Tvorba ekologických sítí v České republice.
Ecological network creation in the Czech republic.
Antonín Buček, Ing., CSc, Ústav lesnické botaniky, dendrologie a typologie, Lesnická a
dřevařská fakulta, Mendelova zemědělská a lesnická universita, Zemědělská 3, 613 00 Brno
bucek@mendelu.cz
1. Koncepce tvorby ekologických sítí
Ve druhé polovině 20. století převládl v krajině České republiky trend destabilizace
a destrukce krajinných systémů, snaha přizpůsobit krajinu unifikovaným technologickým
postupům zemědělské a lesní výroby a potřebám urbanizace. Tento trend se projevoval
gigantománií co největších bloků orné půdy, co nejdelších úseků napřímených,
vybetonovaných nebo dokonce zatrubněných koryt potoků, vytváření rozsáhlých ekologicky
labilních smrkových a borových monokultur v lesích. Během relativně krátkého období tak
byl narušen staletý a v pravěkých nížinných sídelních oblastech i tisíciletý vývoj venkovské
krajiny, směřující k postupnému dosahování rovnováhy přírodních a člověkem podmíněných
krajinotvorných složek. Mnohotvárná a pestrá venkovská krajina byla degradována
na agroindustriální výrobní prostředí (Buček, Lacina 1994a, 2001).
Kulturní krajina nemůže být harmonická bez trvalého zajištění biodiverzity, biologické
rozmanitosti, která je v současné době chápána jako rozmanitost druhů živých organismů,
jejich populací i jako rozmanitost celých společenstev planě rostoucích rostlin a volně žijících
živočichů. Trvale zajistit biodiverzitu v kulturní krajině není možné pouze pasivní
konzervační ochranou přírody, je potřeba promýšlet účelnou aktivní péči o stávající přírodní
hodnoty krajiny a také vytvářet podmínky pro jejich další rozvoj. Proto je od konce 70.let
20.století v České republice rozvíjena koncepce územního zajištění ekologické stability
(Buček, Lacina 1984, 1993, Buček, Lacina, Löw 1986, Míchal a kol. 1991, Míchal 1994,
Buček, Lacina, Míchal 1996, Löw a kol. 1995).
Koncepce územního zajištění ekologické stability krajiny od počátku vycházela ze dvou
základních operací:
- vymezování kostry ekologické stability jako souboru existujících relativně ekologicky
stabilních segmentů krajiny, významných z hlediska biodiverzity, bez ohledu na jejich
prostorové funkční vztahy,
- navrhování územních systémů ekologické stability jako soustavy existujících
i navrhovaných, účelně prostorově propojených segmentů krajiny.
Obě operace na sebe logicky navazují, jsou při nich využívána shodná přírodovědná
východiska a geoekologické podklady, ale výrazně se odlišují jak nároky na zajištění
adekvátní péče, tak i nároky na kvalifikaci zpracovatelů projektů. Výsledkem obou operací
je návrh ekologické sítě v krajině, tvořené všemi existujícími a navrhovanými relativně
ekologicky stabilními segmenty, které přispívají nebo budou přispívat k zachování biologické
rozmanitosti krajiny.
Cílem plánování a tvorby územních systémů ekologické stability (ÚSES) je zastavit
dosavadní nepříznivý trend vývoje ekologické stability a trvale zajistit zachování biologické
rozmanitosti krajiny. Zákon č.114/l992 Sb. o ochraně přírody a krajiny definuje ÚSES jako
vzájemně propojený soubor přirozených i pozměněných, avšak přírodě blízkých ekosystémů,
které udržují přírodní rovnováhu. Vymezení a hodnocení ÚSES patří podle tohoto zákona
mezi základní povinnosti při obecné ochraně přírody a provádí ho orgány územního plánování
a ochrany přírody ve spolupráci s orgány vodohospodářskými, ochrany zemědělského
půdního fondu a státní správy lesního hospodářství. Ochrana systému ekologické stability je
2
povinností všech vlastníků a nájemců pozemků, tvořících jeho základ, jeho vytváření je
veřejným zájmem, na kterém se podílejí vlastníci pozemků, obce i stát.
Koncepce tvorby ÚSES, uplatňovaná v ČR a SR odpovídá nejnovějším postupům
krajinného plánování v zahraničí (Ružičková, Šíbl 2000). V Německu je vytvářena v krajině
síť biotopů /Biotopvernetzung/ (Jedicke 1994), v Nizozemí vzniká národní ekologická síť
/Ecologische hoofdstructuur/ (Lammers, Zadelhof 1996), v některých státech USA vytvářejí
síť biokoridorů pod názvem ,,zelené cesty" /Greenways/ (Labaree 1992, Smith, Helmund
1993). V zemích Evropské unie a v dalších přidružených státech v rámci programu
EECONET (European Ecological Network) postupně vzniká celoevropská ekologická síť
(Bennet 1994, Nowicki et al. 1996, Jongman 1998). Tvoří ji soustava jádrových území biocenter
evropského významu, propojených biokoridory a navazující zóny zvýšené péče
o krajinu.
2. Ekologicky významné segmenty krajiny
V kulturní krajině převažují z ekologického hlediska méně stabilní a nestabilní
ekosystémy, jako jsou polní kultury nebo hospodářské lesy. Vyznačují se vyšší produkcí,
ale sníženou ekologickou stabilitou a omezenou biodiverzitou. Plochy těchto člověkem
záměrně destabilizovaných ekosystémů je třeba vyvážit a rozčlenit vhodně rozloženými
plochami ekologicky stabilnějších přirozených a přírodě blízkých ekosystémů. Označujeme je
jako ekologicky významné segmenty krajiny. Jedná se o jednoznačně vymezené a ohraničené
krajinné prostory různé velikosti, ve kterých převažují přírodní nebo člověkem podmíněná
přirozená společenstva. Přírodní společenstva se dlouhodobě vyvíjela v závislosti
na přírodních podmínkách bez podstatného vlivu lidské činnosti. V naší krajině mezi ně patří
především vzácně zachované zbytky pralesních, skalních a rašeliništních společenstev.
Člověkem podmíněná přirozená společenstva buď vznikla, nebo jsou udržována lidskými
zásahy. Patří k nim např. louky, pastviny, staré vysokokmenné sady, lada, výmladkové lesy,
rybníky a některé mokřady, vyznačující se vysokou druhovou rozmanitostí planě rostoucích
rostlin a volně žijících živočichů a tedy i vysokou ekologickou stabilitou. Člověkem
podmíněná přirozená společenstva jsou výslednicí staletého harmonického využívání krajiny.
Ekologicky významné segmenty krajiny členíme podle prostorově strukturních kritérií
na ekologicky významné krajinné prvky, celky, oblasti a liniová společenstva. Podle funkce
v územních systémech ekologické stability krajiny rozlišujeme biocentra, biokoridory
a interakční prvky. Podle biogeografického významu členíme ekologické sítě a jejich
skladebné prvky na lokální, regionální, nadregionální, provinciální a biosférické.
Nejdůležitějšími skladebnými prvky územních systémů jsou biocentra. Biocentrum
(centrum biotické diverzity) je území, které svou velikostí a stavem ekologických podmínek
má umožnit trvalou existenci druhů přirozeného genofondu krajiny. Biocentra jsou
vymezována tak, aby zahrnovala celou škálu přírodních i člověkem podmíněných přirozených
společenstev venkovské krajiny v určité oblasti. Biocentra rozlišujeme na existující
a navrhovaná v plánech ÚSES. Optimálně funkční jsou již v současné době existující
biocentra s přírodními a přirozenými ekosystémy s vysokým stupněm ekologické stability
na celé ploše vymezeného území. Takový musí být cílový stav všech biocenter, zařazených
do ÚSES. Biocentrum může tedy tvořit např. přirozená doubrava, bučina, suťová javořina,
prameništní olšina, květnatá louka nebo rybník, obklopený mokřadními travinnými
společenstvy. V těch oblastech, kde je naprostý nedostatek zbytků přírodních a přirozených
společenstev, je nutné biocentra nově vytvářet. Plochy, rezervované v krajině v plánech ÚSES
pro budoucí založení biocentra označujeme jako navrhovaná biocentra. V současné době
mohou být na území navrhovaných biocenter ekosystémy s nízkým stupněm ekologické
stability, člověkem silně změněné, např. pole, smrková monokultura či dokonce skládka
3
odpadů. V budoucnu bude nutno tato území přetvořit tak, aby zde našly vhodné podmínky
druhy přirozeného genofondu krajiny.
Biokoridory (biotické koridory) propojují biocentra a umožňují migraci, kontakty a šíření
organismů. Na rozdíl od biocenter nemusí umožňovat trvalou existenci všech druhů
zastoupených společenstev. Díky biokoridorům vzniká z prostorově oddělených biocenter
v krajině ekologická síť. Nejhustší a nejsouvislejší síť biokoridorů ve venkovské krajině tvoří
břehové porosty, lemující toky řek a potoků, v nichž přirozená společenstva vrb, olší a jasanů
s podrostem mokřadních a vlhkomilných druhů dosahují často délky několika kilometrů.
V intenzivně využívané zemědělské polní krajině mají funkci biokoridorů nově vysazené lesní
pásy a také přirozená společenstva na mezích, kamenicích a agrárních terasách, spojující
biocentra.Význam biokoridorů je pro různé skupiny organismů odlišný v závislosti
na rozdílných způsobech pohybu a rozšiřování. Pro některé druhy organismů jsou v kulturní
krajině biokoridory zcela nezbytné, např. pro méně pohyblivé druhy bezobratlých živočichů
či pro ty druhy rostlin, jejichž semena šíří mravenci. Biokoridory jsou obdobně jako biocentra
buď existující, nebo navrhované v plánech ÚSES na místech, kde bude nutné nové
biokoridory vytvořit. Nejlépe fungují biokoridory souvislé, tvořené po celé délce přirozenými
společenstvy s vysokým stupněm ekologické stability. Méně vyhovující jsou biokoridory
přerušované, rozdělené jednou nebo několika bariérami, např. pruhem pole, komunikací,
či zastavěnou plochou.Význam biokoridorů není omezen na zprostředkování migrace
organismů. Přispívají ke zvýšení ekologické stability krajiny také tím, rozdělují rozsáhlé
plochy ekologicky nestabilních antropogenně změněných ekosystémů, tedy rozlehlé bloky
polí nebo lesních lignikultur.
Mezi základní typy skladebných součástí ÚSES na místní úrovni patří interakční prvky.
Označujeme tak malá území s přirozenými společenstvy, vytvářející existenční podmínky
některým rostlinám a živočichům, významně ovlivňujícím fungování ekosystémů kulturní
krajiny. Interakční prvky mají menší plochu než biocentra a biokoridory, velmi často jsou
prostorově izolovány. Typickými interakčními prvky jsou např. keřová společenstva lesních
okrajů, remízky,skupiny stromů, ba i solitérní staré stromy v polích, drobné prameništní
mokřady, keřová a travinnobylinná společenstva na mezích a kamenicích, vysokokmenné
sady se starými ovocnými stromy, aleje, skupiny listnatých dřevin v jehličnatých
monokulturách. V interakčních prvcích nacházejí prostředí pro život např. opylovači
kulturních rostlin a predátoři, omezující hustotu populací škůdců zemědělských i lesních
kultur. Interakční prvky zprostředkovávají příznivé působení biocenter a biokoridorů
na okolní, ekologicky méně stabilní krajinu. Přispívají ke vzniku bohatší a rozmanitější sítě
potravních vazeb organismů a tím podmiňují vznik regulačních mechanismů, zvyšujících
ekologickou stabilitu krajiny. Čím hustší je síť interakčních prvků, tím účinnější
je v intenzivně využívané venkovské krajině stabilizační působení ÚSES.
3. Vymezování kostry ekologické stability
Kostru ekologické stability tvoří v současné době existující ekologicky významné
segmenty krajiny s převahou přírodních a přirozených společenstev s vyšší biologickou
rozmanitostí. Takovéto ,,ostrovy" biodiverzity se ve venkovské krajině zachovaly obvykle
tam, kde hospodářské využití bylo obtížnější díky nepříznivým přírodním podmínkám. Kostru
ekologické stability vymezujeme na základě celoplošného průzkumu krajiny v katastrech
obcí, nejlépe pomocí mapování biotopů společenstev v krajině. Do kostry ekologické stability
jsou zařazovány především zbytky přírodních a přirozených společenstev, např. zbytky lesů
s dřevinnou skladbou odpovídající přírodní, louky s převahou přirozeně rostoucích druhů,
mokřady, úseky vodních toků s přirozeným řečištěm a břehovými porosty, rybníky s druhově
bohatými pobřežními lemy, skalní společenstva a druhově bohatá postagrární lada, především
stepní a lesostepní.
4
V intenzivně využívané zemědělské krajině, v zemědělsko-lesní krajině s převahou
jehličnatých monokultur a v urbanizované krajině je takovýchto zbytků přirozených
společenstev obvykle velmi málo. Proto zde musíme uplatnit princip relativního výběru do
kostry ekologické stability zde zařazujeme i území z hlediska biodiverzity méně hodnotná.
Takto se součástí kostry ekologicky ekologické stability může stát i polní lesík v bezlesé
zemědělské krajině, sloužící jako útočiště některých druhů živočichů, nebo starý zatravněný
vysokokmenný sad, poskytující hnízdní a potravní podmínky ptactvu či opuštěný lom
zarůstající keři a stromy. Ve venkovských sídlech jsou významnou součástí kostry ekologické
stability zámecké parky, především jejich části se vzrostlými domácími dřeviny a květnatými
loukami, obdobně ve městech náleží do kostry ekologické stability význam parky s přírodě
blízkou úpravou.
Kromě plošně rozlehlejších struktur náleží do kostry ekologické stability i maloplošné
přírodní a antropogenní útvary, tvořící v matrici kulturní krajiny kontrastní plošky a linie.
Drobné kontrastní přírodní prvky přispívají ke zvýšení pestrosti ekologických nik, ke zvýšení
biodiverzity krajiny a její ekologické stability, společně s historickými prvky obohacují jinak
dosti stereotypní strukturu intenzivně využívané krajiny a dotvářejí její typický ráz. V lesní
krajině mezi maloplošné významné prvky řadíme útvary s plochou obvykle menší než 0,04
ha, tedy menší, než je minimální výměra nejnižší kategorie prostorového rozdělení lesa porostní
skupiny (Buček 2000). K drobným významným přírodním prvkům mohou patřit
např. skály, sutě, strže,mokřady, potoční nivy, lesostepní polanky, lesní lemy a pláště, staré
stromy, aleje a stromořadí. Pro svoji nepatrnou rozlohu a nepatrný hospodářský význam
bývají drobné přírodní a historické prvky v územních a krajinných plánech většinou
opomíjeny. Nelze je ovšem opominout při plánování péče o kulturní krajinu.
Zachování území, tvořících kostru ekologické stability má pro biodiverzitu a ekologickou
stabilitu krajiny zásadní význam. Příznivé stabilizační působení těchto území se totiž
projevuje již v současnosti. I nejdokonaleji vyprojektovaná navrhovaná biocentra, biokoridory
a interakční prvky, které je třeba v krajině teprve vytvořit, začnou fungovat až po mnoha
letech od založení. Trvalou existenci území, tvořících kostru ekologické stability zajišťuje
jejich zákonná ochrana. Z hlediska biodiverzity nejcennější lokality jsou zpravidla
vyhlašovány podle zákona o ochraně přírody jako maloplošná zvláště chráněná území. Další
ekologicky významná území mohou orgány ochrany přírody dle zákona č.114 registrovat jako
významné krajinné prvky. Významné krajinné prvky jsou podle zákona o ochraně přírody
a krajiny chráněny před poškozováním a ničením. Lze je využívat pouze tak, aby nebyla
narušena jejich obnova a nedošlo k ohrožení nebo oslabení jejich stabilizační funkce.
Registraci významných krajinných prvků provádí okresní úřady nebo pověřené obecní úřady,
které ji zároveň oznámí vlastníkovi, případně nájemci dotčeného pozemku, územně
příslušnému stavebnímu úřadu a obci. V oznámení se uvede vymezení významného
krajinného prvku, stručné odůvodnění registrace a jejich právních důsledků. Vlastníci
dotčených pozemků mají právo vznést k registraci významného krajinného prvku do 30 dnů
výhrady k orgánu ochrany přírody, který registraci provedl. Tento orgán je povinen výhrady
s vlastníkem projednat a rozhodnout, zda registraci potvrdí nebo zruší.
Registrace významných krajinných prvků vytváří podmínky k zachování relativně
ekologicky cenných území tvořících ekologickou síť v katastru každé obce. Výsledky
systematického průzkumu na okrese Brno-venkov ukazují, že počet území, vhodných
k registraci se v průměrně rozlehlém katastru obce pohybuje mezi 5 až 25. Celkem bylo
na území tohoto okresu evidováno 1390 významných krajinných prvků (Martiško 1997).
Počet evidovaných a registrovaných významných krajinných prvků ve správním obvodu obce
dokumentuje nejen stav přírody, ale i pozornost, kterou starosta, zastupitelstvo a místní
obyvatelé věnují zachování přírodních hodnot. Trvalé zachování zbytků přirozených a přírodě
5
blízkých společenstev ve významných krajinných prvcích pomáhá k vytváření harmonické
kulturní krajiny, dobrého domova pro člověka, planě rostoucí rostliny a volně žijící živočichy.
Hodnocení dynamiky vývoje území, zařazených do kostry ekologické stability ukázalo,
že jejich stav se ve sledovaném dvacetiletém období mírně zhoršil a to jak v CHKO Žďárské
vrchy ( Lacina 1993), tak i v zájmovém území energetické soustavy Dukovany ­ Dalešice
(Buček, Lacina 1997). Celkové mírné zhoršení stavu odpovídá celkovým trendům vývoje
zemědělsko-lesní krajiny v ČR. Zastavit trend zhoršování stavu skladebných součástí kostry
ekologické stability lze pouze zajištěním soustavné péče o všechny ekologicky významné
segmenty krajiny. Finanční prostředky, které jsou v současné době k dispozici v rámci
vládních krajinotvorných programů jsou ovšem nedostatečné.
Vymezení kostry ekologické stability a následnou evidenci a registraci významných
krajinných prvků, případně vyhlášení maloplošných chráněných území v nejcennějších dosud
nechráněných lokalitách lze stále považovat za aktuálně nejdůležitější kroky při tvorbě
ekologické sítě. K vymezení dalších ekologicky významných segmentů krajiny nesporně
přispěje celoplošné mapování biotopů, prováděné v rámci naplňování programu Evropské
unie NATURA 2000 (Hora 1998, Chytrý, Kučera, Kočí 2001). Příklad okresu Brno-venkov
(Martiško 1997) ukazuje, že přehled stávajících skladebných součástí ekologické sítě,
tvořících kostru ekologické stability je vhodné zpracovat formou generelů, sestavených podle
jednotlivých katastrálních území a pověřených obcí. Tento oborový dokument by měl být
projednán v orgánech státní správy i samosprávy a měl by se stát podkladem pro územní
plánování, pro komplexní pozemkové úpravy i lesní hospodářské plány i základem
pro soustavnou péči o ekologicky významné segmenty krajiny.
4. Tvorba územních systémů ekologické stability krajiny
Ve venkovské krajině Čech, Moravy a Slezska je jen málo oblastí, kde kostra ekologické
stability funguje jako optimálně propojený územní systém. Ekologicky významné segmenty
krajiny, tvořící kostru ekologické stability, které zůstaly zachovány zpravidla na místech
zemědělsky a lesnicky obtížněji využitelných, jsou obvykle prostorově izolovány,
nepravidelně rozloženy a velmi často mají nedostatečnou rozlohu. Proto je třeba kostru
ekologické stability doplnit nově navrhovanými skladebnými prvky, účelně rozmístěnými
na základě prostorových a funkčních kritérií tak, aby vznikl optimálně fungující územní
systém ekologické stability krajiny. Při projektování územních systémů ekologické stability
krajiny v ČR je používán metodický postup, založený na uplatnění pěti základních kritérií:
rozmanitost potenciálních přírodních ekosystémů, prostorové vztahy ekosystémů v krajině,
aktuální stav krajiny, prostorové parametry biocenter a biokoridorů, společenské limity
a záměry (Löw a kol. 1995).
4.1. Rozmanitost potenciálních ekosystémů
Toto kritérium slouží především pro lokalizaci biocenter, jeho správné uplatnění zaručuje
to, že v ekologické síti budou zastoupeny všechny typy ekosystémů určité krajiny.
Při projektování ÚSES vycházíme z rozmanitosti potenciálních přírodních ekosystémů, tedy
takových společenstev, která by v krajině vznikla, kdyby zde nepůsobily vlivy činnosti
člověka. Pestrost přírodních ekosystémů v určité krajině je závislá na geografické poloze
a na pestrosti trvalých ekologických podmínek, především na charakteru geologického
podloží, reliéfu, půd a klimatu. Rozmanitost potenciálních přírodních ekosystémů v krajině
vystihují výsledky biogeografické diferenciace krajiny v geobiocenologickém pojetí (Buček
1983, Buček, Lacina 1979, 1984, 1995, 2001), především individuální biogeografické členění
(Culek 1996) a typologické geobiocenologické členění krajiny (Buček, Lacina 1999, 2000).
Vyhodnocením zastoupení současných společenstev v kostře ekologické stability zjistíme,
jsou-li v biocentrech v určitém biogeografickém regionu zastoupeny všechny charakteristické
6
skupiny typů geobiocénů a jaká společenstva a na kterých lokalitách je případně nutno
v územním systému doplnit a nově vytvořit.
Typologické mapy skupin typů geobiocénů v měř. 1 : 10 000 byly sestavovány
při zpracování generelů lokálních ÚSES s využitím lesnických typologických map a výsledků
komplexního průzkumu zemědělských půd pomocí převodních klíčů. Kvalita těchto map je
výrazně závislá na odborné erudici zpracovatelů, neboť převodní klíče nikdy nelze pouze
mechanicky aplikovat, ale je nutno vystihnout lokální i regionální specifika tak, aby byl
správně charakterizován potenciální stav geobiocenóz v krajině. Proto je účelné při každém
dalším zpracování návrhu ÚSES provést revizi mapy skupin typů geobiocénů a charakteristik
vymezených jednotek. Mapy skupin typů geobiocénů, konstruované s využitím lesnických
a zemědělských podkladů lze považovat za dostatečně výstižné pro zpracování generelů
a plánů ÚSES. Při zpracování realizačních projektů zakládání či péče je nezbytné sestavovat
mapy skupin typů geobiocénů na základě terénního průzkumu, přesně a podrobně vystihující
charakter trvalých ekologických podmínek bioty.
V rámci biogeografických regionů bude třeba vyhodnotit zastoupení a plochu skupin typů
geobiocénů. Jen tak lze exaktně posoudit reprezentativnost ekologické sítě, tedy to, jak jsou
v ní zastoupeny jednotlivé typy potenciálních ekosystémů. K trvalým úkolům základního
přírodovědného výzkumu patří upřesňování individuálního biogeografického členění, včetně
širších územních vztahů v evropském kontextu, ověřování teorie typu geobiocénu v různých
podmínkách, soustavné doplňování komplexních charakteristik skupin typů geobiocénů a také
prognóza důsledků případných regionálních či globálních změn ekologických podmínek,
např. důsledků možných globálních změn klimatu ( Buček, Kopecká 2001)
4.2. Prostorové vztahy potenciálních ekosystémů
Toto kritérium slouží především pro navrhování tras biokoridorů, podkladem pro jeho
aplikaci jsou mapy skupin typů geobiocénů a poznatky o ekologických nikách, kontaktech,
šíření a migracích organismů v krajině. Jednoznačná je lokalizace biokoridorů vodní,
mokřadní a nivní bioty, určovaná hydrografickou sítí. Proto biokoridory vodních toků a jejich
lemových společenstev v podmínkách naší krajiny vždy tvoří základní osu ekologické sítě
(Buček, Štykar 2001). U terestrických ekosystémů není lokalizace biokoridorů tak
jednoznačná, závisí jednak na mozaice potenciálních geobiocenóz v krajině, jednak
na individuálních nárocích jednotlivých populací, tvořících společenstva. Pro migrace
a kontakty populací rostlin jsou nejvýznamnější modální biokoridory, spojující stejná nebo
podobná společenstva. Význam biokoridorů pro jednotlivé populace je závislý na způsobu
jejich šíření, je odlišný u anemochorních a zoochorních druhů. Pro ty druhy živočichů, jejichž
ekologickou niku tvoří společenstva výrazně rozdílných biotopů, jsou nezbytné kontrastní
biokoridory.
Pro exaktní zjištění prostorových vztahů potenciálních geobiocenóz v segmentech biochor
a v rámci bioregionů je účelné zpracovat matrici prostorových vztahů skupin typů geobiocénů
metodou společné délky hranic (Buček 1983, 1995). Tato osvědčená geoekologická metoda
(Neumeister 1975) nebyla dosud při projektování ÚSES aplikována. Její aplikace umožní
posoudit oprávněnost vedení navrhovaných tras biokoridorů.
4.3. Prostorové a časové parametry
Jen ty součásti ÚSES, které vyhovují alespoň minimálním prostorovým parametrům,
mohou plnit své poslání. U existujících biocenter s menší plochou je třeba navrhnout zvětšení,
chybějící biocentra bude nutno postupně vytvářet. Ještě častěji než biocentra chybí v kulturní
krajině jejich spojnice ­ fungující biokoridory. Prostorové parametry biocenter a biokoridorů
vznikly na základě opakovaného expertního posouzení týmem specialistů, využívajících
disponibilních informací o prostorových nárocích různých druhů organismů, populací
7
a společenstev. Objektivnější přístup, využívající poznatků o dynamice přírodních lesů byl
aplikován při návrhu velikosti lesních biocenter (Macků, Míchal 1990, Míchal a kol. 1992).
Výsledků jednoznačně zaměřených výzkumů, které by přinesly exaktní poznatky o fungování
biocenter a biokoridorů je dosud u nás i v zahraničí dosti málo. Některé výsledky
až překvapivě potvrzují správnost navržených parametrů. Sledování výskytu lesních druhů
v ochranném lesním pásu s parametry regionálního biokoridoru, založeném na orné půdě
v zemědělské krajině v oblasti Bílých Karpat ukázalo, že po 30 letech existence se některé
typické lesní druhy (např. Galium odoratum /L./ Scop. a Cephalanthera longifolia/L./
Fritsch.) se již vyskytují po celé délce biokoridoru (Strašilová 2000). Další poznatky lze
očekávat od aplikace teorie metapopulací a zpřesňování prostorových nároků bioindikačně
významných a klíčových druhů. Prostorové parametry ani v budoucnu nebude zřejmě nutno
radikálně měnit, může docházet k jejich zpřesňování, tak , jak bude postupně narůstat fond
disponibilních poznatků.
Součástí prostorových parametrů jsou i přípustné délky bariér u přerušovaných
biokoridorů. Nejvýznamnějšími bariérami v kulturní krajině jsou liniové stavby, především
komunikace. Takřka nepropustnou bariéru tvoří dálnice, které ztěžují nebo zcela znemožňují
pohyb a migrace některých skupin organismů. Pro překonávání některých typů neprostupných
bariér bude třeba navrhnout technické řešení. Bylo by vhodné vytvořit návrh jednotného
katalogu takovýchto technických řešení (podchodů, přechodů, ekoduktů aj.) pro jednotlivé
typy lokálních, regionálních i nadregionálních biokoridorů a hlavní typy bariér, především
dálnice.
Soustava minimálních parametrů byla navrhována pro nově zakládané skladebné součásti
ÚSES. V žádném případě ovšem nemohou být prostorové parametry využity pro eliminaci
některých částí kostry ekologické stability z ekologické sítě, tedy k návrhu likvidace nebo
zmenšení biocenter, či likvidace, prodloužení nebo zúžení biokoridorů. Riziko rutinního
uplatňování parametrů minimalizovaného ÚSES je v tomto případě příliš veliké, mohlo by
vyvolat těžko napravitelné ireverzibilní ochuzení biodiverzity krajiny. Každý návrh změny
využití území, znamenající zmenšení stávajících ekologicky významných segmentů krajiny
musí být posouzen individuálně.
4.4. Aktuální stav krajiny
Bez exaktního, přesného, přírodovědně správného a skutečně aktuálního zjištění
současného stavu krajiny se generely, plány i projekty ÚSES stávají pouze virtuální realitou,
přírodovědně nepodloženou vizí projektanta, mající jen málo společného se skutečnou
strukturou a fungováním ekosystémů v krajině. Aktuální stav krajiny nejlépe vystihují
výsledky základního celoplošného mapování biotopů ( mapování aktuálního stavu vegetace,
mapování krajiny), jehož součástí je i vymezení a přírodovědná charakteristika ekologicky
významných segmentů krajiny (Buček, Lacina 1994b). V ČR existují a byly využívány dvě
kompatibilní metodiky základního mapování biotopů ( Pellantová a kol.1994, Vondrušková
a kol.1994) a jedna metodika pro podrobné mapování biotopů /mapování biocenóz/ (Řepka
1994). Samostatný metodický postup, navazující na diferenciaci krajiny
v geobiocenologickém pojetí byl zpracován pro mapování biotopů lesních společenstev
(Maděra 1996, 1998). Pro potřeby hodnocení aktuálního stavu krajiny při projektování ÚSES
bude zřejmě možné využít i výsledky selektivního podrobného mapování biotopů soustavy
NATURA 2000 (Guth, Pokorný a kol. 2001), využívající podrobný katalog vybraných typů
biotopů ČR (Chytrý, Kučera, Kočí 2001) a výsledky celoplošného, tzv. kontextového
mapování NATURA 2000 (Petřík, Vojta, Guth 2001).
Základní mapování musí být celoplošné, podrobné mapování je účelné provádět především
v lokalitách, začleněných do ekologické sítě, mapy je třeba periodicky aktualizovat (podle
zahraničních zkušeností nejlépe po 10-20 letech). Vzhledem k tomu, že mapování biotopů
8
představuje odborně, časově a tedy i finančně náročnou operaci, převládala dosud
při projektování ÚSES snaha nějakým způsobem tento krok obejít, zjednodušit, případně
zcela eliminovat. Pro projekční firmy se jedná o nelukrativní, odborně náročnou činnost, pro
kterou řada firem nemá ani dostatečně erudované odborníky. Oprávnění k projektování ÚSES,
vydávané komorou architektů, odbornou erudovanost v tomto směru nezaručuje. V dalším
postupu projekce ÚSES bude třeba zjišťování současného stavu krajiny věnovat mnohem
větší pozornost. Dokumenty ÚSES, zpracované bez dostatečných podkladů o současném
stavu geobiocenóz v krajině, mají pouze předběžný charakter a je třeba počítat s jejich
dopracováním.
4.5. Společenské limity a záměry
Srovnání prostorových nároků na tvorbu ekologické sítě s dalšími zájmy na využití území
není a nemůže být založeno pouze na přírodovědných, geoekologických východiscích. Toto
kritérium je naplňováno začleňováním ÚSES do územních plánů (Lepeška 1998) a dalších
dokumentů, ovlivňujících využití krajiny, především do plánů pozemkových úprav (Lepeška
1999) a lesních hospodářských plánů. Zachování biodiverzity a podpora ekologické stability
krajiny, hlavní cíle tvorby ekologické sítě, nesporně představují veřejný zájem. Jeho naplnění
je do značné míry závislé na ekonomických stimulech, kterými budou stát, obce či další
veřejné zdroje tvorbu ekologické sítě a péči o její skladebné prvky podporovat. Významnou
roli mohou mít nově zakládané pozemkové spolky, soustřeďující vládní i nevládní zdroje
pro účinnou péči o přírodu (Pešout 1998), navazující na takřka zapomenutou tradici spolkové
ochrany přírody v ČR (Buček 1998).
5. Současný stav tvorby ekologické sítě v ČR
Vzhledem k odlišným prostorovým rámcům, odlišným prostorovým parametrům,
charakteru a významu biocenter a biokoridorů i rozdílnému způsobu zajištění ochrany a péče
rozlišujeme územní systémy na místní, regionální a nadregionální. Nadregionální a regionální
ÚSES byl zpracován jako územně technický podklad jednotně pro celé území ČR (Bínová,
Culek 1996). Pro ekologickou stabilizaci krajiny mají největší význam místní (lokální)
územní systémy, neboť tvoří v krajině nejhustší síť a zahrnují i skladebné prvky vyšších
hierarchických úrovní. Lokální biocentra, biokoridory a interakční prvky v místních územních
systémech mají obvykle více funkcí. Nejedná se tedy o území, která by sloužila výhradně
ochraně biodiverzity. Lokálním biocentrem může tedy být i hospodářsky využívaný les
s přirozenou dřevinnou skladbou a lokální biokoridory mohou být zakládány tak,
aby současně fungovaly jako protierozní ochranné lesní pásy. Jiné funkční využití součástí
místního ÚSES ovšem nesmí být v rozporu s jejich hlavním posláním, kterým je ochrana
biologické rozmanitosti a nesmí narušovat jejich ekologickou stabilitu. Generely místních
ÚSES jsou v současné době zpracovány pro naprostou většinu katastrů obcí v ČR. Postupným
začleňováním do územních plánů sídelních útvarů se z nich stávají závazné plány ÚSES.
Nelze očekávat, že všechny návrhy nových biocenter, biokoridorů a interakčních prvků
budou bezprostředně realizovány. Tvorba optimálně vyvážené ekologické sítě, zahrnující
stávající i nově zakládané části od lokálních biocenter až po evropsky významné biokoridory
bude nesporně trvat několik desetiletí. Hlavním posláním v současné době zpracovávaných a
schvalovaných generelů a plánů ÚSES je zabezpečit pro tuto tvorbu v krajině potřebný
prostor.
První biokoridory, vytvářené podle plánů ÚSES vznikly počátkem 90.let v zemědělské
krajině východní Moravy, v okolí Vracova, Strážnice a Křižanovic. Jednalo se experimentální
výsadby lesních pásů, které měly ověřit nejvhodnější způsoby zakládání biokoridorů a péče
o vysázené porosty. Proto byl vývoj nově založených biokoridorů podrobně sledován. Jedním
9
z cílů sledování bylo i ověření hypotézy o jejich fungování v krajině a také ověření vztahu
místních obyvatel k nově založeným pásům stromů a keřů. Vyhodnocení po pěti letech
od založení potvrdilo, že výsadby byly úspěšné a biokoridory začínají plnit svou funkci
ve venkovské krajině (Šamánková, Lengál 1998). Soustavné sledování vývoje 2 km dlouhého
a 15 m širokého biokoridoru u Vracova ukázalo, že hlavní dřeviny dosáhly výšky 3,5 m
a roční výškový přírůst dubu často přesahoval 1 m. Hned třetí rok po vysazení se biokoridor
stal útočištěm koroptví, projevilo se podstatné zvýšení druhové rozmanitosti ptactva a hmyzu.
V současné době začínají postupně v různých oblastech ČR vznikat v zemědělské krajině
další nové biokoridory a objevují se i první nově založená místní ba i regionální biocentra,
především díky aktivitě obětavých pracovníků Zemědělských vodohospodářských správ.
Souhrnné údaje o současném stavu tvorby územních systémů ekologické stability krajiny
v ČR chybí, neboť MŽP ČR teprve začíná vytvářet příslušný informační systém.
6. Závěr
Počátkem 80. let minulého století se tvorba ucelených územních systémů ekologické
stability krajiny zdála vzdálenou vizí. Ještě v roce 1991 jsme konstatovali, že si ,, lze jen těžko
představit, že by do konce tisíciletí došlo na orné půdě k zakládání nových regionálních
biocenter, chybějících především v nejintenzivněji obhospodařovaných a nejúrodnějších
oblastech ČR" (Míchal a kol. 1991). Díky teoretickým východiskům a metodickým postupům
vymezování kostry ekologické stability a navrhování územních systémů, rozpracovaným
v 80. letech 20. století, bylo možno v nových společenských poměrech v 90. letech zahájit
rozsáhlý program tvorby ekologické sítě na celém území České republiky. Základní obrat
znamenalo přijetí zákona č.114/92 Sb. o ochraně přírody a krajiny, poskytujícího
pro vytváření ekologické sítě v ČR legislativní oporu. Velmi důležité je také to, že česká
koncepce tvorby ekologické sítě je kompatibilní s koncepcí Evropské ekologické sítě
(EECONET), postupně vytvářené v zemích Evropské unie. Ekologická síť musí pochopitelně
být integrální součástí krajinných a územních plánů. Doufejme, že postupně budou řešeny
i ekonomické a majetkoprávní problémy, související s péčí o skladebné prvky ekologické sítě
a že budou postupně nalézány i potřebné finanční prostředky z vládních i nevládních zdrojů.
Česká, moravská i slezská kulturní krajina co nejúplnější ekologickou síť rozhodně zasluhuje.
Literatura
Bennet, G. /ed./ (1994): Conserving Europe's natural heritage. Towards a European
Ecological Network. London, Dordrecht, Boston. 334 pp.
Bínová, L., Culek, M. (1996): Územně technický podklad nadregionální a regionální územní
systém ekologické stability České republiky. Ministerstvo pro místní rozvoj Praha. Text a
mapy 1:50 000.
Buček, A. (1983): Biogeografická diferenciace krajiny v geobiocenologickém pojetí. Kand.
diz. pr. Geografický ústav ČSAV Brno. 159 s, příl.
Buček, A. (1998): Tradice pozemkových spolků v ČR. In: Pešout, P.: Jak založit pozemkový
spolek. Ústřední výkonná rada ČSOP Praha. s. 12-21
Buček, A. (1995): Prostorové vztahy skupin typů geobiocénů v CHKO Žďárské vrchy. In:
Člověk a ochrana přírody a krajiny v chráněné krajinné oblasti Žďárské vrchy. Sb. ref. konf.
19-20. září 1995. KGKS Brno., s. 10-13.
Buček, A. (2000): Významné drobné přírodní a historické prvky v lesích. In: Simon, J. a kol.:
Hospodářská úprava lesů. MZLU Brno, s.. 69-77
Buček, A., Kopecká, V. (2001): Globální klimatické změny a vegetační stupně na území ČR.
Veronica, 15: 1: 10-14
10
Buček, A., Lacina, J. (1979): Biogeografická diferenciace krajiny jako jeden z ekologických
podkladů pro územní plánování. Územní plánování a urbanismus, 6: 6: 382-387.
Buček, A., Lacina, J. (1984): Biogeografický přístup k vytváření územních systémů
ekologické stability krajiny. Zprávy Geografického ústavu ČSAV Brno, 21: 4: 27-35.
Buček, A., Lacina, J. (1993): Územní systémy ekologické stability. Veronica Brno. 48 s.
Buček, A., Lacina, J. (1994a): Harmonická kulturní krajina venkova. In: Obnova venkovské
krajiny. Veronica Brno, 4. zvláštní vydání, s. 5-15
Buček, A., Lacina, J. (1994b): Mapování biotopů a územní systémy ekologické stability. In:
Mapování biotopů. Sb. ref. sem.VŠZ Brno. s. 59-63.
Buček, A., Lacina, J. (1995): Diferenciace krajiny v geobiocenologickém pojetí a její aplikace
v krajinném plánování při navrhování územních systémů ekologické stability. Zpr. Čes. Bot.
Společ., Praha, 30, Mater. 12: 92-102.
Buček, A., Lacina, J., (1996): Supraregional territorial system of landscape ecological
stability of the former Czechoslovakia. Ekológia Bratislava, roč. 15, č. 1, s. 71-76
Buček, A., Lacina, J. (1999): Geobiocenologie II. Mendelova zemědělská a lesnická
univerzita Brno, 249 s.
Buček, A., Lacina, J. (2000): Geobiocenologická typologie krajiny. Geobiocenologické spisy,
sv. 5, MZLU Brno. s.1-11
Buček, A., Lacina, J. (2001): Harmonická kulturní krajina venkova: sny a realita. In: Tvář
naší země - krajina domova. Sb. přísp. konf. 21.-23.února 2001 na Pražském hradě a
v Průhonicích. Česká komora architektů, s.71- 76.
Buček, A., Lacina, J., Löw, J. (1986): Územní systémy ekologické stability krajiny. Životné
prostredie, 20: 2: 82-86.
Buček, A., Lacina, J., Míchal, I. (1996): An ecological network in the Czech republic.
Veronica Brno. 44 pp.
Buček, A., Lacina, J. (1997): Kostra ekologické stability širší oblasti energetické soustavy
Dukovany- Dalešice. Přírodovědecký sborník Západomoravského muzea v Třebíči, roč.29,
s.1-146
Buček, A., Štykar, J. (2001): Geobiocenologické mapování příbřežního pásma vodních toků
ve správě Povodí Odry. In: Niva z multidisciplinárního pohledu IV. Sb. abstr. sem. Geotest
Brno, s. 57-59.
Culek, M. a kol. (1996): Biogeografické členění České republiky. Enigma Praha. 348 s.
Hora, J. /ed./ (1998): Legislativa EU a ochrana přírody. Česká společnost ornitologická,
Praha. 95 s.
Guth, J., Pokorný, J. a kol. (2001): Metodika podrobného mapování biotopů soustavy
NATURA 2000 a Smaragd. AOPAK Praha. 13 s.
Chytrý, M., Kučera, T., Kočí, K. /eds./ (2001): Katalog typů biotopů České republiky.
Agentura ochrany přírody a krajiny ČR Praha. 307 s.
Jedicke, E. (1994): Biotopverbund. Ulmer Verlag Stuttgart. 288 s.
Jongman, R.H.G. (1998): Promising national and regional approaches. The Pan-European
Ecological Network. European nature, 1: 19-22
Labaree, J. M. (1992): How Greenways Work. A handbook on ecology. National Park Service
and Atlantic Center for the Environment, Ipswich. 48 s.
Lacina, J. (1993): Hodnocení ekologicky významných segmentů krajiny CHKO Žďárské
vrchy. Rkp., Ústav geoniky ČAV, pob. Brno.
Lepeška, P. a kol. (1998): Metodika zapracování ÚSES do územních plánů obcí. Ministerstvo
pro místní rozvoj a Ústav územního rozvoje Brno. 40 s.
Lepeška, P. a kol. (1999): Koordinace postupu zpracování územně plánovací dokumentace a
návrhu komplexních pozemkových úprav. Ministerstvo pro místní rozvoj, Ministerstvo
zemědělství, Ústav územního rozvoje Brno, Výzkumný ústav meliorací a ochrany půdy. 36 s.
11
Löw, J. a kol. (1995): Rukověť projektanta místního územního systému ekologické stability.
Doplněk Brno, 122 s.
Macků, J., Míchal, I. (1990): Minimální velikost lesních biocenter. Lesnictví 36:10:707-717
Maděra, P. (1996): Mapping of forest community biotopes. Ekológia (Bratislava), 15: 1: 97-
101.
Maděra, P. (1998): Using forest biotope mapping for landscape stability evaluation. Ekológia
(Bratislava), Vol.17, Supplement 1/1998: 189-200.
Martiško, J. (1997): Příroda okresu Brno-venkov.1.Významné krajinné prvky, 2.Přírodní
parky, 3.CHKO Moravský kras, 4.Zvláště chráněná území, 5.Památné stromy. OÚ Brno-
venkov.
Míchal, I. (1994): Ekologická stabilita. Veronica Brno, 275 s.
Míchal, I. a kol. (1991): Územní zabezpečování ekologické stability. Teorie a praxe. MŽP
ČR, Praha. 84 s.
Míchal, I. a kol. (1991): Obnova ekologické stability lesů. Academia Praha. 172 s.
Neumeister, H. (1975): Die Struktur von Mikrochoren und Pedochoren. Petermanns
Geographische Mitteilungen, Gotha/leipzig, 119: 2: 89-95
Nowicki, P., Bennett, G., Middleton, D., Rientjes, S., Wolters, R. /eds./(1996): Perspectives
on ecological networks. European Centre for Nature Conservation. 192 s.
Pellantová, J. a kol. (1994): Metodika mapování krajiny. MŽP ČR Brno. 44 s.
Pešout, P. (1998): Jak založit pozemkový spolek. Ústřední výkonná rada ČSOP Praha. 172 s.
Petřík, P., Vojta, J., Guth, J. (2001): Metodika kontextového mapování NATURA 2000.
AOPAK Praha. 9 s.
Ružičková, J., Šibl, J. a kol. (2000): Ekologické siete v krajine. Prírodovedecká fakulta UK
Bratislava a Slovenská polnohospodárska univerzita Nitra, 182 s.
Řepka, R. a kol. (1994): Metodika mapování fytocenóz. ČÚOP Praha. 55 s.
Smith, D. S., Hellmund P.C. /eds./,(1993): Ecology of greenways: design and function of
linear conservation areas. University of Minnesota Press, Minneapolis. 214 p.
Strašilová, M. ( 1999): Hodnocení vývoje a fungování regionálního biokoridoru Kuní hora Travičná
v CHKO Bílé Karpaty. Dipl. pr., MZLU Brno. 150 s., 6 příl.
Šamánková, L., Lengál, T. (1998): Naplňování teorie ÚSES v praxi. Daphne (Bratislava), 5:
1: 16-21.
Vondrušková, H. a kol. (1994): Metodika mapování krajiny. ČÚOP a MŽP Praha. 55 s.
Pozn. Příspěvek byl zpracován v rámci řešení výzkumného záměru LDF MZLU v Brně (reg.
číslo MSM: 434100005).
Citace:
BUČEK, A.: Tvorba ekologických sítí v České republice. In: Maděra, P. (ed.): Ekologické
sítě. Sb. přísp. z mez. konf. 23.-24.11. 2001 v Brně. Geobiocenologické spisy, sv. 6,
MZLU v Brně a Mze, Praha, 2002. s. 6 ­ 13