SPIS TREŚCI Rafał Gosik

SPIS TREŚCI

Rafał Gosik: Ryjkowcowate (Coleoptera: Curculionoidea) zebrane z pułapek lepowych przeciwko szrotówkowi kasztanowcowiaczkowi Cameraria ohridella Deschka & Dimic ...... 3

Janina Jasnowska, Mariola Wróbel, Sylwia Jurzyk: Znaczenie monitorowania poziomu wód w rezerwatach torfowiskowych na przykładzie rezerwatu „Rosiczki Mirosławskie” (Pomorze Zachodnie) 19

Piotr Jastrzębski, Marzena Stańska: Krocionogi (Diplopoda) rezerwatu „Dębniak” ...... 34

Marta Jermaczek: Stanowisko pełnika europejskiego Trollius europaeus L. w dolinie Pliszki w Łagowskim Parku Krajobrazowym 46

Leszek Jerzak, Tadeusz Mizera, Marcin Bocheński, Paweł Czechowski, Marek Kalisiński, Anna Szara: Kolonie kormorana Phalacrocorax carbo sinesis na środkowym Nadodrzu ...... 51

Łukasz Ławicki: Gniazdowanie ostrygojada Haematopus ostralegus, sieweczki obrożnej Charadrius hiaticula i rybitwy białoczelnej Ster- nula albifrons w dolinie dolnej Odry ...... 66

Iwona Markuszewska: Zagłębienia poeksploatacyjne gliny (tzw. zagłębienia pomarglowe) w południowo-wschodniej Wielkopolsce jako unikatowy element krajobrazu rolniczego ...... 74

Katarzyna Piórek, Janusz Krechowski: Synantropizacja ﬂory rezerwatu jodłowego Rudka Sanatoryjna (woj. mazowieckie) ...... 82

Krzysztof Spałek: Nowe stanowiska rdestnicy alpejskiej Potamogeton alpinus Balb. w rowach opaskowych stawów hodowlanych Śląska 97

Edward Walusiak, Wiesław Gawryś: Nowe stanowisko dwulistnika muszego Ophrys insectifera L. w Tatrzańskim Parku Narodowym 103 IN ST YT UT OCHRON YP RZ YR OD Y PO L SKIEJ AKAD EMII NAU K

Dwumiesiêcznik

R. LXIII (63)– 2007 – Zeszyt 5 (Wrzesieñ–PaŸdziernik)

ORGAN PAÑSTWOWE JR ADY OCHRONY PRZYRODY

Member of

KRAKÓW 1 „W Polsce stał się Pawlikowski wielkim wychowawcą narodowym. Zakorzenione silnie w duszy polskiej uczucie przywiązania do ziemi rodzinnej rozwinął w nowe przykaza- nie polskiego patriotyzmu: Chrońmy przyrodę ojczystą” (A. Wodziczko)

Redaktor Naczelny: Antoni Amirowicz Sekretarz Redakcji: Agata Skoczylas

Zespół redakcyjny: Joanna Korzeniak, Włodzimierz Margielewski, Henryk Okarma, Krystyna Przybylska, Tadeusz Zając

Adres Redakcji: 31-120 Kraków, al. A. Mickiewicza 33

Zeszyt wydano przy pomocy ﬁnansowej

Narodowego Funduszu Ochrony Środowiska i Gospodarki Wodnej w Warszawie

Wojewódzkiego Funduszu Ochrony Środowiska i Gospodarki Wodnej w Krakowie

Wydawnictwo polecone pismem Ministerstwa Oświaty nr VIII-Oc: 3055/47 z 18 lutego 1948 roku do bibliotek szkół wszystkich typów

Tytuł włączony do rejestru czasopism cytowanych w “Zoological Record” (W. Brytania)

ISSN 0009-6172

Drukarnia Kolejowa Kraków Sp. z o.o. 31-505 Kraków, ul. Bosacka 6

Nakład 1000 egz.

2 Chrońmy Przyrodę Ojczystą 63 (5): 3–18, 2007.

RAFAŁ GOSIK

Zakład Zoologii, Uniwersytet Marii Curie-Skłodowskiej 20-033 Lublin, ul. Akademicka 19 e-mail: [email protected]

Ryjkowcowate (Coleoptera: Curculionoidea) zebrane z pułapek lepowych przeciwko szrotówkowi kasztanowcowiaczkowi Cameraria ohridella Deschka & Dimic

Wstęp

Szrotówek kasztanowcowiaczek został stwierdzony w Polsce po raz pierwszy w 1997 roku. W ciągu kilku lat stał się on po- ważnym zagrożeniem dla kasztanowców Aesculus hippocastanum L., stanowiących ważny element m.in. zieleni miejskiej. Wydaje się prawdopodobne, że w polskiej faunie ten niewielki motyl minujący nie znalazł jeszcze wroga, który mógłby w sposób naturalny regulować jego liczebność. Ponadto brak jest nadal skutecznej metody zwalczania tego szkodnika w sposób alternatywny (Fiołka i in. 2005). W celu eliminacji szrotówka powszechne stało się stosowanie pułapek lepowych. Pułapki lepowe (lepy) są cienką, prze- zroczystą folią polietylenową o szerokości 50 cm, którą okręca się pnie drzew na wysokości ok. 150 cm ponad gruntem. Pole powierzchni poszczególnych pułapek jest więc uzależnione od obwodu pni. Zewnętrzna powierzchnia pułapek jest następnie pokrywana bezbarwną, bezwonną i nierozpuszczalną w wodzie substancją klejącą (nazwa handlowa preparatu – Lepolep). Pułapki są eksponowane na drzewach od początku maja do końca czerwca.

3 6

5 4 3

C z e r 2 n ie jó w k a a c y z r t

B 1

54°

50°

2 km 16° 24°

Ryc. 1. Rozmieszczenie stanowisk badawczych na terenie Lublina. Fig. 1. Location of the investigated stations in Lublin.

Ten typ pułapek cechuje się nieselektywnością, dlatego ich oﬁarami obok szrotówka padają masowo także inne bezkręgow- ce, w tym także ryjkowce. Biorąc pod uwagę powszechne stosowanie pułapek lepowych (także na obszarach chronionych) konieczne staje się zbadanie, czy bezkrytyczne używanie tej metody nie stanowi niebezpieczeństwa dla trwałości populacji rzadkich i zagrożonych gatunków bezkręgowców. 4 Metoda i materiał

Badania nad efektywnością i selektywnością pułapek lepowych prowadzono w latach 2004–2005 na terenie Lublina, gdzie corocznie oklejanych jest lepami ok. 990 drzew. Do obserwacji wybrano sześć stanowisk reprezentujących najbardziej typowe kompleksy zieleni miejskiej (parki, aleje i cmentarz) (ryc. 1). Próby pobierano w ok. dwutygodniowych odstępach, od pierwszej dekady maja do końca czerwca. W okresie dwuletnich ba- dań zebrano łącznie 54 próby, 9 z każdego stanowiska. Jedną próbę stanowiły ryjkowce odklejone z 40 losowo wybranych pułapek, eksponowanych na drzewach w wieku ok. 40–60 lat. Powierzchnia pojedynczej pułapki wynosiła w tym przypadku ok. 1 m2. Orientacyjna, sumaryczna powierzchnia lepów badanych na każdym ze stanowisk stanowiła ok. 40 m2. Zebrany materiał analizowano następnie pod względem następujących kryteriów: – różnorodności i liczebności na poszczególnych stanowiskach; – powiązań pokarmowych (wydzielono ryjkowce żerujące na kasztanowcach oraz gatunki nie związane troﬁcznie z kasztanowcami); – specjalizacji pokarmowej (wyróżniono: gatunki liściożerne, próchnojady oraz drapieżniki); – osobno omówiono gatunki rzadko spotykane w Polsce.

Przegląd stanowisk badawczych

Stanowisko 1: ulica Żeglarska. Aleja 64 częściowo próchnieją- cych kasztanowców w wieku 40–50 lat. Podmiejski teren rekre- acyjny. Otoczenie stanowią pola uprawne oraz trawiaste boiska sportowe. Stanowisko 2: ulica Świętochowskiego. Aleja 137 kasztanow- ców w wieku ok. 55 lat (pomnik przyrody). Drzewa poddawane zabiegom pielęgnacyjnym, bez śladu próchna. Otoczenie ulicy stanową domy jednorodzinne wraz z towarzyszącymi im ogródkami, obsadzonymi przez byliny ozdobne, krzewy i drzewa owocowe. 5 Stanowisko 3: ulica Głęboka. Topole czarne i 45 kasztanow- ców w wieku ok. 40 lat, rosnące w szeregu wzdłuż jednej z naj- ważniejszych arterii komunikacyjnych. Drzewa poddawane zabiegom pielęgnacyjnym, bez oznak próchnienia. Stanowisko 4: ulica Lipowa. Cmentarz założony w roku 1795 (obecnie w centrum miasta). Na cmentarzu rośnie 81 kaszta- nowców w wieku ok. 60 lat oraz okazałe lipy, klony, jesiony oraz limby. Drzewa w większości próchniejące, częściowo ob- umarłe. Stanowisko 5: Park Saski. Kompleks założony w 1837 roku w centrum miasta na powierzchni ponad 10 ha. Obok 78 kaszta- nowców w parku rosną również m.in.: okazałe klony, lipy oraz topole białe. Drzewa częściowo próchniejące, runo zbliżone do grądowego. Stanowisko 6: Ogród Botaniczny. Liczący ok. 10 ha kompleks, w skład którego wchodzą: zbiorowisko leśne o ro- ślinności zbliżonej do grądowej wraz z 44 pielęgnowanymi kasztanowcami oraz liczne klomby z bylinami, krzewami i drzewami krajowymi lub aklimatyzowanymi.

Omówienie wyników

Podczas badań pozyskano 4346 okazów reprezentujących 84 gatunki ryjkowcowatych (tab. 1). Pośród zebranych ryjkowcowatych 10 gatunków (omówione poniżej) można zaliczyć do rzadko spotykanych w Polsce, zaś cztery gatunki: Hylesinus crenatus, H. toranio, Rhyncolus punctatulus i Bradybatus fallax nie były dotychczas notowane z obszaru Wyżyny Lubelskiej. Pozostałe ryjkowce należą w Polsce do gatunków pospolitych. Wśród pozyskanych chrząszczy 20 gatunków było troﬁcznie powiązanych z kasztanowcami. Łącznie zebrano 3482 okazy; co stanowiło prawie 80,2% całości pozyskanego materiału faunistycznego. Grupę ryjkowcowatych powiązanych z roślinami innymi niż kasztanowce stanowiły 63 gatunki, łącznie 652 okazy (15% całości materiału). W zebranym materiale odnaleziono także 212 okazów Brachytarsus nebulosus; kobielatki, której larwy żerują na czerwcach. W zebranym materiale największą liczbą okazów charak- teryzowały się: Cossonus parallelepipedus (1424 okazów),

ce na 9 ą M M M eaters in municipal Gatunki eruj ż kasztanowcach Horse-chestnut

8 2 1 1 4 2 1 1 36 212 Total Razem 6 7 1 8 1 6 horse-chestnut trees with 5 6 1 46

4 5 2 1 40 26 3 4 2 2 3 Stations Stanowiska 2 3 2 2 79 1 2 1 37 (L.) (Forst.) (Herbst) (Fabr.)

. (L.) 1 Er (Bechst.) Species Gatunki (Danth.) (F.) Anthribidae Rhaphitropis marchicus Anthribus albinus Brachytarsus nebulosus Scolytidae Hylastes opacus Hylesinus crenatus H. toranio H. varius Scolytus mali Trypodendron domesticus

* Tab. 1. Liczba okazów ryjkowcowatych zebranych z pułapek lepowych na kasztanowcach na terenie Lublina terenie na kasztanowcach na lepowych pułapek z zebranych ryjkowcowatych okazów Liczba 1. Tab. (drukiem pogrubionym zaznaczono gatunki nowe dla Wyżyny Lubelskiej; * – gatunek rzadko spotykany w Polsce, M – próchnojad, F foliofag). Table 1. Number of specimens of weevils collected in sticky traps at area of Lublin (bold type – species new to the – mould eater, F folivore). Wyżyna Lubelska Upland, * – species rare in Poland, M

7 9 M M 8 2 1 6 9 2 1 1 1 1 3 8 2 3 8 10 7 1 2 1 1 3 6 1 2 5 7 5 1 3 2 1 1 3 3 1 4 1 3 7 1 1 10 2 (Herbst) (Ratz.) (Germ.) (Kirby) Fabr. (Fabr.) (Kirby) (L.) 1 (Kirby) (L.) (Ratz.) (Fabr.) (Oliv.) (Herbst) (Fabr.) T. lineatum Xyleborus cryptographus X. dispar X. saxeseni Nemonychidae Cimberis attelaboides Apionidae Pseudoperapion brevirostre Betulapion simile Synapion ebeninum Stenopterapion meliloti Oxystoma craccae O. pomonae Cyanapion columbinum Protapion trifolii P. apricans Curculionidae Otiorhynchus raucus Tab. 1. cd.

8 F F F F F F F F F F 1 2 2 4 6 3 1 5 5 1 1 4 23 20 60 28 15 29 864 238 725 5 1 1 1 70 19 1 6 3 15 18 10 110 160 1 1 1 1 4 1 1 1 16 158 1 8 8 4 1 7 1 348 668 3 5 5 1 59 60 28 164 3 2 2 1 8 7 1 3 14 20 (Gyll.) Germ. (Bonsd.) (Herbst) Gyll. Cmol. Sieb. m) (L.) (Laich.) ö (Herbst) (L.) (Schall.) (L.) (Scop.) Germ. (Gredl.) (L.) (Deg.) (Str (Fabr.) (L.) O. ovatus O. rotundatus O. smreczynskii Phyllobius brevis P. virideaeris P. oblongus P. arborator P. glaucus P. urticae P. argentatus P. pyri Trachyphloeus aristatus Polydrusus corruscus P. cervinus P. inustus P. pilosus P. picus P. sericeus P. mollis Scythropus mustela Sciaphilus asperatus

9 9 M M M M M 8 1 2 1 1 1 2 3 3 1 1 54 34 31 25 11 11 64 146 1424 7 1 1 1 1 1 1 8 2 3 1 6 6 5 4 2 17 95 5 1 7 7 6 1 15 20 23 1261 4 1 1 1 1 3 2 1 23 62 146 3 1 1 1 1 25 27 2 6 1 1 2 8 1 10 . Boh (Payk.) (Boh.) Schoenh. C. R. Sahlb. (Gyll.) (Gyll.) (Fahr.) (Herbst) 1 (Forst) (Fabr.) (Thunb.) Steph. (Fabr.) Steph. (Fabr.) (L.) (Fabr.) Faust Brachysomus setiger Barypeithes pellucidus Sitona cylindricollis S. hispidulus S. humeralis S. lineatus S. sulcifrons S. suturalis Cossonus cylindricus C. linearis C. parallelepipedus Dryophthorus corticalis Rhyncolus punctatulus Phloeophagus turbatus Dorytomus ﬁlirostris D. longimanus D. tremulae D. dejeani D. taeniatus

* * * * * * * Tab. 1. cd.

10 1 1 1 6 8 1 2 1 2 1 6 1 2 4 2 1 2 1 12 84 120 4346 3 1 4 3 1 30 153 4 6 2 1 2 4 26 533 1 1 1 5 1 3 2 2 1 2 41 1629 4 1 3 1 98 28 1402 1 1 1 24 486 15 20 143 (Gmel.) (Fabr.) (L.) (Boh.) (Panz.) (Payk.) (L.) Bach (L.) Marsh. (Marsh.)

(Latr.) w

Silfv. (L.) ó (Geoffr.) Germ. (Payk.) w Gerst. ó (L.) (Herbst) D. ictor D. melanophtalamus Ellescus bipunctatus E. scanicus Lignyodes enucleator Anthonomus pomorum A. pinivorax Furcipus rectirostris Bradybatus kellneri B. fallax Curculio glandium Magdalis nitidipennis M. ruﬁcornis M. barbicornis M. cerasi M. armigera Baris lepidii Coeliodes erythroleucos Ceutorhynchus erysimi C. pallidactylus

* * * Liczba okaz Number of specimens Liczba gatunk Number of species

11 Phyllobius oblongus (864 okazów) i Polydrusus picus (725 oka- zów). Okazy wymienionych wyżej gatunków stanowiły 52,64% całości pozyskanego materiału faunistycznego. Phyllobius oblongus i Polydrusus picus należą do pospolitych foliofagów, zwykle tworzących liczne populacje, dlatego w uprawach sadowniczych mogą być traktowane jako szkodniki. Jednak w odniesieniu do zieleni miejskiej (szczególnie w przypadku kasztanowców) nie stanowią żadnego zagrożenia dla żywotności drzew. Również obecność przedstawicieli Cossonus parallelepipedus nie powin- na wywierać negatywnego wpływu na kondycję kasztanowców, gdyż ich pokarm stanowi obumarłe, przegrzybiałe drewno. Nie zasiedlają natomiast drzew zdrowych. Gatunki żyjące w próchniejącym drewnie są trudne do po- zyskania ze względu na niedostępność zajmowanych nisz. Zazwyczaj w pojedynczej próbie przesiewanego próchna stwierdza się kilka do kilkunastu okazów, natomiast na pojedynczych lepach znajdowano nawet do stu okazów poszczególnych ga- tunków. Stwierdzono różnice w liczbie odłowionych ryjkow- ców w pułapkach eksponowanych na tym samym stanowisku. Owady grupowały się zazwyczaj na pojedynczych lepach. Fakt ten można wytłumaczyć powstawaniem naturalnych pułapek feromonowych, polegających na wabieniu samców przez przy- klejone uprzednio samice. Powstawanie samorzutnych pułapek feromonowych może również tłumaczyć obecność na lepach ga- tunków nie związanych z kasztanowcami. Decydujący wpływ na różnorodność gatunkową i liczebność chrząszczy spotykanych na poszczególnych stanowiskach wy- wierały: kondycja drzew (zabiegi pielęgnacyjne) oraz obecność innych roślin w pobliżu kasztanowców. Najbogatszy materiał faunistyczny zebrano na stanowisku 4, na którym obecne były liczne próchniejące, zaniedbane drzewa. Decydujące znaczenie ma w tym przypadku obecność próchna i rozwijających się na nim grzybów, stanowiących bazę pokarmową m.in. dla licznych gatunków kobielatek i ryjkowców. Potwierdza to obser- wacje Szujeckiego (1993), że obecność obumierających drzew sprzyja rozwojowi entomofauny. Czynnikiem zwiększającym ilość odłowionych chrząszczy było również sąsiedztwo innych drzew w pobliżu kasztanowców. Stąd znaczny udział gatunków z rodzaju Dorytomus towarzyszących topolom, zebranych na

12 stanowisku 3. Prawdopodobnie w ten sam sposób można tłu- maczyć obecność ryjkowców żerujących na drzewach owoco- wych odłowionych na stanowisku 2. Natomiast stanowisko 1, na którym kasztanowce otoczone były przez strzyżone trawniki, charakteryzowało się najmniejszą liczbą gatunków i okazów zebranych chrząszczy. Na stanowisku 6 (Ogród Botaniczny) mimo obecności największej liczby gatunków roślin towarzyszących kasztanowcom, rozwój entomofauny był ograniczony, prawdopodobnie przez intensywne zabiegi pielęgnacyjne i ochronne.

Gatunki rzadko spotykane w Polsce

Rhaphitropis marchicus (Herbst, 1797). Saprofag żyjący na przegrzybiałym chruście wierzb, olch, buków, dębów i leszczyn (Koch 1992). W Polsce rzadko spotykany, notowany głównie na wschodzie kraju (Wanat 1993, Stachowiak 2002, Wanat, Gosik 2003). Otiorhynchus smreczynskii Cmoluch, 1968. Gatunek o nie w pełni poznanym rozmieszczeniu i biologii (Kania 1991). Jego żerowanie obserwowano m.in. na ligustrze pospolitym Ligustrum vulgare L. i lilaku Syringa vulgaris L. Na obszarze Polski rozmnaża się partenogenetycznie, wykazuje nocną aktywność. Brachysomus setiger (Gyllenhal in Schoenherr, 1840). Ryjkowiec sucho- i ciepłolubny, spotykany najczęściej w mu- rawach kserotermicznych, rzadziej zasiedla widne zarośla, zbiorowiska ruderalne i agrocenozy (Koch 1992). Polifag licznych gatunków roślin, a także prawdopodobnie niektórych gatunków drzew i krzewów. W Polsce dość rzadko spotykany (Burakowski i in. 1993). Barypeithes pellucidus (Boheman in Schoenherr, 1834). Polifag i eurytop prowadzący nocny tryb życia. We wschodniej części Polski notowany głównie z terenów miejskich (Burakowski i in. 1993, Koch 1992). Cossonus cylindricus C.R. Sahlberg, 1835. Ksylofag, związany z lasami i zaroślami (Koch 1992). Żeruje w wilgotnym, próch- niejącym drewnie topoli i wierzb. W Polsce słabo poznany pod względem rozmieszczenia (Burakowski i in. 1993, Konwerski 2001).

13 Cossonus parallelepipedus (Herbst, 1795). Ksylofag spotykany w lasach i zaroślach (Koch 1992). Żeruje w murszejącym drewnie wielu drzew liściastych, np. wierzb, topoli i kaszta- nowców. W Polsce rzadko spotykany (Burakowski i in. 1993, Konwerski 2001, Petryszak i in. 2002). Rhyncolus punctatulus Boheman in Schoenherr, 1838. Próchnojad żerujący w wilgotnym, martwym drewnie wielu ga- tunków drzew liściastych (m.in. wierzb, klonów, jesionów, bu- ków, topoli i kasztanowców). W Polsce notowany z nielicznych stanowisk; na niektórych z nich na podstawie danych pocho- dzących z XIX w. (Burakowski i in. 1993). Phloeophagus turbatus Schoenherr, 1845. Próchnojad o fragmentarycznie poznanej biologii (Koch 1992, Burakowski i in. 1993). We wschodniej Polsce osiąga zachodnią granicę za- sięgu. Znany z Puszczy Białowieskiej (Wanat 1994). Podany także z nielicznych stanowisk na Wyżynie Lubelskiej i Podlasiu (Łętowski, Staniec 1997, Wanat, Gosik 2003). Dorytomus longimanus (Forster, 1771). Oligofag związany z topolami. W Polsce jego rozmieszczenie nie jest w pełni pozna- ne (Koch 1992, Burakowski i in. 1993). Lignyodes enucleator (Panzer, 1798). Ryjkowiec żerujący na jesionie wyniosłym, rzadziej na lilaku i ligustrze (Koch 1992). Stosunkowo niedawno odnaleziony w Polsce (Cmoluch i in. 1979) i do niedawna notowany z pojedynczych stanowisk, we wschodniej części kraju (Łętowski, Staniec 1997, Petryszak, Dąbek 1997, Wanat, Szypuła 1998). W ostatnich latach wykazuje wyraźną ekspansję w kierunku północnym (Kania i in. 2001, Gosik i in. 2002, Wanat, Gosik 2003). W Polsce L. enucleator preferuje nasadzenia przydrożne i parki (Kania i in. 2001). Brak informacji o jego żerowaniu w Polsce na roślinach innych niż jesion wyniosły. Bradybatus fallax Gerstaecker, 1860. Gatunek o fragmentarycznie poznanej biologii, troﬁczniezwiązany z klonami. W Polsce notowany z nielicznych stanowisk (Koch 1992, Burakowski i in. 1995). Magdalis nitidipennis (Boheman in Schoenherr, 1843). Chrząszcz odbywający swój rozwój w martwym drewnie topoli. W Polsce rzadko spotykany, znany z nielicznych stanowisk.

14 Na Wyżynie Lubelskiej notowany po raz ostatni prawie 100 lat temu (Koch 1992, Burakowski i in. 1995).

Wnioski

Ryjkowce były najliczniejszą grupą wśród chrząszczy spotykanych na pułapkach lepowych i stanowiły przeciętnie ok. 0,2% wszystkich schwytanych owadów (największą grupę two- rzyły Diptera, których liczebność zazwyczaj przekraczała liczeb- ność samych szrotówków). Ryjkowcowate stanowią po kusako- watych najliczniejszą grupę chrząszczy w Polsce: ich liczebność w kraju wynosi ok. 1052 gatunków (Wanat, Mokrzycki 2005), z których 249 było wykazanych z terenu Lublina (Łętowski i in. 2004). Stąd 84 gatunki zebrane z pułapek lepowych za- kładanych przeciwko 1 gatunkowi motyla stanowią blisko 34% fauny ryjkowcowatych terenu miasta. Biorąc pod uwagę, że kasztanowce zostały sprowadzone do Polski pod koniec XVI w. i nadal stanowią źródło pokarmu tylko dla nielicznych ryjkowcowatych, liczba odnalezionych na pułapkach lepowych gatunków może być uznana za znaczną. Fakt, że większość wykrytych ryjkowców nie była troficznie związana z kasztanowcami świadczy o wysokiej nieselektyw- ności lepów. Jednocześnie duża liczba odłowionych chrząszczy żerujących na kasztanowcach świadczy o znacznej (lecz nieza- mierzonej) skuteczności omawianej metody. Biorąc pod uwagę, że w pozyskanym materiale znalazły się gatunki rzadko spotykane (np. Cossonus parallelepipedus, Rhyncolus punctatulus i Phloeophagus turbatus) potencjalnie negatywny wpływ puła- pek lepowych nie powinien być lekceważony. Dlatego z punktu widzenia ochrony entomofauny stosowanie lepów powinno być znacznie ograniczone w pobliżu miejsc występowania zagrożo- nych gatunków. Na podstawie wyników dwuletnich badań trudno jest defi- nitywnie stwierdzić, w jakim stopniu lepy stanowią zagrożenie dla populacji tych gatunków, które nie są obiektem zwalczania (ang. non-target species), jednak duża liczba owadów łowio- nych niecelowo skłania do zastanowienia. Dlatego konieczne jest szczegółowe opracowanie pozostałych grup bezkręgowców, których przedstawiciele podają ofiarami pułapek lepowych.

15 Bezczynne oczekiwanie na ostateczne potwierdzenie negatyw- nych skutków ubocznych stosowania lepów wydaje się bardzo ryzykowne, gdyż szkody mogą się okazać nienaprawialne.

SUMMARY

Gosik R. Weevils (Coleoptera: Curculionoidea) from sticky traps against the horse-chestnut leafminer Cameraria ohridella Deschka & Dimic. Chrońmy Przyrodę Ojczystą 63 (5): 3–18, 2007.

In years 2004–2005, during two periods of ﬁelds studies (from early May to end of June), a total of 84 weevils species (4346 specimens) were caught in sticky traps used against horse-chestnut leafminer applied at 6 sites within the Lublin urban area (eastern Poland). Species richness, number of collected individuals and species composition were different at studied localities (only 7 weevil species were collected at all stations). Probably some microhabitat conditions, like local temperature of horse-chestnut trees, occurrence of other trees, and maybe others, affect the diversity and abundance of weevils at every locality. In the collected material, Cossonus parallelepipedus (1424 specimens), Phyllobius oblongus (864 specimens), Polydrusus picus (725 specimens) and Brachytarsus nebulosus (212 specimens) were the most numerous species. Occurrence of four species (Hylesinus crenatus, H. toranio, Rhyncolus punctatulus and Bradybatus fallax) was reported for the ﬁrst time in the Wyżyna Lubelska Upland. Among collected weevils, twelve species are rare in Poland: Rhaphitropis marchicus, Otiorhynchus smreczynskii, Brachysomus setiger, Barypeithes pellucidus, Cossonus cylindricus, C. parallelepipedus, Rhyncolus punctatulus, Phloeophagus turbatus, Dorytomus longimanus, Lignyodes enucleator, Bradybatus fallax and Magdalis nitidipennis. The results indicate that the sticky traps as a non-selective method for catching horse-chestnut leafminers may be harmful to other insect species, especially to rare and threatened ones.

16 PIŚMIENNICTWO

Burakowski B., Mroczkowski M., Stefańska J. 1993. Chrząszcze (Coleoptera) Ryjkowce-Curculionidae, cz. 1. Katalog fauny Polski XXIII, 19: 125–233. Burakowski B., Mroczkowski M., Stefańska J. 1995. Chrząszcze (Coleoptera) Ryjkowce-Curculionidae, cz. 2. Katalog fauny Polski XXIII, 20: 26–144. Cmoluch Z., Łętowski J., Smardzewska Z. 1979. Zur Kenntnis der Rüsselkäfer (Coleoptera, Curculionidae) Polens. II. Ann. UMCS, C, 33: 405–409. Fiołka J.M., Ptaszyńska A., Czarniawski W. 2005. Antibacterial and antifungal lysozyme-type activity in Cameraria ohridella pupae. Journal of Invertebrate Pathology 90: 1–9. Gosik R., Łętowski J., Staniec B. 2002. Materiały do poznania ryjkowcowatych (Coleoptera: Curculionoidea) wschodniej Polski. Wiad. Entomol. 21(2): 123–124. Kania J. 1991. Nowe stanowiska i uwagi o polskich Curculionoidea (Coleoptera: Apionidae, Curculionidae). Wiad. Entomol. 10(3): 187–188. Kania J., Mokrzycki T., Szypuła J., Wanat M. 2001. Lignyodes enucleator (Panzer, 1798) (Coleoptera, Curculionidae) – gatunek w ekspansji w Polsce. Wiad. Entomol. 19: 191–192. Koch K. 1992. Die Käfer Mitteleuropas. Band 3 (Ökologie). Göcke & Evers. Krefeld: 144–340. Konwerski S. 2001. Cossoninae (Coleoptera: Curculionidae) Parku „Cytadela” w Poznaniu. Bad. Fizjogr. Pol. Zach., Ser. C – Zoologia, 48: 41–44. Łętowski J., Gosik R., Ptaszyńska A. 2004. Ryjkowcowate (Coleoptera, Curculionoidea) planowanych obszarów chronionych aglomeracji Lublina. Materiały z ogólnopolskiej konferencji naukowej: „Badania ważek, chrząszczy i chruścików na obszarach chronionych”. 21–23. 05. 2004, Urszulin: 29–30. Łętowski J., Staniec B. 1997. Materiały do poznania Attelabidae i Curculionidae (Coleoptera) wschodniej Polski. Wiad. Entomol. 16(1): 21–28. Petryszak B., Dąbek P. 1997. Lignyodes uniformis Desbrochers, 1894 nowy dla fauny Polski oraz inne interesujące gatunki Apionidae

17 i Curculionidae (Coleoptera) z południowej i południowo-wschodniej części kraju. Wiad. Entomol. 16(2): 99–102. Petryszak B., Pocheč P., Holecova M., Holly M. 2002. Uwagi o interesujących ryjkowcach (Coleoptera, Curculionidae) Bieszczadów. Wiad. Entomol. 21 (2): 115–119. Stachowiak P. 2002. Badania nad rozsiedleniem Anthribidae (Coleoptera) w Polsce. Wiad. Entomol. 20: 137–142. Szujecki A. 1993. Ochrona ekosystemów leśnych w warunkach niepewności. V Sympozjum Ochrony Ekosystemów Leśnych. 18–20.10.1993, Białowieża: 57–74. Wanat M. 1993. Nowe stanowiska interesujących gatunków ryjkowcowatych (Coleoptera, Curculionidae) w Polsce. Wiad. Entomol. 12: 31–36. Wanat M. 1994. Ryjkowce (Coleoptera: Curculionoidea: Anthribidae, Rhinomaceridae, Rhynchitidae, Attelabidae, Apionidae, Curculionidae) Puszczy Białowieskiej. Pol. Pismo Entomol. 63: 37–112. Wanat M., Gosik R. 2003. Materiały do znajomości ryjkowców (Insecta, Coleoptera: Curculionoidea) doliny Bugu. Nowe Pam. Fizjograf., Warszawa, 2(1-2): 31–52. Wanat M., Mokrzycki T. 2005. A new checklist of weevils of Poland (Coleoptera: Curculionoidea). Genus 16 (1): 69–117. Wanat M., Szypuła J. 1998. Interesujące gatunki ryjkowców (Coleoptera: Urodontidae, Curculionidae) ze wschodniej Polski. Wiad. Entomol. 17(3): 85–94.

18 Chrońmy Przyrodę Ojczystą 63 (5): 19-33, 2007.

JANINA JASNOWSKA1, MARIOLA WRÓBEL1, SYLWIA JURZYK2

1Katedra Botaniki i Ochrony Przyrody, Akademia Rolnicza 71-434 Szczecin, ul. Słowackiego 17 e-mail: [email protected]

2Katedra Dendrologii i Kształtowania Terenów Zieleni Akademia Rolnicza 71-424 Szczecin, ul. Janosika 8 e-mail: [email protected]

Znaczenie monitorowania poziomu wód w rezerwatach torfowiskowych na przykładzie rezerwatu „Rosiczki Mirosławskie” (Pomorze Zachodnie)

Wstęp

W rezerwacie „Rosiczki Mirosławskie” od momentu jego po- wołania stosowano ochronę ścisłą celem zachowania wysokiego stopnia naturalności tego obiektu. Jednak ochrona ścisła, czyli bierna, w rezerwatach przyrody może czasem prowadzić do niepożądanych zmian w zbiorowiskach roślinnych, dlatego koniecznym warunkiem jej stosowania jest systematyczne monitorowanie stanu rezerwatu. Przedstawioną w niniejszej pracy koncepcję ochrony szaty roślinnej rezerwatu oparto na porównaniu stanu torfowiska stwierdzonego podczas badań przeprowadzonych na potrzeby dokumentacji projektowej w latach 1983–1984 (Jasnowska, Jasnowski 1983, 1985) ze stanem obserwowanym w trakcie badań terenowych prowadzonych od marca do września 2006 r. w ramach prac nad planem ochrony dla rezerwatu „Rosiczki Mirosławskie” (Jasnowska i in. 2006). 19 Charakterystyka rezerwatu

Torfowisko „Rosiczki Mirosławskie”, znajdujące się w gminie Mirosławiec (Leśnictwo Nieradź, Nadleśnictwo Mirosławiec, wo- jewództwo zachodniopomorskie), wykształciło się w procesie lą- dowienia małego jeziora dystroﬁcznego, wypełniającego się osa- dami jeziornymi w postaci gytii. Jest to zbiornik bezodpływowy i ma on położenie wododziałowe między zlewniami dopływów Noteci – Gwdy oraz Drawy. W kolejnych etapach sukcesji, na znacznej powierzchni torfowiska rozwinęła się roślinność torfo- twórcza budująca pło mszarne unoszące się na przewodnionej powierzchni i stopniowo zarastające lustro wody. Na dawnym jeziorze nadal jeszcze utrzymują się otwarte oczka wodne z pły- wającymi wyspami torfowymi, a obiekt ma charakter niebez- piecznego trzęsawiska. Poziom wód na torfowisku utrzymuje się na poziomie równym z powierzchnią terenu (mszaru). Na całym obwodzie występuje silnie uwodniony okrajek torfowiska (ryc. 1). Złoże torfowe opisane w dokumentacji projektowej jako zło- że torfu przejściowego na osadach gytii jeziornej (Jasnowska, Jasnowski 1985) miało swoją genezę w basenie jeziorka dys- troﬁcznego typu kotłowego, które uległo zlądowieniu. Miąższość pokładu torfu waha się od 1,1–1,7 m, głębiej zalega warstwa gytii o średniej miąższości od 1–2 m, a miejscami nawet 5 m. Aktualne wiercenia potwierdziły obecność soczewki wodnej pod warstwą pła mszarnego, której zmienne rozmiary zależą głównie od dopływu wód opadowych. Trzęsawisko zasilane jest wodami gruntowymi i naporowymi z warstw wodonośnych, wypływa- jącymi spod torfowiska (zasilanie kryptokryniczne) oraz wodami opadowymi, decydującymi o rozwoju mszaru wysokiego. Do okrajka natomiast spływają dodatkowo wody powierzchniowe z obrzeży misy torfowiska. Nie ma zagrożenia alkalizacji wód torfowiska spływami powierzchniowymi, gdyż otaczające misę jeziorną grunty mineralne mają niską wartość pH (3,2–3,5). Rezerwat przyrody „Rosiczki Mirosławskie” został powołany w 1989 r. (Zarządzenie 1989). Rezerwat o powierzchni 20,83 ha otacza 66,65-hektarowa otulina z drzewostanami gospodar- czymi na siedlisku boru mieszanego świeżego. W jednym z wy- dzieleń leśnych na terenie otuliny, po południowo-zachodniej

20 stronie torfowiska znajduje się użytek ekologiczny (Uchwała 1995), który graniczy z rezerwatem poprzez szeroką barierę mineralną. Użytek powstał w miejscu wcześniej wyeksploato- wanego na potrzeby gospodarki leśnej niedużego złoża torfu niskiego, które było wypełnione wodą gruntową. Obecnie ma ono charakter wilgotnego obniżenia terenu zarośniętego wyso- kimi szuwarami turzycowymi, sitowiskiem i zaroślami wierz- bowymi. Celem ochrony w rezerwacie „Rosiczki Mirosławskie” jest zachowanie torfowiska pojeziornego o charakterze trzęsawi- ska z bogatą ﬂorą mszaków oraz liczną populacją rosiczek, jak też innych chronionych i rzadkich gatunków torfowiskowych (Jasnowska, Jasnowski 1985, Rządkowski 1987, 1991).

Ryc.1. Malowniczy krajobraz torfowiska w rezerwacie „Rosiczki Mirosławskie” – mozaika otwartej wody i powierzchni mszarnych oraz skupień niskiej sosny Pinus sylvestris f. turfosa. Fig. 1. The scenic landscape of raised bog in the “Rosiczki Mirosławskie” nature reserve – the mosaic of open waters, quaking bog surfaces and clusters of low-growing pine Pinus sylvestris f. turfosa.

21 Trzęsawisko z roślinnością mszarów przejściowych i wysokich oraz inicjalne stadia boru bagiennego należą do siedlisk przyrodniczych o znaczeniu priorytetowym, wymagających ochrony w formie wyznaczenia obszarów Natura 2000 (kod: 7110, 7140, 7150, 91D0) (Rozporządzenie 2005). Rezerwat leży na obszarze proponowanym do objęcia programem Natura 2000 jako ostoja siedliskowa PLH 320045 „Mirosławiec”, stanowiąc jeden z najcenniejszych przyrodniczo obiektów na jej terenie. Na frag- mentach gruntów mineralnych znajdujących się w granicach rezerwatu występują lasy zaliczane według klasyﬁkacji leśnej do borów mieszanych świeżych i wilgotnych. W ciągu minionych 20 lat zaszły duże zmiany w szacie ro- ślinnej rezerwatu, będące wynikiem zaburzeń warunków siedliskowych, które nastąpiły w bezpośrednim otoczeniu rezerwatu tuż przed jego powołaniem. W latach 1983–1984 obserwowano na mszarze drzewa w złej kondycji (Jasnowska, Jasnowski 1983, 1985). W rzeczywistości systemy korzeniowe były już wtedy zatopione i następowało powolne zamieranie drzew, któ- rych martwe pnie utrzymują się do dziś w miejscu dawnych drzewostanów. Prowadzący do tego proces zmian w siedlisku rozpoczął się na początku lat 80. XX w. od wymarcia rozle- głych połaci drzewostanów gospodarczych znajdujących się w otoczeniu torfowiska. Przyczynami były: ostra zima, śniegołomy i gradacja brudnicy mniszki Lymantria monacha. Po tej „klęsce ekologicznej” wycięto duże fragmenty lasu, również te rosnące na mineralnych brzegach wokół torfowiska. Spowodowało to zwiększony spływ wody, zatopienie torfowiska, a w rezultacie wtórne zabagnienie terenu i stopniowe zamarcie boru bagiennego – zbiorowiska leśnego klimaksowego dla torfowisk mszarnych. Zaistniała sytuacja miała jednak pozytywne znaczenie dla trzęsawiska, na którym zaobserwowano zjawisko regresji roślinności, polegające na odmłodzeniu faz rozwojowych torfowiska do fazy mszarów w związku z eliminacją ﬁtocenoz boru bagiennego (Falińska 2004). Zbyt szybkie tempo sukcesji jest zjawiskiem niepożądanym w omawianym rezerwacie.

Aktualny stan szaty roślinnej rezerwatu

Roślinność wodna. Otwarte powierzchnie wody na trzęsa- wisku, których nie pokryło jeszcze pło mszarne, są miejscem

22 gdzie nadal zachodzi proces lądowienia w wyniku sedymenta- cji gytii oraz inicjalnych procesów torfotwórczych. W wodach tych odnotowano torfotwórcze zbiorowiska pływaczów z klasy Utricularietea intermedio-minoris, związku Sphagno-Utricularion, głównie tzw. moczar pływaczowy Sphagno-Utricularietum minoris Fijalk. 1960 (Jasnowski i in. 1968). Płaty tego zespołu roślinnego spotyka się również w wodach okrajka torfowiska. W oczkach występują także płaty roślinności o liściach pływa- jących Potametum natantis Soó 1927 i Nymphaeetum candi- dae Miljan 1958 (Matuszkiewicz 2001) (ryc. 2). Oczka wodne obejmuje czerwonym pierścieniem bardzo rzadka i cenna fitocenoza mszarna z rosiczką pośrednią Drosera intermedia i wątrobowcem Cladopodiella fluitans, tworząca strefę na granicy z płem torfowym. Szuwary niskoturzycowe i sitowiska. W okrajku na ca- łym obwodzie występuje strefa z sitem rozpierzchłym Juncus effusus różnej szerokości, nawet do 10–15 m. Są także miejsca, gdzie do samego brzegu dochodzi pło mszarne lub występują płaty z czermienią błotną Calla palustris oraz takimi gatunkami, jak turzyca dzióbkowata Carex rostrata, żurawina błotna Oxycoccus palustris oraz torfowce Sphagnum cuspidatum i Sph. squarrosum. Z okrajkiem i obrzeżem torfowiska związane są kwaśne młaki niskoturzycowe należące do rzędu Caricetalia nigrae, związku Caricion nigrae reprezentowane przez zespół turzycy pospolitej Caricetum nigrae Br.-Bl. 1915 oraz zespół mie- tlicy psiej Carici canescentis-Agrostietum caninae R. Tx. 1937. Przy okrajku na obrzeżu torfowiska występują łozowiska Salicetum pentandro-cinereae (Almq. 1922) et Pass. 1961 nie- kiedy z domieszką olszy czarnej i dużym udziałem torfowców, jak Sphagnum squarrosum, Sph. palustre i Sph. fimbriatum. Małe enklawy tych fitocenoz można zaklasyfikować jako oles torfowcowy Sphagno squarrosi-Alnetum Sol.-Górn. (1975) 1987 (ryc. 2). Mszar przejściowy. Główną roślinność torfowiskową stano- wią mszary: przejściowy i wysoki z mozaiką zespołów powstałą w wyniku nierównomiernego zarastania otwartego lustra wody dawnego jeziora. Roślinność o charakterze przejściowym repre- zentują zespoły z klasy Scheuchzerio-Caricetea. Na mapie siedlisk przyrodniczych (ryc. 2) wszystkie te fitocenozy zostały za-

23 0 500 m d 124 f 123 122 125 c a

i j U g

54° 123 146 h 146 f b

50° d c 16° 24°

- 1 - 2 - 3 - 4 - 5 - 6

- 7 - 8 - 9 - 10 U - 11

Ryc. 2. Siedliska przyrodnicze w rezerwacie „Rosiczki Mirosławskie”: 1 – brzezina bagienna Betuletum pubescentis (kod siedliska wg Natura 2000 – 91DO), 2 – olesy, 3 – bory mieszane na gruncie mineralnym, 4 – mezotroﬁczne wody okrajka (zbiorowiska turzyc i situ) 5 – torfowisko wysokie (mszar kępowy Sphagnetalia magellanici; 7110), 6 – torfowisko przejściowe (mszar dywanowy: Rhynchosporion albae; 7140, Caricion lasiocarpae; 7150), 7 – martwe drzewa na mszarze, 8 – dystroﬁczne jeziora i stawy (zbiorowiska pływaczy Utricularietea intermedio- minoris; 3160), 9 – granica rezerwatu, 10 – granice oddziałów leśnych, 11 – użytek ekologiczny. Fig. 2. Natural habitats in the „Rosiczki Mirosławskie” nature reserve: 1 – swampy birch wood (Betuletum pubescentis; habitat code according to Nature 2000 – 91DO), 2 – alder carr (Alnetea), 3 – mixed forest on mineral soils (Dicrano-Pinion), 4 – mezotrophic waters of the marginal part of bog, 5 – raised bog (Sphagnetalia magellanici; 7110), 6 – fen (Rhynchosporion albae; 7140, Caricion lasiocarpae; 7150), 7 – dead forest, 8 – dystrophic lakes and ponds (Utricularietea intermedio- minoris class; 3160), 9 – reserve border, 10 – forest divisions, 11 – site of ecological interest.

24 znaczone jako mszar przejściowy w częściach torfowiska wokół licznych otwartych powierzchni wody. Zajmują one południo- wo-zachodnią i centralną partię rezerwatu oraz północną „zato- kę” mszarną, wciętą między mineralny brzeg od strony zachodniej i mineralny cypel po stronie wschodniej. Wokół otwartego lustra wody na cienkim ple występuje strefa, często dość szero- ka, szuwaru turzycy bagiennej Caricetum limosae Br-Bl. 1921 z licznie występującą bagnicą torfową Scheuchzeria palustris. Na niedostępnym ple następną strefę bliżej lustra wody tworzy zespół przygiełki białej Rhynchosporetum albae Koch 1926. W kontakcie z wodą spotyka się również zespół turzycy nitkowatej Caricetum lasiocarpae Koch 1926 u czoła narastającego pła. Na grubszym pokładzie torfu duże powierzchnie stanowią: mszar z turzycą dzióbkowatą Sphagno-Caricetum rostratae Steff. 1931 i mszar z wełnianką wąskolistną Eriophoro angustifolii-Spha- gnetum Jasn. et al. 1968, gdzie na dywanie torfowców pojawia się niski nalot sosny Pinus sylvestris f. turfosa. Mszar wysoki. Zbiorowiska klasy Oxycocco-Sphagnetea reprezentowane są przez zespoły mszarów wysokich z rzędu Sphagnetalia magellanici, związku Sphagnion magellanici. Na mapie siedlisk przyrodniczych zostały zamieszczone jako torfowisko wysokie (ryc. 2). W większości są to zbiorowiska z nalotem sosny Pinus sylvestris f. turfosa określane jako mszary sosno- we: mszar kępowo-dolinkowy Sphagnetum magellanici (Malc. 1929) Kästner et Flössner 1933, mszar z wełnianką pochwowa- tą Eriophoro vaginati-Sphagnetum Jasn. et al. 1968 oraz z nalotem sosny Eriophoro vaginati-Sphagnetum pinetosum turfosae. Na kępach torfowców, przy karłowatych sosnach bujnie rozwija się modrzewnica pospolita (północna) Andromeda polifolia. Martwe lasy. Na mszarze wysokim, przed jego zatopieniem, występowały enklawy bagiennego boru sosnowego Vaccinio uliginosi-Pinetum Kleist 1929 i brzeziny bagiennej Vaccinio uliginosi-Betuletum pubescentis Libbert 1933 z klasy Vaccinio-Piceetea, podzwiązku borów bagiennych Dicrano-Pinenion (Jasnowska, Jasnowski 1983, 1985). Po tej roślinności pozostały duże powierzchnie martwych lasów, które zginęły w następstwie znacz- nego podniesienia się poziomu wody i wtórnego zabagnienia w latach osiemdziesiątych. Fitocenozy w martwych lasach obecnie należą do zespołu Eriophoro vaginati-Sphagnetum Jasn. et

25 al. 1968 z nalotem sosny Pinus sylvestris f. turfosa w wieku do kilkunastu lat. Na niedużych powierzchniach zarejestrowano odnawianie się boru bagiennego i brzeziny bagiennej (ryc. 2). Leśne zbiorowiska roślinne na gruncie mineralnym. W rezerwacie występują zbiorowiska leśne reprezentowane przez bór sosnowy i bór mieszany, zaznaczone wspólnie na mapie siedlisk przyrodniczych (ryc. 2). Powierzchnie leśne na podłożu mineralnym znajdują się przy zachodnim i północno-zachodnim brzegu torfowiska. Nawiązują one charakterem do przylegają- cych do rezerwatu partii lasów stanowiących jego otulinę. Lasy gospodarcze mają skład gatunkowy zbliżony do roślinności po- tencjalnej, co oznacza, że gospodarka leśna ma tu charakter półnaturalny. Według klasyfikacji leśnej jest to bór mieszany świeży, wg klasyfikacji fitosocjologicznej – Querco roboris-Pine- tum (W. Mat. 1981) J. Mat. 1988. Drzewostan, który osiągnął wiek 75 lat odznacza się małym zwarciem, gdyż część drzew wypadła po zniszczeniach, jakie miały miejsce w początkach lat osiemdziesiątych. Razem z dominującą sosną zwyczajną Pinus sylvestris występuje brzoza brodawkowata Betula pendula, zaś w lukach w podroście pojawiły się buki Fagus sylvatica i mniej licznie dąb szypułkowy Quercus robur. Na cyplu mineralnym wcinającym się w torfowisko występuje dorodny 100-letni bór sosnowy. W klasyfikacji fitosocjologicznej najlepiej odpowiada dawniejszej nomenklaturze Vaccinio myrtilli-Pinetum, zaś wg obecnej – zbliżony jest do Leucobryo-Pinetum W. Mat. (1962) 1973. Sosny są okazałych rozmiarów osiągając wysokość 22 m i pierśnicę 33 cm (Nawrot 1992, Jasnowska i in. 2006). Runo ma charakter borowy, a występowanie borówki bagiennej Vaccinium uliginosum ma związek z przyległym torfowiskiem, na którym występował bór bagienny Vaccinio uliginosi-Pinetum Kleist 1929, dziś martwy.

Aktualny stan ﬂory rezerwatu

W toku prac terenowych w 2005–2006 roku nad przygoto- waniem planu ochrony dla rezerwatu „Rosiczki Mirosławskie” (Jasnowska i in. 2006) zarejestrowano 110 gatunków roślin naczyniowych związanych z siedliskami chronionymi w rezerwacie, wśród nich aż 33 gatunki o różnym stopniu zagrożenia.

26 Ochronie ścisłej podlega 9 gatunków. Są to rosiczki – okrągło- listna Drosera rotundifolia i pośrednia D. intermedia, pływacze – drobny Utricularia minor, pośredni U. intermedia i zwyczajny U. vulgaris, bagno zwyczajne Ledum palustre, turzyca bagienna Carex limosa, bagnica torfowa Scheuchzeria palustris, grzybienie północne Nymphaea candida. Ochronie częściowej podlegają: bobrek trójlistkowy Menyanthes trifoliata, grążel żół- ty Nuphar lutea i kruszyna pospolita Frangula alnus. Obecnie nie potwierdzono występowania rosnących tu wcze- śniej chronionych gatunków mszarnych: rosiczki długolistnej Drosera longifolia i wełnianki delikatnej Eriophorum gracile. Po zatopieniu i zamarciu płatów boru bagiennego na torfowisku, zmalała też populacja bagna zwyczajnego Ledum palustre, natomiast całkowicie ustąpiła, licznie występująca tu wcze- śniej, borówka bagienna Vaccinium uliginosum i bażyna czarna Empetrum nigrum (Jasnowska, Jasnowski 1983, 1985). W brioflorze zarejestrowano obecnie 48 bagiennych gatun- ków mszaków, w tym: 1 wątrobowiec Cladopodiella fluitans pod ochroną ścisłą, 11 gatunków torfowców (Sphagnum rubellum, Sph. teres, Sph. magellanicum, Sph. papillosum, Sph. apiculatum, Sph. fuscum, Sph. molluscum) pod ochroną ścisłą i 2 – pod ochro- ną częściową oraz 7 gatunków mchów właściwych (Polytrichum strictum, P. commune, Pleurozium schreberi, Dicranum scopa- rium, D. polysetum, Calliergonella cuspidata, Rhitidiadelphus squarrosus) chronionych częściowo (Rozporządzenie 2004). W rezerwacie nie ma gatunków obcych, zagrażających rodzimej florze. Mszary są dość odporne na inwazję gatunków roślin o odmiennych wymaganiach ekologicznych. Wszystkie bioto- py torfowiskowe w rezerwacie są cenne florystycznie, łącznie z położonym w otulinie i przyległym do granicy rezerwatu użyt- kiem ekologicznym, gdzie po raz pierwszy w 2006 r. odnotowano stanowisko turzycy ciborowatej Carex bohemica – gatunku w Polsce wyjątkowo rzadkiego i wymierającego (Zarzycki i in. 2002).

Proponowana koncepcja ochrony

Rezerwat przyrody „Rosiczki Mirosławskie” został utworzony w celu „zachowania torfowiska pojeziornego o charak-

27 terze naturalnych trzęsawiskowych mszarów z bogatą florą”. Podstawowym zadaniem ochrony gatunków roślin jest nie tylko zakaz ich zbierania, ale przede wszystkim nakaz zachowania w dobrym stanie siedlisk przyrodniczych stosownie do wymagań gatunków chronionych. Cele uszczegółowione to: • utrzymanie istniejących, korzystnych warunków ekologicznych optymalnych dla fitocenoz mszarnych, w szczególno- ści warunków wodnych i dobrego dostępu światła; • zachowanie dystroficznego charakteru wód otwartych, mezotroficznego – mszarów przejściowych oraz oligotroficznego – mszarów wysokich; • ochrona roślin zielnych, w szczególności rosiczek, przed zbieraniem do celów leczniczych, krzewinek i krzewów – przed zrywaniem i łamaniem pędów, zaś torfowców – przed zdziera- niem lub wykopywaniem warstwy mszystej; • ochrona złoża torfowego przez egzekwowanie zakazu pozyskiwania torfu; • utrzymanie ostoi zwierzyny i miejsc gniazdowania pta- ków. Przeprowadzone w 2006 r. badania, w trakcie których udokumentowano rozmieszczenie zbiorowisk roślinnych dys- troficznych wód otwartych na torfowisku oraz szuwarów ni- skoturzycowych, sitowisk, zarośli wierzbowych i enklaw olsu torfowcowego na okrajku obiektu wskazują na to, że dotych- czasowa ścisła ochrona rezerwatu była skuteczna i nie spowo- dowała niepożądanych zmian, jakie mogły nastąpić w wyniku sukcesji roślinności. Obecny stan wód w rezerwacie sprzyja naturalnym procesom rozwojowym zbiorowisk roślinnych. Można przewidywać, iż w najbliższym czasie nie będą zachodziły w rezerwacie niekorzystne zmiany roślinności i procesy wymagają- ce ingerencji. Zagrożenie może jednak wystąpić w przypadku systematycznie pogarszających się warunków hydrologicznych w rezerwacie. Wówczas należy podjąć ochronę czynną i prze- prowadzić opisane dalej działania zwiększające dopływ wód do złoża torfowego. Z tego powodu należy w wieloletnim planie ochrony rezerwatu dopuścić możliwość wykonania zabiegów ochrony czynnej. Należy kontrolować procesy rozwojowe i naturalną sukcesję, by opóźnić nadejście leśnej fazy klimaksowej. Niepożądane zmia-

28 ny roślinności w rezerwacie mogą pojawić się wskutek zmian warunków wodnych na torfowisku, spowodowanych obserwowanym spadkiem wód gruntowych lokalnego terenu (dane niepublikowane Nadleśnictwa Mirosławiec) i prognozowanym (na podstawie analizy danych klimatycznych z wielolecia) wzrostem średniej rocznej temperatury przy zachowaniu podobnej, jak obecnie sumy rocznych opadów. Wynikiem tego będzie inten- sywniejsze parowanie wody z podłoża i systematyczne obniżanie się poziomu wód podziemnych. Nasilą się także niekorzystne zjawiska pogodowe (wichury, nawalne deszcze, susze) wywo- łujące spustoszenia zwłaszcza w drzewostanach (Michalska, Kalbarczyk 2005, Kalbarczyk E., Kalbarczyk R. 2006). Szczególnie dotkliwym dla ekosystemów torfowiskowych zjawiskiem pogodowym są długotrwałe susze letnie, gdyż ustaje zasilanie powierzchniowe złoża torfowego i kurczą się zasoby wód podziemnych. Przewidując ewentualne zmiany warunków wodnych zaproponowano systematyczny monitoring, by w razie ich wystąpienia, a zwłaszcza wyraźnego i długotrwałego pogor- szenia, podjąć określone działania w zakresie ochrony czynnej.

Metody monitorowania i proponowane działania ochrony czynnej

Zalecony monitoring należy prowadzić za pomocą piezo- metrów, w celu obserwowania względnych wahań poziomu wody w złożu torfowym – powyżej lub poniżej poziomu mszaru. Natomiast łaty osadzone w dnie mineralnym pozwolą ob- serwować zmiany poziomu wód gruntowych oraz kontrolować wahania powierzchni złoża w stosunku do podłoża mineralnego w zależności od zasobów wody w misie torfowiska (ze względu na emersyjny charakter pła torfowego). Pomiary powinny być wykonywane 4 razy w roku (III, VI, VIII, XI) i zapisywane w ze- stawieniach tabelarycznych prowadzonych osobno dla każdego punktu pomiarowego. Porównanie wyników z różnych sezonów danego roku oraz między następującymi po sobie latami będzie podstawą oceny stanu warunków wodnych na torfowisku. Optymalny poziom wody w rezerwacie powinien przejawiać się silnym uwodnieniem strefy okrajka torfowiska, obecno- ścią otwartych powierzchni lustra wody oraz utrzymywaniem

29 się wody w żywej warstwie wierzchnicy torfowej. Jeżeli poziom wody w ciągu kilku kolejno wykonywanych odczytów piezome- trów będzie znajdował się znacznie poniżej poziomu żywego pła mszarnego (20–40 cm), a wskazania na łatach pomiarowych wykażą wyraźne osiadanie złoża torfowego (30–50 cm) w stosunku do poziomu początkowego ustalonego w warunkach optymalnego uwodnienia torfowiska, wtedy należy podjąć dzia- łania ochrony czynnej. W sytuacji zagrożenia torfowiska osuszeniem trzeba będzie zwiększyć dopływ wód retencjonowanych na mineralnych brzegach misy torfowiskowej w otulinie, gdzie rosną drzewostany gospodarcze. W takim przypadku należy uwolnić część tych wód przez przerzedzenie fragmentów lasu znajdującego się w kontakcie z otwartym mszarem, głównie po północnej stronie obiektu (wydzielenie 124d, 122a). Zabieg należy przeprowadzić dwuetapowo: w pierwszym etapie na niedużą skalę (rębnia se- lektywna), kontrolując zmiany poziomu wody. W drugim etapie, po 2–3 latach, można kontynuować wybiórcze wycinanie niewielkich fragmentów drzewostanów położonych najbliżej krawędzi torfowiska, by odpowiednio zwiększyć dopływ wody, znając wymierne skutki pierwszego etapu realizacji. Będzie to celowe działanie wzorowane na sytuacji, jaka zaistniała tu na początku lat osiemdziesiątych.

Wnioski

Żywe torfowisko mszarne „Rosiczki Mirosławskie”, gdzie zachodzą procesy torfotwórcze, jest bardzo cennym obiektem, reprezentującym siedliska przyrodnicze objęte Dyrektywą Siedliskową UE programu Natura 2000. Ekosystemy w takiej fazie sukcesji roślinności są w naszym kraju coraz rzadsze, dlatego rezerwatowi należy przypisać ważne znaczenie zarówno w krajowym, jak i międzynarodowym systemie ochrony przyrody. Można tu obserwować procesy rozwojowe, co może mieć istot- ne znaczenie przy określaniu metod renaturyzacji podobnych obiektów w fazie zastojowej lub zagrożonych degeneracją. Po katastroﬁe ekologicznej, jaka dotknęła drzewostany ota- czające rezerwat nastąpiła zmiana warunków siedliskowych torfowiska, która w konsekwencji doprowadziła do regresji ro-

30 ślinności na jego obszarze. Obecny stan roślinności i warunków siedliskowych rezerwatu jest optymalny i dlatego można zalecić ochronę ścisłą. Pozwoli to na naturalny bieg procesów torfo- twórczych i dalszy rozwój ﬁtocenoz mszarnych. Warunkiem jest jednak utrzymanie istniejących warunków wodnych oraz ich systematyczne kontrolowanie, by w przypadku niepożądanych zmian podjąć ochronę czynną. Systematyczne monitorowanie warunków wodnych w rezerwatach torfowiskowych, a ogólniej – czynników kształtujących siedlisko w obiektach chronionych jest bardzo ważnym postulatem, który powinien obowiązywać szczególnie w obiektach podlegających ochronie ścisłej.

SUMMARY

Jasnowska J., Wróbel M., Jurzyk S. The importance of water table monitoring in protected peat bogs on example of the “Rosiczki Mirosławskie” nature reserve in Western Pomerania (NW Poland). Chrońmy Przyrodę Ojczystą 63 (5): 19–33, 2007.

The aim of conservation in the “Rosiczki Mirosławskie” reserve is preservation of a raised bog of lacustrine origin with rich flora of bryophytes, numerous populations of sundews Drosera intermedia and D. rotundifolia, other protected, endangered and rare peatbog plant species as well as natural habitats included in the Council Directive 92/43/EEC and protected in European network Nature 2000. A significant raise of water level took place during last 20 years which effected in considerable change in plant community composition. On the other hand, a contrary trend in water conditions due to contemporary climatic changes is very probable. Therefore, a systematic monitoring of water regime and related habitat conditions should be obligatory in peat bog reserves, particularly in those under strict protection. In the “Rosiczki Mirosławskie” nature reserve the levels of ground and surface water at selected measuring points should be recorded 4 times a year (in March, June, August, and November). Proposed monitoring seem enough to early detect possible fall of water table and take activities necessary to increase inflow from surrounding area to prevent deterioration of habitat quality in protected bog.

31 PIŚMIENNICTWO

Falińska K. 2004. Ekologia roślin. Wyd. Nauk. PWN, Warszawa. Jasnowska J., Jasnowski M. 1983. Rosiczki pod Mirosławcem. W: Turyn E. (red.). Pojezierze Zachodniopomorskie. Seria Przyroda Polska, Wiedza Powszechna, Warszawa. Jasnowska J., Jasnowski M. 1985. Rezerwat przyrody „Rosiczki pod Mirosławcem”. Dokumentacja projektowa rezerwatu. Szczecin- Piła (msc.). Jasnowska J., Jurzyk S., Wróbel M., Janicki D. 2006. Plan ochrony rezerwatu przyrody „Rosiczki Mirosławskie”. Biuro Konserwacji Przyrody Szczecin (msc.). Jasnowski M., Jasnowska J., Markowski S. 1968. Ginące torfowiska wysokie i przejściowe w pasie nadbałtyckim Polski. Ochr. Przyr. 33: 69–124. Kalbarczyk E., Kalbarczyk R. 2006. Identification of atmospheric drought periods in north-west Poland over 1965-2004. EJPAU 9(4): 15. Matuszkiewicz W. 2001. Przewodnik do oznaczania zbiorowisk roślinnych Polski. PWN, Warszawa. Michalska B., Kalbarczyk E. 2005. Longterm changes in air temperature and precipitation on Szczecińska Lowland. EJPAU 8(1): 17. Nawrot M. 1992. Plan urządzenia gospodarstwa rezerwatowego (Rosiczki Mirosławskie) na okres od 1 stycznia 1992 do 31 grudnia 2001. Regionalna Dyrekcja Lasów Państwowych w Pile (msc.). Rozporządzenie 2004. Rozporządzenie Ministra Środowiska z dn. 9.07.2004 r. w sprawie gatunków dziko występujących roślin objętych ochroną. Dziennik Ustaw nr 168 (2004), poz.1764. Rozporządzenie 2005. Rozporządzenie Ministra Środowiska z dn. 16.05.2005 r. w sprawie typów siedlisk przyrodniczych oraz gatunków roślin i zwierząt, wymagających ochrony w formie wyznaczenia obszarów NATURA 2000. Dziennik Ustaw nr 94 (2005), poz. 795. Rządkowski T. 1987. Raport o stanie środowiska przyrodniczego w województwie pilskim. Urząd Wojewódzki w Pile. Rządkowski T. 1991. Raport o stanie środowiska przyrodniczego w województwie pilskim. Urząd Wojewódzki w Pile.

32 Uchwała 1995. Uchwała Rady Gminy i Miasta Mirosławiec z dn. 28.12.1995 r. nr XII/58/95. Zarządzenie 1989. Zarządzenie Ministra Ochrony Środowiska i Zasobów Naturalnych z dnia 8 grudnia 1989 r. w sprawie uznania za rezerwaty przyrody. Monitor Polski nr 44 (1989), poz. 357. Zarzycki K., Trzcińska-Tacik H., Różański W., Szeląg Z., Wołek J., Korzeniak U. 2002. Ekologiczne liczby wskaźnikowe roślin naczyniowych Polski. Instytut Botaniki PAN, Kraków.

33 Chrońmy Przyrodę Ojczystą 63 (5): 34–45, 2007.

PIOTR JASTRZĘBSKI1, MARZENA STAŃSKA2

Katedra Zoologii, Instytut Biologii, Akademia Podlaska, 08-110 Siedlce, ul. Prusa 12 e-mail: [email protected]., [email protected].

Krocionogi (Diplopoda) rezerwatu „Dębniak”

Wstęp

Rezerwat „Dębniak” położony w miejscowości Korczew (52°21’14’’ N, 22°36’46’’ E) został utworzony w 1978 r., po wy- odrębnieniu go z parku przypałacowego, w celu ochrony sta- rodrzewu dębowo-lipowego. Położony jest on na wyniosłości terenu na obrzeżu doliny Bugu, na terenie Nadbużańskiego Parku Krajobrazowego. Najcenniejszym zespołem roślinnym tego rezerwatu jest dąbrowa świetlista Potentillo albae-Quer- cetum. Świetlista dąbrowa występuje w naszym kraju rzadko i podlega recesji, najczęściej na skutek naturalnej sukcesji (Jakubowska-Gabara i in. 2004). Zaprzestanie wypasu bydła w lasach czy koszenia, prowadzi do zacieniania dna lasu i prze- kształcania w lasy innego typu, np. w grąd. Nie ma żadnych danych dotyczących krocionogów z rezerwatu „Dębniak”. Również dane z Doliny Bugu oraz z Wysoczyzny Siedleckiej są bardzo skąpe (Dziadosz 1966, Kopacz 1998). Dziadosz (1966) wy- kazał 11 gatunków z Wysoczyzny Siedleckiej oraz trzy z doliny Bugu. Kopacz (1998) natomiast badając projektowany rezerwat Głogi koło Mielnika złowiła tylko trzy gatunki. Celem niniejszej pracy było opisanie składu gatunkowego i struktury dominacji zgrupowań krocionogów w rezerwacie przyrody „Dębniak”.

Teren badań

Powierzchnia rezerwatu „Dębniak” wynosi 21 ha. Jest on położony w północno-wschodniej części wsi Korczew, w woje- 34 wództwie mazowieckim (siatka UTM FD10). Graniczy on z za- budowaniami pałacowymi, polami uprawnymi i młodym lasem sosnowym. Badania w rezerwacie prowadzono na trzech powierzchniach (ryc. 1), różniących się między sobą charakterem roślinności oraz wiekiem drzewostanu, nasłonecznieniem i wil- gotnością. Powierzchnia nr 1 (P1) położona była w północno-zachodniej części rezerwatu (20–30 m od cieku wodnego), jej ro- ślinność nawiązywała do dąbrowy świetlistej. Drzewostan budował przede wszystkim dąb szypułkowy Quercus robur. Charakterystyczne było tu występowanie dużej liczby starych drzew o obwodzie przekraczającym 200 cm. Powierzchnie P2 i P3 znajdowały się w części rezerwatu mającej charakter grądu Tilio-Carpinetum. Na powierzchni P2 (leżącej w centrum rezerwatu wzdłuż rowu nawadniającego) występowały gatunki charakterystyczne dla wilgotnych siedlisk leśnych: jesion Fraxinus excelsior, olsza Alnus glutinosa i porzeczka czerwona Rubus spicatum. Na powierzchni P3, leżącej w najsuchszej północno-

54°

50° P3 16° 24° P1 P2

Korczew 0 500 m

Ryc. 1. Położenie powierzchni badawczych w rezerwacie “Dębniak”. Fig. 1. Location of the sampling sites in the “Dębniak” nature reserve. 35 -wschodniej części rezerwatu, w drzewostanie dominowała lipa Tilia cordata, podszyt i runo były słabo rozwinięte. Było to siedlisko stosunkowo najsuchsze i najsilniej nasłonecznione.

Materiał i metody

Krocionogi zbierano w latach 2001–2002 w okresie od maja do października przy użyciu pułapek Barbera opróżnianych w odstępach dwutygodniowych. Pułapki funkcjonowały także w miesiącach zimowych, jednak ze względu na warunki atmos- feryczne nie były wtedy opróżniane. Krocionogi łowiono w pla- stikowe pojemniki o średnicy 7 cm, wypełnione płynem kon- serwującym (glikol etylenowy) z dodatkiem detergentu, który obniżał napięcie powierzchniowe płynu, co zapobiegało ucieczce zwierząt. Pułapki Barbera są powszechnie stosowaną ilościową metodą połowu bezkręgowców naziemnych i ściółkowych (prze- gląd: Zalewski 1999). Łącznie zebrano 487 osobników reprezentujących 8 ga- tunków należących do 3 rzędów (tab. 1). Do identyﬁkacji oka- zów wykorzystano następujące publikacje: Schubart (1934), Stojałowska (1961), Bielak-Oleksy, Stojałowska (1968), Lokšina (1969) i Blower (1985). W opisie struktury zgrupowania krocionogów zastosowano następujące klasy dominacji (Górny, Grüm 1981): superdominanty (>30,0%), eudominanty (10,1–30,0%), dominanty (5,1–10,0%), subdominanty (2,1– –5,0%), recedenty (1,1–2,0%) i subrecedenty (<1,0%). Do po- równania składu gatunkowego użyto wskaźnika podobieństwa gatunkowego Sörensena (So) (Trojan 1978, Górny, Grüm 1981): So = 2c/(a+b) * 100% gdzie: a, b – liczby gatunków w porównywanych zgrupowaniach; c – liczba gatunków wspólnych dla obu zgrupowań. Do porównania podobieństwa struktury dominacji wykorzystano wskaźnik Renkonena (Re) (Trojan 1978, Górny, Grüm 1981):

Re = ∑ Dmin.

36 gdzie: Dmin. – najmniejsza wartość dominacji danego gatunku w porównywanych zgrupowaniach (wartość wskaźnika waha się od 0, czyli braku podobieństwa, do 1, czyli pełnego podobień- stwa).

Przegląd gatunków

Glomeris connexa – gatunek europejski, stwierdzany prawie w całym kraju (Stojałowska, Staręga 1974, Jędryczkowski 1992). Uważany jest za gatunek leśny, występujący w różnych typach lasów (Dziadosz 1966, Stojałowska, Staręga 1974, Jędryczkowski 1992). Jednakże w Poleskim PN (Jastrzębski i in. 2006) G. connexa został znaleziony także na torfowiskach i łące świeżej. W zgrupowaniach krocionogów w rezerwacie „Dębniak” osiąga rangę superdominanta (P3), eudominanta (P2) i dominanta (P1). Strongylosoma stigmatosum – gatunek wschodnioeuropejski, występujący w całym kraju oprócz wysokich gór (Stojałowska, Staręga 1974). Jest pospolity szczególnie na południu kraju (Dziadosz 1966). S. stigmatosum chętnie zamieszkuje liściaste i mieszane lasy, czasem parki, ruiny itd. W zgrupowaniach kro- cionogów w rezerwacie „Dębniak” osiąga rangę eudominanta (P2 i P3) oraz subrecedenta (P1). Polydesmus complanatus – gatunek wschodnioeuropejski (Stojałowska, Staręga 1974) – najpospolitszy gatunek kro- cionoga w Polsce. P. complanatus jest gatunkiem eurytopowym znajdowanym w różnych środowiskach (Dziadosz 1966, Stojałowska, Staręga 1974, Jędryczkowski 1992, Wytwer 1997, 1999, Jastrzębski i in. 2006). W zgrupowaniach krocio- nogów w rezerwacie „Dębniak” osiąga rangę eudominanta (P3) oraz dominanta (P1 i P2). Leptoiulus proximus – gatunek europejski, pospolity w nizinnej części Polski, a rzadszy na wyżynach (Stojałowska, Staręga 1974). Znajdowany jest w różnych środowiskach: lasach (liściastych, mieszanych, a także iglastych) i otwartych środowiskach, wilgotnych i suchszych (Stojałowska, Staręga 1974, Jędryczkowski 1995, Wytwer 1997, 1999, Kopacz 1998, Jastrzębski i in. 2006). W zgrupowaniach krocionogów

37 Tab. 1. Liczba krocionogów zebranych w rezerwacie „Dębniak” na powierzchniach badawczych w świetlistej dąbrowie (P1), grądzie wilgotnym (P2) i grądzie suchym (P1). Table 1. Number of millipedes collected in the “Dębniak” nature reserve at sampling sites in oak forest (P1), humid lime-hornbeam forest (P2) and lime forest (P3).

Gatunki Razem P1 P2 P3 Species Total Glomerida Glomeris connexa 22 17 29 68 C.L. Koch, 1847 Polydesmida Strongylosoma stigmatosum 1 14 6 21 (Eichwald, 1830) Polydesmus complanatus 23 7 9 39 (Linnaeus, 1761) Julida Leptoiulus proximus 194 27 5 226 (Nemec, 1896)

Unciger foetidus 6 24 4 34 (C.L. Koch, 1847)

Megaphyllum projectum 62 1 3 66 kochi (Verhoeff, 1907)

M. sjaelandicum 27 27 (Meinert, 1868)

Ommatoiulus sabulosus 3 2 1 6 (Linnaeus, 1758) Razem 338 92 57 487 Total w rezerwacie „Dębniak” osiąga rangę superdominanta (P1), eudominanta (P2) i dominanta (P3). Unciger foetidus – gatunek europejski występujący w całej Polsce, szczególnie na obszarach bogatych w wapń (Dziadosz 1966, Stojałowska, Staręga 1974, Wytwer 1999). Zamieszkuje zarówno naturalne, jak i synantropijne środowiska (np. ogrody, parki) (Dziadosz 1966, Stojałowska, Staręga 1974, Jędryczkowski 1992, Wytwer 1999). W zgru-

38 powaniach krocionogów w rezerwacie „Dębniak” osiąga rangę eudominanta (P2), dominanta (P3) i recedenta (P1). Megaphyllum projectum kochi – gatunek europejski, pospolity w całej Polsce, szczególnie na nizinach (Dziadosz 1966, Stojałowska, Staręga 1974, Wytwer 1999). Często występu- je w lasach, ale nie unika także otwartych (np. leśnych polan i dróg, torfowisk, łąk) i synantropijnych środowisk (np. parków, cmentarzy) (Dziadosz 1966, Jędryczkowski 1995, Kopacz 1998, Jastrzębski i in. 2006). W zgrupowaniach krocionogów w rezerwacie „Dębniak” osiąga rangę dominanta (P1), subdomi- nanta (P3) i subrecedenta (P2). Megaphyllum sjaelandicum – gatunek północnoeuropej- ski, którego południowo-wschodnia granica zasięgu przebie- ga prawdopodobnie przez środkową Polskę (Wytwer 1999, Jędryczkowski 1992). Jest gatunkiem wilgociolubnym, żyje w wilgotnych liściastych lasach (Stojałowska 1968, Dziadosz 1966, Jędryczkowski 1982, Wytwer 1997, 1999, Kopacz 1998, Wytwer, Tracz 2003). W zgrupowaniach krocionogów w rezerwacie „Dębniak” osiąga rangę dominanta (P1). Ommatoiulus sabulosus – gatunek europejski (Wytwer 1999), występujący w całym kraju lecz bardziej pospolity w czę- ści nizinnej (Dziadosz 1966, Stojałowska, Staręga 1974). Jest gatunkiem eurytopowym odpornym na wahania wilgotno- ści. Znajdowany był nawet na silnie nasłonecznionych stanowiskach (Dziadosz 1966, Stojałowska, Staręga 1974). W zgrupowaniach krocionogów w rezerwacie „Dębniak” osiąga rangę recedenta (P2 i P3) i subrecedenta (P1).

Struktura dominacji krocionogów

W dąbrowie świetlistej (P1) zebrano największą liczbę kro- cionogów – 338 osobników. Tylko tu występowały wszystkie gatunki zebrane w rezerwacie. Na powierzchni tej superdominantem był L. proximus, a eudominantem M. projectum kochi. Pozostałe gatunki zajmowały niższe klasy dominacji (ryc. 2). Wyłącznie na tej powierzchni stwierdzono M. sjaelandicum, który jest gatunkiem wilgociolubnym nie tolerującym przesu- szenia (Wytwer, Tracz 2003). W wilgotnym grądzie (P2; najwil- gotniejsza z badanych powierzchni) złowiono tylko 92 osobniki

39 należące do siedmiu gatunków. Do grupy eudominantów nale- żały cztery gatunki: L. proximus, U. foetidus, G. connexa oraz S. stigmatosum (ryc. 2). W grądzie suchym (P3; powierzchnia najsilniej nasłoneczniona) zebrano najmniejszą liczbę krocio- nogów – 57 osobników z siedmiu gatunków. Superdominantem był tu G. connexa, natomiast eudominantami P. complanatus i S. stigmatosum (ryc. 2). P2 (n = 92)

Inne L. proximus P1 ( = 338) n Strongylosoma stigmatosum Inne

Glomeris connexa Unciger foetidus

Leptoiulus proximus

P3 (n = 57) Megaphyllum projectum Inne G. connexa kochi

S. stigmatosum

Polydesmus complanatus

Ryc. 2. Gatunki dominujące (superdominanty i eudominanty; >10% udziału) w zgrupowaniach krocionogów w rezerwacie „Dębniak” w świetlistej dąbrowie (P1), grądzie wilgotnym (P2) i grądzie suchym (P1). Fig. 2. Dominant species (superdominants and eudominants; >10%) in the millipede assemblages in the “Dębniak” nature reserve at sampling sites in oak forest (P1), humid lime-hornbeam forest (P2) and lime forest (P3). 40 Podobieństwo składu gatunkowego i struktury dominacji

Skład gatunkowy na poszczególnych powierzchniach badawczych był bardzo podobny, o czym świadczą wysokie war- tości wskaźnika Sörensena (tab. 2). M. sjaelandicum stwierdzono tylko w dąbrowie świetlistej, podczas gdy pozostałe gatunki występowały na wszystkich powierzchniach. Również struktury dominacji zgrupowań krocionogów wykazywały podobień- stwo, o czym świadczą wartości wskaźnika Renkonena (tab. 2). Stosunkowo duże podobieństwo stwierdzono między dąbrową świetlistą i grądem wilgotnym oraz grądem wilgotnym i suchym, a nieco mniejsze pomiędzy dąbrową świetlistą i grądem suchym. Dyskusja

Fauna krocionogów w rezerwacie „Dębniak” jest dość jedno- rodna. Wskazuje na to chociażby skład gatunkowy – na każdej powierzchni występowały te same gatunki. Tylko jeden gatunek – M. sjaelandicum stwierdzono wyłącznie na powierzchni P1, którą porastały stare dęby. Gatunek ten uważany jest za element wschodni (Stojałowska 1961). Nieco inaczej było z podobieństwem struktury dominacji zgrupowań krocionogów. Mniejsze podobieństwo między po-

Tab. 2. Podobieństwo składu gatunkowego (wskaźnik Sörensena – So) i struktury dominacji (wskaźnik Renkonena – Re) zgrupowań krocionogów na poszczególnych powierzchniach badawczych w świetlistej dąbrowie (P1), grądzie wilgotnym (P2) i grądzie suchym (P1). Table 2. Similarity of species composition (Sörensen index – So) and dominance structure (Renkonen index – Re) of the millipede assemblages in the “Dębniak” nature reserve at sampling sites in oak forest (P1), humid lime-hornbeam forest (P2) and lime forest (P3).

Re So P1 P2 P3 P1 47% 31% P2 93% 56% P3 93% 100%

41 wierzchniami P1 i P3 mogło być spowodowane różnicą w wieku drzewostanu, a tym samym odmiennymi warunkami wil- gotnościowymi i świetlnymi. Na powierzchni P1 występował starodrzew dębowy, który warunkował stabilne warunki wil- gotnościowe i świetlne. Powierzchnia P3 była o wiele suchsza i pokrywał ją znacznie młodszy las z dominacją lipy. Na powierzchniach P2 i P3 mających charakter grądu stwierdzono 7 gatunków krocionogów, spośród 17, jakie zostały poda- ne przez Jędryczkowskiego (1992) dla grądów z obszaru Polski. Na podobnych siedliskach w Puszczy Białowieskiej stwierdza- no 11–14 gatunków krocionogów (Wytwer 1999, Tracz 2001, Wytwer, Tracz 2003). W rezerwacie Dębniak stwierdzono mniej gatunków typowo leśnych (np. brak tu Mastigophorophyllon saxonicum), a ich miejsce zajmują gatunki synantropizujące (np. U. foetidus). Mniejszą liczbę gatunków krocionogów zebranych w rezerwacie „Dębniak” tłumaczyć można małą powierzchnią rezerwatu, przez co brak jest wielu dogodnych siedlisk, a tak- że przeszłością rezerwatu. Był on dawniej parkiem dworskim, dzięki czemu z jednej strony zachowały się tu stare drzewa, z drugiej jednak działalność pielęgnacyjna człowieka (usuwanie martwych drzew, koszenie trawy i inne) zubożyła siedliskowo obecny rezerwat. Również struktura dominacji zgrupowań krocionogów na powierzchniach grądowych w rezerwacie „Dębniak” przedstawia się odmiennie niż w grądach Puszczy Białowieskiej. Tam domi- nującymi gatunkami były P. complanatus, M. projectum kochi, M. saxonicum i G. connexa (Tracz 2001). Podobne gatunki wska- zywała także Wytwer (1999) wymieniając jako bezsprzecznego dominanta M. projectum kochi. W rezerwacie „Dębniak” każda z grądowych powierzchni (P2 i P3) ma nieco inną strukturę dominacji. W jednym przypadku (P2) większość zgrupowania two- rzą cztery gatunki: L. proximus, U. foetidus, G. connexa oraz S. stigmatosum, które w sumie stanowią 89% wszystkich złowio- nych na tej powierzchni osobników. Obecny tu U. foetidus nie jest podawany z grądów Puszczy Białowieskiej. Gatunek ten nie unika środowisk synantropijnych, często łowiony jest w par- kach (Stojałowska, Staręga 1974). Stąd zapewne jego duża liczebność w rezerwacie, który dawniej był parkiem dworskim. Inaczej przedstawia się struktura dominacji na powierzchni P3,

42 gdzie zdecydowanie dominuje G. connexa, której udział sięga 51%. G. connexa występuje gniazdowo, dlatego też dominacja tego gatunku może również wynikać z ustawienia pułapek w pobliżu jego skupisk.

Podziękowania Autorzy dziękują mgr Małgorzacie Łydkowskiej za czas poświęcony na zbieranie i sortowanie materiału oraz dr Markowi Wierzbie (Zakład Botaniki AP) za konsultacje ﬁtosocjologiczne.

SUMMARY

Jastrzębski P., Stańska M. Millipedes (Diplopoda) of the “Dębniak” nature reserve (E Poland). Chrońmy Przyrodę Ojczystą 63 (5): 34–45, 2007.

The “Dębniak” reserve (area 21 ha) is located near Korczew village (52°21’14’’ N, 22°36’46’’ E). Research on the species composition and the dominance structure of the millipede assemblages was conducted in 2001–2002 on three study plots differing in the age of tree stand, light conditions and soil humidity: the oak forest, humid lime-hornbeam forest and lime forest. Altogether, 487 specimens belonged to 8 species were collected: Glomeris connexa, Strongylosoma stigmatosum, Polydesmus complanatus, Leptoiulus proximus, Unciger foetidus, Megaphyllum projectum kochi, M. sjaelandicum, and Ommatoiulus sabulosus. Species composition at the particular sampling sites was very similar. Only one species – M. sjaelandicum was caught exclusively in oak forest, whereas remaining species were present on the all study plots. However, dominance structure of the millipede assemblages shows less similarity, especially the dominance structure of the assemblages in lime forest and oak forest. The reason of this difference was probably different soil humidity and tree stand age.

43 PIŚMIENNICTWO

Bielak-Oleksy T., Stojałowska W. 1968. Wulwy samicy jako cecha taksonomiczna gatunków rodzaju Cylindroiulus, Unciger i Leptoiulus (Diplopoda). Fol. Soc. Sci. Lublin. B. Lublin, 7/8: 19–24. Blower J.G. 1985. Millipedes. Synopses Br. Fauna (New Series). No. 35. Linnean Society, London. Dziadosz C. 1966. Materiały do znajomości rozmieszczenia krocionogów (Diplopoda) w Polsce. Fragm. Faun., Warszawa, 13: 1–31. Górny M., Grüm L. 1981. Metody stosowane w zoologii gleby. PWN Warszawa. Jakubowska-Gabara J., Kwiatkowski P., Pawlaczyk P. 2004. Ciepłolubne dąbrowy (Quercetalia pubescenti petraeae). Poradniki ochrony siedlisk i gatunków Natura 2000 – Podręcznik metodyczny, T. 4. Ministerstwo Środowiska, Warszawa: 259– 273. Jastrzębski P., Hajdamowicz I., Żabka M., Paszko K., Błaszczuk B. 2006. Millipedes (Diplopoda) of selected habitats of the Poleski National Park. Acta Sci. Pol., Biologia 5: 13–25. Jędryczkowski W. 1982. Millipedes (Diplopoda) of Warsaw and Mazovia. Memorabilia Zool. Warszawa, 36: 253–261. Jędryczkowski W. 1992. The distribution and ecology of the millipedes in Poland. Ber. nat.-med. Verein Insbruck, Suppl. 10: 385–391. Jędryczkowski W. 1995. Bezkręgowce lądowe (Isopoda, Diplopoda, Pseudoscorpiones, Opiliones) Pojezierza Mazurskiego. Fragm. faun., 37: 505–520. Kopacz K. 1998. Krocionogi (Diplopoda) północno-wschodniej Polski. Praca magisterska. Zakład Zoologii, Uniwersytet w Białymstoku. Lokšina I.E. 1969.Opredelitel’ dwuparnonogih mnogonožek Diplopoda ravninnoj časti evropejskoj territorii SSSR. Moskva, Izd. „Nauka“. Schubart O. 1934. Tausendfüssler oder Myriapoda. I: Diplopoda. Die Tierwelt Deutschlands, 28. Jena. Stojałowska W. 1961. Krocionogi (Diplopoda) Polski. Warszawa. Stojałowska W. 1968. Materiały do poznania krocionogów (Diplopoda) Wyżyny Lubelskiej. Fol. Soc. Sci. Lublin., B. Lublin, 7/8: 83–93. Stojałowska W., Staręga W. 1974. Krocionogi – Diplopoda. Katalog Fauny Polski, PWN.

44 Tracz H. 2001. Waloryzacja lasów Puszczy Białowieskiej metodą zooindykacyjną na podstawie krocionogów (Diplopoda). In: Szujecki A. ed., Próba szacunkowej waloryzacji lasów Puszczy Białowieskiej metodą zooindykacyjną. Warszawa, Wydawnictwo SGGW: 235– 251. Trojan P. 1978. Ekologia ogólna. PWN, Warszawa. Wytwer J. 1997. Millipede communities of inundated ash-alder forest in Puszcza Białowieska, Poland (Diplopoda). Ent. scand. Suppl. 51: 235–240. Wytwer J. 1999. Stan wiedzy faunistycznej o krocionogach (Diplopoda) Puszczy Białowieskiej. Par. Nar.i Rez. Przyr. 18 (Supl.): 67–73. Wytwer J., Tracz H. 2003. Diplopoda communities in different forest habitats of Białowieża Primeval Forest, Poland. African Invertebrates 44: 293–311. Zalewski M. 1999. Dziwna fauna pułapek Barbera. Wiad. Ekol. 45: 127–145.

45 Chrońmy Przyrodę Ojczystą 63 (5): 46–50, 2007.

MARTA JERMACZEK

Zakład Ekologii Roślin i Ochrony Środowiska Uniwersytet im A. Mickiewicza w Poznaniu 61-614 Poznań, ul. Umultowska 89 e-mail: [email protected]

Stanowisko pełnika europejskiego Trollius europaeus L. w dolinie Pliszki w Łagowskim Parku Krajobrazowym

Pełnik europejski Trollius europaeus L. należy do rodziny jaskrowatych Ranunculaceae. Charakteryzuje się żółtymi, du- żymi, kulistymi kwiatami. Dorasta do 80 cm wysokości. Jest rośliną trującą (Rutkowski 2004). Występuje na wilgotnych łąkach oraz wśród zarośli. Jest gatunkiem charakterystycznym zespołu Polygono bistortae-Trollietum europaei, należące- go do związku Calthion (Matuszkiewicz 2001). Podlega ścisłej ochronie prawnej (Rozporządzenie 2004). W Wielkopolsce jest gatunkiem narażonym na wyginięcie (Żukowski, Jackowiak 1995), w sąsiadującej z Pojezierzem Lubuskim Brandenburgii został uznany za wymierający (Benkert, Klemm 1993). Z Pojezierza Lubuskiego dotychczas opisano jedynie 3 stanowiska pełnika europejskiego: nad jeziorem Lubinickim koło Świebodzina, w dolinie Leniwej Obry koło Koźminka (Jermaczek, Wojciechowski 1992a, 1992b) oraz koło Borowa, nad Wilkowską Strugą, gdzie na wilgotnej łące znaleziono 70 kęp pełnika (Jermaczek 1997). W dolinie Leniwej Obry oraz nad jeziorem Lubinickim pełnik prawdopodobnie już nie występuje – nie został stwierdzony podczas kontroli w maju 2006 r. Łąka koło Świebodzina, gdzie jeszcze kilka lat temu występowało kilkanaście kęp T. europaeus, jest obecnie inten-

46 54° L

50°

16° 24°

£agów

1 B 2 3 4 0 500 m 5

Ryc. 1. Stanowisko pełnika europejskiego w dolinie Pliszki koło Łagowa Lubuskiego. 1 – stanowisko pełnika, 2 – rzeka, 3 – droga, 4 – łąki, 5 – lasy, B – Jezioro Bobrze, L – Jezioro Linie. Fig. 1. Location of Trollius europaeus in the Pliszka valley near Łagów Lubuski. 1 – new site, 2 – stream, 3 – road, 4 – meadows, 5 – forest, B – Bobrze Lake, L – Linie Lake.

47 sywnie nawożona, herbicydowana i koszona kilka razy w roku, co z pewnością przyczyniło się do wyginięcia gatunku na tym stanowisku. Poza tym obserwowano wykopywanie tej rośliny do przydomowych ogródków. Na łące w dolinie Leniwej Obry nie stwierdzono znaczących zmian w siedlisku, populacja w 1992 r. liczyła tam jednak tylko jeden okaz. W maju 2006 r. odkryto nowe stanowisko pełnika europejskiego na Pojezierzu Lubuskim – w Łagowskim Parku Krajobrazowym, w dolinie Pliszki, ok. 3 km na południowy zachód od Łagowa Lubuskiego, 200 m na północ od grunto- wej drogi przecinającej dolinę Pliszki, kilkadziesiąt metrów od wschodniej krawędzi doliny (52°19’35’’ N, 15°14’25’’ E, kwa- drat ATPOL AD07) (ryc. 1). Pełnik rośnie na zdegradowanej łące, zdominowanej przez trzcinę Phragmites australis, wiązów- kę błotną Filipendula ulmaria, turzycę błotną Carex acutiformis oraz pokrzywę zwyczajną Urtica dioica. Duży udział w składzie florystycznym mają też takie gatunki, jak: ostrożeń warzywny Cirsium oleraceum, kuklik zwisły Geum rivale oraz rdest wężow- nik Polygonum bistorta, pozwalające zaklasyfikować zbiorowisko do związku Calthion. Łąka nie jest użytkowana od ponad 10 lat, zaś stosunki wodne zostały w ostatnich latach zmienione przez eksploatację torfu. Populacja pełnika liczy 18 kęp i zaj- muje powierzchnię 160 m2. Zgodnie z aktualnym stanem wiedzy, na Pojezierzu Lubuskim istnieją zaledwie dwa stanowiska pełnika europejskiego. W tej sytuacji wyjątkowo ważna jest jak najszybsza identyfikacja za- grożeń stanowiska w dolinie Pliszki i podjęcie działań w celu jego ochrony. Poza ewentualnym wykopywaniem okazów tej de- koracyjnej rośliny przez ludzi, najpoważniejszym zagrożeniem są zmiany w siedlisku – przede wszystkim obniżenie poziomu wód na skutek pozyskiwania torfu, a także sukcesja – wkra- czanie roślinności szuwarowej i zarośli wierzbowych. Obecnie łąka zmienia się w trzcinowisko z pokrzywą. Jednym z moż- liwych rozwiązań jest wykupienie fragmentu łąki z pełnikiem przez organizację pozarządową i zachowanie jej w formie “ostoi przyrody”, gdzie byłaby realizowana ochrona czynna polegają- ca na ekstensywnym koszeniu ze zbiorem siana, a także pro- wadzone byłoby rozpoznanie i regulacja stosunków wodnych zmienionych przez eksploatację torfu. W tej formie chronione

48 są obecnie m.in. cenne przyrodniczo fragmenty łąk i torfowisk w dolinie Ilanki, Obry oraz Leniwej Obry – jako własność Klubu Przyrodników (Jermaczek, Stańko 1995).

SUMMARY

Jermaczek M. New site of the Trollius europeaus L. in the Pliszka river valley in the Łagowski Landscape Park (W Poland). Chrońmy Przyrodę Ojczystą 63 (5): 46–50, 2007.

Globe-flower Trollius europaeus is a protected species in Poland. The species is considered as vulnerable in the Wielkopolska region and as endangered in adjacent Brandenburg, Germany. There are three published sites of T. europaeus in the Pojezierze Lubuskie lakeland, but on two of them it probably does not occur anymore as its presence was not confirmed in 2006. The main reason of extinction of T. europaeus at above mentioned sites is the change of meadow cultivation practices towards application of more fertilizers and herbicides and more frequent mowing, and illegal replanting this species to private gardens. In May 2006 a new site of T. europaeus was found in the Pojezierze Lubuskie. The site (52°19’35’’ N, 15°14’25’’ E) is situated about 3 km south-west from Łagów Lubuski on a meadow which has not been cultivated for more than ten years. The water conditions have lately been changed by peat extraction. The plant association dominated by Phragmites australis, Filipendula ulmaria, Carex acutiformis and Urtica dioica with abundant Cirsium oleraceum, Geum rivale and Polygonum bistorta may be classified to the Calthion alliance. The population of T. europaeus consisted of 18 clusters and covered an area of 160 m2. Owing to relatively fast process of Globe-flower extinction in the Pojezierze Lubuskie, the conservation of new site in the Pliszka river valley is necessary, especially stopping the succession (expansion of reeds and willow bush) and prevent draining initiated by peat extraction.

49 PIŚMIENNICTWO

Benkert D., Klemm G. (red.). 1993. Rote Liste Farn- und Blutenpﬂanzen im Land Brandenburg. Jermaczek D. 1997. Nowe stanowiska roślin chronionych na Ziemi Lubuskiej. Przegl. Przyr. 8, 4: 85–90. Jermaczek D., Wojciechowski L. 1992a. Stanowisko pełnika europejskiego Trollius europeaus L. koło Świebodzina. Lubuski Przegl. Przyr. 3, 2–3: 100. Jermaczek D., Wojciechowski L. 1992b. Rzadkie i chronione gatunki roślin w dolinie Leniwej Obry. Lubuski Przegl. Przyr. 3, 2–3: 99. Jermaczek A., Stańko R. 1995. Ostoje przyrody. Wydawnictwo Lubuskiego Klubu Przyrodników, Świebodzin. Matuszkiewicz W. 2001. Przewodnik do oznaczania zbiorowisk roślinnych Polski. Vademecum Geobotanicum, Wydawnictwo Naukowe PWN, Warszawa. Rozporządzenie 2004. Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 9 lipca 2004 w sprawie gatunków dziko występujących roślin objętych ochroną. Dz.U. nr 168 (2004), poz. 1764. Rutkowski L. 2004. Klucz do oznaczania roślin naczyniowych Polski Niżowej. PWN, Warszawa. Żukowski W., Jackowiak B. (red.). 1995. Ginące i zagrożone rośliny naczyniowe Pomorza Zachodniego i Wielkopolski. Prace Zakładu Taksonomii Uniwersytetu A. Mickiewicza, No. 3, Poznań.

50 Chrońmy Przyrodę Ojczystą 63 (5): 51–65, 2007.

LESZEK JERZAK 1, TADEUSZ MIZERA2, MARCIN BOCHEŃSKI1, PAWEŁ CZECHOWSKI3, MAREK KALISIŃSKI4, ANNA SZARA1

1 Wydział Nauk Biologicznych, Uniwersytet Zielonogórski 65-516 Zielona Góra, ul. Szafrana 1 e-mail: [email protected]

2 Katedra Zoologii, Akademia Rolnicza w Poznaniu 60-625 Poznań, ul. Wojska Polskiego 71c e-mail: [email protected])

3 Państwowa Wyższa Szkoła Zawodowa 66-100 Sulechów, ul. Armii Krajowej 51

4 70-340 Szczecin, ul. Bohaterów Warszawy 28/1

Kolonie kormorana Phalacrocorax carbo sinesis na środkowym Nadodrzu

Wstęp

Gwałtowny wzrost liczby kolonii oraz liczebności kormorana w latach 80. XX wieku na terenie Polski (Tomiałojć, Stawarczyk 2003) spowodował wzrost konfliktów z rybakami i często nielegalne niszczenie gniazd. Przypadki takie miały rów- nież miejsce na Ziemi Lubuskiej. Obecnie w wielu miejscach w Polsce rybacy i właściciele stawów rybnych ponawiają wnioski o wprowadzenie odstrzału kormoranów oraz o wyrażanie zgody na płoszenie tych ptaków. Na początku lat 90. XX wieku gniazdowało w całym kraju 7 400–8 260 par w około 33 koloniach, w tym aż 3 860 w jednej kolonii w Kątach Rybackich (Przybysz 1997). Następna dekada to intensywny wzrost liczby gniazdujących ptaków. W

51 latach 1995–1997 w około 40 koloniach gnieździło się blisko 13 tys. par, a na przełomie stuleci już 14–15 tys. (Tomiałojć, Stawarczyk 2003). Wśród przyczyn tak gwałtownego wzrostu liczebności wymienia się: zakaz stosowania DDT (od lat 70. XX w. obowiązujący w większości krajów europejskich), ochronę gatunkową, ocieplenie klimatu, eutroﬁzację zbiorników (co spo- wodowało wzrost liczebności ryb karpiowatych). Szczególnie do- brze jest to widoczne w największej kolonii w Kątach Rybackich, gdzie głównym pokarmem kormoranów jest zawleczona w latach 1980. babka bycza Neogobius melanostomus (Przybysz 1997, Bzoma 1998, Tomiałojć, Stawarczyk 2003). Wzrost populacji lęgowej ma miejsce również w całej Europie. W roku 1992 szacowano, że w Europie gniazdowało co najmniej 208 tys. par (Marion i in. 1997), a pod koniec ubiegłego wieku już 310–370 tys. par, głównie na Ukrainie (65–75 tys.), w Danii (36–41 tys.), Szwecji (25–26 tys.), Norwegii (20–25 tys.), Holandii (18,4–19,5 tys.) i w Niemczech (16,8 tys.) (BirdLife International 2004). Ponieważ domaganie się kontroli liczby kormoranów czę- sto opiera się na stereotypach (Stempniewicz i in. 1998), konieczne jest monitorowanie jego aktualnej liczebności. Celem naszych badań była ocena liczebności kormoranów na terenie województwa lubuskiego.

Opis terenu badań

Badaniami objęto teren obecnego województwa lubuskiego (powierzchnia 13 984 km2) położonego w zachodniej części Polski, w środkowym dorzeczu Odry (ryc. 1). Wobec zmian ad-

Ryc. 1. Rozmieszczenie kolonii lęgowych kormorana Phalacrocorax carbo sinensis na środkowym Nadodrzu (trójkąty – kolonie nie funkcjonujące w 2004 r.): 1 – J. Lubiatówko, 2 – J. Osiek, 3 – J. Ostrowieckie, 4 – J. Wielkie, 5 – Słońsk, 6 – Wyszanów, 7 – J. Głębokie, 8 – J. Sławskie, 9 – Czetowice. Fig. 1. Distribution of the breeding colonies of cormorant Phalacrocorax carbo sinensis in the middle Oder region, actual in 2004 (triangles – extinct colonies): 1 – Lake Lubiatówko, 2 – Lake Osiek, 3 – Lake Ostrowieckie, 4 – Lake Wielkie, 5 – Słońsk, 6 – Wyszanów, 7 – Lake Głębokie, 8 – Lake Sławskie, 9 – Czetowice.

52 <100 par / breeding pairs 3 100–200 >200 2

Noteæ 1 Warta 5 Warta

Odra 4

9 7 Odra

8 Bóbr

N y s a £ u ¿ y

k a 6

54°

50° 0 50 km 16° 24°

53 ministracyjnych na tym terenie przyjęto dla omawianego obszaru nazwę środkowego Nadodrza. Fizjograﬁcznie należy on do trzech prowincji: Pojezierzy Południowobałtyckich, Niziny Sasko-Łużyckiej oraz Niziny Środkowopolskiej (Kondracki 1988). Część na północ od Wału Zielonogórskiego (a właściwie od linii Lubsko–Zielona Góra–Wschowa) posiada znaczną liczbę jezior (zlodowacenie bałtyckie, krajobraz młodoglacjalny) oraz ostrzej zarysowane wzgórza morenowe. Natomiast część połu- dniowa jest pozbawiona zbiorników wodnych i posiada formy wzgórzowe złagodzone (zlodowacenie środkowopolskie). Wpływa to wyraźnie na rozmieszczenie kolonii kormorana. Na terenie województwa jest łącznie 519 jezior o powierzchni powyżej 1 ha (W. Zieleniewski, PZW; in litteris). Ogółem ich powierzchnia wynosi ponad 13 tys. ha. Istotnym czynnikiem wpływającym na rozmieszczenie i liczebność kormorana jest również obecność stawów hodowlanych, których łączna powierzchnia w woje- wództwie przekracza ponad 1 200 ha (Rocznik 2003). Na tle Polski województwo lubuskie charakteryzuje się naj- większą lesistością, sięgającą blisko 49%. Obecnie w jego granicach leżą następujące obszary chronione: 2 parki narodowe, 8 parków krajobrazowych, 52 rezerwaty przyrody, ok. 1712 pomników przyrody oraz 10 ostoi sieci Natura 2000. Obszary chronionego krajobrazu stanowią aż 31,5% terenu wojewódz- twa. W XIX i pierwszej połowie XX w. kormoran był na środko- wym Nadodrzu nielicznym gatunkiem lęgowym. W południo- wej części obecnego województwa lubuskiego nie gniazdował prawie wcale, a jedyne informacje dotyczą lęgów stwierdzo- nych nad Jeziorem Sławskim (Baer 1899, Kollibay 1906, Pax 1925, Gruhl 1929). Według tego ostatniego autora, L. Tobias informował o gniazdowaniu gatunku w „Lasach Siedliskich” (niem. Carolather Forst) w kolonii czapli siwej niedaleko Jeziora Sławskiego w 1852 r. Po kilku latach ptaki te wystrzelano na prośbę rybaków (Gruhl 1929). W północnej części środkowego Nadodrza kormoran gniaz- dował rzadko (kilka kolonii). Schalow (1919) podaje informa- cję o kolonii istniejącej w okolicach Gorzowa Wlkp. w latach 1865–1870. Nie można jednak odtworzyć dokładnego miejsca jej położenia. Natomiast Naumann (1905) wspomina o kolonii

54 w okolicach Lubiatowa na Jeziorze Solecko zniszczonej około 1883 r. Jednak później Schroeter (1936) donosi o istnieniu tej kolonii do początku XX wieku, co wskazuje na odtworzenie jej przez lęgowe kormorany.

Metodyka

Badania terenowe przeprowadzono w latach 2003–2004. Skontrolowano wszystkie miejsca gniazdowania kormoranów znane od lat 80. XX w. Kontrole kolonii przeprowadzono w maju i czerwcu, kiedy kormorany odbywają lęgi i liczba gniazd jest największa (Przybysz 1997). Zbadano również miejsca po dawnych koloniach. Wykorzystano także niepublikowane ma- teriały własne oraz dane literaturowe, publikowane od począt- ków XX wieku. Różne źródła podają rozmaite wielkości kolonii dla danego roku. Jest to najczęściej spowodowane innymi datami kontroli (liczba zajętych gniazd w kolonii zmienia się w ciągu sezonu) lub np. wykonywaniem liczeń z brzegu zbiornika w przypadku kolonii na wyspach (czasem znaczne rozbieżności, por. Jermaczek i in. 1985, Jerzak i in. 1999). Dlatego podano wartości naj- większe i najmniejsze, ale przy sumowaniu liczebności dla ca- łego obszaru badań posłużono się stwierdzonymi wartościami maksymalnymi. Przy określaniu dynamiki liczebności w przypadku braku danych (przy informacji, że kolonia istnieje w tym czasie), przyjmowano średnią z najbliższych lat. W nawiasach kwadratowych podano inicjały obserwatorów (LJ, TM, MB, PCz, MK i AS oznaczają autorów niniejszej pracy, pozostałe – patrz podziękowania na końcu artykułu).

Wyniki i dyskusja

Od lat 1975–1979, gdy na środkowym Nadodrzu funkcjo- nowały tylko 2 kolonie kormoranów, ich liczba wzrosła do 8 w latach 1990–1994. Następnie liczba ta zaczęła się zmniej- szać, wskutek czego w latach 2003–2004 funkcjonowało tylko 6 kolonii: Wyszanów, J. Wielkie, Słońsk, J. Lubiatówko, J. Ostrowieckie i J. Osiek (tab. 1, ryc. 1, 2). Najstarsza istnieją- ca bez przerw kolonia znajdowała się w Drawieńskim Parku

55 Tab. 1. Dynamika liczebności gniazd w sześciu aktualnie istniejących koloniach kormorana czarnego na terenie środkowego Nadodrza w latach 1975–2004 (źródła danych w tekście): * – rok założenia kolonii, ? – brak danych. Table 1. Number dynamics of nests in six currently active cormorant colonies in the middle Oder region in the years 1975–2004 (according to published and unpublished data completed with our results collected in 2003–2004): * – ﬁrst nesting recorded, ? – lack of data. wko ó w ó sk

ń o ł Lata Years Lubiat J. Osiek J. Ostrowieckie J. Wielkie J. S Wyszan 1 2 3 4 5 6 7 1975 ? 7* 1976 ? ? 1977 ? 23 1978 ? 64 1979 ? 81 1980 ? 81 1981 ? 113–158 1982 ? 174 1983 ? 236 1984 ? 200 1985 ? 250 1986 ? 445–456 1987 ? 421 1988 ? 4* 519 1989 ? 12–28 575 1990 ? 5 300–480 1991 3* 7* ? 0 591 1992 0 45–52 ? 63 550 1993 0 ? 25–30 17–94 ?

56 Tab. 1. cd.

1 2 3 4 5 6 7 1994 0 ? 25 42–400 580–600 10* 1995 ? 79 140 100–437 420 11 1996 ? 66–80 60 316 310 18–20 1997 15 0 50 505 610 72 1998 ? ? 68 432 ? 76 1999 ? ? ? 434 ? 25 2000 160 ? ? 445 ? 72 2001 160 ? ? 281 ? 92 2002 ? ? >100 422 ? 106 2003 117 ? >100 262 500 69–101 2004 150 27 246 358–381 233 58–72

Narodowym na wyspie Lech na Jeziorze Ostrowieckim. Istnieje ona najprawdopodobniej od 1965 roku (Bednorz i in. 2000). Trzy kolonie zostały zniszczone lub zanikły (J. Głębokie, J. Sławskie i Wielki Staw w Czetowicach; ryc. 1), w tym najstarsza kolonia na badanym terenie, funkcjonująca z częstymi prze- rwami, która znajdowała się na Jeziorze Sławskim. Była ona znana już w połowie XIX wieku (Pax 1925). Obecnie kormorany podejmują tam próby odbywania lęgów, ale z niewiadomych przyczyn porzucają gniazda. Poniżej przedstawiono opisy badanych kolonii. Jezioro Lubiatówko (J. Soleckie) koło Drezdenka. Kormorany założyły tu kolonię na wyspie ok. 1994 r. (obecnie rezerwat „Lubiatowskie Uroczyska”). Prawdopodobnie tej kolonii dotyczy informacja z lat 1865–1870: „koło Lubiatowa”; zo- stała ona zniszczona około 1883 r. (Przybysz 1997). Natomiast wg Naumanna (1905) i Schroetera (1936; za Bednorzem i in. 2000) kolonia nad J. Soleckim istniała jeszcze do początków XX stulecia. W latach 1980. na wyspie gromadziło się do 200 nielęgowych ptaków. W 1991 r. trzy pary zbudowały gniazda, lecz nie odchowały potomstwa. Kolonia odnowiła się w 1995 r., lecz nie ustalono liczby gniazd (tab. 1). Ptaki zagnieździły się na

57 8

1400 200

1200 150 1000

800 100 600

400 50 200

0 0 1975– 1980– 1985– 1990– 1995– 2004 1979 1984 1989 1994 1999

Ryc. 2. Liczba kolonii, par lęgowych (linia przerywana) i średniej liczby gniazd w kolonii (linia ciągła) kormorana na środkowym Nadodrzu w latach 1975–2004. Fig. 2. Number of active colonies, breeding pairs (dashed line), and average number of nests per colony (solid line) of cormorants in the middle Oder region in 1975–2004. 58 małej wyspie porośniętej olsem. W 1997 r. zajętych było około 15 gniazd, lecz w kolonii przebywało ponad 100 nielęgowych osobników. W 2000 r. i 2001 r. kolonia składała się już z 160 gniazd, w 2003 r. – 117 gniazd, a w 2004 r. – 150 gniazd. Na pobliskim półwyspie w rezerwacie „Lubiatowskie Uroczyska” do roku 1997 istniała kolonia czapli siwej. Oba gatunki nie two- rzyły wspólnej kolonii [EM, LL, TM]. Jezioro Osiek (gmina Dobiegniew, 1 km na północ od wsi Ługi). Mała kolonia kormorana znajdowała się na niewielkiej wyspie bez nazwy położonej przy brzegu zbiornika. Gniazda umieszczone były na olszach oraz pojedynczych dębach i to- polach. W latach o niskim stanie wody wyspa połączona jest z lądem tworząc półwysep. Pierwsze informacje o istnieniu kolonii pochodzą z 1991 r. (Przybysz 1997), kiedy stwierdzono 7 gniazd kormorana i 17 gniazd czapli siwej [MLe, SK] (tab. 1). W 1992 r. w czasie liczenia z brzegu jeziora stwierdzono 45–52 gniazd kormorana i 25–30 czapli [MK, RC]. Z późniejszych do- kładniejszych obserwacji z 1995 r. wynika, że było 79 gniazd kormorana i 54 gniazda czapli (Tomiałojć, Stawarczyk 2003). W dniu 30.06.1996 wykazano 66 zajętych przez kormorany i 28 przez czaple siwe [MP]. W przypadku 38 pustych gniazd nie ustalono gatunku. Szacunkowo kolonia ta mogła liczyć oko- ło 80 gniazd kormoranów. W kwietniu 1997 r. stwierdzono, że kolonia została zniszczona (większość drzew zostało nielegalnie wyciętych) [MP]. W czasie kontroli w dniu 16.05.2004 stwierdzono 27 zajętych gniazd kormorana i 15 czapli. Jezioro Ostrowieckie, Drawieński Park Narodowy. Kolonia powstała na wyspie Lech najprawdopodobniej w połowie lat 1960. (Bednorz i in. 2000). W 1993 r. oceniono liczbę gniazd na 25–30 [JP, PP] (tab. 1). W dniu 12.06.1994 na wyspie było około 25 gniazd [MP], a w roku 1998 kolonia liczyła 40–50 gniazd. Według danych Jermaczka i Gawrońskiego (2003) w 1995 r. znajdowało się tu 50–70 gniazd, rok później nie więcej jak 60 par, 50 gniazd w 1997 r. i 68 par w 1998 r. Dane te po- chodzą z kontroli dokonanej z brzegu jeziora. W czasie szczegó- łowej inwentaryzacji kolonii w dniu 17.05.1995 r. stwierdzono 140 zajętych gniazd [DW, JP, PP]. W 2002 r. podczas kontroli wyspy liczebność oceniono na „nieco ponad 100 gniazd” [MP], a w latach 2003 i 2004 – na „ponad 100 gniazd” [MLa]. Oceny

59 dla lat 2003–2004 mogą być nieco zaniżone z uwagi na spo- sób liczenia (tylko z brzegu). Tymczasem w czasie szczegółowej inwentaryzacji 16.05.2004 w kolonii było 246 zajętych gniazd kormorana [MK]. Jezioro Wielkie koło Trzciela. Pierwsze 4 pary zagnieździły się na wyspie w 1988 r. (tab. 1). W następnym roku stwierdzono tam 28 gniazd, z których 12 par odchowało młode (Jermaczek, Rudawski 1990). W latach 1990–91 kolonia była niszczona, najprawdopodobniej nielegalnie, przez lokalnych rybaków. Po utworzeniu rezerwatu w 1991 r. liczba gniazd wzrosła do 63 w roku 1992 (Przybysz 1997). Kolonia rozrosła się znacznie i poza wyspą ptaki zakładały gniazda także na drzewach na brzegu zbiornika. W 1994 r. stwierdzono ok. 400 gniazd ([WR], Jerzak i in. 1999), a w 1995 r. aż 437 gniazd [CP, WR]. Dalszą dynamikę liczebności przedstawiono w tabeli 1 [CP, LJ, WR]. Liczba gniazd wahała się pomiędzy 262 a 505. W 2004 r. była to największa kolonia w województwie (co najmniej 358 gniazd). Słońsk, Park Narodowy „Ujście Warty”. Pierwsze gniazda (7) stwierdzono tu w 1975 r. (Jerzak, Radkiewicz 1988) (tab. 1). Przybysz (1997) jako datę powstania tej kolonii przyjął rok 1977. W dwa lata później Majewski (1980) stwierdził już 23 pary lęgowe. Wraz z rozwojem populacji na terenie Parku powstało kilka skupisk gniazd kormorana. W 1994 r. w czterech sub- -koloniach stwierdzono 580 gniazd, a w 2004 r. wykazano 233 gniazda (Engel 1992, Jermaczek i in. 1995, Bartoszewicz i in. 2000, [MBa, PNUW]). Wyszanów, ujście Baryczy do Odry. Kormorany zasiedliły dolinę Baryczy w latach 80. ubiegłego wieku (Mrugasiewicz 1983, Grabiński, Stawarczyk 1986). Kolonia powstała w 1994 r. (Bednorz i in. 2000) i w roku 1997 liczyła 72 gniazda (tab. 1). W czasie kontroli w 2003 roku stwierdzono co najmniej 69 gniazd, a w rok później cn. 58 gniazd. Gniazdują tam rów- nież czaple siwe Ardea cinerea (Lorek, Kuźniak 1998, [MLe, CB, KN]). Jezioro Głębokie koło Bytnicy. Kormorany zbudowały pierwsze 4 gniazda w 1986 r. w istniejącej od wielu lat kolonii czapli siwej (Bednorz 1962, Jerzak, Radkiewicz 1988, Radkiewicz, Jerzak 1989). Najwięcej gniazd (305) stwierdzono w 1990 r. W wyniku umyślnego płoszenia liczebność zaczęła

60 gwałtownie spadać i w 1997 r. nie gniazdowały. W latach 2002 i 2004 kormoranów na wyspie już nie obserwowano [MB, PC, LJ, US]. Jezioro Sławskie. Kolonia (ok. 10 gniazd) istniała na przeło- mie lat 50. i 60. XX w. (Przybysz 1997, [AR]). Została ona jednak zniszczona. Kormorany ponownie założyły gniazda w 1987 r. (Dyrcz i in. 1991). Ptaki zbudowały 12 gniazd, które porzu- ciły. W następnych latach kilka par próbowało się zagnieździć, lecz wszystkie próby kończyły się niepowodzeniem [MB, PC, LJ, AR]. W roku 2004 tylko 3 pary budowały gniazda na Wyspie Kormoranów [LJ, AR]. Czetowice koło Krosna Odrzańskiego. Kolonia powsta- ła w 1984 r. na olszach rosnących na grobli Wielkiego Stawu (Jermaczek i in. 1985) i liczyła 52 pary. Najwięcej gniazd (114) stwierdzono w czasie kontroli w kolonii w 1987 r. (Jerzak, Radkiewicz 1988). Różnice w liczbie gniazd podawane przez różnych autorów omówiono w pracy Jerzaka i in. (1999). Kormorany zostały wypłoszone w 1988 r. przez rybaków poprzez ustawienie pracującego silnika spalinowego. Wskutek tego zostało tylko jedno gniazdo na skraju wyspy, a ptaki prze- niosły się do pobliskiej kolonii na J. Głębokim [MB, PC, LJ]. Liczba par lęgowych kormoranów zmieniała się podobnie jak liczba kolonii – rosła od około 131 w latach 1975–1979 do 1 316 w latach 1990–1994 i następnie zaczęła spadać do wielkości 1 109 na końcu okresu badań (maj 2004) (ryc. 2). Jednak, choć po osiągnięciu szczytu w pierwszej połowie lat 90. XX wieku rozpoczął się spadek tak liczby kolonii, jak i ogólnej liczby par, to średnia liczebność par w kolonii nadal rosła: odnotowano wzrost średniej wielkości samych kolonii od 65,5 gniazd (n=2, zakres: 81–150) w latach 1975–1979, do 184,8 gniazd (n=6, zakres: 27–381) w latach 2000–2004 (ryc. 2). Istniejące obecnie na środkowym Nadodrzu kolonie kormora- nów znajdują się najczęściej na terenach chronionych prawem (Park Narodowy „Ujście Warty”, Drawieński Park Narodowy, rezerwat „Jezioro Wielkie”, rezerwat „Lubiatowskie Uroczyska”) lub o mniejszym znaczeniu dla rybactwa. Najprawdopodobniej płoszone kormorany przenoszą się do bezpieczniejszych kolonii. Może to jednak powodować powstawanie dużych stad pocho- dzących z jednej kolonii, poszukujących pokarmu w okolicy (w

61 przypadku zniszczenia kolonii zaobserwowano znaczny wzrost liczebności w koloniach sąsiednich). Ten mechanizm powoduje gromadzenie się ptaków na niewielkim obszarze i ich silną pre- sję na znajdujące się tam zbiorniki wodne. Niewątpliwie wzma- ga to konﬂikty z rybakami i właścicielami stawów rybnych.

Podziękowania Pragniemy podziękować wielu osobom, które pomogły nam w bada- niach terenowych: Magdalena Bartoszewicz (MBa), Cezary Brodziak, R. Czeraszkiewicz (RC), Jacek Engel (JE), Stanisław Kuźniak (SK), Michał Lanckoroński (MLa), Marian Lewandowski (MLe), Ludwik Lipnicki (LL), Grzegorz Lorek (GL), Grzegorz Maciorowski (GM), Ewa Melcer (EM), Katarzyna Nicpoń (KN), Czesław Pańczuk (CP), Jolanta Pawlaczyk (JP), Paweł Pawlaczyk (PP), Marcin Południewski (MP), Alfred Roesler (AR), Sławek Rubacha (SR), Włodzimierz Rudawski (WR), Urszula Skonieczna (US), Marcin Tomczak (MT), Andrzej Wąsicki (AW), Darek Wysocki (DW), Zenon Zbąszyniak (ZZ) oraz pracownikom Parków Narodowych: Drawieńskiego (PND) i „Ujścia Warty” (PNUW).

SUMMARY

Jerzak L., Mizera T., Bocheński M., Czechowski P., Kalisiński M., Szara A. Cormorant Phalacrocorax carbo sinesis colonies in the middle Oder region (W Poland). Chrońmy Przyrodę Ojczystą 63 (5): 51–65, 2007.

The study was carried out within the Województwo Lubuskie Province in 2003–2004. Additionally, data concerning the origin and development of cormorant colonies were taken from literature and from birdwatcher reports. There were only two colonies at the beginning of their spread (Lake Ostrowieckie since 1965 and wetlands in the River Warta valley at Słońsk since 1975). The number of cormorants has increased since the mid-1980s. The highest number of colonies (8) was recorded during the period 1990–1994, and the number of breeding pairs amounted to 1316 in this time. According to our results only 6 colonies with 1109 breeding pairs existed in 2003–2004. The average

62 number of breeding pairs per colony increased from 65.5 in 1975–1979 to 184.8 in 2004, however, the total number of breeding pairs was in decline for last 10 years. In general, the establishment of new colonies and increasing numbers of birds led to conflicts with commercial fisheries and aquaculture interests, but the most of existing colonies are in protected areas (“Ujście Warty” and “Drawieński” National Parks, and the “Jezioro Wielkie” and “Lubiatowskie Uroczyska” nature reserves) or in localities of minor fishery importance.

PIŚMIENNICTWO

Baer W. 1899. Das Schlawaer Meer und einige aus seiner Umgebung. Orn. Monatschr. 24, 10: 310–317. Bartoszewicz M., Wypychowski K., Engel J. 2000. Numbers of some birds species in the Słońsk Nature Reserve in years 1994– 1997. Biol. Bull., Poznań 37: 235–256. Bednorz J. 1962. Czapla siwa Ardea c. cinerea L. i kormoran czarny Phalacrocorax carbo sinensis Shaw et Nodd. w północno-zachodniej Polsce. Bad. fizjograf. nad Polską zach. 10: 75–131. Bednorz J., Kupczyk M., Kuźniak S., Winiecki A. 2000. Ptaki Wielkopolski. Monografia faunistyczna. Bogucki Wydawnictwo Naukowe, Poznań. BirdLife International 2004. Birds in Europe: population estimates, trends and conservation status. Cambridge, UK. Birdlife Conservation Series No. 12. Bzoma S.1998. The contribution of round goby (Neogobius melanostomus Pallas 1811) to the food supply of cormorants (Phalacrocorax carbo Linneus 1758) feeding in the Puck Bay. Bull. Sea Fisheries Inst. 2: 39–47. Dyrcz A., Grabiński W., Stawarczyk T., Witkowski J. 1991. Ptaki Śląska – monografia faunistyczna. Uniwersytet Wrocławski, Zakł. Ekologii Ptaków, Wrocław. Engel J. 1992. Monitoring ptaków oraz ocena zagrożeń rezerwatu „Słońsk”. UW, Gorzów Wlkp. Grabiński W., Stawarczyk T. 1986. Kolonia kormoranów Phalacrocorax carbo w Dolinie Baryczy. Ptaki Śląska 4: 85–86.

63 Gruhl K. 1929. Tier- und Pflanzenwelt des Kreis Gruenberg in Schlesien und seiner naheren Umgebung. Levisohn und sohn, Gruenberg. Jermaczek A., Czwałga T., Jermaczek D., Krzyśków T., Rudawski W., Stańko R. 1995. Ptaki Ziemi Lubuskiej. Wyd. LKP, Świebodzin. Jermaczek A., Gawroński A. 2003. Awifauna lęgowa Drawieńskiego Parku Narodowego w latach 1995–1998. Przegl. Przyrodniczy 14, 1–2: 121–149. Jermaczek D., Jermaczek A., Jerzak L., Radkiewicz J., Rudawski W. 1985. Kolonia kormoranów (Phalacrocorax carbo) w Czetowicach. Biuletyn Lubuskiego Klubu Przyrodników 3, 2: 13. Jermaczek A., Rudawski W. 1990. Kolonia kormoranów na jeziorze Wielkim koło Trzciela. Lub. Przegl. Przyr. 1, 1: 53. Jerzak L., Radkiewicz J. 1988. Kormoran czarny Phalacrocorax carbo L. w województwie zielonogórskim. Chrońmy Przyr. Ojcz. 5: 78–81. Jerzak L., Radkiewicz J., Wuensche A. 1999. Kolonie kormorana czarnego Phalacrocorax carbo w środkowej części pogranicza polsko-niemieckiego. Chrońmy Przyr. Ojcz. 55, 4: 84–90. Kollibay P. 1906. Die Voegel der Preussischen Provinz Schlesien. Breslau. Kondracki J. 1988. Geografia fizyczna Polski. PWN. Warszawa. Lorek G., Kuźniak S. 1998. Przewodnik przyrodniczy po Ziemi Leszczyńskiej. Urząd wojewódzki w Lesznie. Majewski P. 1980. Słońsk – ważny rezerwat ptaków wodnych. Chrońmy Przyr. Ojcz. 36, 5: 5–13. Marion L., Suter W., Gregersen J., Gromadzka J., Keller T., Rov N. 1997. Phalacrocorax carbo Cormorant. W: Hagemeijer W.J.M., Blair M.J. (eds). The EBCC Atlas of European Breeding Birds: Their Distribution and Abundance. London, T & A D Poyser: 34–35. Mrugasiewicz A. 1983. Kormoran Phalacrocorax cabro L. znów gatunkiem lęgowym w Dolinie Baryczy. Dol. Baryczy 2: 45–47. Naumann J. 1905. Naturgeschichte der Voegel Mitteleuropas. Unternhaus, Gera. Pax F. 1925. Wirbeltierfauna von Schlesien. Berlin. Przybysz J. 1997. Kormoran. Wyd. LKP, Świebodzin. Radkiewicz J., Jerzak L. 1989. Kolonia czapli siwej (Ardea cinerea L.) na wyspie jeziora Głębokie w województwie zielonogórskim w

64 latach 1969–1987. W: Radkiewicz J. (red.). Przyroda Środkowego Nadodrza. WSP, Zielona Góra: 41–46. Rocznik 2003. Rocznik Statystyczny Województwa Lubuskiego 2002. Urząd Statystyczny w Zielonej Górze, Zielona Góra. Schalow H. 1919. Beitraege zur Vogelfauna der Mark Brandenburg. Berlin. Schroeter W. 1936. Der Kruegersee. Naturdenkmalpfl. und Naturschutz in Berlin und Brandenburg, 28: 173–175. Stempniewicz L., Goc M., Nitecki Cz. 1998. O potrzebie badań ekologicznych nad kormoranem Phalacrocorax carbo w Polsce. Not. Orn. 39, 1: 33–45. Tomiałojć L., Stawarczyk T. 2003. Awifauna Polski. Rozmieszczenie, liczebność i zmiany. PTPP „Pro natura”, Wrocław. Tom 1: 75–79.

65 Chrońmy Przyrodę Ojczystą 63 (5): 66–73, 2007.

ŁUKASZ ŁAWICKI

Zachodniopomorskie Towarzystwo Przyrodnicze 70-465 Szczecin, ul. Monte Cassino 7/27 Adres do korespondencji: 74-100 Gryﬁno, ul. Łużycka 59/4 e-mail: [email protected]

Gniazdowanie ostrygojada Haematopus ostralegus, sieweczki obrożnej Charadrius hiaticula i rybitwy białoczelnej Sternula albifrons w dolinie dolnej Odry

Wstęp

Ostrygojad, sieweczka obrożna i rybitwa białoczelna nale- żą do gatunków bardzo nielicznie gniazdujących w Polsce. Ich główne stanowiska lęgowe znajdują się w dolinach większych rzek oraz na wybrzeżu (Głowaciński 2001, Tomiałojć, Stawar- czyk 2003). Wobec tego, iż krajowa populacja tych gatunków jest niewielka i narażona na wymarcie, zostały one umieszczone w Polskiej Czerwonej Księdze Zwierząt (Głowaciński 2001). Najliczniejsza populacja lęgowa ostrygojada, sieweczki ob- rożnej i rybitwy białoczelnej zasiedla środkową Wisłę oraz jej dopływy. Inne ważne ostoje tych gatunków to między innymi: Park Narodowy Ujście Warty, dolina środkowej Warty oraz wy- brzeże Bałtyku (głównie Wybrzeże Słowińskie i Zatoka Gdańska) (Tomiałojć, Stawarczyk 2003). Wobec silnego zagrożenia, konieczne jest monitorowanie ich populacji w głównych miejscach występowania (Chylarecki 2004, Winiecki 2004). Niniejsza praca przedstawia aktualny stan populacji lęgowej ostrygojada, sieweczki obrożnej i rybitwy białoczelnej w dolinie dolnej Odry.

66 Teren badań i metody

Teren badań obejmował dolny odcinek Odry pomiędzy Szczecinem a Kostrzynem o długości ok. 150 km. Na badanym odcinku szerokość doliny rzecznej nie przekracza zwykle 2–3 km. Między Kostrzynem a Starą Rudnicą koryto rzeki jest wzmocnione jedynie kamiennymi ostrogami i nie posiada ob- wałowań przeciwpowodziowych. Na tym odcinku do Odry przy- legają duże kompleksy łąk z licznymi starorzeczami, kępami zarośli wierzbowo-topolowych oraz dużymi płatami trzcinowisk. W ciągu roku obszar ten jest często zalewany podczas zimowo- -wiosennych i jesiennych powodzi. Natomiast w latach suchych woda utrzymuje się jedynie w korytach starorzeczy. Na wyso- kości Osinowa Dolnego Odra zmienia kierunek swojego biegu z zachodniego na północno-zachodni. Od tego odcinka aż do

Ryc. 1. Podlot ostrygojada Haematopus ostralegus, żwirownia w Chlewicach, czerwiec 2004 (fot. Ł. Borek). Fig. 1. Fledgling of the Oystercatcher, gravel-pit in Chlewice, June 2004 (photo by Ł. Borek).

67 Tab. 1. Wykaz stanowisk i liczba par ostrygojada Haematopus ostralegus w dolinie dolnej Odry w latach 2004–2006. Table 1. List of breeding sites and the number of pairs of the Oystercatcher in the lower Odra River valley in 2004–2006.

Stanowisko 2004 2005 2006 Breeding site Żwirownia w Bielinku 1* 1 1* Gravel-pit in Bielinek Odra w Gozdowicach 1 1 1 Odra River at Gozdowice Żwirownia w Chlewicach 1* 1* 1* Gravel-pit in Chlewice Żwirownia w Kaleńsku 1 1* Gravel-pit in Kaleńsko Razem 4 3 4 Total

* Znaleziono gniazdo lub młode – Nest or ﬂedgling found.

Tab. 2. Wykaz stanowisk i liczba par sieweczki obrożnej Charadrius hiaticula w dolinie dolnej Odry w latach 2004–2006. Table 2. List of breeding sites and the number of pairs of the Ringed Plover in the lower Odra River valley in 2004–2006.

Stanowisko 2004 2005 2006 Breeding site Osadniki k. Gryﬁna 2 1 Sedimentation tanks near Gryﬁno Stawy w Marwicach 2 Fishponds in Marwice Żwirownia w Bielinku 1 Gravel-pit in Bielinek Odra w Cedyni 2–3 Odra River at Cedynia Żwirownia w Kaleńsku 1 Gravel-pit in Kaleńsko Razem 4 5–6 0 Total

68 Tab. 3. Wykaz stanowisk i liczba par rybitwy białoczelnej Sternula albifrons w dolinie dolnej Odry w latach 2004–2006. Table 3. List of breeding sites and the number of pairs of the Little Tern in the lower Odra River valley in 2004–2006.

Stanowisko 2004 2005 2006 Breeding site Osadniki k. Gryﬁna 1 Sedimentation tanks near Gryﬁno Żwirownia w Bielinku 5 4–5 Gravel-pit in Bielinek Odra w Cedyni 2–3 Odra River at Cedynia Odra w Porzeczu 1 Odra River at Porzecze Żwirownia w Chlewicach 8 10 20–25 Gravel-pit in Chlewice Razem 17–18 10 24–30 Total

Bielinka Odra oddzielona jest od terenów nizinnych dużym wa- łem przeciwpowodziowym. Od Widuchowej do Szczecina Odra płynie dwoma ramionami, a położony pomiędzy nimi teren Mię- dzyodrza jest bagnistą równiną, pociętą licznymi kanałami. W dolinie dolnej Odry znajdują się trzy czynne żwirownie z kilko- ma wyspami (Sidło i in. 2004). Prace terenowe prowadzono w okresach: 1.05–15.07.2004, 24.04–14.07.2005 i 28.04–15.07.2006. Każdego roku wykona- no 4–5 kontroli doliny rzeki w celu określenia dokładnej liczby par lęgowych. Zasadniczą metodą kontroli były piesze przemar- sze wzdłuż linii brzegowej zbiorników wodnych. Ponadto w za- lanych wodą żwirowniach kontrolowano wyspy, które stanowiły główne miejsca gniazdowania opisywanych gatunków. Szcze- gólną uwagę poświęcono miejscom dogodnym do gniazdowania inwentaryzowanych gatunków, takim jak nadrzeczne pastwi- ska i piaszczyste łachy, a także siedliska pochodzenia antropogenicznego: osadniki, spuszczone stawy i żwirownie. Za pary lęgowe uznawano terytorialne lub zaniepokojone pary w odpo- wiednim siedlisku oraz pary z gniazdami i pisklętami.

69 Wyniki

W latach 2004–2006 w dolnym odcinku Odry gniazdowały 3–4 pary ostrygojadów (ryc. 1, tab. 1). Trzy stanowiska znajdo- wały się na czynnych żwirowniach w Bielinku, Chlewicach i Ka- leńsku, a jedna para występowała na nadodrzańskich łąkach w Gozdowicach. Na żwirowniach ostrygojady zakładały gniazda na wyspach, najczęściej w pobliżu koloni rybitwy rzecznej Sterna hirundo i rybitwy białoczelnej. Wyjątkowo 25.06.2006 na żwirowni w Kaleńsku znaleziono gniazdo (z 4 jajami) umieszczone na betonowej podstawie stalowej rury, służącej do pobie- rania piasku z dna. Gniazdowanie sieweczki obrożnej w dolinie dolnej Odry mia- ło charakter efemeryczny. W latach 2004–2005 gniazdowało 4–6 par, a w roku 2006 gniazdowania nie stwierdzono (tab. 2). Sieweczki występowały głównie w siedliskach pochodzenia antropogenicznego, takich jak osadniki popiołów, spuszczone stawy rybne, wyspy na żwirowniach. Jedynie w roku 2005 za- siedliły piaszczystą łachę nad Odrą w Cedyni. Rybitwę białoczelną stwierdzono na pięciu stanowiskach, z czego trzy funkcjonowały przez jeden rok (tab. 3). W badanym okresie liczba lęgowych rybitw wahała się w zakresie 10–30 par. Największa populacja zasiedlała żwirownię w Chlewicach, gdzie maksymalnie w roku 2006 gniazdowało 20–25 par. Pojedyn- cze pary gniazdowały na osadnikach popiołów oraz nadodrzań- skich łachach. Dorosłą rybitwę białoczelną obrączkowaną jako lęgową w roku 2004 nad Odrą w Cedyni stwierdzono w na- stępnym roku na gnieździe w żwirowni w Chlewicach (Ł. Borek, Z. Kajzer, inf. ustna).

Dyskusja

Ostrygojad gniazduje w dolinie dolnej Odry co najmniej od roku 1995, gdy stwierdzono pojedyncze pary na łąkach w Sta- rej Rudnicy i żwirowni w Bielinku (Tomiałojć, Stawarczyk 2003). Ponownie lęgowe 3 pary wykryto w Bielinku w roku 2003 (Kajzer i in. 2005), a w latach 2004–2006 3–4 pary występo- wały między Bielinkiem a Kaleńskiem. W Polsce ostrygojad wy- stępuje głównie na środkowej Wiśle, gdzie zasiedla piaszczyste

70 łachy (Sikora 2001, Tomiałojć, Stawarczyk 2003). W dolinie dolnej Odry ze względu na uregulowany charakter rzeki na znacznym odcinku, brakuje takich siedlisk, co zmusza ptaki do zajmowania terenów antropogenicznych, takich jak żwirownie. Głównymi zagrożeniami powodującymi straty w lęgach ostrygojada na żwirowniach w dolinie dolnej Odry są prawdopodobnie: penetracja wysp w sezonie lęgowym przez wędkarzy, drapież- nictwo ze strony norki amerykańskiej, wrony oraz mewy sre- brzystej (Sikora 2001, Sikora 2004). Lęgi sieweczki obrożnej w dolinie dolnej Odry zależały od do- stępności dogodnych warunków siedliskowych, na przykład w 2004 roku 2 pary gniazdowały na dnie spuszczonych stawów rybnych. Także w latach 1990–1992 na refulacie nad Odrą w Szczecinie gniazdowało 8 par sieweczek obrożnych, lecz obecnie stanowisko to nie jest zajmowane (Oleksiak 1993, A. Oleksiak, inf. ustna). Sieweczka obrożna zasiedla w głębi lądu głównie piaszczyste wyspy na dużych rzekach i odsypiska na brzegach koryta (których w dolinie dolnej Odry brak), natomiast siedliska pochodzenia antropogenicznego zajmowane są okazjonalnie i najczęściej nietrwale (Chylarecki 2001). Być może nieregu- larne gniazdowanie sieweczki obrożnej w dolinie dolnej Odry ma związek z położeniem badanego terenu na skraju południo- wego zasięgu tego gatunku (Chylarecki, Ojanen 1997). Głównym stanowiskiem rybitwy białoczelnej zarówno w dolinie dolnej Odry, jak i na Pomorzu Zachodnim jest żwirownia w Chlewicach, gdzie gniazduje ok. 75% całej populacji. Gniaz- dowanie tego gatunku w żwirowni w Bielinku stwierdzono już w roku 1979: w latach 1979–1993 występowało tam do 7 par, a w 1994–1996 nawet 25–34 par (Uhlig i in. 1998), choć w kolejnych latach ponownie do 6 par (A. Oleksiak, inf. ustna). Zmniejszenie się populacji oraz niski sukces lęgowy na żwirow- ni w Bielinku ma związek z postępującą sukcesją roślinności na wyspach, penetracją wysp przez ludzi oraz drapieżnictwem. Ponadto w latach 1990–1997 na wysypisku przepłukanych pia- sków nad Odrą pod Szczecinem gniazdowało do 18 par rybitw białoczelnych, lecz obecnie stanowisko to nie istnieje (Olek- siak 1993, Uhlig i in. 1998, A. Oleksiak, inf. ustna). Głównymi czynnikami, które zagrażają populacjom lęgowym opisywanych gatunków są: utrata siedlisk w wyniku zmian re-

71 żimu hydrologicznego rzek i redukcji nadrzecznych pastwisk, a także penetracja stanowisk lęgowych przez ludzi oraz drapież- nictwo ze strony ssaków (wałęsające się psy, norka amerykań- ska, lis, jenot) i ptaków krukowatych. Dlatego podstawowym postulatem ochronnym jest konieczność utrzymania dużych rzek nizinnych w naturalnym stanie oraz ograniczenie dostę- pu ludzi do lęgowisk tych gatunków w okresie gniazdowania (Chylarecki 2001, Winiecki, Chylarecki 2001, Chylarecki 2004, Winiecki 2004). Ponieważ główne stanowiska ostrygojada, sieweczki obrożnej i rybitwy białoczelnej w dolinie dolnej Odry znajdują się w czynnych żwirowniach, należałoby wpro- wadzić zakaz wstępu na wyspy w okresie od 1 kwietnia do 31 lipca.

Podziękowania Serdeczne podziękowania składam Koleżankom i Kolegom, którzy pomagali mi w pracach terenowych lub przekazali własne dane. Byli to: Ł. Borek, R. Głębicka, Z. Kajzer, O. Krystek, I. Misztal, A. Olek- siak, S. Rubacha, M. Sołowiej, M. Sowa. W roku 2006 prace finan- sowane były ze środków GEF/SGP UNDP i WFOŚiGW w Szczecinie w ramach projektu „Żwirownie jako enklawy siedliskowe rzadkich ga- tunków ptaków”.

SUMMARY

Ławicki Ł. Breeding of the Oystercatcher Haematopus ostralegus, Ringed Plover Charadrius hiaticula and Little Tern Sternula albifrons in the lower Odra River valley (NW Poland). Chrońmy Przyrodę Ojczystą 63 (5): 66–73, 2007.

Oystercatchers were breeding (3–4 pairs) in gravel-pits in Bielinek, Chlewice and Kaleńsko, and on the meadows in Gozdowice in 2004– 2006. Ringed Plover was only ephemerical breeder. During 2004– 2005 4–6 breeding pairs occurred, but in 2006 no nesting birds were recorded. Little Tern were recorded in 5 localities with a total of 10–30 pairs. The most important site for that species is gravel-pit in Chlewice, where most of the whole population occurring in the lower Odra River valley breed.

72 PIŚMIENNICTWO

Chylarecki P. 2001. Sieweczka obrożna Charadrius hiaticula. W: Głowaciński Z. (red.). Polska Czerwona Księga Zwierząt. PWRiL, Warszawa: 191–194. Chylarecki P. 2004. Charadrius hiaticula L., 1758 – sieweczka obrożna. W: Gromadzki M. (red.) Ptaki (część II). Poradniki ochrony siedlisk i gatunków Natura 2000, podręcznik metodyczny, T. 7. Ministerstwo Środowiska, Warszawa: 31–35. Chylarecki P., Ojanen M. 1997. Ringed Plover Charadrius hiaticula. W: Hagemeijer E.J.M., Blair M.J. (red.). The EBCC Atlas of European birds: Their distribution and abundance. T. & A.D. Poyser, London: 258–259. Głowaciński Z. (red.). 2001. Polska Czerwona Księga Zwierząt. PWRiL, Warszawa. Kajzer Z., Guentzel S., Jasiński M., Sołowiej M. 2005. Rzadkie ptaki obserwowane w latach 1999–2003 na Pomorzu Zachodnim. Not. Orn. 46: 95–110. Oleksiak A. 1993. Gniazdowanie sieweczki obrożnej (Charadrius hiaticula) i rybitwy białoczelnej (Sterna albifrons) nad Odrą pod Szczecinem. Przegl. Przyr. 4, 1: 70–71. Sidło P.O., Błaszkowska B., Chylarecki P. (red.). 2004. Ostoje ptaków o randze europejskiej w Polsce. OTOP, Warszawa. Sikora A. 2001. Ostrygojad Haematopus ostralegus. W: Głowaciński Z. (red.). Polska Czerwona Księga Zwierząt. PWRiL, Warszawa: 187–189. Sikora A. 2004. Haematopus ostralegus L., 1758 – ostrygojad. W: Gromadzki M. (red.). Ptaki (część II). Poradniki ochrony siedlisk i gatunków Natura 2000, podręcznik metodyczny, T. 7. Ministerstwo Środowiska, Warszawa: 11–14. Tomiałojć L., Stawarczyk T. 2003. Awifauna Polski. Rozmieszczenie, liczebność i zmiany. PTPP „pro Natura”, Wrocław. Uhlig R., Mundt J., Kaliciuk J. 1998. Die Bestandsituation der Zwergseeschwalbe Sterna albifrons an der Unteren Oder. Limicola 12: 136–142. Winiecki A. 2004. Sterna albifrons Pall., 1764 – rybitwa białoczelna. W: Gromadzki M. (red.). Ptaki (część II). Poradniki ochrony siedlisk i gatunków Natura 2000, podręcznik metodyczny, T. 7. Ministerstwo Środowiska, Warszawa: 195–198. Winiecki A., Chylarecki P. 2001. Rybitwa białoczelna Sterna albifrons. W: Głowaciński Z. (red.). Polska Czerwona Księga Zwierząt. PWRiL, Warszawa: 219–223.

73 Chrońmy Przyrodę Ojczystą 63 (5): 74–81, 2007.

IWONA MARKUSZEWSKA

Zakład Kształtowania Środowiska Przyrodniczego i Fotointerpretacji Instytut Geograﬁi Fizycznej i Kształtowania Środowiska Przyrodniczego 61-680 Poznań, ul. Dzięgielowa 27 e-mail: [email protected]

Zagłębienia poeksploatacyjne gliny (tzw. zagłębienia pomarglowe) w południowo-wschodniej Wielkopolsce jako unikatowy element krajobrazu rolniczego

Wstęp

Krajobraz rolniczy składa się z charakterystycznych dla niego elementów, którymi są m.in. zakrzewienia i zadrzewienia, śródpolne oczka wodne, miedze i ścieżki śródpolne, kanały oraz rowy melioracyjne. Oprócz tych elementów występują nietypo- we, jakimi w południowo-wschodniej Wielkopolsce są zagłębie- nia poeksploatacyjne gliny. Formy te nie są spotykane w Polsce poza fragmentem Wysoczyzny Kaliskiej (Kondracki 2001) w okolicach Krotoszyna. Zagłębienia powstały jako efekt eksploatacji gliny dla potrzeb tzw. „marglowania” gleby. Występująca na obszarze objętym zlodowaceniami środko- wopolskim i północnopolskim glina zwałowa to zwykle glina piaszczysta z otoczakami skalnymi, w tym również wapiennymi oraz głazami narzutowymi (Nieć, Ratajczak 2004). Jak zauwa- ża Stankowski (2003), w partiach stropowych glin zwałowych, a więc w streﬁe zwietrzelinowego odwapnienia, na skutek wy- mywania związków mineralnych obserwuje się zmniejszoną za- wartość węglanu wapnia. Strefa ta sięga do głębokości 1–3 m, a przeciętna zawartość węglanu wapnia wynosi około 2%. Poniżej tej strefy dochodzi do wtórnej koncentracji węglanu

74 wapnia (do 14%), który występuje tam w postaci gruboziarni- stych skupień – tzw. margla*. Obecnie najprostszym sposobem neutralizacji kwaśnego od- czynu gleby jest wapnowanie. Wcześniej stosowano „marglowanie” polegające na tym, że wydobytą z głębokości 3–5 m glinę z zawartym w niej węglanem wapnia rozprowadzano na polach uprawnych. Zabiegi te przynoszą skuteczne oraz długotrwałe efekty, lecz choć znane od dawna, wykorzystywane są rzadko i na ogół na małym obszarze ze względu na duże nakłady pracy (Niegodzisz 1993). Marglowanie gleby w południowo-wschodniej Wielkopolsce było elementem technik uprawy roli stosowa- nych przez osadników niemieckich. O analogicznej powszech- ności marglowania gleb na terenie Niemiec świadczy obecność tego samego typu zagłębień na terenie Brandenburgii i Meklem- burgii (Geinitz 1920, Gripp 1924, Woldstedt 1929). Celem badań przeprowadzonych w latach 1999–2005 na całym obszarze występowania „zagłębień pomarglowych” w Wielkopolsce było określenie wpływu tych antropogenicznych form poeksploatacyjnych gliny na kształtowanie krajobrazu rolniczego.

Występowanie i charakterystyka zagłębień

Pozyskiwanie gliny w celu marglowania gleby w południo- wo-wschodniej Wielkopolsce rozpoczęto w II połowie XIX w., natomiast zakończono w latach 50-tych XX w. W miejscach wybranego surowca powstały płytkie zagłębienia wypełnione często wodą, które od momentu powstania podlegały zmianom, na skutek oddziaływania czynników naturalnych oraz antropogenicznych. Z uwagi na bezpieczeństwo wykonywanych prac agrotechnicznych, spod uprawy wyłączano teren otaczający za- głębienia o szerokości ok. 1 m. Te pierścienie nieużytków stały się obszarem sukcesji wtórnej.

*Należy wyjaśnić, że margiel to skała osadowa wapnista z dużą do- mieszką minerałów ilastych. Tą samą nazwą są również określane silnie zwapnione gliny zwałowe (Flis 1995). Z tego powodu gleby powsta- jące na glinach zwałowych charakteryzuje niedosyt węglanu wapnia, czego konsekwencją jest zakwaszenie.

75 O intensywności prowadzonej eksploatacji świadczy bardzo duża liczba tych zagłębień. Przeprowadzona analiza kartogra- ﬁczna wykazała, że pod koniec XIX w. na obszarze niespełna 100 tys. ha znajdowało się ok. 14 500 zagłębień, zaś 50 lat później naliczono ich ok. 8 000. Przeprowadzenie melioracji gruntów rolnych wpłynęło na obniżenie poziomu wody w zagłę- bieniach, co przyczyniło się do zasypania zagłębień i włączenia tych terenów do areału uprawnego. W latach 80-tych XX w. na obszarze znacznie mniejszym od pierwotnego (ok. 35 tys. ha) znajdowało się ok. 2 700 zagłębień, zaś obecnie ich liczbę sza- cuje się na 1 430. Około 50 lat temu maksymalna głębokość wyrobisk docho- dziła do 4 m (Bartkowski 1949), natomiast obecnie nie przekracza 1,5 m, choć wiele obiektów nie posiada już formy wklę- słej, jakkolwiek zwykle towarzyszy im roślinność drzewiasta lub krzewiasta. Ponad 50 lat temu skrajne wartości powierzchni zagłębień wahały się w przedziale 140–6 400 m², zaś obecnie 3–1000 m², przy czym najliczniej reprezentowane są zagłębienia o powierzchni nie przekraczającej 50 m². Aktualnie zagłębienia zajmują powierzchnię ok. 6 ha na obszarze niespełna 35 tys. ha występowania tych obiektów. Wraz ze zmianą powierzchni za- głębień zmieniał się również ich kształt. Dawniej przybierały one owalny kształt z wyraźną różnicą pomiędzy osią dłuższą, a krótszą (np. 7×20 m, 3×80 m, 15×30 m, 6×100 m), zaś obecnie zbliżone są do koła. Wielkość powierzchni zagłębień jest uzależniona od ich zagęszczenia. Na obszarze największego za- gęszczenia zagłębień (do 25 obiektów na 1 km²) ich indywidual- na powierzchnia waha się od 6 do 50 m². Natomiast tam, gdzie liczba badanych form nie przekracza 5 na 1 km², powierzchnia zagłębień zawiera się w przedziale 30–225 m². Cechą charakterystyczną zagłębień poeksploatacyjnych jest specyﬁczny sposób ich występowania. Na polach uprawnych o układzie łanowym, gdzie działki przybierają wydłużo- ny kształt, eksploatacja gliny prowadzona była wzdłuż ścieżek i miedz śródpolnych, aby maksymalnie zaoszczędzić użytkowa- ną powierzchnię rolniczą. Z tego względu na tych obszarach zagłębienia występują w postaci równoległych łańcuchów, gdzie poszczególne obiekty znajdują się w zbliżonej odległości. Podczas kartowania terenowego zaobserwowano, że tego typu

76 liniowe układy pełnią rolę korytarzy ułatwiających migracje zwierząt, w tym zwierzyny łownej (zające, sarny, jelenie). Należy zaznaczyć, iż pomimo znaczącej liczby takich form, ich indy- widualna powierzchnia jest niewielka (<50 m²). Natomiast na polach uprawnych o dużej powierzchni działek (układ bloko- wy), gdzie glinę pozyskiwano zarówno z obrzeży, jak i z miejsc centralnych, zagłębienia występują chaotycznie. W takich przypadkach liczba zagłębień jest niewielka, jednak zwykle są to formy izolowane, których powierzchnia przekracza 100 m². Podczas badań terenowych opisano 1 426 zagłębień poeksploatacyjnych gliny. Formy będące wyraźnymi zagłębieniami podzielono na zbiorniki wodne (337) oraz zagłębiania suche (664). W innych 100 przypadkach nie zaobserwowano wyraź- nego zagłębienia (formy wypłycone). Ponadto wyróżniono formy izolowane (236), tzn. takie które posiadają hermetyczną obu- dowę roślinną utrudniającą penetrację zagłębienia; prawdopodobnie są one również wypłycone. Te miejsca, gdzie po zagłę- bieniu pozostał jedynie pojedynczy krzew, drzewo czy niewielki fragment roślinności zielnej, określono jako formy szczątkowe (52). Poza tym, zaobserwowano, że podczas 6-letniego cyklu ba- dań zlikwidowano 37 obiektów (zagłębienia kopalne). Ponad 80% ogólnej liczby zbiorników wodnych oraz zagłę- bień suchych ma powierzchnią nie przekraczającą 50 m². W przypadku form wypłyconych zauważono malejący udział ilo- ściowy obiektów, wraz ze wzrostem ich powierzchni – 70% nie przekracza 15 m². W odróżnieniu od nich aż 30% form izolowa- nych przekracza 100 m². Przyrodnicze znaczenie zagłębień

Zagłębienia poeksploatacyjne gliny występują na płaskiej wysoczyźnie dennomorenowej w streﬁe staroglacjalnej (stadiał zlodowacenia Warty). Nieznaczne zróżnicowanie naturalnej rzeźby terenu jest efektem oddziaływania peryglacjalnych pro- cesów niszczących. W wyniku powstania zagłębień pomarglowych ukształtował się nowy układ krajobrazowo-przyrodniczy, w którym zagłębienia stanowią ważny element zróżnicowania rzeźby wpływając na wzrost georóżnorodności. Poza tym, obiek-

77 54° A C

1 B D

50°

16° Lasy Miejscowoœci 24° Forests Build-up areas

0 5 10 km

KOMIN

RASZKÓW

KROTOSZYN

1 2 4 3

78 ty te są siedliskiem roślin eliminowanych z pól uprawnych oraz miejscem czasowego lub stałego przebywania dzikich zwierząt. Z tego względu wzbogacają one bioróżnorodność krajobrazu. Fizyczne zróżnicowanie rzeźby terenu, wynikające z obecno- ści zagłębień i pełnione przez nie funkcje przyrodnicze należy ocenić pozytywnie. Niestety, zagłębienia pomarglowe stanowią przeszkodę w wykonywanych pracach agrotechnicznych w typowo rolniczym regionie, jakim jest południowo-wschodnia Wielkopolska, zaś roślinność otaczająca zagłębienia stanowi źródło rozprzestrzeniania się chwastów na pola uprawne. W związku z tym, zagłębienia pomarglowe są usuwane z krajobrazu, co powoduje jego ubożenie. Utrzymanie się tempa likwida- cji zagłębień na poziomie zbliżonym do obecnego przyczyni się do ich eliminacji w ciągu najbliższych 10–20 lat. W efekcie, w najbliższej przyszłości pod względem morfologicznym krajobraz powróci do stanu sprzed 150 lat, jednak w sensie funkcjonal- nym nie będzie tym samym ekosystemem, jaki istniał zanim pojawiły się zagłębienia pomarglowe. Z uwagi na znaczenie przyrodnicze zagłębień jako form krajobrazowych oraz siedlisk rodzimej ﬂory i fauny ich ochrona jest uzasadniona i pilna. Wydaje się celowe objęcie zagłębień pomarglowych ochroną prawną poprzez nadanie im rangi użyt- ków ekologicznych, natomiast zwarty obszar występowania zagłębień poeksploatacyjnych powinien tworzyć zespół przy-

Ryc. 1. Formy ochrony przyrody na obszarze występowania zagłębień poeksploatacyjnych w południowo-wschodniej Wielkopolsce. Istniejące: A – obszar chronionego krajobrazu „Dąbrowy Krotoszyńskie – Baszków – Rochy”, B – rezerwaty przyrody (1 – Miejski Bór, 2 – Dąbrowa Smoszew, 3 – Buczyna Helenopol, 4 – Dąbrowa koło Biadek Krotoszyńskich). Proponowane: C – rozszerzenie obszaru chronionego krajobrazu, D – zespół przyrodniczo-krajobrazowy. Fig. 1. Protected areas and sites within the range of distribution of the post-exploitation depressions in south-eastern part of the Wielkopolska Region. Existing: A – the protected landscape area „Dąbrowy Krotoszyńskie – Baszków – Rochy”, B –nature reserves. Proposed: C – extended range of protected landscape area, D – natural landscape area.

79 rodniczo-krajobrazowy (Ustawa 2004) (ryc. 1). Wprowadzenie powyższych form ochrony wiązałoby się w szczególności z na- stępującymi ograniczeniami: zakazem zasypywania, przekształ- cania i likwidowania zagłębień poeksploatacyjnych, zakazem składowania w nich odpadów oraz zakazem dokonywania w nich zmian stosunków wodnych. Przeciwdziałaniu degradacji tych obiektów sprzyjałoby także stosowanie Kodeksu Dobrej Praktyki Rolniczej (Kodeks 2002) przez rolników będących wła- ścicielami pól uprawnych, na których występują zagłębienia.

SUMMARY

Markuszewska I. Old clay pits in south-eastern Wielkopolska Region (SW Poland) as unique elements of agricultural landscape. Chrońmy Przyrodę Ojczystą 63 (5): 74–81, 2007.

A lot of small anthropogenic depressions (with area of few hundreds to few thousands square meters and depth down to 4 m) originated as results of clay excavation in the vicinity of Krotoszyn (51°41’43’’ N, 17°26’14’’ E) in SE Wielkopolska during last 150 years. The obtained clay rich in calcium carbonate was used to lime arable ﬁelds until the 1950s. In Poland, such geoforms appear only on this area. In the study carried out in 1999–2005 a total of 1 426 depressions were recorded as a relic of about 14 500 clay pits present there by the end of 19th century. The actual depth of former clay pits does not exceed 1.5 m and their individual areas range from 1 to 3 000 m2. However, despite the relatively small total area of these geoforms (6 ha on the area of 35 000 ha) they form a dense network (up to 25 objects per km²) of refuges and migration corridors of high importance to native plant and animal species occurring in highly altered landscape and, therefore, are crucial for local biodiversity. Current transformations of these depressions, both natural and anthropogenic, lead to their elimination which may happen within 10–20 years. To maintain these unique forms an appropriate protection is needed.

80 PIŚMIENNICTWO

Bartkowski T. 1949. Z obserwacji nad „oczkami” równiny Koźmińskiej. Spr. PTPN, nr 2, t. 16. Flis J. 1995. Słownik – terminy geograficzne. PWSiP, Warszawa. Geinitz E.. 1920. Das Diluvium Deutschlands. Stuttgart. Gripp K. 1924. Über die äuβerste Grenze der letzten Vereisung in Nordwest-Deutschland. Hamburg. Nieć M., Ratajczak T. 2004. Złoża kopalin ilastych do produkcji ceramiki budowlanej, kruszyw lekkich i cementu. W: Ney R. (red.) Surowce mineralne Polski. Inst. Gosp. Sur. Min. i Energ. PAN, Kraków: 213–217. Niegodzisz J. 1993. Ocena przydatności niektórych surowców ilastych do rekultywacji gleb i ochrony jezior. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln. 409. Kodeks 2002. Kodeks Dobrej Praktyki Rolniczej. Ministerstwo Rolnictwa i Rozwoju Wsi, Warszawa. Kondracki J. 2001. Geografia regionalna Polski. PWN, Warszawa. Stankowski W. 2003. Kosmogeneza i antropogeneza drobnych zagłębień bezodpływowych. Mat. 4 Seminarium „Geneza, litologia i stratygraﬁa utworów czwartorzędowych”, Poznań, 13–14 października 2003. Ustawa 2004. Ustawa z dnia 16 kwietnia 2004 r. o ochronie przyrody. Dziennik Ustaw nr 92 (2004), poz. 880. Woldstedt P. 1929. Das Eiszeitalter Grundlinien einer Geologie das Diluviums. Stuttgart.

81 Chrońmy Przyrodę Ojczystą 63 (5): 82–96, 2007.

KATARZYNA PIÓREK1, JANUSZ KRECHOWSKI2

Zakład Botaniki Akademii Podlaskiej w Siedlcach 08-110 Siedlce, ul. B. Prusa 12 e-mail: 1 [email protected], 2 [email protected]

Synantropizacja ﬂory rezerwatu jodłowego Rudka Sanatoryjna (woj. mazowieckie)

Wstęp

Pojęciem synantropizacji określa się całość przemian zacho- dzących w szacie roślinnej pod wpływem działalności człowieka (Faliński 1966). Najbardziej wiarygodnym sposobem ustala- nia kierunku zmian we florze i szacie roślinnej jest porównanie obecnego stanu fitocenoz z udokumentowanymi danymi historycznymi. Duże znaczenie mają badania nad stopniem antropopresji obszarów chronionych, w tym rezerwatów przyrody położonych nieopodal siedlisk sztucznych (antropogenicznych), tj. zmienionych przez działalność ludzką (np. osiedla ludz- kie, drogi, linie kolejowe). Wyniki badań nad synantropizacją wybranych rezerwatów Niziny Południowopodlaskiej zawarte są w opracowaniach Cioska i Skrzyczyńskiej (2003) oraz Borkowskiej (2003). Dane dotyczące gatunków rzadkich i za- grożonych rezerwatu Rudka Sanatoryjna podaje Ciosek i in. 2006. Podstawę do porównań składu florystycznego rezerwatu i analizy nasilenia synantropizacji flory stanowi praca Piotrak (1992). Celem pracy jest określenie stopnia synantropizacji rezerwatu Rudka Sanatoryjna oraz ocena zmian, jakie zaszły w jego składzie florystycznym na przestrzeni ostatnich 15 lat.

82 Charakterystyka terenu badań

Rezerwat Rudka Sanatoryjna (ryc. 1) o powierzchni 125,64 ha to drugi pod względem wielkości (po Jacie, gm. Łuków) rezerwat jodłowy na Nizinie Południowopodlaskiej. Utworzony został w 1964 r. w celu ochrony jodły poza jej północno-wschodnią granicą naturalnego, zwartego zasięgu. Położony jest w gminie

MROZY

Rudka Sanatoryjna II I III

0 500 m

54°

50° III

16° 24°

A B C D EF

Ryc. 1. Rezerwat „Rudka Sanatoryjna”: A – teren rezerwatu (I–IV – strefy ekotonowe), B – lasy, C – obszar zabudowany, D – rzeka, E – drogi, F – linia kolejowa. Fig. 1. The “Rudka Sanatoryjna” nature reserve: A – reserve area (I–IV – border zones), B – forests, C – build-up area, D – stream, E – roads, F – railway.

83 Mrozy, na terenie Nadleśnictwa Mińsk Mazowiecki, w uroczy- sku Bernatowizna (oddz. 80, 82, 84, 86 i 87). Jodła w rezerwacie wchodzi w skład drzewostanów zbiorowisk grądowych. Najstarsze osobniki, rosnące w oddziałach 82 i 87, osiągają wiek ok. 120 lat. Według podziału ﬁzyczno-geograﬁcznego Kondrackiego (2002) rezerwat położony jest w makroregionie Nizina Południowopodlaska, mezoregionie Wysoczyzna Kałuszyńska. W zachodniej, północnej i wschodniej części rezerwatu wystę- pują gleby bielicowe, fragmentami brunatne zdegradowane, w południowej zaś piaski luźne, głębokie lub średniogłębokie na piaskach gliniastych. Część środkową zajmują gleby brunatne zdegradowane. Teren rezerwatu jest lekko falisty, ubogi w cieki wodne. Nadmiar wody spływa w kierunku północnym, gdzie teren się wyraźnie obniża. Na terenie rezerwatu dominują zbiorowiska grądowe, zróż- nicowane na 3 podzespoły: grąd trzcinnikowy Tilio-Carpinetum calamagrostietosum (w części północnej), grąd typowy Tilio- Carpinetum typicum (część południowa rezerwatu) oraz grąd czyśćcowy Tilio-Carpinetum stachyetosum (obniżenia w połu- dniowej części rezerwatu). Ponadto w zachodniej i południowej części rezerwatu występują płaty kontynentalnego boru mieszanego Querco roboris-Pinetum oraz boru sosnowego świeżego Peucedano-Pinetum.

Metodyka

Badania terenowe przeprowadzono w latach 2005–2007. W ich trakcie dokonano spisu florystycznego poszczególnych oddziałów leśnych oraz sporządzono wykaz gatunków przy- granicznej strefy rezerwatu o szerokości 5 m (strefy ekotonowe I–IV; ryc. 1). Zarówno w jednym, jak i drugim przypadku zwró- cono szczególną uwagę na obecność gatunków synantropijnych. Wyniki badań terenowych były podstawą dla sporządze- nia aktualnej listy florystycznej rezerwatu, wykazu gatunków jego strefy brzegowej oraz wykazu gatunków synantropijnych (tab. 1). W analizie uwzględniono formę życiową (za Zarzyckim i in. 2002) i przynależność gatunków do grup geograficzno-hi- storycznych (wg Jackowiaka 1990). Do antropofitów zaliczono też obce regionalnie gatunki rodzime.

84 ● 5 R ● ● ● ● ● 4 S

● ● ● ● ● 3 K Kategoria Cathegory ● ● ● 2 A Fr. (With.) ve ö pallidum . L Á L. L. (L.) Houtt. L. Fingerh. L. subsp. L. L. Mill. L. L. L. 1 Equisetum arvense Larix decidua Pinus strobus Quercus rubra Urtica urens Fallopia convolvulus Polygonum aviculare P. persicaria P. lapathifolium Reynoutria japonica Rumex thyrsiﬂorus R. obtusifolius Chenopodium hybridum czysty ń y ł owaty ł egawka ż polistny

ę wka powojowata ó b czerwony ą Gatunek Species Skrzyp polny Modrzew europejski Sosna wejmutka D Pokrzywa Rdest Rdest ptasi Rdest plamisty Rdest gruczo Rdestowiec ostroko Szczaw rozpierzch Szczaw t Komosa wielkolistna Tab. 1. Wykaz systematyczny gatunków synantropijnych rezerwatu „Rudka Sanatoryjna” znalezionych w latach 2005–2007: A – archeoﬁty, K –regionalnie. kenoﬁty, S – gatunkiTable 1. obceSystematic list of siedliskowo,synanthropic species recorded R in – the gatunki“Rudka 2005–2007: A – Sanatoryjna” archaeophytes, K – nature kenophytes, S rodzime– reserve species of habitats in other than the protected forest, R obce – species native to other parts of Poland.

85 5 ● ● ● ● ● ● ● ● ● 4 ● ● 3 ● ● ● ● ● ● ● 2 alba L. (L.) Medik. L. (L.) Scop. P. Gaertn., B. Mey. & Crantz L. (L.) Web. ex Prantl L. Boucher ex DC. subsp. (L.) DC. L. (L.) Vill. Poiret subsp. (Moench) Garcke L. L. L. 1 C. album Atriplex prostrata prostrata A. patula Amaranthus retroﬂexus Stellaria media Scleranthus annuus Spergula arvensis Silene latifolia S. vulgaris Ranunculus sardous Sisymbrium ofﬁcinale S. loeselii Descurainia sophia Erysimum cheiranthoides Armoracia rusticiana Scherb. Berteroa incana Capsella bursa-pastoris Thlaspi arvense ski ta ysta ń ż ę a ł o ł y ł ki polne at szorstki ł ł oboda oszepowata oboda roz Komosa bia Ł Ł Szar Gwiazdnica pospolita Czerwiec roczny Sporek polny Bniec bia Lepnica rozd Jaskier sardy Stulisz lekarski Stulisz Loesela Stulicha psia Pszonak drobnokwiatowy Chrzan pospolity Pyleniec pospolity Tasznik pospolity Tobo Tab. 1. cd.

86 ● ● ● ● ● ● ● ● ● ● ● ● ● ● ● ● ● ● ● ● L. L. (A. Kern.) Fritsch L. L. s. str. L. Lindl. DC. (F. Michx.) Torr. et A. L. L. L. Wallr. Murray

Medik. L. (L.) Pall. L. (L.) Gray Roth. Raphanus raphanistrum Lupinus polyphyllus Robinia pseudoacacia Vicia angustifolia V. hirsuta V. villosa Melilotus alba M. ofﬁcinalis Medicago lupulina Euphorbia helioscopia Acer negundo Aesculus hippocastanum Impatiens parviﬂora Parthenocissus inserata Malva neglecta M. sylvestris Viola arvensis Echinocystis lobata Gray Oenothera biennis Pimpinella saxifraga ciolistkowy ę y ł ty y wirzepa ł ś żół skolistna ą ek dwuletni ł ek polny ł laz zaniedbany laz dziki ubin trwa Rzodkiew Ł Robinia akacjowa Wyka w Wyka drobnokwiatowa Wyka kosmata Nostrzyk bia Nostrzyk Lucerna nerkowata Wilczomlecz obrotny Klon jesionolistny Kasztanowiec zwyczajny Niecierpek drobnokwiatowy pi Winobluszcz Ś Ś Fio Kolczurka klapowana Wiesio Biedrzeniec mniejszy

87 ● 5 ● ● ● ● ● 4 ● ● ● ● ● ● ● ● 3 ● ● ● ● ● ● 2 (L.) S.F. Blake L. L. L. (L.) Cronquist L. L. s. str. (L.) M. Bieb. Aiton (L.) Pers. L. Mill. L. L. L. Besser L. L. L. 1 Syringa vulgaris Vinca minor Convolvulus arvensis Echium vulgare Anchusa arvensis Galeopsis ladanum G. pubescens Lamium purpureum L. album Linaria vulgaris Leonurus cardiaca Ballota nigra Plantago major Sambucus racemosa Symphoricarpos albus Solidago gigantea S. canadensis Erigeron annuus Conyza canadensis osy ł a ł e ł kkow ę a ł na óź p kanadyjska ć ć j polny o o ł ł ó nieguliczka bia mijowiec zwyczajny Bez lilak Barwinek pospolity Pow Ż Farbownik lekarski Poziewnik polny Poziewnik mi Jasnota purpurowa Jasnota bia Lnica pospolita Serdecznik pospolity Mierznica czarna Babka zwyczajna Bez dziki koralowy Ś Naw Naw Przymiotno bia Przymiotno kanadyjskie Tab. 1. cd.

88 ● ● ● ● ● ● ● ● ● ● ● ● ● ● ● ● ● ● ● ● ● ● L. (L.) P. Beauv.

L. Mill. Cav. L. L. L. L. L. L. Waldst. & Kit. L. (Savi) Ten. Leyss. L. (L.) Gould . L. L (L.) Scop. (Raf.) S.F. Blake L. Galinsoga parviﬂora G. ciliata Anthemis arvensis Tanacetum vulgare Artemisia vulgaris Tussilago farfara Senecio vernalis Echinops sphaerocephalus Arctium tomentosum A. lappa Carduus acanthoides Cirsium vulgare C. arvense Cichorium intybus Sonchus oleraceus S. arvensis Lactuca serriola Lolium perenne Poa annua Bromus inermis Elymus repens Echinochloa crus-galli nik óż a czynowaty ł osiona ł kszy ę ę lancetowaty polny ciwy ś pospolity ń ń a ł e e ł ż ż osa bezostna ł ata kompasowa tlica drobnokwiatowa tlica ow ł ycica trwa opian paj opian wi Żół Żół Rumian polny Wrotycz pospolity Bylica pospolita Podbia Starzec wiosenny Przegorzan kulisty Ł Ł Oset nastroszony Ostro Ostro Cykoria podr Mlecz zwyczajny Mlecz polny Sa Ż Wiechlina roczna Stok Perz w Chwastnica jednostronna

89 Otrzymane wyniki porównano z danymi historycznymi (Piotrak 1992). Dla określenia stopnia synantropizacji po- służono się wskaźnikami antropogenicznych zmian we florze (Jackowiak 1990). Za gatunki synantropijne uznano rośli- ny charakterystyczne dla klasy Stellarietea mediae, rzędów: Onopordetalia acanthii, Artemisietalia vulgaris, gatunki o bli- żej nieokreślonej przynależności fitosocjologicznej oraz rośliny z rzędu Plantaginetalia majoris ze względu na wyraźną zbież- ność miejsca ich występowania z terenami o nasilonej antropopresji. Przynależność gatunków do grup fitosocjologicznych określono za Matuszkiewiczem (2005). Nomenklaturę gatun- ków zamieszczonych w pracy przyjęto za Mirkiem i in. (2002), układ systematyczny gatunków za Rutkowskim (2006).

Wyniki badań

Łączna liczba gatunków flory naczyniowej zanotowanych w czasie badań terenowych na terenie rezerwatu Rudka Sanatoryjna w latach 2005–2007 liczy 319 taksonów (dane niepublikowane), tj. o 127 więcej niż w roku 1992 (192 gatunki). Wzrost liczby gatunków spowodowany jest przede wszystkim zwiększeniem liczby gatunków synantropijnych (o 64 takso- ny). Współcześnie stwierdzono występowanie 9 paprotników, 6 roślin nagozalążkowych i 304 okrytozalążkowych (w tym 258 dwuliściennych i 46 jednoliściennych). W podziale na formy życiowe przeważają hemikryptofity (50,3%). Znaczny jest też udział roślin jednorocznych (terofitów) stanowiących 18,8% ogólnej flory rezerwatu oraz geofitów (12,2%). Porównując dane historyczne i współczesne możemy stwier- dzić, że na przestrzeni ostatnich 15 lat udział gatunków synantropijnych we florze wzrósł ponad dwukrotnie – z 14,7% w 1992 r. do 28,5% obecnie (odpowiednio 28 i 92 gatunki) (ryc. 2). Udział gatunków leśnych i związanych przestrzennie z lasami zmniejszył się z 59,7% w roku 1992 do 46,7% w roku 2006, co wynika głównie ze zwiększenia ogólnej liczby gatunków, w szczególności roślin synantropijnych. Jednocześnie udział ga- tunków zbiorowisk seminaturalnych (łąkowe i muraw psam- mofilnych) utrzymał się na podobnym poziomie – 25,7% w roku 1992 i 24,8% obecnie. Niewielki udział antropofitów, wynoszą-

90 cy w 1992 roku 6,8% flory rezerwatu (13 gatunków, w tym 8 archeofitów i 5 kenofitów), zwiększył się w ciągu następnych 15 lat do 17,5% (56 gatunków, w tym 30 archeofitów i 26 kenofi- tów) (ryc. 3). Wskaźnik antropofityzacjicałkowitej rezerwatu wzrósł z 6,8% w roku 1992 do 17,5% w roku 2006 (tab. 2). W tym samym okresie wskaźnik archeofityzacji całkowitej zwiększył się z 4,2% do 9,4%, natomiast wskaźnik kenofityzacji całkowitej z 2,6% do 8,2%. Proces synantropizacji w różnym stopniu dotyczy po- szczególnych fragmentów rezerwatu (ryc. 1). Największej antropopresji podlega część rezerwatu granicząca z polami uprawnymi (III) oraz obszar wzdłuż drogi dojazdowej do sanatorium (I) (wskaźniki antropofityzacji całkowitej równe 28,8% i 26,7% odpowiednio). Udział gatunków obcych w strefie granicznej rezerwatu jest mniejszy na odcinku graniczącym z szosą (II) oraz w części sąsiadującej z lasem znajdującym się poza granicami rezerwatu (IV).

Rok Year

1992

59,7 25,7 14,7

2006

46,7 24,8 28,5

0 20 40 60 80 100

Ryc. 2. Zmiany udziału gatunków z różnych grup fitosocjologicznych we florze rezerwatu „Rudka Sanatoryjna”. Fig. 2. Change in relative share of species from various phytosociological groups in the flora of the “Rudka Sanatoryjna” nature reserve.

91 Rok Year

1992

93,2 4,2 2,6

2006

82,5 9,4 8,1

0 20 40 60 80 100

Ryc. 3. Zmiany udziału głównych grup historyczno-geograficznych we florze rezerwatu „Rudka Sanatoryjna”. Fig. 3. Change in share of main historical-geographic groups in the flora of the “Rudka Sanatoryjna” nature reserve.

Podsumowanie

Rezerwat Rudka Sanatoryjna podlega silnym oddziaływa- niom antropogenicznym. W związku z tym jest on interesują- cym obiektem badań nad synantropizacją szaty roślinnej. Wraz z postępującym procesem urbanizacji terenu sąsiadującego z rezerwatem (zabudowa mieszkaniowa, infrastruktura trans- portowa, turystyka) na jego terenie uwidaczniają się również inne negatywne formy oddziaływania człowieka. Należy do nich wydeptywanie gleby, szczególnie w okolicach parkingu i bramy wjazdowej do sanatorium. Zanieczyszczenie powietrza i gleby (szczególnie zachodnia część rezerwatu) związane jest z bliskim sąsiedztwem miejscowości Mrozy oraz ruchliwej drogi Mrozy – Wola Rafałowska. W granicach rezerwatu, przy drodze do sanatorium, powstało kilka dzikich wysypisk śmieci. Nielegalny zbiór runa leśnego (grzyby, jagody, maliny), połączony z nie- kontrolowanym poruszaniem się zbieraczy wewnątrz rezerwatu może stanowić zagrożenie dla gatunków występujących na nielicznych stanowiskach.

2,6 8,1 7,3 6,8 12,1 12,5 Kenoﬁty Kenophytes

4,2 9,4 7,3 5,5 14,6 16,3 Archeoﬁty Archaeophytes

6,8 we ﬂorze 17,5 26,7 14,6 28,8 12,3 ł

Udzia (%) Relative share (%) Antropoﬁty Anthropophytes

9 13 56 31 12 30 Border zones are presented in Fig. 1. – Antropoﬁty Anthropophytes

28 92 45 19 43 11 Gatunki synantropijne Synanthropic species

According to Piotrak (1992) w

ó – 82 73 192 319 116 104 Liczba gatunk Number of species Wszystkie gatunki Total ** o: Piotrak 1992 ł * d

Granica I Granica II Granica III Granica IV ó r Ź Strefy ekotonowe przedstawione na ryc. 1

Rok Year 1992 2006 Tab. 2. Wskaźniki synantropizacji ﬂory rezerwatu „Rudka Sanatoryjna”. Table. 2. Indices of synanthropization ﬂora of the “Rudka Sanatoryjna” nature reserve. * **

93 Przez rezerwat prowadzą śródleśne ścieżki łączące Mrozy z kompleksem sanatoryjnym. Wprawdzie korzystanie przez ludzi z tych ścieżek nie ma wpływu na zasadniczy cel ochrony – zachowanie drzewostanu z udziałem jodły, jednakże penetracja turystyczna związana z sąsiedztwem sanatorium oraz miejscowości Mrozy przyczynia się do dalszej synantropizacji flory rezerwatu i może negatywnie odbić się na stanie liczeb- nym populacji chronionych i zagrożonych gatunków, występu- jących w rezerwacie na pojedynczych stanowiskach, jak: lilia złotogłów Lilium martagon, miodownik melisowaty Melittis me- lissophyllum, pomocnik baldaszkowaty Chimaphila umbella- ta, wawrzynek wilczełyko Daphne mezereum, widłak goździsty Lycopodium clavatum, gnieźnik leśny Neottia nidus-avis i orlik pospolity Aquilegia vulgaris. Negatywne zmiany antropogeniczne (wydeptywanie, nielegalne składowanie śmieci, synantropizacja flory) najwyraźniej widoczne są w najbliższym sąsiedztwie sanatorium (parking, budynki mieszkalne). W ciągu ostatnich 15 lat nastąpiły wyraźne zmiany we florze rezerwatu związane z jego położeniem w bezpośrednim są- siedztwie siedlisk antropogenicznych. Zarówno udział gatun- ków synantropijnych, jak i wskaźniki zmian antropogenicznych we florze wzrosły ponad dwukrotnie w porównywanym okresie. Udział antropofitów osiąga obecnie stosunkowo wysoką war- tość (17,5%). W czasie badań prowadzonych na terenie 6 rezer- watów Niziny Południowopodlaskiej (Ciosek, Skrzyczyńska 2003) udział antropofitów wahał się w granicach od 8 do 14,8%, a więc był niższy niż w rezerwacie Rudka Sanatoryjna w chwi- li obecnej. Występowanie gatunków obcych na terenie rezerwatu Rudka Sanatoryjna ogranicza się jednak głównie do jego obrzeża. Szczególnie wysoki udział antropofitów obserwowany jest w strefie ekotonowej obiektu wzdłuż drogi dojazdowej do sanatorium oraz wzdłuż granic rezerwatu sąsiadujących z terenami uprawnymi (granice I i III). Znacznie niższe wskaźni- ki antropogenicznych zmian we florze charakteryzują obrzeże rezerwatu od strony szosy (granica II). Wiąże się to z istnie- niem gęstego pasa okrajka, zapobiegającego wnikaniu obcych gatunków. Wzdłuż pozostałych obrzeży okrajek jest słabo wy- kształcony. Do nielicznych antropofitów rozprzestrzeniających się wewnątrz rezerwatu należą: robinia akacjowa Robinia pseu-

94 doacacia, kasztanowiec zwyczajny Aesculus hippocastanum, winobluszcz pięciolistkowy Parthenocissus inserata, stulisz Loesela Sisymbrium loeselii.

SUMMARY

Piórek K., Krechowski J. Synanthropization of the ﬂora of the nature reserve “Rudka Sanatoryjna” (Mazowsze Province, E Poland). Chrońmy Przyrodę Ojczystą 63 (5): 82–96, 2007.

The nature reserve “Rudka Sanatoryjna” situated in a close proximity to the Mrozy town (52°09’57’’ N, 21°48’09’’ E) protects natural stand of European fir, Abies alba behind north-eastern limit of its occurrence range. Among 319 vascular plant species recorded in the reserve in 2005–2007 the group of 83 synanthropic species was distinguished (26.0% of the total flora of the reserve), that is more than twice as much as it was recorded in 1992. Index of anthropophytization increased from 6.8% in 1992 to 17.5% in 2006. In the same time share of forest plants or species spatially related to forests, decreased from 61.8% in 1992 to 48.6% nowadays. Intensity of the synanthropization process differs in the various parts of the reserve. The highest values of the anthropophytization index are characteristic for reserve borders neighbouring to cultivated fields and to the edge of a road going across the reserve. Only few anthropophyte species spread inside the reserve (Robinia pseudacacia, Aesculus hippocastanum, Parthenocissus inserata, Sisymbrium loeselii).

PIŚMIENNICTWO

Borkowska L. 2003. Wpływ antropopresji na zmiany florystyczne w rezerwacie Gołobórz (woj. mazowieckie). Mat. V Kraj. Konf. „Ochrona Przyrody a Turystyka”, Uniw. Rzeszowski, Zakład Turystyki i Ochrony Przyrody: 159–165. Ciosek M.T., Piórek K., Krechowski J. 2006. Interesujące gatunki roślin naczyniowych rezerwatu jodłowego „Rudka Sanatoryjna”. Chrońmy Przyr. Ojcz. 5(62): 7–16.

95 Ciosek M.T., Skrzyczyńska J. 2003. Synantropizacja flory wybranych rezerwatów przyrody Polski środkowo-wschodniej w zależności od sposobu oddziaływania człowieka. Mat. V Kraj. Konf. „Ochrona Przyrody a Turystyka”, Uniw. Rzeszowski, Zakład Turystyki i Ochrony Przyrody: 147–153. Faliński J.B. 1966. Antropogeniczna roślinność puszczy Białowieskiej jako wynik synantropizacji naturalnego kompleksu leśnego. Rozpr. UW 13: 1–256. Jackowiak B. 1990. Antropogeniczne przemiany flory roślin naczyniowych Poznania. Wyd. Nauk. UAM, Poznań, ser. Biol. 42: 1–232. Kondracki J. 2002. Geografia regionalna Polski. PWN, Warszawa. Matuszkiewicz W. 2005. Przewodnik do oznaczania zbiorowisk roślinnych Polski. PWN, Warszawa. Mirek Z., Piękoś-Mirkowa H., Zając A., Zając M. 2002. Flowering plants and pteridophytes of Poland – a checklist. Instytut Botaniki im. W. Szafera PAN, Kraków. Piotrak B.M. 1992. Flora roślin naczyniowych rezerwatu przyrody Rudka Sanatoryjna. WSRP Siedlce (praca magisterska). Rutkowski L. 2006. Klucz do oznaczania roślin naczyniowych Polski niżowej. PWN, Warszawa. Zarzycki K. Trzcińska-Tacik H., Różański W., Szeląg Z., Wołek J., Korzeniak U. 2002. Ecological indicator values of vascular plants of Poland. Inst. Bot. im. W. Szafera PAN, Kraków.

96 Chrońmy Przyrodę Ojczystą 63 (5): 97–102, 2007.

KRZYSZTOF SPAŁEK

Pracownia Geobotaniki i Ochrony Roślin, Katedra Biosystematyki, Uniwersytet Opolski 45-052 Opole, ul. Oleska 22 e-mail: [email protected]

Nowe stanowiska rdestnicy alpejskiej Potamogeton alpinus Balb. w rowach opaskowych stawów hodowlanych Śląska

Rdestnica alpejska jest rośliną wodną, o podwodnych li- ściach całobrzegich, w nasadzie klinowatych, lancetowatych do eliptycznopodługowatych, często o zabarwieniu czerwona- wym. Nierzadko u tego gatunku pojawiają się również jajowa- te, skórzaste liście pływające z dłuższymi ogonkami liściowymi. Łodyga zazwyczaj jest nie rozgałęziona do pierwszego kwiatostanu, długości od 30 do 200 cm długości (Podbielkowski, Tomaszewicz 1979, Dostal 1989, Preston 1995, Rutkowski 1998, Tutin i in. 2001). Roślina ta występuje w stojących lub wolno płynących, czystych wodach o odczynie zasadowym, rzadziej kwaśnym. Najczęściej są to różnego typu drobne zbiorniki wodne, rowy i strumienie na podłożu piaszczystym, mulistym lub torfowym. Jest gatunkiem charakterystycznym dla klasy Potametea (Dostal 1989, Oberdorfer 1994, Preston 1995, Tutin i in. 2001) oraz zespołu rdestnicy nitkowatej Potametum filiformis (Oberdorfer 1977, Tomaszewicz 1979, Matuszkiewicz 2001). Przez niektórych badaczy fitocenozy budowane przez Potamogeton alpinus bywają zaliczane do zespołu z dominacją rdestnicy alpejskiej Potametum alpini (Schubert i in. 1995) lub opisywane jako zbiorowisko z dominacją tego gatunku (Hilbig 1971, Pott 1995). 97 Ryc. 1. Rdestnica alpejska znaleziona 14.08.2006 w rowie opaskowym stawu hodowlanego w Rudzie Sułowskiej (fot. K. Spałek). Fig. 1. Potamogeton alpinus found on 14.08.2006 in drainage ditch of a fishpond in Ruda Sułowska (photo by K. Spałek).

Rdestnica alpejska to gatunek borealno-górski o cyrkum- polarnym, rozległym zasięgu. Areał występowania rdestnicy alpejskiej rozciąga się od Islandii, poprzez północną i środkową część Europy, Syberię, Daleki Wschód po Alaskę w Ameryce Północnej (Meusel i in. 1965). W Europie południowa granica zasięgu tego gatunku biegnie przez Pireneje, Niemcy, Czechy, Słowację i Polskę (Meusel i in. 1965, Tutin i in. 2001). W Polsce występuje dosyć rzadko na rozproszonych stanowiskach, sku- pionych głównie w jej części południowej, południowo-zachodniej oraz północnej (Zając A., Zając M. 2001). W skali kraju gatunek ten uznawany jest za narażony na wymarcie – kategoria V (Zarzycki, Szeląg 2006). Jest gatunkiem wymierającym w Czechach (Kaplan, Čeřovský 1999, Procházka 2001) i na Słowacji (Kaplan, Čeřovský 1999) oraz krytycznie zagrożo- nym wymarciem w Niemczech (Korneck i in. 1996).

98 W trakcie badań geobotanicznych prowadzonych na obszarze Śląska w latach 1995–2006 znaleziono 5 nowych stanowisk rdestnicy alpejskiej w rowach opaskowych stawów hodowlanych. Rowy te otaczają groble stawów pełniąc funkcje odwad- niające. Należą do nieodzownych urządzeń wodnych wchodzą- cych w skład różnego typu obiektów stawowych (Guziur i in. 2003). Z podobnych siedlisk gatunek ten został dotychczas podany przez Podbielkowskiego (1967) z rowów melioracyjnych w okolicach Warszawy.

Wykaz stanowisk

1. Ciasna (woj. śląskie; 50°45’16’ N, 18°36’28’’ E). Gatunek zo- stał stwierdzony w 2000 r. w kilku rowach opaskowych w kom- pleksie stawów hodowlanych 1,5 km na wschód od Ciasnej. Na 4 powierzchniach od 5 do 20 m2 w wodzie o głębokości do 1 m (pH 7,4) rosło kilkaset osobników rdestnicy alpejskiej na podło- żu piaszczystym. Skład ﬂorystyczny zbiorowiska: 29.09.2000, powierzchnia 10 m2, zwarcie warstwy c – 35%. Ch. Potamion: Potamogeton alpinus 3; moczarka kanadyjska Elodea canadensis 1; Ch. Potametalia, Potametea: włosienicznik rzeczny Batrachium ﬂuitans 1, rzęśl hakowata Callitriche hamulata 1.

2. Gwoździany (woj. śląskie; 50°43’21’’ N, 18°31’49’’ E). Gatunek został stwierdzony w 2001 r. w rowach opaskowych kompleksu stawów hodowlanych leżących 3 km na południowy zachód od Gwoździan. Na 3 powierzchniach od 1 do 10 m2, w wodzie o głębokości do 0,5 m (pH 7,2) rosło kilkaset osobników na podłożu piaszczystym i mulistym. Skład ﬂorystyczny zbiorowiska: 11.07.2001, powierzchnia 10 m2, zwarcie warstwy c – 25%. Ch. Potamion: Potamogeton alpinus 2; Elodea canadensis 1; Ch. Potametalia, Potametea: rzęśl wiosenna Callitriche hamulata +, Callitriche verna +. 3. Kościelna Wieś (woj. dolnośląskie; 51°25’28’’ N, 15°11’31’’ E). Rdestnica alpejska została stwierdzona w 2006 r. w rowie opaskowym Stawu Syczków 4 km na wschód od Kościelnej Wsi w Borach Dolnośląskich. Na 4 powierzchniach od 1 do 20 m2 w wo-

99 dzie o głębokości do 0,5 m (pH 7,3) rosło kilkaset jej osobników na podłożu mulistym. Skład ﬂorystyczny zbiorowiska: 19.08.2006, powierzchnia 10 m2, zwarcie warstwy c – 35%. Ch. Potamion: Potamogeton alpinus 3; Elodea canadensis 1, wy- włócznik kłosowy Myriophyllum spicatum +; Ch. Potametalia, Potametea: Callitriche verna +.

4. Rokitki (woj. dolnośląskie; 51°20’23’’ N, 15°53’41’’ E). Rdestnica alpejska rosła w rowach opaskowych kompleksu stawów hodowlanych 4 km północny-zachód od Rokitek. Na 3 powierzchniach od 1 do 10 m2 w wodzie o głębokości do 0,5 m (pH 6,9) w 2006 r. stwierdzono kilkaset osobników tego gatunku na podłożu piaszczystym i mulistym. Skład ﬂorystyczny zbiorowiska: 13.08.2006, powierzchnia 20 m2, zwarcie warstwy c – 20%. Ch. Potamion: Potamogeton alpinus 2; Elodea canadensis +; Ch. Potametalia, Potametea: Callitriche hamulata 1, rdestnica pływająca Potamogeton natans +; Ch. Phragmitetea: żabieniec babka wodna Alisma plantago-aquatica 1; Ch. Lemnetea minoris: rzęsa drobna Lemna minor +.

5. Ruda Sułowska (woj. dolnośląskie; 51°30’43’’ N, 17°06’41’’ E). Gatunek został stwierdzony w 2006 r. w rowach opaskowych stawów Duża Grabówka, Duża Mewa i Mała Mewa znaj- dujących się 1–4 km na północ od Rudy Sułowskiej (ryc. 1). Na 3 powierzchniach od 1 do 5 m2 w wodzie o głębokości do 1,5 m (pH 7,8) rosło kilkaset osobników rdestnicy alpejskiej na pod- łożu piaszczystym oraz mulistym. Skład ﬂorystyczny zbiorowiska: 14.08.2006, powierzchnia 20 m2, zwarcie warstwy c – 15%. Ch. Potamion: Potamogeton alpinus 2; rogatek krótkoszyj- kowy Ceratophyllum submersum +, Elodea canadensis +; Ch. Potametalia, Potametea: potocznik wąskolistny Berula erecta fo. submersa 1, Callitriche verna +, Potamogeton natans +.

100 SUMMARY

Spałek K. New localities of Potamogeton alpinus Balb. in drainage ditches of ﬁshponds in the Silesia (SW Poland).� Chrońmy Przyrodę Ojczystą 63 (5): 97–102, 2007.

Five new localities of Potamogeton alpinus were found during geobotanical investigations carried out in the years 1995–2006. These localities are situated in ﬁshpond complexes near Ciasna (50°45’16’ N, 18°36’28’’ E), Gwoździany (50°43’21’’ N, 18°31’49’’ E), Kościelna Wieś (51°25’28’’ N, 15°11’31’’ E), Rokitki (51°20’23’’ N, 15°53’41’’ E) and Ruda Sułowska (51°30’43’’ N, 17°06’41’’ E). At all these sites the populations of several hundred specimens were recorded in drainage ditches of ﬁshponds at the depth 0.5–1.5 m on sandy or muddy bottom.

PIŚMIENNICTWO

Dostál J. 1989. Nová kvétena ČSSR. 2. Academia, Praha. Guziur J., Białowąs H., Milczarzewicz W. 2003. Rybactwo stawowe. Oficyna Wydawnicza „Hoża”, Warszawa. Hilbig W. 1971. Übersicht über die Pflanzengesellschaften des süd Teiles der DDR. I. Die Wasserpflanzengesellschaften. Hercynia N.F. 8(1): 4–33. Kaplan Z., Čeřovský J. 1999. Potamogeton alpinus Balbis. W: Čeřovský J., Ferákowa V., Holub J., Maglocký Š., Procházk F. (red.). Červená kniha ohrožených a vzácných druhů rostlin a živočichů ČR a SR. Vol. 5. Vyšší rostliny. Príroda a. s., Bratislava. Korneck D., Schnittler M., Vollmer I. 1996. Rote Liste der Farn- und Blütenpflanzen (Pteridophyta et Spermatophyta) Deutschlands. W: Ludwig G., Schnittler M. (red.). Rote Liste gefährdeter Pflanzen Deutschlands. Schr.-R. f. Vegetationskunde 28: 21–187. Matuszkiewicz W. 2001. Przewodnik do oznaczania zbiorowisk roślinnych Polski. Vademecum Geobotanicum 3. Wydawnictwo Naukowe PWN, Warszawa.

101 Meusel H., Jäger E., Weinert E. 1965. Vergleichende Chorologie der Zentraleuropäischen Flora. Veb Gustaw Fischer Verlag, Jena. Oberdorfer E. (red.). 1977. Süddeutsche Pflanzengesellschaften. 2 Aufl. 1. G. Fischer, Stuttgart – New York. Oberdorfer E. 1994. Pflanzensoziologische Exkursionsflora. 7 Auflage, Verlag Eugen Ulmer, Stuttgart. Podbielkowski Z. 1967. Zarastanie rowów melioracyjnych na torfowiskach okolic Warszawy. Monogr. Bot. 23: 1–170. Podbielkowski Z., Tomaszewicz H. 1979. Zarys hydrobotaniki. PWN, Warszawa. Pott R. 1995. Die Pflanzengesellschaften Deutschlands. 2 Aufl. E. Ulmer, Stuttgart. Preston C.D. 1995. Pondweeds of Great Britain and Ireland. BSBI, London. Procházka F. (red.). 2001. Černý a červený seznam cévnatých rostlin České republiky (stav v roce 2000). Příroda 18: 1–166. Rutkowski L. 1998. Klucz do oznaczania roślin naczyniowych Polski niżowej. Wydawnictwo Naukowe PWN, Warszawa. Schubert R., Hilbig W., Klotz S. 1995. Bestimmungsbuch der Pflanzengesellschaften Mittel- und Nordostdeutschlands. G. Fischer, Jena – Stuttgart. Tomaszewicz H. 1979. Roślinność wodna i szuwarowa Polski (Klasy: Lemnetea, Charetea, Potamogetonetea, Phragmitetea) wg stanu zbadania na rok 1975. Rozpr. Uniw. Warsz., Warszawa. Tutin T.G., Heywood V.E., Burges N.A., Moore D.M., Valentine D.H., Walters S.M., Webb D.A. (red.). 2001. Flora Europaea (wyd. 3), Vol. 5. Cambridge University Press, Cambridge. Zając A., Zając M. (red.). 2001. Atlas rozmieszczenia roślin naczyniowych w Polsce. Nakł. Prac. Chorol. Komp. Inst. Bot. UJ, Kraków. Zarzycki K., Szeląg Z. 2006. Czerwona lista roślin naczyniowych w Polsce. W: Mirek Z., Zarzycki K., Wojewoda W., Szeląg Z. (red.). Czerwona lista roślin i grzybów Polski. Inst. Bot. im. W. Szafera PAN, Kraków.

102 Chrońmy Przyrodę Ojczystą 63 (5): 103–108, 2007.

EDWARD WALUSIAK1, WIESŁAW GAWRYŚ2

1Instytut Ochrony Przyrody PAN 31-120 Kraków, al. Mickiewicza 33 e-mail: [email protected]

2Ogród Botaniczny – Centrum Zachowania Różnorodności Biologicznej PAN 02-973 Warszawa, ul. Prawdziwka 2 e-mail:[email protected]

Nowe stanowisko dwulistnika muszego Ophrys insectifera L. w Tatrzańskim Parku Narodowym

Dwulistnik muszy Ophrys insectifera L. (=O. muscifera Huds.) należy do rodziny storczykowatych (Orchidaceae) i jest bardzo rzadką rośliną, podlegającą w Polsce ochronie ścisłej (Rozporządzenie 2004). Umieszczony został w Polskiej czerwonej księdze roślin w kategorii roślin narażonych na wyginię- cie (Kaźmierczakowa, Zarzycki 2001). W Czerwonej liście roślin naczyniowych w Polsce uznano go za gatunek rzadki – potencjalnie zagrożony (Zarzycki, Szeląg 2006). Jest również wymieniany w czerwonych listach Czech i Słowacji (Holub, Procházka 2000, Maglocký, Feráková 1993). Rodzaj dwulistnik Ophrys obejmuje 252 gatunki należące do 32 sekcji (Delforge 2006), występujące głównie w Afryce Północnej i basenie Morza Śródziemnego z najdalej na wschód oddalonymi stanowiskami w Iraku i Iranie. Jedynie Ophrys insectifera wkracza swym zasięgiem na obszar środkowej Skandynawii i Estonii (Szlachetko, Skakuj 1996). W Polsce O. insectifera jest jedynym przedstawicielem tego rodzaju. W Czechach i Niemczech, tuż przy polskiej granicy notowane są

103 stanowiska innego dwulistnika – Ophrys apifera, jednak do tej pory nie został on stwierdzony na terenie naszego kraju. Dwulistnik muszy jest byliną o pędzie kwiatostanowym wysokim do 50 cm, liściach lancetowatych do odwrotnie lancetowatych, ostrych lub stępionych, niebieskozielonych. Kwiatostan osiąga do 20 cm wysokości, kwiaty w liczbie od 2 do 20, są średniej wielkości i przypominają samice błonkówek (ryc. 1), zarówno pod względem barwy, kształtu, jak i zapachu. Kwitnie w maju i czerwcu. Rozmnaża się z nasion i wegetatyw- nie (Szlachetko, Skakuj 1996, Kaźmierczakowa, Zarzycki 2001). Jest jedynym przedstawicielem storczykowatych we ﬂo- rze Polski, zapylanym w wyniku tzw. pseudokopulacji. Kwiaty dzięki charakterystycznym kształtom zwabiają samce błonkó- wek z rodzaju Gorytes, które podczas próby kopulacji przeno- szą pyłek (Piękoś-Mirkowa, Mirek 2006). O. insectifera występuje z reguły w miejscach nasłonecznio- nych lub nieznacznie ocienionych. Posiada dużą tolerancję w stosunku do wilgotności gleby; preferuje podłoże zasobne w węglan wapnia. Do tej pory notowany był tylko w południo- wej części kraju: w Niecce Nidziańskiej, na Polesiu Wołyńskim i w Karpatach (Kaźmierczakowa, Zarzycki 2001). W polskiej części Karpat jest bardzo rzadki – jego występowanie ogranicza się do Tatr i Pienin. Należy do najrzadszych roślin chronionych występujących na obszarze Tatrzańskiego Parku Narodowego. Po raz pierwszy jego stanowisko zostało odnalezione w 1967 r. przez Radwańską-Paryską (1981) w Dolinie Jaworzynki. Potem odnaleziono jeszcze 4 stanowiska: na Nosalu i Siwiańskich Turniach (Mirek 1990), Łysej Skałce (Piątek, Vončina 1995) i w Małych Koryciskach (Nowak, Delimat 1997). W roku 2003 na południowym stoku Kopieńca Wielkiego za- uważono niewielkie skupienie w postaci trzech osobników tego gatunku. Poszukiwania dwulistnika w 2004 r. nie przyniosły rezultatu (Gawryś; inf. ustna) i dopiero 25 czerwca 2007 r. odnaleziono go ponownie na tym stanowisku (Walusiak; dokumentacja fotograﬁczna). Storczyk ten rósł na wysokości 1310 m n.p.m., na stoku o nachyleniu 40o, w murawie naskalnej na glebie o charakterze rędziny, w bezpośrednim sąsiedztwie szlaku turystycznego (49°16’16,5” N, 20°00’59,5” E; ryc. 2). Jest to najwyżej położone stanowisko O. insectifera w Polsce i należy do

104 Ryc. 1. Dwulistnik muszy – fragment kwiatostanu (25.06.2007; fot. E. Walusiak). Fig. 1. Inﬂorescence of ﬂy orchid Ophrys insectifera (25 June 2007; photo by E. Walusiak).

105 54° N 1

1 0 0 2 0

50°

16° 24°

1000

1400

1600

1200

1400 00 18

0 5 km

Ryc. 2. Lokalizacja stanowisk dwulistnika muszego w Tatrzańskim Parku Narodowym: 1 – stanowiska znane z literatury, 2 – nowe stanowisko. Fig. 2. Distribution of the localites of Ophrys insectifera in the Tatra National Park: 1 – localities previously known, 2 – new locality. jednego z liczniejszych w Tatrach: na powierzchni około 150 m2 znaleziono 17 osobników, większość kwitnących. Dwulistnikowi towarzyszyły m.in. dziewięćsił bezłodygowy Carlina acaulis, driakiew lśniąca Scabiosa lucida, goryczka wiosenna Gentiana verna, gółka długoostrogowa Gymnadenia conopsea, jałowiec pospolity Juniperus communis, jastrzębiec kosmaty Hieracium villosum, komonica zwyczajna Lotus corniculatus, łyszczec ro- zesłany Gypsophila repens, macierzanka nadobna Thymus pul- cherrimus, modrzew europejski Larix decidua, posłonek roze- słany wielkokwiatowy Helianthemum grandiﬂorum, pierwiosnek łyszczak Primula auricula, przetacznik różyczkowaty Veronica aphylla, przytulia nierównolistna Gallium anisophyllon, turzyca mocna Carex ﬁrma, ukwap dwupienny Antennaria dioica, zerwa kulista Phyteuma orbiculare oraz mchy: kędzierzawka

106 pospolita Tortella tortuosa, pędzlik pogięty Ditrichum ﬂexicaule, rokiet cyprysowy Hypnum cupressiforme, rozłupek nierodzajny Schistidium apocarpum. Ponadto jeden okaz dwulistnika muszego znaleziono na zachodnim stoku Kopieńca Wielkiego, ok. 250 m od opisywanego stanowiska, gdzie dość licznie towarzy- szyła mu paproć podejźrzon księżycowy Botrychium lunaria. Ze względu na bliskość szlaku turystycznego nowoodkryte stanowisko może być zagrożone przez ruch turystyczny. Konieczny w tym przypadku wydaje się stały monitoring, który pozwoli na określenie dynamiki populacji tego rzadkiego gatunku.

Podziękowania Autorzy dziękują Panu dr Adamowi Steblowi za pomoc w oznacze- niu mszaków.

SUMMARY

Walusiak E., Gawryś W. The new locality of ﬂy orchid Ophrys insectifera L. in the Tatra National Park. Chrońmy Przyrodę Ojczystą 63 (5): 103–108, 2007.

Ophrys insectifera is very rare and protected plant in Poland. In 2003 the new stand of this species in the Tatra National Park was found. It is situated on southern slope of Kopieniec Wielki Mt. at 1310 a.s.l. (49°16’16.5” N, 20°00’59.5” E) in the vicinity of a tourist footpath. This is the highest stand of this species in Polish Carpathians. Due to rare occurrence of the species and intensive tourist trafﬁc a monitoring of this population seems to be necessary.

PIŚMIENNICTWO

Delforge P. 2006. Orchids of Europe, North Africa and the Middle East. Timber Press Inc. Portland. Holub J., Procházka F. 2000. Red list of vascular plants of the Czech Republic – 2000. Preslia 72: 187–230.

107 Kaźmierczakowa R., Zarzycki K. 2001. Ophrys insectifera L. dwulistnik muszy. W: Kaźmierczakowa R., Zarzycki K. (red.). Polska Czerwona Księga Roślin. Paprotniki i rośliny kwiatowe. Inst. Ochr. Przyr. PAN, Inst. Bot. im. W. Szafera PAN, Kraków: 572–574. Maglocký S., Feráková V. 1993. Red list of ferns and ﬂowering plants (Pteridophyta and Spermatophyta) of the ﬂora of Slovakia (the second draft). Biologia, Bratislava 48, 4: 361–385. Mirek Z. 1990. Występowanie dwulistnika muszego Ophrys insectifera w Tatrzańskim Parku Narodowym. Chrońmy Przyr. Ojcz. 46, 1:57– 62. Nowak T., Delimat. A. 1997. Stanowiska trzech gatunków storczyków w Małych Koryciskach w Tatrzańskim Parku Narodowym. Chrońmy Przyr. Ojcz. 53, 3: 72–74. Piątek G., Vončina G. 1995. Stanowisko dwulistnika muszego Ophrys insectifera w Tatrach. Chrońmy Przyr. Ojcz. 51, 4: 67–68. Piękoś-Mirkowa H., Mirek Z. 2006. Flora Polski. Rośliny chronione. Multico, Warszawa. Radwańska-Paryska Z. 1981. Notatki florystyczne z Tatr i Podtatrza. Fragm. Flor. Geobot. 27, 30: 349–357. Rozporządzenie 2004. Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 9 lipca 2004 w sprawie gatunków dziko występujących roślin objętych ochroną. Dz.U. nr 168 (2004), poz. 1764. Szlachetko D., Skakuj M. 1996. Storczyki Polski. Sorus. Poznań. Zarzycki K., Szeląg Z. 2006. Czerwona lista roślin naczyniowych w Polsce. Red list of the vascular plants in Poland. W: Mirek Z., Zarzycki K., Wojewoda W., Szeląg Z. (red.). Czerwona lista roślin i grzybów Polski. Red list of plants and fungi in Poland. W. Szafer Institute of Botany, Polish Academy of Sciences, Kraków: 9–20.

108 Erratum

ANNA SOŁTYS-LELEK

Czosnek niedźwiedzi Allium ursinum L. ponownie w Ojcowskim Parku Narodowym Allium ursinum L. is back to the Ojców National Park Chrońmy Przyrodę Ojczystą 63 (4): 84–88, 2007.

Poniższy fragment tekstu na stronie 86: The following piece of the text on page 86:

Czosnkowi niedźwiedziemu towarzyszyły obﬁcie rosnące: podagrycznik pospolity Aegopodium podagraria i niecierpek drobnokwiatowy Im- patiens parviﬂora; w mniejszym pokryciu obecne były gatunki typowe dla buczyny: kopytnik pospolity Asarum europaeum, zawilec gajowy Anemone nemorosa, pierwiosnek wyniosły Primula elatior, zdrojówka rutewkowata Isopyrum thalictroides; a także bodziszek żałobny Gera- nium phaeum i cuchnący G. robertianum, pokrzywa zwyczajna Urtica dioica, jasnota plamista Lamium maculatum oraz klon pospolity Acer platanoides (nazewnictwo roślin przyjęto za Mirkiem i in. 2002). został omyłkowo zmieniony, i powinien być wydrukowany w następu- jącej postaci: was printed incorrectly and should read:

Czosnkowi niedźwiedziemu towarzyszyło 11 gatunków o różnym stopniu obfitości. Skład florystyczny płatu z czosnkiem niedźwiedzim przedstawia poniższy spis gatunków (ilościowość i towarzyskość oce- niona w skali Braun-Blanqueta): podagrycznik pospolity Aegopodium podagraria 3.2, bodziszek żałobny Geranium phaeum 1.1, kopytnik pospolity Asarum europaeum 1.2, zawilec gajowy Anemone nemorosa +.2, klon pospolity Acer platanoides +.1, pierwiosnek wyniosły Primula elatior +.1, pokrzywa zwyczajna Urtica dioica +.1, bodziszek cuchnący Geranium robertianum +.1, czosnek niedźwiedzi Allium ursinum +.2, jasnota plamista Lamium maculatum 1.2, niecierpek drobnokwiatowy Impatiens parviflora 2.2., zdrojówka rutewkowata Isopyrum thalictroides 1.1. (nazewnictwo roślin przyjęto za Mirkiem i in. 2002).

Przepraszamy za tę pomyłkę. We regret this error.

109 Institute of Nature Conservation of the Polish Academy of Sciences

Chrońmy Przyrodę Ojczystą

(Let’s protect Our Indigenous Nature), Bi-monthly publication, Organ of the State Council for the Conservation of Nature in Poland

Vol. LXIII (63) 2007 No. 5

CONTENTS

Gosik R. Weevils (Coleoptera: Curculionoidea) from sticky traps against the horse-chestnut leafminer Cameraria ohridella Deschka & Dimic ...... 3

Jastrzębski P., Stańska M. Millipedes (Diplopoda) of the “Dębniak” nature reserve (E Poland) ...... 34

Jermaczek M. New site of the Trollius europeaus L. in the Pliszka river valley in the Łagowski Landscape Park (W Poland) ...... 46

Jerzak L., Mizera T., Bocheński M., Czechowski P., Kalisiński M., Szara A. Cormorant Phalacrocorax carbo sinesis colonies in the middle Oder region (W Poland) ...... 51

Ławicki Ł. Breeding of the Oystercatcher Haematopus ostralegus, Ringed Plover Charadrius hiaticula and Little Tern Sternula albifrons in the lower Odra River valley (NW Poland) ...... 66

110 Markuszewska I. Old clay pits in south-eastern Wielkopolska Region (SW Poland) as unique elements of agricultural landscape ...... 74

Piórek K., Krechowski J. Synanthropization of the ﬂora of the nature reserve “Rudka Sanatoryjna” (Mazowsze Province, E Poland) ...... 82

Spałek K. New localities of Potamogeton alpinus Balb. in drainage ditches of ﬁshponds in the Silesia (SW Poland) ...... 97

Walusiak E., Gawryś W. The new locality of ﬂy orchid Ophrys insectifera L. in the Tatra National Park ...... 103

111 Zarząd NARODOWEGO FUNDUSZU OCHRONY ŚRODOWISKA I GOSPODARKI WODNEJ powołał w ramach swoich struktur Ośrodek Informacji o Edukacji Ekologicznej, by swoim dzia- łaniem przyczyniał się do podnoszenia efektywności inicjatyw podejmowanych w ramach realizacji zasad ekorozwoju i wdrażania Agendy 21 oraz współuczestniczył w realizacji zadań wynikających z Narodowej Strategii Edukacji Ekologicznej. Celem Ośrodka jest prowadzenie profesjonalnej działalności infor- macyjno-promocyjnej w zakresie edukacji ekologicznej: pozyskiwanie, przetwarzanie i upowszechnianie informacji o edukacji ekologicznej.

Kontakt: Narodowy Fundusz Ochrony Środowiska i Gospodarki Wodnej Ośrodek Informacji o Edukacji Ekologicznej 02-673 Warszawa, ul. Konstruktorska 3A Tel.: (022) 853 37 50, tel./fax: (022) 853 61 95, e-mail: [email protected]

112