Národní program výzkumu II, program Zdravý a kvalitní život
Doba řešení 2006-2011
Základním cílem tohoto projektu (označovaného též zkratkou BiodivKrŠu) je integrovat poznatky o vývoji biodiversity a jejích zákonitostech, možnostech jejího ovlivnění a ochrany v rámci Krkonoš a Šumavy. Cílem je udržení a případné zvýšení biodiversity lesních i nelesních ekosystémů. Sledována je biodiversita na úrovni krajiny pomocí krajinných transektů, na úrovni ekosystémů-společenstev pomocí sítě trvalých ploch a na úrovni populací jako vnitrodruhová genetická diversita významných dřevin. Výsledky monitoringu a dalších sledování jsou základem pro nový návrh managementu pro všechny zmíněné úrovně, jehož cílem je udržení či zvýšení biologické hodnoty území (biodiversity).
Dokument ve formátu PDF ke stažení
Významným faktorem ovlivňujícím současný stav krajiny i jednotlivých ekosystémů je historie užití země. Využití pozemků v první polovině 19. století (v době před industrializací zemědělství, jejíž stav je zachycen na mapách stabilního katastru) se projevuje do současnosti (MATĚJKA 2009; MATĚJKA 2010; MATĚJKA 2010: pp. 5-21).
Pokud byl pozemek v minulosti zemědělsky využíván a nyní již je součástí lesního půdního fondu (ať již v důsledku přirozené sukcese nebo umělého zalesnění), je možné na základě rozboru vegetace takovou změnu identifikovat a to i po více jak 100 letech. Zpravidla dojde i k ovlivnění trofie stanoviště, takže takové plochy mohou být mapovány jako živné edafické kategorie, přestože v okolí, kde byl souvisle lesní pozemek, nacházíme kyselé kategorie (MATĚJKA 2009).
Současná horní hranice lesa v Krkonoších je výrazně modifikována v důsledku obhospodařování pozemků v minulosti - v první polovině 19. století probíhala v zóně nad lesy pastva či luční hospodaření, při němž byla postupně odtěžena velká plocha přiléhajících lesů. Po opuštění hospodaření na těchto pozemcích se zde vyvinula společenstva sekundárních smrkových lesů a klečových porostů, zdánlivá alpinská hranice lesa však v současnosti leží níž než hranice potenciální (MATĚJKA 2010).
V posledních přibližně 3000 letech docházelo na Šumavě k více méně pravidelnému rozpadu stromového patra smrkových lesů a to s periodou přibližně 180 let. Tento fakt vychází z rozboru publikací věnujících se pylovým analýzám.
Byla vyslovena hypotéza, že v lesích Šumavy může být přirozené zvýšené zastoupení Picea abies i v nižších vegetačních stupních, zvláště v 6. LVS, v 7. LVS mohou v některých místech skoro chybět jiné dřeviny (Fagus sylvatica, možná i Abies alba) v důsledku periodického rozpadu stromového patra, kdy se smrk chová do značné míry jako pionýrská dřevina a díky své rychlejší obnově tyto jiné druhy dřevin vytlačí.
Pro dynamiku lesů je rozhodující gradient nadmořské výšky, který definuje hranici mezi 7. a 8. lesním vegetačním stupněm. Lesy nad touho hranicí se vyvíjejí podle jiných schémat.
Existují zásadní rozdíly vlastností půdy a dynamiky chemických prvků mezi lesy 8. LVS a nižších stupňů.
V lesních ekosystémech 6.+7. LVS se oproti ekosystémům 8. LVS vyskytují jiná společenstva pancířníků (MATĚJKA ET STARÝ 2009; STARÝ, MATĚJKA 2009, 2010).
V lesních ekosystémech 6.+7. LVS se oproti ekosystémům 8. LVS vyskytují jiné typy společenstev makromycet rozkládajících dřevo odumřelých stromů a to i na dřevě majícím původ ve stejném druhu dřeviny (LEPŠOVÁ ET MATĚJKA 2010).
V lesních ekosystémech 6.+7. LVS je oproti ekosystémům 8. LVS nacházen v povrchových vrstvách půdy opačný vztah mezi obsahem celkových popelovin a obsahem rozpustných popelovin. Tento fakt souvisí s intenzitou podzolizačních procesů v půdě (MATĚJKA ET STARÝ 2009).
Pro vylišení hranice 6./7. LVS a hranice 7./8. LVS lze použít model založený na vyhodnocení digitálního modelu terénu a modelování průměrných ročních teplot (MATĚJKA 2010a, 2010b).
Spodní hranice 7. LVS identifikována s průměrnou roční teplotou 4,2 °C a spodní hranice 8. LVS s průměrnou roční teplotou 3,7 °C odpovídající klimatickému normálu 1961-1990 (MATĚJKA 2011: pp. 7-10). Otázkou zůstává, jak se budou chovat tyto hranice za podmínek měnícího se klimatu - budou se hranice pohybovat podle měnících izoterm a charakter (druhové složení) společenstev bude zůstávat stálé nebo budou zůstávat na původním místě a bude se měnit charakter jimi vymezených společenstev?
Rostlinná společenstva 8. LVS se liší i z hlediska druhové diversity (MATĚJKA 2008)
Na dynamiku horských lesů má extrémní vliv dynamika klimatu, zvláště pak výskyt klimatických extrémů. Jedním takovým extrémním obdobím byl rok 2003 s vysokými teplotami a nedostatkem srážek. Ten způsobil postupnou gradaci lýkožrouta smrkového, která byla urychlena po rozvratu řady porostů větrem v lednu 2007. Modelovým územím se stala Šumava. Lesy 8. LVS mají zpravidla řidší zápoj stromového patra a k půdnímu povrchu dopadá více světla nežli v lesích nižších stupňů. Proto rozpad stromového patra těchto lesů v důsledku náhlé disturbance (vítr, gradace podkorního hmyzu) nemá tak zřetelný odraz ve změně druhového složení celého rostlinného společenstva a společenstvech různých jiných organismů, jako je tomu u lesů nižších vegetačních stupňů.
Změna druhové struktury rostlinných společenstev bukových a smíšených lesů v nichž je zachováno neporušené stromové patro může být výraznější nežli taková změna v lesích klimaxových smrčin a to i tehdy, když dojde k rozpadu stromového patra smrčiny.
Těžba dřeva v rozpadajících se porostech horských lesů vede k tvorbě specifických ekosystémů s rostlinnými společenstvy, která jsou výrazně odlišná od společenstev lesních (str. 11-17). Bylo dokázáno, že se na vyklizených holinách ve srovnání s ekosystémy s rozpadlým stromovým patrem výrazně liší i společenstva hmyzu, v nichž chybí řada původních druhů (BOHÁČ ET MATĚJKA 2010, 2011). Pro vyhodnocení narušenosti stanoviště nelze použít takové ukazatele jako je druhová bohatost nebo celková diversita - ty se mohou naopak zvyšovat, protože ve společenstvech se začnou objevovat druhy nové, invazní.
Jednotlivé etáže (patra) fytocenózy se v průběhu vývoje ekosystému mohou chovat do určité míry nezávisle a jejich změny mohou indikovat rozdílné probíhající procesy a vlivy, přesto je nutné uvažovat o jejich nejrůznějších interakcích.
Velmi složité až nemožné je rozlišení dynamiky lesních ekosystémů, které souvisí se stárnutím stromového patra. Většinou bývají výzkumné plochy zakládány v porostech s "optimálním" stářím dřevin a proto bývá spíš sledováno stárnutí porostu než dynamika celého společenstva nebo ekosystému.
V mnoha lesních ekosystémech je nedostatek rozkládajícího se dřeva. Z hlediska zachování biodiversity je potřebné nejen zajistit prostý dostatek rozkládajícího se dřeva definovaný jeho objemem, ale i jeho skladbu definovanou na základě druhu dřeviny z níž dřevo pochází a stupně rozkladu tohoto dřeva (SVOBODA 2007, 2011; LEPŠOVÁ ET MATĚJKA 2010).
Strukturu stromového porostu ve smrkových lesích lze výhodně studovat na základě analýzy leteckých snímků. Kombinací takové analýzy a omezeného terénního šetření je možno provést odhad zásob biomasy (MATĚJKA 2009). Takové odhady jsou nižší nežli skutečnost tím více, čím je podhodnocen počet jedinců na plochu tím,že dva nebo několik jedinců rostoucích těsně vedle sebe je počítáno v leteckém snímku jako jediný strom.
Výchovné zásahy v lesním porostu (prořezávky, probírky) ovlivňují genetickou strukturu populace. Různé typy zásahu ovlivňují genetickou strukturu různou měrou. Toto ovlivnění lze simulovat na základě modelů (IVANEK ET MATĚJKA 2009). Statistickou významnost změny genetické struktury populace lze testovat metodou Monte-Carlo (MATĚJKA 2010).
V rámci gradientu nadmořské výšky existují oblasti s výraznou změnou struktury společenstev. To se týká nejen lesních ekosystémů (příklad hranice 7. a 8. LVS), ale i primárního bezlesí (příklad hranice v okolí 1400 m na sledovaném krajinném transektu v Krkonoších; MATĚJKA 2010) a sekundárního bezlesí (hranice mezi svazy Arrhenatherion a Polygono-Trisetion; tentýž transekt, přibližně 870 m n.m.; MATĚJKA 2011: p. 68).
Druhová struktura společenstev se mění v souvislosti s postupnou změnou klimatu, pro níž existuje řada důkazů nejen z minulosti, ale i v rámci měření v průběhu 20. století. Zřejmě proto některá aktuální společenstva vypadají odlišně od těch, na jejichž základě byly popsány syntaxonomické jednotky, například před 50 lety (příklad asociace Myrtillo-Pinetum mughi; MATĚJKA 2011: pp. 70-73).
V posledních 15 letech dochází ke změnám v druhové struktuře společenstev s Pinus mugo: zvyšuje se jejich druhová diversita a bohatost, indikováno je snižování vlhkosti půdy a do některých společenstev pronikají prvky luk svazu Polygono-Trisetion. Tyto změny lze dát do souvislosti se vzrůstající průměrnou teplotou vzduchu (MATĚJKA in VACEK ET MATĚJKA 2011: pp. 63-66).
Sekundární sukcese na plochách sekundárního bezlesí je hlavním přírodním procesem měnícím charakter krajiny Šumavy i Krkonoš. Na Šumavě byla rozlišena různá společenstva s dřevinami, která vytvářejí čtyři základní sukcesní řady. Ty lze ztotožnit s druhy Alnus incana / A. glutinosa, Acer pseudoplatanus, Betula pendula a Picea abies (MATĚJKA 2010a, 2010b).
V lučních ekosystémech byly definovány dva sukcesní modely se vstupem dřevin do ekosystému. Tyto modely byly označeny jako time window model a space window model (MATĚJKA 2011: pp. 40-41).
Společenstva alpinského a subalpinského bezlesí jsou z hlediska jejich druhové struktury značně stabilní nedojde-li k expanzi Pinus mugo na těchto stanovištích (MATĚJKA ET MÁLKOVÁ 2010).
Změny na mokrých loukách svazu Calthion na Šumavě jsou více nepříznivé (například ve smyslu snížení druhové bohatosti a diversity) nežli u lokalit suchých (svaz Arrhenatherion) nebo mírně vlhkých (svaz Deschampsion). Na mnoha lokalitách byl pozorován úbytek vody v půdním profilu (MATĚJKA 2011: pp. 34-35).
Rozlišena byla určitá společenstva vzniklá sekundární sukcesí na loukách, která lze považovat za dočasně sukcesně blokovaná stadia. Mezi nimi je potřeba jmenovat cenózy s dominantní Filipendula ulmaria (podsvaz Filipendulenion) nebo s Carex brizoides (obojí s častým výskytem v Krkonoších i na Šumavě) nebo společenstva popsaného typu Senecio hercynicus-Polygonatum verticillatum ze subalpinského stupně Krkonoš. Ve všech případech se jedná o společenstva na půdách ovlivněných vodou nebo kombinací zvýšené vlhkosti půdy a polohou v blízkosti alpinské hranice lesa nebo nad touto hranicí.
Současné šíření Calamagrostis villosa do smilkových travních porostů nad horní hranicí lesa v Krkonoších lze eliminovat kosením porostů, protože tento druh je defoliačně citlivý a může se intenzivně šířit zejména po přerušení hospodaření (HEJCMAN ET AL. 2009). Obdobně je možné omezit kosením šíření Molinia caerulea do smilkových travních porostů nad horní hranicí lesa (HEJCMAN ET AL. 2010).
Aplikace fosforečných hnojiv na rozdíl od dusíku může způsobovat nevratné změny v druhové skladbě subalpinské vegetace (patrné po několika desetiletích po upuštění od hospodaření). Aplikace vápníku se může dlouhodobě projevovat v chemických vlastnostech půdy i biomasy. Dlouhodobé změny byly pozorovány i v případě aplikace tradičních hnojiv (KLAUDISOVÁ ET AL. 2009; SEMELOVÁ ET AL. 2008).
Funkční diversitu rostlinného společenstva lze hodnotit za pomoci výsledků numerické klasifikace společenstev v širším regionu. Společenstvo má tím vyšší funkční diversitu, čím více skupin druhů majících zastoupení v odlišných vegetačních typech se v nich vyskytuje. Byl navržen postup takového výpočtu funkční diversity kombinující výsledky procedury TWINSPAN a Rao koeficient diversity (MATĚJKA 2007).
Zpět na hlavní stránku IDS
© Karel Matějka - IDS (2006-2011)