества потенциально богаты и оригинальны в флористическом отношении.

ВЫВОДЫ Лесная растительность исследованной территории является типичной для геоботанического района Покутско-Буковинских елово-пихтово-буковых лесов Украинских Карпат. В целом она претерпела существенные антропогенные трансформации. Сейчас тут преобладают средневозрастные буковые леса, представленные флористическими сообществами восьми ассоциаций союзов Fagion sylvaticae, Tilio platyphyllis-Acerion pseudoplatani, Carpinion betuli и Alno-Ulmion. Хвойные пихтово-еловые леса представлены на небольших площадях. Это флористические сообщества трех ассоциаций союза Piceion abietis. 185

Буковые леса с участием явора асоциаций Aceri-Fagetum и LunarioAceretum pseudoplatani заслуживают особой охраны.

ЛИТЕРАТУРА Голубець, М.А. (2003). Геоботанічне районування Українських Карпат – основа раціонального природокористування. Екологічний збірник: Екологічні проблеми Карпатського регіону. Т. 12, 283-292. Львів: НТШ. Геренчук, К.І. (1968). Ландшафти. Природа Українських Карпат. 208-238. Львів: ВЛУ. Мілевська, С.Я. (2003). До історії освоєння біогеоценотичного покриву верхів'я басейну річки Лючки. Наукові основи збереження біотичної різноманітності. Тематичний збірник Інститут екології Карпат. Випуск 4, 65-69. Львів: Ліга-Прес. Мілевська, С.Я. (2004) Сучасна трансформація лісів верхів'я басейну річки Лючки. Науковий вісник. Український державний лісотехнічний університет. Збірник науково-технічних праць. Випуск 14.7, 49-51. Львів: РВЦ УДЛТУ. Мілевська, С.Я. (2013) Зміни структури лісів гірської частини басейну річки Лючки упродовж 1967-2010 років. Науковий вісник. Національний лісотехнічний університет України. Збірник науково-технічних праць. Випуск 23.18, 22-27. Львів: РВЦ НЛТУ. Розподіл вкритих лісовою рослинністю лісових ділянок за панівними породами та групами віку. Форма № 2 (2010). Проект організації та розвитку лісового господарства ДП "Кутське ЛГ". Івано-франківського обласного управління лісового та мисливського господарства. Березівське лісництво. 99-108. Львів Matuszkiewicz, W. (2001). Przewodnik do oznaczania zbiorowisk roślinnych Polski. (wydanie istotnie zmienione w stosunku do wydania z 1981) PWN. Warszawa. Matuszkiewicz, J.M. (2005). Zespoły leśne Polski. PWN. Warszawa.

РЕЗЮМЕ Покутско-Буковинские Карпаты - низкогорный природный регион во внешней полосе Украинских Карпат в пределах Ивано-Франковской и Черновицкой областей. Сейчас здесь преобладают средневозрастные елово-пихтово-буковые леса. Они представлены преимущественно сообществами союзов Fagion sylvaticae, Tilio platyphyllis-Acerion pseudoplatani, Carpinion betuli и Alno-Ulmion. Это ассоциации Dentario glandulosae-Fagetum, Luzulo luzuloidis-Fagetum, Abies alba-Oxalis acetosella, Aceri-Fagetum, Lunario-Aceretum pseudoplatani, Stellario holosteae-Carpinetum betuli, Alnetum incanae, Caltho laetae-Alnetum. На небольших площадях растут елово-пихтовые леса союза Piceion abietis. Они представлены сообществами ассоциаций Calamagrostio villosae-Piceetum, Abieti-Piceetum (montanum), Bazzanio-Piceetum. Такое разнообразие фитоценозов свидетельствует о хороших перспективах восстановительных тенденций автохтонной растительности.

186

STRESZCZENIE Karpaty Pokucko-Bukowińskie - region niskich gór w zewnętrznej strefie Karpat ukraińskich w obrębie województw Iwano-Frankowskiego i Czerniowickiego. Teraz tutaj dominują lasy świerkowo-jodłowo-bukowe średniego wieku. Są one reprezentowane głównie przez zespoły związków Fagion sylvaticae, Tilio platyphyllis-Acerion pseudoplatani, Carpinion betuli i Alno-Ulmion. Są to asocjacje Dentario glandulosae-Fagetum, Luzulo luzuloidis-Fagetum, Abies alba-Oxalis acetosella, Aceri-Fagetum, Lunario-Aceretum pseudoplatani, Stellario holosteae-Carpinetum betuli, Alnetum incanae, Caltho laetaeAlnetum. Na stosunkowo małych obszarach rosną lasy jodłowo-świerkowe związku Piceion abietis. Są one przestawione przez asocjacje Calamagrostio villosae-Piceetum, AbietiPiceetum (montanum), Bazzanio-Piceetum. Taka różnorodność zespołów wskazuje na dobre perspektywy odnowienia roślinności autochtonicznej.

SUMMARY Regions of Pokuttya-Bucovina Carpathians are low mountains in the outer zone of the Ukrainian Carpathians mts. within the oblast Ivano-Frankivsk and Chernivtsi. Now there dominate spruce-fir-beech forests of middle age. They are mainly represented by plant communities of alliances Fagion sylvaticae, Tilio platyphyllis-Acerion pseudoplatani, Carpinion betuli and Alno-Ulmion. These associations are Dentario glandulosae-Fagetum, Luzulo luzuloidis-Fagetum, Abies alba-Oxalis acetosella, Aceri-Fagetum, Lunario-Aceretum pseudoplatani, Stellario holosteae-Carpinetum betuli, Alnetum incanae, Caltho laetaeAlnetum. Forests of fir and spruce alliance Piceion abietis grow in relatively small areas. They are presented by associations Calamagrostio villosae-Piceetum, Abieti-Piceetum (montanum), Bazzanio-Piceetum. Such a diversity of plant communities demonstrates good prospects for the renewal of autochthonous vegetation.

187

DOI: 10.5604/20811438.1158048 Jakub Pałubicki Wyższa Szkoła Zarządzania Środowiskiem w Tucholi Jan Grajewski, Magdalena Twarużek, Anna Błajet - Kosicka, Robert Kosicki Uniwersytet Kazimierza Wielkiego w Bydgoszczy

ŚRODOWISKO BYTOWANIA DZIKÓW, A ZAWARTOŚĆ ZEARALENONU I JEGO METABOLITÓW W WYBRANYCH NARZĄDACH, TKANKACH I PŁYNACH USTROJOWYCH NATURAL HABITAT OF WILD BOARS AND ITS IMPACT ON THE CONTENT OF ZEARALENON AND ITS METABOLITES IN SELECTED ORGANS, TISSUES AND FLUIDS Słowa kluczowe: dzik, mikotoksyny, zearalenon, kukurydza Key words: wild boar, mycotoxins, zearalenone, maize Abstract. The study was undertaken following a detection of numerous disorders in wild boar populations, one of the main symptoms being the prolonged period of rut. Since sows leading piglets have been observed all year round, it clearly indicates that mating period lasts nearly 24 months. Furthermore, younger and younger sows have been noticed which implies that the fertility age must have dropped. The possible reasons of this situation might be the increased maize cultivation and steady enlargement of maize fields.

WSTĘP Pierwotnie zasadniczym środowiskiem bytowania dzików był las. Zasiedlały one wszystkie jego typy, ze szczególnym uwzględnieniem terenów obfitujących w bagna i mokradła w głębi większych kompleksów. Pola penetrowały dziki jedynie w nocy, poszukując pożywienia, a na dzień wracały do swoich ostoi leśnych. Dzik jest głównie roślinożercą, pokarm roślinny stanowi ok. 90% diety (w tym rośliny uprawne 30%) udziału, reszta, czyli ok. 10%, to pokarm zwierzęcy. Prawidłowo okres godowy, czyli huczka powinna przypadać na miesiące późno jesienne i zimowe, okres wyproszeń to III – IV, przy czym lochy przystępują tylko raz w roku do rozrodu [Oloff 1951]. Przedstawiona wzorcowa biologia gatunku ulega jednak ciągłym zmianom. Dzik ze zwierzęcia typowo leśnego staje się gatunkiem bytującym w większości na polach, głównie w dużych łanach zbóż, gdzie oprócz obfitej bazy żerowej znajduje schronienie, aż do zimy [Biber i Ruf 2005]. Tylko okres najcięższych mrozów spędza w głębi lasu, a wraz z nastaniem wiosny wraca w pobliże swych letnio – jesiennych ostoi. Udział spożywanej roślinności uprawnej, w tym głównie kukurydzy, wzrasta z optymalnych 30% do ponad 70%. W wielkoobszarowych 188

łanach kukurydzy dziki są aktywne cały dzień, ruja trwa od jesieni do późnej wiosny, udział biorą w niej już osobniki młodociane, a wyproszenia następują od zimy do lata [Pałubicki i Grajewski 2010]. Wraz ze zmianą biologii gatunku można zaobserwować znaczący wzrost populacji w naszym kraju z ok. 80 tys. szt. w roku 1995, do ok 225 tys. szt. w sezonie 2008/2009 [Pałubicki i Grajewski 2010]. Przyczyny tego zjawiska mogą być dwojakie: brak wrogów naturalnych i wzrost powierzchni wielkoobszarowej uprawy kukurydzy. Wielkoobszarowa uprawa kukurydzy to czynnik, który wielostronnie oddziałuje na populacje dzików, gdyż znacznie zwiększa bazę żerową, powoduje zmianę środowiska bytowania i, jak wskazują ostatnie badania, może powodować zaburzenia hormonalne [Chełkowski 1998; Pałubicki i Grajewski 2010; Pitett 2006]. Wraz z powiększaniem się areału i intensyfikacją uprawy wzrasta znaczenie gospodarcze chorób i szkodników kukurydzy. Szczególnie groźne są patogeny, które posiadają zdolność wytwarzania metabolitów drugorzędowych, czyli mikotoksyn [Dubas 2001, Pittet 2006]. Warunki pogodowe występujące jesienią w naszej strefie klimatycznej sprzyjają rozwojowi grzybów pleśniowych na kolbach kukurydzy należących przede wszystkim do rodzajów Aspergillus, Penicillium i Fusarium, które podczas rozwoju wydzielają mikotoksyny [Chełkowski 1998]. Charakteryzują się one wysoką odpornością na temperaturę, a ich obecność w żywności oraz w paszach niesie za sobą potencjalne zagrożenie dla zdrowia zarówno ludzi jak i zwierząt. Głównym metabolitem grzybów Fusarium graminearum i Fusarium culmorum (powodującymi zgniliznę kłosów i kolb) jest naturalny estrogen zearalenon (ZEN) nazywany również toksyną F2 [Grajewski 2006]. Ta mikotoksyna produkowana jest przez grzyby pleśniowe występujące praktycznie na całym świecie we wszystkich warunkach klimatycznych. Biochemicznie jest to lakton kwasu 6 – (10 hydroksy-6 oksy-trans 1undecenylobebeta-rezorcylowego), a nazwa łączy w sobie elementy dominującego występowania – zea (kukurydza łac. zea mays), ral – lakton kwasu rezocylowego (resorcylic acid lactone), en – dla olefinowego podwójnego wiązania grupy ketonowej. Estrogeny to ważna grupa hormonów płciowych. Nazywane są hormonami żeńskimi i najważniejszą rolę odgrywają w organizmach żeńskich, ale są też niezbędne dla osobników męskich – ich niedobór w jądrach może powodować bezpłodność. W organizmach żeńskich syntetyzowane są głównie w jajnikach, hydroksylowane w wątrobie i sprzęgane z kwasem glukuronowym, a następnie wydalane z żółcią i moczem. Część estrogenów wydalanych z żółcią jest następnie eliminowana z kałem, a część powtórnie wchłaniana w jelicie. Estrogeny wpływają na wiele cech i funkcji organizmu, m.in. są odpowiedzialne za regulację cyklu rozrodczego. Szczególną rolę odgrywają w pierwszej jego fazie, kiedy to stymulują rozrost błony śluzowej macicy i przygotowują ją do implantacji zarodka oraz zwiększenie pobudliwości mięśni gładkich (macicy i jajowodów) [Goliński i Nowak 2004; Twarużek i in. 2010]. 189

Zearalenon często tworzy pochodne zwane metabolitami np. w formie α i β zearalenolu lub α i β zearalanolu. W organizmach zwierzęcych istnieją dwie podstawowe drogi biotransformacji ZEN: hydroksylacja – polegająca na formowaniu się α i β zearalenolu oraz łączenie się ZEN i jego metabolitów z kwasem glukuronowym. Nadmiar zeralenonu i jego pochodnych w organizmie może powodować zaburzenia hormonalne w konsekwencji doprowadzające do hiperestrogenizmu. Według danych literaturowych mikotoksyna ta dostarczana do organizmu, jako naturalny estrogen stopniowo i w niewielkich dawkach powoduje zaburzenia płodności i cyklu rozrodczego m.in. przez spowolnienie i przedłużenie owulacji [Jakimiuk i in. 2006; Fink-Gremmels 2008]. W przypadku dzików może to powodować obniżenie wieku płodności oraz sytuację, w której samice są gotowe do zapłodnienia przez większą część roku, co prowadzi do wydłużenia okresu rui. Ustalono, że w przewodzie pokarmowym zwierząt ZEN ulega szybkiemu metabolizmowi do pochodnych, a powstający ZEL wykazuje dziesięciokrotnie wyższe działanie estrogenne jak sam ZEN.

CEL PRACY Przyczyną podjęcia badań były zaburzenia zauważone w populacjach dzików. Polegały one głównie na wydłużeniu okresu rui – praktycznie przez cały rok obserwuje się lochy prowadzące pasiaki, co może dowodzić, że okres godowy trwa większą część roku, a także zaobserwowano coraz młodsze sztuki prowadzące młode, co z kolei mogłoby wskazywać na obniżenie wieku płodności. Przyczyn tego zjawiska zaczęto się dopatrywać w intensyfikacji uprawy kukurydzy i stałym wzroście obszaru przez nią zajmowanego. Chcąc potwierdzić, że głównym źródłem dostarczanego do organizmu zearalenonu są kolby kukurydzy, często zapleśniałe z dużą ilością patogenów grzybowych przeprowadzono badania, których celem było porównanie zawartości ZEN i jego pochodnych w narządach, tkankach i płynach ustrojowych (krew, żółć, wątroba, nerki, mięśnie) dzików pozyskanych w terenach wielkoobszarowych zasiewów kukurydzy (ponad kilkuset ha) oraz w zwartych kompleksach leśnych o powierzchni powyżej kilku tysięcy ha, gdzie w promieniu kilku kilometrów od granicy lasu nie było wielkoobszarowych upraw kukurydzy, a dziki żywiły się tylko tym, co znalazły w lesie.

MATERIAŁ BADAWCZY I METODY BADAŃ Materiał do badań stanowiły próbki pobrane z loszek dzików o masie 50 – 60 kg pozyskanych w okresie od listopada 2011 do stycznia 2012 roku. Próbki pochodziły od osobników z terenów polnych – bytujących w wielkoobszarowych 190

łanach kukurydzy – liczba 14 próbek oraz z obwodów leśnych – stanowiących rejon kontrolny w liczbie 12 sztuk. Określenie zawartości ZEN i jego pochodnych zostało przeprowadzone w Laboratorium Badawczym Mikotoksyn UKW w Bydgoszczy metodami instrumentalnymi chromatografii cieczowej. Ekstrakcja zearalenonu i jego metabolitów z tkanek przebiegała w następujący sposób: do 2,0 g próbki dodano 20 ml metanolu. Próbkę homogenizowano 2 minuty na wysokich obrotach. Następnie ekstrakt przesączono na sączku karbowanym. 12 ml przesączonego ekstraktu rozcieńczono 48 ml wody i dodano 30 ml znakowanego izotopowo roztworu wzorca wewnętrznego (13C-ZEN). Po wymieszaniu całość przefiltrowano na sączku drobnowłóknistym i naniesiono 50 ml roztworu na kolumienkę ZearalaTest™ (Vicam). Kolumienkę przemyto 20 ml wody i osuszono powietrzem. Anality eluowano 2,0 ml metanolu. Eluat został o odparowany do sucha w strumieniu azotu w temperaturze 40 C, a następnie rozpuszczono w 500 ml roztworu MeOH:H2O (1:4). Proces ekstrakcji zearalenonu i jego metabolitów z płynów przebiegał następująco: do 2 ml próbki dodano 2,5 ml buforu PBS oraz 20 ml roztworu βo glukuronidazy/arylsulfatazy (Merck) i inkubowano przez 2 h w 37 C. Następnie całość naniesiono na kolumnę ChemElut (Agilent). Po 5 min anality były eluowane 25 ml octanu etylu. Eluat został odparowany do sucha w strumieniu azotu w temperaturze 50oC, a następnie rozpuszczony w 5 ml buforu PBS. Po wymieszaniu całość naniesiono na kolumienkę ZearalaTest™ (Vicam). Kolumienkę przemyto dwukrotnie 10 ml wody i osuszono powietrzem. Anality eluowano 2,0 ml metanolu. Eluat został odparowany do sucha w strumieniu azotu o w temperaturze 40 C, a następnie całość rozpuszczono w 500 µl roztworu MeOH:H2O (1:4). Analiza chromatograficzna została przeprowadzona z wykorzystaniem chromatografu Shimadzu Nexera (Shimadzu, Kyoto, Japan) połączonego ze spektrometrem mas API4000 (AB Sciex, Foster City, CA, USA), wykorzystano kolumnę chromatograficzną Gemini C18 (150x4,6mm, 5 mm) (Phenomenex Inc., Torrance, CA, USA). Faza ruchoma: A: H2O + 5 mM CH3COONH4 + 1% CH3COOH, B: MeOH + 5 mM CH3COONH4 + 1% CH3COOH, przepływ: 0,5 ml/min, objętość nastrzyku: 7 ml.

WYNIKI BADAŃ Efektem przeprowadzonych badań są wyniki przedstawione w tabeli 1, a ich graficznym odzwierciedleniem są ryciny 1 – 6. Dowodzą one, że ZEN występował we wszystkich badanych próbkach krwi, żółci, wątroby, nerek i mięśni – pobranych zarówno z terenów polnych jak i leśnych, jednak różnice w jego stężeniu były znaczne i w obrębie badanego płynu, narządu lub tkanki zależały głównie od środowiska bytowania. Praktycznie we wszystkich analizowanych przypadkach większe stężenie zearalenonu występowało w próbkach pobranych z dzików 191

bytujących w terenach polnych, a największą różnicę z ponad 4-krotnie wyższym stężeniem zaobserwowano w żółci. Najwyższą zawartość ZEN odnotowano również w żółci a najniższą w nerkach, zarówno u osobników bytujących w terenach polnych jak i w lesie. Występowanie kolejnych pochodnych stopniowo malało – ZAN występował w ponad połowie analizowanych przypadków, a α i β ZAL nie został wykryty w żadnej próbce. Rycina 1 obrazuje poziom ZEN i ZAN we wszystkich analizowanych narządach, tkankach i płynach ustrojowych. Widać wyraźnie, jak duża jest różnica w zawartości badanych substancji pomiędzy żółcią a pozostałymi próbkami. Tak znaczne skumulowanie zearalenonu i jego pochodnych wskazuje, że żółć jest Tab.1. Zawartość ZEN i jego pochodnych w krwi, żółci, wątrobie, nerkach i mięśniach dzików ZAWARTOŚĆ

KREW (ng/ml)

ŻÓŁĆ (ng/ml)

WĄTROBA (ng/g)

NERKI (ng/g)

MIĘŚNIE (ng/g)

obwód polny obwód leśny obwód polny obwód leśny obwód polny obwód leśny obwód polny obwód leśny obwód polny obwód leśny

ZEN

ZAN

średnia

0,27

75%; 4 – liczba okazów dowolna, pokrycie 5075%; 3 – liczba okazów dowolna, pokrycie 25-50%; 2 – liczba okazów duża, pokrycie 5-25%; 1 – liczba okazów duża (od 5 do 50), pokrycie około 5%; + – liczba okazów niewielka (od 2 do 5), pokrycie