Jak se daří chráněným druhům ptáků?

P ř írodov ě decká fakulta Univerzity Karlovy v Praze Katedra ekologie

LADA JAKUBÍKOVÁ

Jak se da ř í chrán ě ným druh ů m pták ů ?

Bakalá ř ská práce

Školitel: Mgr. Ji ř í Reif, Ph.D. 2009

Abstrakt

V této rešerši jsem se zabývala syntézou poznatků týkajících se ochrany ptačích druhů. Zaměřila jsem se především na faktory, které mohou být příčinou náchylnosti druhů k vymření, na efektivitu ochrany a možné způsoby jejího zlepšení, a na stav početnosti vybraných skupin ptáků. Různé ptačí druhy jsou ohroženy různými mechanismy vymírání, přičemž nejčastější příčinou ohrožení ptáků je destrukce jejich habitatu. Při hodnocení účinnosti všeobecných podmínek ochrany daných legislativou sledujeme vývoj početnosti většího množství druhů. Chybí všeobecně uznávaná kritéria, jaké výsledky pokládat za potvrzení efektivity legislativy. Při hodnocení efektivity konkrétních opatření zaměřených na jeden druh sledujeme vývoj početnosti pouze u tohoto druhu. Využití poznatků o biologii daného druhu umožňuje efektivitu ochrany výrazně zvyšovat. Celkově jsou ptáci nejméně ohroženou skupinou obratlovců. V Evropě ubývají běžné druhy lesních ptáků méně, než ptáci zemědělské krajiny . V České republice jsou běžné lesní druhy ptáků nejvíce přibývající skupinou ptáků.

Klí č ová slova:

Abstract

In this review I deal with a synthesis of knowledge about bird species conservation. I aimed primarily at factors which can be the sources of extinction risk, at effectiveness of conservation and possibilities of improving the effectivenness, and at population trends of selected groups of bird species. Although different bird species are threatened by different mechanism of extinction, habitat destruction is the most common reason why are the bird species endangered. While evaluating the effectiveness of general protection laws, population trends of many species are monitored. There is lack of generally accepted gauges what kind of results we can consider as an evidence of high legislative effectiveness. While evaluating the effectiveness of procedures aimed at single species, population trend of one species is monitored. Using knowledge about biology of concrete species enables us to magnify the effectiveness of conservation. Birds are the least endangered group among vertebrates. In Europe populations of common forest bird species decline less than common farmland bird species. In the Czech Republic common forest bird species are the most increasing group of bird species.

Keywords:

Osnova:

Úvod………...………….4

1. Ohrožené skupiny pták ů ………4

2. Faktory zp ů sobující ohrožení druh ů ……...………...6

3. Zákonná ochrana pta č ích druh ů ……….9

4. Efektivnost ochrany………..………10

4.1. Zp ů soby hodnocení legislativy ………..…11

4.2. Možnosti zvýšení efektivity ochrany ohrožených druh ů ....12

4.2.1. Koncepce projekt ů ……….12

4.2.2. Rozd ě lování financí………14

5. Stav populací chrán ě ných druh ů pták ů ………..15

5.1. Evropa…..……….15

5.2. Č eská republika………..………18

Záv ě r………..21

Literatura………... 22

ÚVOD

V této bakalářské práci jsem se zabývala efektivitou ochrany ptáků a jejím hodnocením. Účinná ochrana vyžaduje dostatek relevantních vědeckých poznatků zejména z oboru ekologie. První částí práce je proto otázka identifikace cílových taxonů a faktorů způsobujících ohrožení. Další podmínkou kvalitní ochrany je funkční legislativa. Ta je pojednána ve druhé části práce, včetně otázky hodnocení efektivity obecné zákonné ochrany a konkrétních projektů zaměřených na jednotlivé druhy.

V závěru práce se detailněji věnuji vývoji populací v Evropě a České republice.

V nejširším hledisku můžeme za důvod ochrany přírody považovat zachování přírodního dědictví naší planety. Postoj k ochraně přírody se v průběhu vývoje lidské společnosti mění s příbýváním poznatků o přírodě. Druhová a územní ochrana zůstávají základními přístupy v zákonné ochraně přírody, tedy i ptáků. Díky dlouhodobému monitoringu početnosti ptačích druhů můžeme v současnosti posuzovat nejen vliv různých faktorů na vývoj populační dynamiky druhů, ale hodnotit i efektivitu zákonných opatření, které jsou spjaty s ochranou přírody.

1. OHROŽENÉ SKUPINY PTÁK Ů

Je dobře prokázáno, že ne všechny druhy ptáků jsou stejně náchylné k vymírání (Baillie et al, 2004; Bennett & Owens, 1997). Ovšem o příčinách těchto rozdílů víme velmi málo (Owens & Bennett, 2000). Nejvíce ohrožených ptačích druhů se vyskytuje v indo-malajské a neotropické zoogeografické oblasti – v neotropické oblasti zejm. v Andách, Amazonii a pobřežních lesích podél Atlantického oceánu (Davies et al., 2006). Oblasti s nejvíce ohroženými druhy se ovšem z převážné

většiny neshodují současně s oblastmi vysoké diverzity ptačích druhů a s oblastmi, kde je nejvíce endemických druhů (Orme et al., 2005).

Některé řády a rody zahrnují prokazatelně víc ohrožených druhů, než je průměrná hodnota. Pravděpodobnost vymření je vyšší u druhů, které patří do řádů kiviové (Apterygiformes), tučňáci (Sphenisciformes), veslonozí (Pelecaniformes), trubkonosí (Procellariiformes), brodiví (Ciconiiformes), hrabaví (Galliformes), krátkokřídlí (Gruiformes), měkkozobí (Columbiformes) a papoušci (Psittaciformes).

Naopak řády, které zahrnují prokazatelně méně ohrožených druhů, jsou šplhavci (Piciformes), svišťouni (Apodiformes) a pěvci (Passeriformes) (Baillie et al., 2004).

Rozdílné hodnoty pravděpodobnosti vymření druhů mezi řády bychom se měli pokusit vysvětlit především pomocí interakcí mezi evoluční predispozicí (zejm.

velikost snůšky, velikost těla), současnými ekologickými faktory, které regulují stabilitu populace, a vnějšími faktory (např. přírodní katastrofy, vliv člověka) (Bennett

& Owens, 1997). Bennett & Owens (1997) zjistili, že riziko vymření druhu vzrůstá se zvětšující se velikostí těla a s nízkou mírou plodnosti (velikostí snůšky). Příkladem druhu, který potvrzuje tyto předpoklady rizika vymření, je např. kriticky ohrožený druh ara škraboškový (Cyanopsitta spixii) z čeledi papouškovití (Psittacidae) – endemický druh Brazílie, jehož poslední jedinec byl ve volné přírodě pozorován v roce 2000, v současnosti je znám pouze z chovů v zajetí (méně jak 70 jedinců) (BirdLife International, 2008). Mezi dva hlavní faktory, které způsobily jeho úbytek, patří především dlouhodobá destrukce vhodných lesních habitatů a v posledních desetiletích odchyt pro ilegální trh s ptáky (BirdLife International, 2008).

2. FAKTORY ZP Ů SOBUJÍCÍ OHROŽENÍ DRUH Ů

Různé linie ptáků jsou ohroženy rozdílnými mechanismy vymírání (Long et al., 2007; Owens & Bennett, 2000). Ovšem základním a nejdůležitějším faktorem, který ovlivňuje riziko vymření taxonu, je velikost populace – druhy s malým areálem výskytu, nízkou hustotou populace, malou reprodukční rychlostí a vyšším místem v potravním řetězci jsou náchylnější k riziku vymření (Purvis et al., 2000).

Čím více takových faktorů ovlivňuje druhy současně, tím se zvyšuje jejich náchylnost k tomu, aby se staly ohroženými - na příkladu pěvců Nového světa bylo zjištěno, že druhy, které mají nízkou hustotu populace a zárověň malý areál výskytu, jsou mnohem náchylnější k riziku vymření (Manne & Pimm, 2001). Dále z této práce vyplývá, že druhy, které mají pouze nízkou hustotu populace, nebo pouze malý areál výskytu, jsou k ohrožení náchylné mnohem méně.

Owens & Bennett (2000) zjistili, že riziko vymření druhu kvůli ztrátě habitatu vzrůstá se stupněm ekologické specializace a malou velikostí těla. Do této skupiny patří např. čeledi trogonovití (Trogonidae), lyrochvostovití (Menuridae), kosíkovití (Orthonychidae) a kolibříkovití (Trochilidae). Dále zjistili, že riziko vymření druhu kvůli pronásledování člověkem, nebo introdukci predátora se zvyšuje s rostoucí velikostí těla a směřováním ke K-strategii. Mezi takové skupiny patří čeledi kiviovití (Apterygidae), kasuárovití (Casuariidae), tabonovití (Megapodiidae), tučňákovití (Spheniscidae) a buřňákovití (Procellariidae). Zástupci z čeledí papouškovití (Psittacidae), chřástalovití (Rallidae), bažantovití (Phasianidae), holubovití (Columbidae), jeřábovití (Gruidae) a kruhoočkovití (Zosteropidae) jsou ohroženy oběma faktory najednou – jak rizikem vymření kvůli ztrátě habitatu, tak kvůli pronásledováním člověkem, nebo introdukcí predátora.

Přestože pěvci (Passeriformes) nepatří celosvětově mezi nejohroženější řády ptáků, byl u této skupiny zjištěn neočekávaný vztah mezi rozlohou areálu a typem území, které druh obývá (kontinentální: nížinné a horské; ostrovní) - v Severní a Jížní Americe je při rozloze areálu výskytu 1000 - 100 000 km² ohrožen mnohem větší počet druhů mezi nížinnými pěvci, než mezi pěvci z horských nebo ostrovních oblastí (Manne et al., 1999).

Více než třetina celosvětově ohrožených druhů ptáků žije na oceánských ostrovech (Trevino et al., 2007). Hlavním geografickým indikátorem rizika vymření ostrovních druhů je pravděpodobně velikost ostrova – nezávisle na celkovém počtu druhů na ostrově obývá větší ostrovy více ohrožených druhů; velikost ostrova zároveň nepřímo určuje počet ohrožených druhů (čím větší rozloha, tím je celkově na ostrově více druhů - tedy větší množství potenciálně ohrožených druhů) (Trevino et al., 2007). Manne et al. (1999) při srovnávání podílů ohrožených druhů na pevnině a ostrovech u novosvětských pěvců (Passeriformes) zjistili, že při podobné velikosti areálu výskytu je podíl ohrožených druhů stejný - důvodem může být předpoklad, že druhy s malým areálem výskytu jsou ohroženy podobnými příčinami ohrožení. Riziko vymření ostrovního druhu se dále zvyšuje s izolací ostrova (Trevino et al., 2007).

Přímé stanovení vlivu člověka na konkrétní druh je v mnoha případech velmi nesnadné (Lepczyk et al., 2008; Long et al., 2007). Vliv člověka na přírodu můžeme hodnotit např. srovnáváním hustoty zalidnění, rozlohy zemědělské a zastavěné půdy, ekonomické aktivity (hrubý domácí produkt - HDP) a změnou početnosti nebo diverzity druhů (Davies et al., 2006). V celosvětovém měřítku hustota zalidnění pozitivně koreluje s počtem ohrožených ptačích druhů, naopak vyšší hodnota hrubého domácího produktu na daném území negativně koreluje s počtem ohrožených druhů (Davies et al., 2006). Opouštění zemědělské půdy (Wretenberg et

al., 2006) a rozvoj zastavěného území (Filippi-Codaccioni et al., 2008) byly ve studiích regionálního rozsahu určeny jako jedny z hlavních příčin úbytku početnosti ptáků zemědělské krajiny.

Lidské zásahy prokazatelně ohrožují např. ptačí druhy, které obývají přírodní brazilské ekosystémy – hlavní důvody ohrožení jsou zde ztráta habitatů, fragmentace lesů, pytlačení a cílené pronásledování za účelem ilegálního obchodu (Marini &

Garcia, 2005). Typickým příkladem takto ohrožených druhů jsou v Brazílii zástupci čeledi papouškovití (Psittacidae) (Owens & Bennett, 2000). Na druhou stranu – existují i druhy, kterým tyto změny prostředí svědčí – např. tyran bentevi (Pitangurus sulphuratus) (Marini & Garcia, 2005).

V Evropě je velmi dobře zmapovaný dlouhodobý úbytek druhů, které jsou vázány na zemědělskou krajinu (např. Anderson et al., 2001; PECBM, 2006;

PECBMS, 2007). Intenzivní zemědělství zapříčinilo v mnoha zemích pokles biodiverzity, proto by se měl v současnosti primárně podporovat takový systém zemědělství, který je kompatibilní s ochranou biodiverzity (Donald et al., 2002).

Jedním z takových způsobů řešení mělo být zavedení tzv. agro-environmentálních programů, které mají zemědělcům finančně kompenzovat ztráty z příjmu, které pramení ze snahy podporovat prospěšný vliv na životní prostředí (Kleijn &

Sutherland, 2003). Nejčastějším způsobem posuzování efektivity agro- environmentálních programů je současné srovnávání biodiverzity kontrolních území s územím, na kterém jsou aplikovány agro-environmentální programy (Kleijn &

Sutherland, 2003). V otázce rozvoje biodiverzity druhů je jejich účinnost velmi zpochybňována – např. v Nizozemí práce od Kleijna et al. (2004) vůbec neprokázala vyšší početnost ptáků (ani druhovou diverzitu rostlin) na polích s aplikovanými agro- environmentálními programy. Pozitivním vedlejším efektem bylo zvýšení druhové

bohatosti včel a pestřenek. Další tristní poznatek je, že v některých zemích populace ptáků zemědělské krajiny ubývají navzdory omezení užívání pesticidů a hnojiv.

(Wretenberg et al., 2006). Bohužel komplexní zhodnocení efektivity agro- environmentálních programů je v současné době prakticky nemožné – hlavním důvodem je nejednotnost v koncepcích experimentů (Kleijn & Sutherland, 2003).

3. ZÁKONNÁ OCHRANA PTA Č ÍCH DRUH Ů

Zákonná ochrana ptačích druhů je v Evropě ukotvena jednak v národních legislativách a dále ve společné legislativě Evropské unie. Směrnice Rady Evropských společenství ze dne 2. dubna 1979 o ochraně volně žijících ptáků (79/409/EHS) (dále jen „Směrnice o ptácích 79/409/EHS“) se „týká všech druhů ptáků přirozeně se vyskytujících ve volné přírodě na evropském území členských států, na něž se vztahuje smlouva. Zahrnuje ochranu, péči o tyto druhy a jejich kontrolu a stanoví pravidla pro jejich využívání.“ Všeobecná ochrana se podle této směrnice vztahuje na ptáky, jejich vejce, hnízda a stanoviště a spočívá v zákazu úmyslného zabíjení a odchytu; ničení a poškozování hnízd a vajec; sběru vajec ve volné přírodě; držení a chovu druhů, u kterých není povolen lov a odchyt; přepravy, držení, chovu a nabízení za účelem prodeje živých nebo mrtvých ptáků.

V České republice je dále hlavním nástrojem ochrany přírody zákon 114/1992 Sb., Zákon České národní rady ze dne 19. února 1992, o ochraně přírody a krajiny, v platném znění (dále jen “zákon 114/1992 Sb., o ochraně přírody a krajiny”). Skrze tento zákon je vyhlášena ochrana všech druhů před zničením, poškozováním, sběrem či odchytem, který vede nebo by mohl vést k jejich ohrožení; mimo jiné i zničením ekosystému jehož jsou součástí. Při porušení tohoto zákona je orgán ochrany přírody oprávněn zakázat nebo omezit tuto rušivou činnost. Na ochranu

zvláště chráněných druhů mají být podle tohoto zákona zajišťovány záchranné programy, jejichž podstatou má být navrhování a uskutečňování zvláštních režimů řízeného vývoje druhu. Jedním ze záchranných režimů je obnova populací pomocí reintrodukce – časově i finančně velmi náročná aktivita, jejíž úspěšnost je velmi malá bez poznatků o biologii druhu a příčinách úbytku (Horal & Škorpíková, 2005;

Marhoul, 2005).

Při porušení zákona 114/1992 Sb. může orgán ochrany přírody uložit fyzické osobě pokutu až do výše 100 000 Kč. Pokud byly přestupky v ochraně zvláště chráněných druhů spáchány ve zvláště chráněných územích, může orgán ochrany přírody tuto částku maximálně zdvojnásobit. Právnickým osobám nebo fyzickým osobám při výkonu podnikatelské činnosti může orgán ochrany přírody uložit při porušení zákona pokutu až do výše 2 000 000 Kč.

4. EFEKTIVNOST OCHRANY

Nejen obrovské finanční investice směřované do projektů ochrany přírody (Garnett et al., 2003; Kleijn & Sutherland, 2003; Male & Bean, 2005) by měly být důvodem, proč bychom měli vědět, zda je způsob prováděné ochrany efektivní.

Problémem zůstává, že konečné zhodnocení efektivity ochrany druhu se dá teoreticky zjistit až ve chvíli, kdy je daný chráněný druh buď zachráněn a nebo když vymřel. Tento přístup se dá ovšem aplikovat pouze u konkrétních záchranných programů a ostatních projektů aktivní ochrany druhů. Tyto projekty nejsou zatím většinou vyhotovovány pro všechny zákonem chráněné druhy. Proto je jedním z řešení zhodnocení efektivity ochrany také posouzení účinnosti legislativy na ochranu přírody. Tak můžeme zjistit, zda všeobecně nastavené podmínky ochrany fungují i u druhů, pro které zatím nejsou připraveny konkrétní záchranné akce.

4.1. ZPŮSOBY HODNOCENÍ LEGISLATIVY

Problém s hodnocením efektivity zákonů na ochranu přírody je v tom, že v dané legislativě jsou velmi neurčitě formulovány měřitelné cíle, které v některých zákonech i zcela chybí (Donald et al., 2007; Rohlf, 1991; Voříšek et al., 2008).

Z toho důvodu, aby bylo vůbec možné testovat efektivitu legislativy, používají autoři takových studií různá kritéria hodnocení, která si sami stanoví.

Jedna z možných metodik, jak zhodnotit efektivitu legislativy na ochranu ptačích druhů, je srovnávání změny trendu početnosti mezi skupinou zvláště chráněných druhů a skupinou druhů, které nejsou zvláště chráněné; dále také srovnání změny trendu početnosti před a po zavedení zákona, který se týká dané problematiky (Donald et al., 2007; Voříšek et al., 2008). Další možnou metodou zhodnocení efektivity legislativy by mohlo být srovnání nákladů použitých na ochranu a přínosů, které byly u chráněných druhů díky ochraně zaznamenány (Male & Bean, 2005).

Voříšek et al. (2008) při studiu efektivity české legislativy (zákon 114/1992 Sb.

o ochraně přírody a krajiny) nepoužívali data z dlouhodobých trendů početnosti, ale data, která byla získáná ze dvou hnízdních atlasů (1985-1989; 2001-2003). Tato data umožnila posouzení, zda se zvláště chráněným druhům ve srovnání s druhy, které nejsou zvláště chráněné, vede po implementaci zákona 114/1992 Sb. o ochraně přírody lépe.

Donald et al. (2007) se zabývali efektivitou Směrnice o ptácích 79/409/EHS.

Zahrnutí dat pro dvě období (1970-1990; 1990-2000) a pro dvě oblasti EU (země s delší a kratší implementací Směrnice o ptácích 79/409/EHS) umožnilo analýzu, pomocí které se dá zjistit, jaký je trend početnosti všech ptáků před a po přijetí Směrnice o ptácích 79/409/EHS. Zároveň bylo možné provést srovnání trendů

početnosti druhů, které jsou díky Směrnici o ptácích 79/409/EHS zvláště chráněné, a druhů, které nejsou zvláště chráněné. Dalším způsobem, jak Donald et al. (2007) posuzovali efektivitu této směrnice, bylo srovnání trendů početnosti zvláště chráněných druhů (stejně tak i druhů, které nejsou zvláště chráněné) mezi starými a novými členskými zeměmi EU.

Pokud je daná zákonná ochrana efektivní, měly by být detekovány zejména tyto výsledky: podíl druhů s rostoucím trendem početnosti by měl být vyšší u zvláště chráněných druhů, než u druhů, které nejsou zvláště chráněné; u zvláště chráněných druhů by se po přijetí zákona neměl trend početnosti výrazně zhoršovat; pozitivnější trendy početnosti by se měly nejvíce projevit u těch zvláště chráněných druhů, které jsou chráněny delší dobu (Donald et al., 2007; Voříšek et al., 2008).

4.2. MOŽNOSTI ZVÝŠENÍ EFEKTIVITY OCHRANY OHROŽENÝCH DRUHŮ 4.2.1. KONCEPCE PROJEKTŮ

Úspěšnost záchranných programů a projektů aktivní ochrany souvisí již s jejich plánováním – vytváření takových projektů pro ohrožené druhy je efektivnější v případě, kdy již při plánování projektů existuje aktivní zájem o jejich ochranu, včetně zajištěného vědeckého zázemí (Fuller et al. 2003; Solomon, 1998). Tím se vyhneme nebezpečí, že záchranné akce budou probíhat např. kvůli nedostatku poznatků spíše experimentálně, a do jisté míry i riziku neúspěšnosti projektů (Abbitt & Scott, 2001;

Horal & Škorpíková, 2005; Wu & Skelton-Groth, 2002). K hodnocení efektivity záchranných programů pomocí činností přímo souvisejících s ochranou (Fuller et al., 2003) je třeba, aby byl zajištěn pravidelný monitoring výsledků a publikace důležitých poznatků realizovaných projektů (Kumstátová et al., 2005).

Pravděpodobnost vzrůstu populace až do stavu, kdy již nemusí být zahrnut v seznamech ohrožených druhů, se prokazatelně zvyšuje s časnějším zařazením ubývajícího druhu do seznamu ohrožených druhů a delší dobou, po kterou je chráněn (Taylor et al., 2005; Wilcove et al., 1993). Včasnější ochranou v době, kdy je ještě dostatečně velká efektivní velikost populace, taktéž předejdeme riziku inbreedingu (Ewing et al., 2008). Pozitivní zprávou je v tomto ohledu zjištění, že se u většiny ohrožených ptačích druhů odhaduje velikost populace na 5000 – 10 000 jedinců, méně druhů má velikost populace menší, a jen minimum početnějších druhů je zahrnuto mezi ohrožené druhy (Blackburn & Gaston, 2002).

Vzrůst trendu početnosti může být zapříčiněn i pouhým zahrnutím druhu do seznamu ohrožených živočichů, protože jsou tak lidé pobízeni k monitoringu a nacházení nových populací (Wilcove et al., 1993). Stejně i naopak – zahrnutí do seznamu ohrožených druhů nezajišťuje, že druhu dokážeme pomoci v odvrácení vymření (Restani & Marzluff, 2001). Navíc ze současných studií a názorů na životaschopnost ohrožených populací dojdeme k závěru, že pro mnoho druhů přichází zákonná ochrana velmi pozdě (Wilcove et al., 1993).

Porozumění ekologickým mechanismům, které jsou příčinou vymírání druhů, je základem pro efektivní ochranu druhu (Bennett & Owens, 2000; Diviš, 2005, Lacina, 2005; Městková & Musil, 2005). I přes poznatky, které máme o příčinách úbytku druhu, jsou faktory, které člověk nemůže žádným opatřením ovlivnit – např. přírodní katastrofy (Tryjanowski et al., 2008).

Aby aktivní podpora živočišných druhů byla skutečně účinná a efektivní, je třeba především odborná koordinovanost projektů; a právě tento fakt je velkou slabinou ochrany přírody v České republice (Kumstátová et al., 2005). Mnoho projektů aktivní podpory ohrožených druhů ptáků provádějí v České republice

nevládní neziskové organizace, i proto je třeba zajistit systematický monitoring výsledků realizovaných projektů a efektivní model financování (Kumstátová et al., 2005). Nedílnou součástí efektivního způsobu ochrany druhů je dobrá osvěta veřejnosti (Hora, 2005) a rozvoj ekoturismu (Dickie et al., 2006; Solomon, 1998).

4.2.2. ROZDĚLOVÁNÍ FINANCÍ

Kvůli omezeným finančním prostředkům pro ochranu ohrožených druhů (Possingham et al., 2002) je třeba pečlivě zvážit, pro které druhy bude výše finanční pomoci účinnější. Jelikož nejpodstatnějším zdrojem financí na projekty aktivní ochrany jsou obvykle finance z vládního sektoru (Garnett et al., 2003), je nanejvýš důležité, aby využití těchto finančních prostředků bylo co nejefektivnější. Optimální rozdělení dostupných financí by totiž němelo vždy znamenat, že největší finanční podpoře se dostane nejohroženějšímu druhu – pokud je naším cílem snížit pravděpodobnost vymření druhu, je nejvýhodnější strategií při nižším rozpočtu (např. kvůli vzrůstajícímu počtu ohrožených druhů) přidělit většinu dostupných financí zranitelnému druhu, méně kriticky ohroženému druhu a žádné ohroženému druhu (Possingham et al., 2002). Toto modelové rozdělení financí je v kontrastu se zjištěním, že v USA je ročně nejvíce financí přidělováno druhům se středním stupněm ohrožení (Restani & Marzluff, 2001). Zároveň každoročně dostávaly méně finanční podpory druhy s nízkým potenciálem záchrany a ostrovní druhy (Male &

Bean, 2005; Restani & Marzluff, 2001). Průměrný podíl ubývajících druhů ve všech skupinách ohrožených živočichů a rostlin v USA prokazatelně souvisí i s množstvím financí, které jim byly přiděleny na ochranu; průměrný roční příděl financí pro ptačí druhy byl 25x vyšší, než průměrný příděl financí pro ohrožené druhy rostlin (Male &

Bean, 2005). Male & Bean (2005) dále zjistili, že právě rostliny jsou skupinou, do

které je ročně na ochranu investováno zcela nejméně financí; naopak nejvíce financí je směřováno na ochranu ryb. Největší podíl ubývajících druhů je mezi obojživelníky – přesto byl příděl financí na ochranu této skupiny zhruba čtvrtinový v porovnání s ptáky (Male & Bean, 2005).

V Austrálii je v ochraně ptáků tendence nejvíce dotovat projekty pro kriticky ohrožené druhy (Garnett et al., 2003), což by odpovídalo situaci, kdy se při dostatku financí vyplatí nejvíce investovat do kriticky ohroženého druhu a zbytek rozdělit mezi ohrožený a zranitelný druh (Possingham et al., 2002). Financování ochrany ohrožených druhů ptáků v Austrálii je hodnoceno jako úspěšné, jelikož ve sledovaném období mezi lety 1993 - 2000 nevymřel žádný chráněný druh (Garnett et al., 2003). Přitom je mezi australskými ptáky jasně převažující trend přesunů mezi kategoriemi IUCN na Červeném seznamu – ten bohužel neodpovídá výše zmíněnému optimistickému hodnocení financování z práce Garnett et al. (2003).

V období let 1988 – 2004 byl přesunut minimálně osminásobek druhů do vyšší kategorie nebezpečí vyhynutí, než bylo přesunuto do kategorie s nižším rizikem vyhynutí (Brooke et al., 2008).

Znalost rizika vymření je při rozdělování financí jednoznačně důlěžitá, ale neměla by být při efektivním rozhodování pouze jediným kritériem (Eaton et al., 2005).

5. STAV POPULACÍ CHRÁN Ě NÝCH DRUH Ů PTÁK Ů

5.1. EVROPA

V roce 2001 přijala Evropská unie akční program na léta 2001 - 2010, jehož jedním z mnoha cílů je „chránit a obnovit fungování přírodních ekosystémů a zastavit ztrátu biologické rozmanitosti v Evropské unii a v globálním měřítku. Ekologicky

cenná území by měla být chráněna programem Společenství Natura 2000, který musí být v úplnosti realizován (Komise Evropského společenství, 2001).“ Metoda, která by měla pomoci k dosáhnutí těchto cílů, je vytvoření a aplikace indikátorů (Fontaine et al., 2007). Pomocí indikátorů můžeme usuzovat na rozsah antropogenního vlivu, monitorovat populační trendy u ostatních druhů a nalézat místa s vysokou regionální diverzitou (Caro & O´Doherty, 1999). Z důvodu nedostatku specialistů, kteří by monitorovali všechny organismy, se do indikátorových skupin vybírají pouze některé druhy – zejména zástupci běžných druhů (Voříšek, 2007).

Jako indikátory se používají i běžné druhy ptáků. V Evropě se takto získaná data úspěšně využívají pro účely ochrany přírody i přesto, že se na národní úrovni liší zdroje údajů o početnosti ptáků a že prvotní programy byly velmi nejednotné (Gregory et al., 2005; Voříšek, 2007). Užití ptáků jako indikátorů má však svá specifika. Zcela zásadní otázkou je, do jaké míry odráží index běžných druhů ptáků stav početnosti u ostatních skupin organismů (Gregory et al., 2005). Kvůli způsobu sběru dat tyto indikátory monitorují trendy početností zejména u běžnějších a rozšířenějších druhů (Gregory et al., 2005). Ptáci jsou nejprobádanější skupinou živočichů (Dhondt & Matthysen, 1993), celosvětově jsou nejméně ohroženou skupinou obratlovců, u kterých zároveň zůstává počet ohrožených druhů od roku 1996 přibližně stejný (Baillie, 2004). Přes všechny zápory existuje i názor, že z hlediska monitorování stavu biodiverzity na celosvětové úrovni by jako indikátorové skupiny měly být vybrány skupiny ptáků a cévnatých rostlin (Pereira & Cooper, 2006). V ideálním případě by měly být druhy použité jako indikátory vybírány zcela náhodně, pokud by chyběla data o jejich početnosti, sbírala by se právě za tímo účelem (Fontaine et al., 2007). Náhodný výběr druhů podporuje i myšlenka, že

získání údajů o početnosti vzácných druhů by mělo být snazší – pokud se druh stane vzácným a více omezeným na jedno místo, stane se zároveň i snadněji počitatelným a odhady populačních hodnot se tak zkvalitňují a zpřesňují (Wilcove et al., 1993).

Naopak Gregory et al. (2005) tvrdí, že právě snadná dostupnost historických i současných dat o populačních změnách, snadná detekce, určování a sčítání vede k výběru takových druhů ptáků, které jsou natolik rozšířené a běžné, že je možný jejich přesný monitoring ve většině dotčených zemí. Další výhodou současných indikátorů, což jsou převážně ptáci, savci a motýli, je skutečnost, že k monitoringu není zapotřebí vysoce specializovaných odborníků v porovnání s nutností zajištění odborníků pro monitoring endemických druhů (Fontaine et al., 2007).

U běžných druhů evropských ptáků zemědělské krajiny je již přes 20 let monitorován stejný trend početnosti – stálý pokles, který je mnohem větší, než u druhů typických pro ostatní habitaty (Anderson, 2001; Gregory et al., 2005). Míra úbytku je taková, že velikosti populací jsou v porovnání z počátkem 80. let 20. století zhruba poloviční (PECBMS, 2007; Voříšek, 2007). Populační trend se liší u členských států EU, které jsou součástí EU až od roku 2004 – ve studii PECBM (2006) jsou zahrnuty pouze tyto země: Lotyšsko, Polsko, Česká republika a Maďarsko – v těchto zemích totiž počátkem 90. let 20. století početnost běžných druhů polních ptáků nejdřív markantně vzrostla, až v současné době začala klesat na úroveň před rokem 1990 (PECBM, 2006). Hlavní příčinou úbytku běžných druhů polních ptáků se zdá být vzrůstající intenzifikace zemědělství – intenzivní zemědělství má široké spektrum dopadů na vývoj početnosti ptáků zemědělské krajiny, zároveň není znám faktor, který by měl stejný vliv na všechny ptáky zemědělské krajiny (Fox, 2004). Úbytek běžných druhů polních ptáků negativně koreluje s celkovou produkcí obilovin v jednotlivých zemích (Gregory et al., 2005).

Mezi další příčiny úbytku početnosti ptáků zemědělské krajiny můžeme zařadit i pokles rozlohy zemědělské půdy a ztrátu heterogenity prostředí (Fox, 2004;

Wretenberg et al. 2006).

Ze studie PECBMS (2007) vyplývá, že běžné druhy evropských lesních ptáků ubývají v mnohem menší míře, než běžné druhy evropských polních ptáků. Úbytek těchto druhů je koncentrován především do oblastí severní a jižní Evropy, zatímco běžné lesní druhy západní a východní Evropy vykazují dlouhodobě stabilní trend početnosti populací.

Donald et al. (2007) zjistili, že na úrovni Evropské unie se z výsledků velkoškálové analýzy Směrnice o ptácích 79/409/EHS zdá, že tento způsob zákonné ochrany má pozitivní dopad na vývoj početností populací zvláště chráněných druhů v zemích EU15 – tedy na druhy, které jsou díky Směrnici o ptácích chráněny delší dobu. Zároveň trendy početností u druhů, které nejsou zvláště chráněné, a u všech druhů celkově nejsou prokazatelně lepší v zemích EU15, než v ostatních zemích Evropy – což není moc pozitivní zpráva z důvodu všeobecné ochrany všech druhů ptáků na území Evropy. Přesto je evidentní, že v zemích EU15 s více vyhlášenými ptačími oblastmi mají druhy, které nejsou zvláště chráněné, pozitivnější trendy početnosti, než v ostatních evropských zemích.

5.2. ČESKÁ REPUBLIKA

Hodnocení efektivity české národní legislativy na ochranu ptačích druhů je v současnosti velmi málo zpracovávané téma (Voříšek et al., 2008). V protikladu k této situaci v České republice je např. stav v USA, kde je na téma efektivity národního zákona na ochranu druhů vypracováno velké množství studií, i když

mnohdy s protichůdnými závěry (Restani & Marzluff, 2001; Rohlf, 1991; Stokstad, 2005; Taylor et al. 2005).

V období let 1985-2003 vzrostla na území České republiky velikost populace u 47 druhů zvláště chráněných druhů ptáků, zároveň u 18 zvláště chráněných druhů ptáků zůstala stejná a u 29 druhů se velikost populace zmenšila (Voříšek et al., 2008). Pokud tyto výsledky porovnáme s prací Male & Bean (2005), dojdeme kupodivu k velmi podobnému závěru: u obou studií vykazuje více jak polovina druhů po 12-13 letech zahrnutí v seznamu ohrožených druhů stabilní nebo vzrůstající trend početnosti populace. Toto zjištění svědčí o tom, že mnoho druhů během doby zákonné ochrany udělalo pokrok v procesu znovuobnovení životaschopných populací. Alarmující je ovšem fakt, že mnoho druhů ubývá navzdory ochraně, která trvá více jak 13 let. Odlišnost prací Voříšek et al. (2008) a Male & Bean (2005) je mimo jiné v tom, že Male & Bean (2005) používali pro analýzu souhrnně data pro všechny skupiny chráněných organismů, Voříšek et al. (2008) pouze pro chráněné druhy ptáků. Odlišná je i doba, po kterou jsou druhy chráněny - více jak polovina ptačích druhů byla v americké studii chráněna ještě před rokem 1970. Právě takto dlouhá doba zákonné ochrany může mít vliv na skutečnost, že ze všech skupin bylo mezi ptáky nejméně ubývajících druhů.

Z práce Voříška et al. (2008) vyplývá, že zvláště chráněné druhy, které před rokem 1992 vykazovaly pozitivní trend početnosti, přibývají i v současnosti. Zároveň u druhů, které ubývaly již před přijetím zákona 114/1992 Sb., o ochraně přírody a krajiny, není v současnosti rozdíl mezi průměrnou změnou trendu početnosti u zláště chráněných druhů a u druhů, které nejsou zvláště chráněné. Ačkoliv se z výsledků práce Voříška et al. (2008) zdá, že zákonná ochrana v České republice přináší zvláště chráněným druhům ptáků určitý užitek, není jisté, zda dosažené populační

trendy neovlivňuje jiný faktor – a to především skutečnost, že druhy přibývající v České republice přibývají i jinde v Evropě, obzvlášť v sousedních zemích (Voříšek et al., 2008).

Výsledky z dalších prací nejsou primárně vypracovávány pouze z dat zvláště chráněných druhů. V seznamu zpracovávaných druhů převažují ty, které nejsou zvláště chráněné, zvláště chráněné druhy jsou zastoupeny menšinově. Mezi skupinou vodních a mokřadních ptáků přibývají v České republice ty druhy, které profitují ze současného stavu přerybnění některých rybníků – takovými druhy jsou např. kvakoš noční (silně ohrožený druh) a volavka popelavá; naopak ubývají druhy, které jsou citlivé na průhlednost vody kvůli získávání potravy – mezi ně patří poláci a potápky (Reif et al., 2006). Nejvíce přibývající skupinou ptáků jsou lesní druhy (Reif et al., 2006), přičemž početnost lesních specialistů vzrůstá, zatímco lesní generalisté fluktuují kolem průměrné hodnoty početnosti (Reif et al., 2007). Vzrůst početnosti lesních ptáků by mohl mimo jiné souviset se vzrůstem rozlohy lesní půdy a se stárnutím lesních porostů (Reif et al., 2007).

Zvláště chráněné druhy ptáků, které byly použity při analýze trendů početnosti ptáků v České republice v letech 1982 – 2005, s údaji o jejich trendech (Reif et al., 2006) a stupněm ohrožení podle zákona 395/1992 Sb (ko: kriticky ohrožený druh, so:

silně ohrožený druh, o: ohrožený druh) jsou tyto: mezi druhy ubývající patří bekasina otavní (so), bělořit šedý (so), břehule říční (o), kavka obecná (so), krutihlav obecný (so), koroptev polní (o), lejsek šedý (o), moudivláček lužní (o), potápka roháč (o), rorýs obecný (o) a vlaštovka obecná (o). Naopak vzrůst početnosti populace byl zaznamenán u bramborníčka hnědého (o), hohola severního (so), holuba doupňáka (so), kopřivky obecné (o), křepelky polní (so), kvakoše nočního (so), ledňáčka říčního (so), luňáka červeného (ko), motáka pochopa (o), rákosníka velkého (so), slavíka

obecného (o), ťuhýka obecného (o) a žluvy hajní (so). Stabilní trend vykazují čáp bílý (o) a potápka malá (o). V celoevropském měřítku jsou trendy některých našich zvláště chráněných druhů odlišné (PECBMS, 2007), ale z důvodu, že většina ptačích druhů České republiky tvoří pouze malou část evropských populací, se tyto trendy v evropském měřítku neprojeví (Reif et al., 2006).

ZÁV Ě R

Ptáci patří mezi nejlépe prozkoumanou skupinu obratlovců. Přesto není vůbec jednoduché odpovědět na otázku: jak se daří chráněným druhům ptáků. Daří se jim sice lépe, než ostatním skupinám obratlovců, ale jednotný trend v populační dynamice všech chráněných druhů ptáků rozhodně není. Velký rozsah poznatků a úsilí věnované do jejich ochrany se promítá ve skutečnosti, že ptáci jsou celosvětově nejméně ohroženou skupinou obratlovců (Baillie et al., 2004).

Literatura:

Abbitt R.J.F., Scott J.M. 2001. Examining Differences between Recovered and Declining Endangered Species. Conservation Biology 15: 1274-1284.

Anderson G.Q.A., Bradbury R.B., Evans A.D. 2001. Evidence for the effects of agricultural intensification on wild bird populations in the UK. RSPB, The Lodge, Sandy, Bedfordshire, SG19 2DL.

Baillie J.E.M., Hilton-Taylor C., Stuart S.N., eds. 2004. 2004 IUCN Red List of Threatened Species. A Global Species Assessment. IUCN, Gland, Switzerland and Cambridge, UK.

Bennett P.M., Owens I.P.F. 1997. Variation in extinction risk among birds: chance or evolutionary predisposition? Proceedings of the Royal Society London Series B – Biological Sciences 264: 401-408.

BirdLife International 2008. Cyanopsitta spixii. In: IUCN 2009. IUCN Red List of Threatened Species. Version 2009.1. http://www. iucnredlist.org

Blackburn T.M, Gaston K.J. 2002. Extrinsic factors and the population sizes of threatened birds. Ecology Letters 5: 568-576.

Brooke M. de L., Butchart S.H.M., Garnett S.T., Crowley G.M., Mantilla-Beniers N.B., Stattersfield A.J. 2008. Rates of Movement of Threatened Bird Species between IUCN Red List Categories and toward Extinction. Conservation Biology 22: 417-427.

Caro T.M., O´Doherty G. 1999. On the Use of Surrogate Species in Conservation Biology. Conservation Biology 13: 805-814.

Davies R.G., Orme C.D.L., Olson V., Thomas G.H., Ross S.G. et al. 2006. Human impacts and the global distribution of extinction risk. Proceedings of the Royal Society London Series B – Biological Science 273: 2127-2133.

Dhondt A.A., Matthysen E. 1993. Conservation Biology of Birds: Can We Bridge the Gap between Head and Heart? Trends in Ecology and Evolution 8: 160-161.

Dickie I., Hughes J, Esteban A. 2006. Watched Like Never Before… the local economic benefits of spectacular bird species. RSPB, The Lodge, Sandy, Beds, SG19 2DL.

Diviš T. 2005. Rešerše a hodnocení realizovaných a probíhajících projektů aktivní ochrany sovy pálené (Tyto alba) v České republice. In: Kumstátová T., Nová P., Marhoul P., eds. Hodnocení projektů aktivní podpory ohrožených živočichů v České republice. AOPK, Praha, pp. 269-308.

Donald P.F., Pisano G., Rayment M.D., Pain D.J. 2002. The Common Agricultural Policy, EU enlargement and the conservation of Europe´s farmland birds.

Agriculture, Ecosystems and Environment 89: 167-182.

Donald P.F., Sanderson F.J., Burfield I.J., Bierman S.M., Gregory R.D., Waliczky Z. 2007. International Conservation Policy Delivers Benefits for Birds in Europe.

Science 317: 810-813.

Eaton M.A., Gregory R.D., Noble D.G., Robinson J.A., Hughes J., Procter D., Brown A.F., Gibbons D.W. 2005. Regional IUCN Red Listing: The Process as Applied to Birds in the United Kingdom. Conservation Biology 19: 1557-1570.

Ewing S.R., Nager R.G., Nicoll M.A.C., Aumjaud A., Jones C.G., Keller L.F. 2008.

Inbreeding and Loss of Genetic Variation in a Reintroduced Population of Mauritius Kestrel. Conservation Biology 22: 395-404.

Filippi-Codaccioni O., Devictor V., Clobert J., Julliard R. 2008. Effects of age and intensity of urbanization of farmland bird communities. Biological Conservation 141: 2698-2707.

Fontaine B., Bouchet P., Achterberg K. van, Alonso-Zarazaga M.A., Araujo R. et al. 2008. The European union´s 2010 target: Putting rare species in focus.

Biological Conservation 139: 167-185.

Fox A.D. 2004. Has Danish agriculture maintained farmland bird populations?

Journal of Applied Ecology 41: 427-439.

Fuller R.A., McGowan P.J.K., Carroll J.P., Dekker R.W.R.J., Garson P.J. 2003.

What does IUCN species action planning contribute to the conservation process? Biological Conservation 112: 343-349.

Garnett S., Crowley G., Balmford A. 2003. The Costs and Effectiveness of Funding the Conservation of Australian Threatened Birds. BioScience 53: 658-665.

Gregory R.D., Strien A. van, Vorisek P., Gmelig Meyling A.W., Noble D.G., Foppen R.P.B., Gibbons D.W. 2005. Developing indicators for European birds.

Philosophical Transactions of The Royal Society B 360: 269-288.

Hora J. 2005. Rešerše a hodnocení realizovaných a probíhajících projektů aktivní ochrany ledňáčka říčního (Alcedo atthis) v České republice. In: Kumstátová T., Nová P., Marhoul P., eds. Hodnocení projektů aktivní podpory ohrožených živočichů v České republice. AOPK, Praha, pp. 337-350.

Horal D., Škorpíková V. 2005. Rešerše a hodnocení realizovaných projektů aktivní ochrany dropa velkého (Otis tarda Linnaeus, 1758) V České republice. In:

Kumstátová T., Nová P., Marhoul P., eds. Hodnocení projektů aktivní podpory ohrožených živočichů v České republice. AOPK, Praha, pp. 207-210.

Kleijn D., Sutherland W.J. 2003. How effective are European agri-environment schemes in conserving and promoting biodiversity? Journal of Applied Ecology 40: 947-969.

Kleijn D., Berendse F., Smit R., Gilissen N., Smit J., Brak B., Groeneveld R.

2004. Ecological Effectiveness of Agri-Environment Schemes in Different Agricultural Landscapes in The Netherlands. Conservation Biology 18: 775-786.

Komise Evropského společenství 2001. Životní prostředí 2010: Naše budoucnost, naše volba. Šestý akční program pro životní prostředí.

Kumstátová T., Nová P., Marhoul P., eds. 2005. Hodnocení projektů aktivní podpory ohrožených živočichů v České republice. AOPK, Praha.

Lacina D. 2005. Rešerše a hodnocení realizovaných a probíhajících projektů aktivní ochrany čápa bílého (Ciconia ciconia) v České republice. In: Kumstátová T., Nová P., Marhoul P., eds. Hodnocení projektů aktivní podpory ohrožených živočichů v České republice. AOPK, Praha, pp. 225-256.

Lepczyk C.A., Flather C.H., Radeloff V.C., Pidgeon A.M., Hammer R.B., Liu J.

2008. Human Impacts on Regional Avian Diversity and Abundance.

Conservation Biology 22: 405-416.

Long P.R., Székely T., Kershaw M., O´Connell M. 2007. Ecological factors and human threats both drive wildfowl population declines. Animal Conservation 10:

183-191.

Male T.D., Bean M.J. 2005. Measuring progress in US endangered species conservation. Ecology Letters 8: 986-992.

Manne L.L., Brooks T.M., Pimm S.L. 1999. Relative risk of extinction of passerine birds on continents and islands. Nature 399: 258-261.

Manne L.L., Pimm S.L. 2001: Beyond eight forms of rarity: which species are threatened and which will be next? Animal Conservation 4: 221-229.

Marhoul P. 2005. Hodnocení záchranného programu tetřeva hlušce (Tetrao urogallus) v České republice. In: Kumstátová T., Nová P., Marhoul P., eds.

Hodnocení projektů aktivní podpory ohrožených živočichů v České republice.

AOPK, Praha, pp. 211-224.

Marini M.A., Garcia F.I. 2005. Bird Conservation in Brazil. Conservation Biology 19:

665-671.

Městková L., Musil P. 2005. Rešerše a hodnocení realizovaných a probíhajících projektů aktivní ochrany hohola severního (Bucephala clangula) v České republice. In: Kumstátová T., Nová P., Marhoul P., eds. Hodnocení projektů aktivní podpory ohrožených živočichů v České republice. AOPK, Praha, pp.

201-206.

Orme C.D.L., Davies R.G., Burgess M., Eigenbrod F., Pickup N. et al. 2005.

Global hotspots of species richness are not congruent with endemism or threat.

Nature 436: 1016-1019.

Owens I.P.F., Bennet P.M. 2000. Ecological basis of extinction risk in birds: Habitat loss versus human persecution and introduced predators. PNAS 97: 12144- 12148.

PECBM 2006. State of Europe´s Common Birds, 2005. CSO/RSPB, Prague, Czech Republic, 2006.

PECBMS 2007. State of Europe´s Common Birds, 2007. CSO/RSPB, Prague, Czech Republic, 2007.

Pereira H.M., Cooper H.D. 2006. Towards the global monitoring of biodiversity change. Trends in Ecology and Evolution 21: 123-129.

Possingham H.P., Andelman S.J., Burgman M.A., Medellín R.A., Master L.L., Keith D.A. 2002. Limits to the use of threatened species lists. Trends in Ecology and Evolution 17: 503-507.

Purvis A., Gittleman J.L., Cowlishaw G., Mace G.M. 2000. Predicting extinction risk in declining species. Proceedings of the Royal Society London Series B – Biological Science 267: 1947-1952.

Reif J., Voříšek P., Šťastný K., Bejček V. 2006. Trendy početnosti ptáků v České republice v letech 1982-2005. Sylvia 42: 22-37.

Reif J., Voříšek P., Šťastný K., Bejček V., Petr J. 2007. Population increase of forest birds in the Czech Republic between 1982 and 2003. Bird Study 54: 248- 255.

Restani M., Marzluff J.M. 2001. Avian Conservation under the Endangered Species Act: Expenditures versus Recovery Priorities. Conservation Biology 15: 1292- 1299.

Rohlf D.J. 1991. Six Biological Reasons Why the Endangered Species Act Doesn´t Work – And What to Do About It. Conservation Biology 5: 273-282.

Solomon B.D. 1998. Impending Recovery of Kirtland´s Warbler: Case Study in the Effectiveness of the Endangered Species Act. Environmental Management 22:

9-17.

Stokstad E. 2005. What´s Wrong With the Endangered Species Act? Science 309:

2150-2152.

Taylor M.F.J., Suckling K.F., Rachlinski J.J. 2005. The Effectiveness of the Endangered Species Act: A Quantitative Analysis. BioScience 55: 360-367.

Trevino H.S., Skibiel A.L., Karels T.J., Dobson F.S. 2007. Threats to Avifauna on Oceanic Islands. Conservation Biology 21: 125-132.

Tryjanowski P., Sparks T.H., Profus P. 2008. Severe flooding causes a crash in production of white stork ( Ciconia ciconia) chicks across Central and Eastern Europe. Basic and Apllied Ecology in press.

Voříšek P. 2007. Ptáci jako indikátory biodiverzity. Ochrana přírody 5: 19-22.

Voříšek P., Reif J., Šťastný K., Bejček V. 2008. How effective can be the national law in protecting birds? A case study from the Czech Republic. Folia Zoologica 57: 221-230.

Wilcove D.S., McMillan M., Winston K.C. 1993. What Exactly Is an Endangered Species? An Analysis of the U.S. Endangered Species List: 1985-1991.

Conservation Biology 7: 87-93.

Wretenberg J., Lindström Å., Svensson S., Thierfelder T., Pärt T. 2006.

Population trends of farmland birds in Sweden and England: similar trends but different patterns of agricultural intensification. Journal of Applied Ecology 43:

1110-1120.

Wu J., Skelton-Groth K. 2002. Targeting conservation efforts in the presence of threshold effects and ecosystem linkages. Ecological Economics 42: 313-331.

79/409/EHS Směrnice Rady Evropských společenství ze dne 2. dubna 1979 o ochraně volně žijících ptáků.

114/1992 Sb. Zákon České národní rady ze dne 19. února 1992, o ochraně přírody a krajiny, v platném znění.

395/1992 Sb. Vyhláška ministerstva životního prostředí České republiky ze dne 11.června 1992, kterou se provádějí některá ustanovení zákona České národní rady č. 114/1992 Sb., o ochraně přírody a krajiny.