pajişti montane de nardus
Post on 29-Jun-2015
269 Views
Preview:
TRANSCRIPT
Proiect LIFE05NAT/RO/000176:
“Habitate prioritare alpine, subalpine şi forestiere din
România”
Recomandări de management
pentru habitatul
6230* Pajişti montane de Nardus bogate în specii pe
substraturi silicioase
Autori: Marius I. Bărbos, Nicuşor Sima
Braşov, Februarie 2008
2
CUPRINS
CUPRINS .............................................................................................................................................. 1
I. INTRODUCERE ................................................................................................................................... 3
1.1. Rețeaua Ecologică Natura 2000 – informații generale. ..................................................................... 3
1.2. Managementul siturilor Natura 2000 ................................................................................................ 4
1.2.1. Prevederile articolului 6 din Directiva Habitate 92/43/CEE ........................................................ 5
1.2.2. Natura proprietății şi implicațiile ei în gospodărirea durabilă a habitatelor de pajişti ............... 6
1.2.3. Cadrul legislativ național privind managementul/gospădărirea pajiştilor (inclusiv GAEC‐urile şi viitoarele plăți de agro‐mediu) ............................................................................................................. 6
II. SCOPUL ŞI NECESITATEA STUDIULUI ............................................................................................... 16
III. DESCRIEREA HABITATULUI 6230* .................................................................................................. 17
3.1. Structura habitatului ........................................................................................................................ 17
3.2. Aspecte privind ecologia habitatului 6230* ..................................................................................... 18
3.3. Răspunsul ecologic al speciilor edificatoare .................................................................................... 23
3.3.1. Răspunsul ecologic al speciilor edificatoare față de altitudine ................................................ 23
3.3.2. Răspunsul ecologic al speciilor edificatoare față de pH ........................................................... 24
3.3.3. Răspunsul ecologic al speciilor edificatoare în funcție de concentrația ionilor de Ca++ ........... 24
3.3.4. Răspunsul ecologic al speciilor edificatoare față de grosimea stratului de litieră ................... 25
3.4. Principalii factori care condiționează dezvoltarea speciilor edificatoare ........................................ 26
3.5. Sindinamica ...................................................................................................................................... 29
3.5. Valoarea conservativă ...................................................................................................................... 30
IV. MĂSURI DE MANAGEMENT .......................................................................................................... 32
4.1. Amenințări potențiale – generalități................................................................................................ 32
4.1.1. Amenințări potențiale ............................................................................................................... 33
4.2. Măsuri de conservare....................................................................................................................... 34
4.2.1. Principii şi obiective generale ................................................................................................... 34
4.2.2. Măsuri de management ............................................................................................................ 36
CONCLUZII ......................................................................................................................................... 38
BIBLIOGRAFIE .................................................................................................................................... 39
3
I. INTRODUCERE Acest Raport este parte din LIFE05NAT/RO/000176 „Habitate prioritare alpine, subalpine şi forestiere din România”. Obiectivul general al proiectului este identificarea şi descrierea atât a amenințărilor potențiale cât şi a măsurilor minime de management necesare pentru conservarea unor habitate Natura 2000 printre care se regăsesc şi pajiştile de Nardus bogate în specii pe substrat silicios din România, habitatul prioritar 6230*. Pentru punerea în practică a cerințelor prevăzute de Directiva Habitate este necesar să se pornească de la particularitățile structurale şi ecologice ale pajiştilor de Nardus, dar fără a se pierde din vedere şi problematica conexă şi anume: natura proprietății şi implicațiile acesteia în activitatea de conservare, crearea cadrului legislativ adecvat şi identificarea surselor de finanțare a acestor activități. Principalele obstacole în realizarea şi implementarea practică a măsurile de management le‐ar putea constitui numărul mic de studii de ecologie aplicată care să permită identificarea principalilor factori care influențează aceste pajişti, a atributelor care definesc starea favorabilă de conservare şi stabilirea intervalului în care valorile acestora pot varia fără a modifica în mod semnificativ caracteristicile habitatului, studii care ar fi utile şi pentru realizarea unui plan de management şi monitorizare. Deoarece pajiştile încadrate în acest tip de habitat sunt, în majoritatea lor, edificate de către Nardus stricta ca specie monodominantă sau în codominanță cu Festuca rubra şi Agrostis capillaris, dar şi datorită faptului că pentru aceste specii au mai fost efectuate studii de ecologie, majoritatea amenințărilor identificate şi a măsurilor de de management propuse se vor adresa în mare măsură acestora.
1.1. Rețeaua Ecologică Natura 2000 – informații generale.
Restrângerea biodiversității se datorează în majoritatea cazurilor atât insuficientei dezvoltări a capacităților ştiințifice, tehnice şi instituționale, cât şi lipsei cunoştințelor şi informării publicului larg, despre diversitatea biologică şi importanța ei pentru umanitate. Acesta este şi motivul pentru care în cadrul Convenției pentru diversitate biologică se menționează că este necesar, ca alături de aplicarea unor măsuri privind anticiparea şi prevenirea cauzelor reducerii biodiversității, să se adopte măsuri pentru stabilirea unor programe educaționale referitoare la conservarea şi utilizarea durabilă a biodiversității ecologice, cât şi măsuri de promovare şi diseminare a importanței măsurilor necesare pentru conservarea diversității biologice (art.12, 13).
Din dorința ca cei interesați de aspectele legate de biodiversitate să‐şi formeze o imagine de ansamblu a eforturilor actuale ce se întreprind în direcția conservării şi utilizării durabile, a biodiversității pe plan național şi internațional, s‐a considerat oportun să fie prezentate în continuare, succint, câteva dintre aceste demersuri.
4
În aceste sens pentru conservarea habitatelor naturale şi supraviețuirea speciilor amenințate cu dispariția şi a celor rare de pe teritoriul Uniunii Europene a fost concepută Rețeaua NATURA 2000. Aceasta este o rețea ecologică europeană, care are ca scopuri principale:
- inventarierea speciilor vulnerabile de plante şi animale, respectiv a principalelor tipuri de habitate naturale;
- menținerea unei stării corespunzătoare de conservare favorabilă habitatelor amintite, conform directivelor europene. Baza legală a înființării şi funcționării acestei rețele este reprezentată de două directive:
Directiva 92/43/CEE referitoare la conservarea habitatelor naturale, a florei şi a faunei sălbatice, cunoscută sub numele Directiva „Habitate” şi Directiva 74/409/CEE, privind conservarea păsărilor sălbatice, cunoscută sub numele de Directiva „Păsări”.
Suprafețele terestre şi acvatice, care sunt incluse în rețeaua ecologică europeană se numesc situri Natura 2000. Pentru declararea unui sit ca aparținând siturilor Natura 2000, se ține seama de interesele economice, culturale şi sociale din zona vizată, fiind permise activități economice care sunt în sprijinul dezvoltării durabile şi nu afectează starea de conservare favorabilă a sitului respectiv. În legislația românească habitatul natural de interes comunitar este definit, prin Ordonanța de urgență nr. 195 din 22 decembrie 2005 privind protecția mediului, ca fiind acel tip de habitat care este în pericol de dispariție în arealul său natural sau care are un areal natural redus, fie ca urmare a restrângerii acestuia, fie datorită faptului că, în mod natural, suprafața sa este redusă, sau prezintă eşantioane reprezentative cu caracteristici tipice pentru una sau mai multe din cele cinci regiuni biogeografice: alpină, continentală, panonică, stepică şi pontică.
Implementarea Rețelei Natura 2000 în România a fost o condiție a integrării țării noastre în UE. Pentru aceasta, primul termen a fost începutul anului 2007, când trebuie înaintată Comisiei Europene lista potențialelor Situri de importanță comunitară, conform Directivei Habitate şi a listei cu Ariile de protecție specială avifaunistică constituite conform Directivei Păsări.
Autoritatea responsabilă pentru implementarea Rețelei Natura 2000 în România este Guvernul României prin Ministerul Mediului şi Gospodăririi Apelor – Direcția Conservarea Naturii, Biodiversitate, Biosecuritate, în conformitate cu obligațiile asumate în cadrul negocierilor de aderare pentru Capitolul 22 Mediu, sectorul Protecția naturii. Cadrul instituțional al implementării rețelei Natura 2000 este completat de Agenția Națională pentru Protecția Mediului, precum şi de Agențiile pentru protecția mediului de la nivel local, regional precum şi de administrațiile ariilor protejate deja desemnate, respectiv Garda Națională de Mediu ca autoritate de control.
1.2. Managementul siturilor Natura 2000
Este important de menționat că, în multe situații, speciile şi habitatele protejate în siturile Natura 2000 au apărut şi s‐au menținut ca urmare a activităților umane de exploatare durabilă a resurselor naturale. Ca urmare, în majoritatea siturilor Natura 2000 se vor menține activitățile economice, dar cu accent deosebit pe conservarea speciilor şi habitatelor pentru care au fost declarate.
Managementul acestor zone va trebui să țină cont de faptul că Natura 2000 este, în primul rând, un instrument de conservare a biodiversității. Planurile de management vor include acele activități economice care ajută la menținerea şi protejarea naturii şi a mediului. Astfel, în siturile Natura 2000 vor fi permise:
- activități agricole tradiționale, unele dintre acestea necesare pentru menținerea peisajelor (de exemplu cositul sau păşunatul pentru menținerea pajiştilor montane). Exploatarea terenurilor agricole
5
nu trebuie să conducă însă la degradarea sau distrugerea habitatelor naturale şi a speciilor de plante şi animale de interes comunitar, pentru care zona a fost declarată sit Natura2000;
- cultivarea şi obținerea produselor ecologice – legume, fructe, produse lactate, carne, sucuri de fructe;
- activități de vânătoare şi pescuit, cu condiția ca siturile Natura 2000 să îşi păstreze obiectul conservării. Aceste activități vor respecta măsurile minime de management pentru speciile de interes comunitar, de exemplu: respectarea perioadelor de reproducere, cuibărit, popas şi iernat;
- activități de promovare şi dezvoltare a turismului durabil, cu accent pe eco‐turism. Declararea unei zone ca sit Natura 2000 este dovada că zona respectivă are o valoare naturală deosebită, putând genera venituri din ecoturism şi alte activități asociate (produse alimentare tradiționale etichetate, obiecte de artizanat etichetate).
1.2.1. Prevederile articolului 6 din Directiva Habitate 92/43/CEE
Întrucât, aşa cum s‐a menționat mai sus, Rețeaua ecologică Natura 2000 ia în considerare realitățile economice, sociale şi culturale ale zonei, conservarea speciilor şi habitatelor trebuie să se facă printr‐un management activ dar durabil. Pentru atingerea acestui deziderat, Directiva Habitate (92/43/CEE), prin articolul 6, prevede obligații ale statelor membre cu privire la gospodărirea siturilor Natura 2000. Articolul conține patru paragrafe distincte care reglementează atât măsurile privind conservarea cât şi cele necesare a fi aplicate în derularea unor activități/proiecte cu potențial negativ asupra stării favorabile de conservare a habitatelor şi speciilor din situri.
Primul paragraf susține elaborarea unor măsuri de conservare pozitive şi proactive adecvate scopului conservării habitatelor incluse în ariile speciale de conservare (definite la punctul 1.3.). Aceste măsuri pot fi definite sub forma unui plan de management al sitului, pot fi incluse în planurile de dezvoltare deja existente ale zonei sau pot fi sub forma unor măsuri legale, administrative sau contractuale. Indiferent de forma aleasă, soluțiile trebuie să corespundă necesităților ecologice a tipurilor de habitate naturale si speciilor prezente în situri (cele din Anexa I şi respectiv Anexa II din directivă).
Al doilea paragraf prevede stabilirea unor măsuri de evitare a degradării habitatelor sau distrugerii speciilor. Amploarea unor astfel de efecte negative nu trebuie să pună în pericol realizarea obiectivelor directivei. Ca urmare, statele membre trebuie să evalueze starea de fapt în fiecare caz şi să acționeze în consecință.
Paragrafele 3 şi 4 reglementează evaluarea impactului unor anumite activități/proiecte precum şi stabilirea unor soluții în cazurile în care acestea afectează starea de conservare favorabilă a speciilor şi/sau habitatelor dintr‐un sit Natura 2000. Este subliniată importanța respectării realităților economice si sociale ale zonei. Astfel, în cazul în care, un proiect cu impact negativ asupra stării de conservare are o însemnătate vitală pentru comunitatea locală, acesta va fi derulat, însă statul membru este obligat să găsească soluții alternative. Astfel de soluții sunt:
• Crearea unui nou habitat într‐un nou sit, sau într‐un sit lărgit care va fi inclus în rețeua Natura 2000;
• Îmbunătățirea stării habitatului în altă parte a sitului sau în alt sit Natura 2000. Acțiunea de îmbunătățire trebuie să fie proporțională cu pierderea cauzată de proiectul în cauză;
• În cazuri excepționale, propunerea unui nou sit Natura 2000 conform Directivei 92/43/CEE.
6
1.2.2. Natura proprietății şi implicațiile ei în gospodărirea durabilă a habitatelor de pajişti Una dintre principalele piedici în aplicarea prevederilor Directivei Habitate în ceea ce priveşte conservarea pajiştilor de Nardus, dar şi a măsurilor de management şi planurilor de monitorizare, o constiutie complexitatea proprietății terenurilor în zona rurală, alături de procesul de restituire către foştii proprietari a terenurilor naționalizate.
Cu toate aceste neajunsuri, legea 72/2002 (Legea Zoootehniei) reglementează într‐o oarecare măsură regimul de exploatare a pajiştilor în funcție de natura proprietății. Astfel, conform art. 17 sunt supuse regimului de exploatare stabilit prin lege următoarele categorii de terenuri:
a) pajiştile comunale care fac parte din domeniul privat al statului şi se află în administrarea consiliilor locale respective;
b) pajiştile în indiviziune care, fie prin lege, fie prin efectul actelor de proprietate sau acordul ulterior al coproprietarilor, se folosesc în comun în cadrul asociațiilor de păşunat;
c) pajiştile situate pe orice fel de terenuri din zonele montane, inclusiv golurile alpine, sau cele situate in zone inundabile ale râurilor şi în Lunca Dunării, care nu intra în primele doua categorii şi sunt folosite numai in timpul prielnic păşunatului, aparținând domeniului public al statului;
d) pajiştile cu regim special, cu excepția perimetrelor de protecție ecologică, a rezervațiilor naturale, a parcurilor naturale şi naționale;
e) terenurile arabile şi cele provenite din pajiştile comunale destinate producerii de furaje şi semințe de culturi furajere, inclusiv terenurile folosite pentru lucrări de îmbunatațire a pajiştilor.
De asemenea, art. 18. ‐ (1) stipulează că terenurile evidențiate ca pajişti, aparținând consiliilor locale comunale, obştilor sau unor asociații de crescători, se folosesc in exclusivitate pentru păşunat, fâneață, cultivarea plantelor de nutreț, în vederea obținerii de masă verde, fân sau semințe, perdele de protecție a pajiştilor, construcții zoopastorale, lucrări de îmbunătățiri funciare pentru creşterea potențialului de producție al pajiştilor. Conform alinatului (2) al aceluiaşi articol, administrarea pajisşilor comunale, orăşeneşti şi municipale intră în atribuțiile consiliilor locale, care vor stabili în răspunderea directă şi nemijlocită a primarilor executarea prevederilor cuprinse în amenajamentele pastorale şi în planurile anuale de exploatare a pajiştilor de pe raza unităților administrativ‐teritoriale respective. Gospodărirea acestor suprafețe se face cu consultarea crescătorilor de animale, cu asistența tehnică a specialiştilor din unități subordonate ale Ministerului Agriculturii, Alimentației si Pădurilor.
Art. 19. ‐ (1) Ministerul Agriculturii, Alimentatiei si Pădurilor, prin organele de specialitate, elaboreaza strategia de organizare şi exploatare a pajiştilor, parametrii tehnici şi metodologia recomandata detinatorilor de terenuri agricole folosite pentru furajarea animalelor, care vor fi prevăzute în normele metodologice.
(2) Ministerul Agriculturii, Alimentatiei si Padurilor, prin organele de specialitate, impreuna cu consiliile judetene si cu consiliile locale, elaboreaza strategia de organizare si exploatare a pajistilor si prezinta, in mod distinct, reglementari stricte privind transhumanta ovinelor, ca forma de punere in valoare a resurselor furajere montane si alpine.
1.2.3. Cadrul legislativ național privind managementul/gospădărirea pajiştilor (inclusiv GAEC‐urile şi viitoarele plăți de agro‐mediu)
Ordinul comun al ministrului agriculturii, alimentației şi pădurilor nr. 226/2003 şi al ministrului administrației publice nr. 235/2003, publicat în Monitorul Oficial nr. 423, din 17 iunie 2003, a fost aprobată „Strategia privind organizarea activității de îmbunătățire şi exploatare a pajiştilor la nivel național, pe termen mediu şi lung“.
7
FORME DE SPRIJIN FINANCIAR, SUBVENȚII, PLĂȚI DE AGROMEDIU CARE POT CONTRIBUI LA
MENȚINEREA STĂRII FAVORABILE DE CONSERVARE A HABITATULUI
Cadrul legal pentru aplicarea bunelor condiții agricole şi de mediu Prin Memorandumul aprobat de Guvern în luna mai 2005 România a decis să aplice, după data
aderării la Uniunea Europeană, schema unică de plăți pe suprafață – SAPS. În cadrul acestei scheme, fermierii sunt eligibili pentru a primi plăți directe dacă utilizează teren agricol cu suprafața de cel puțin 1 hectar, constituit din parcele agricole de cel puțin 0,3 hectare, şi respectă bunele condiții agricole şi de mediu – GAEC pe întreaga exploatație. În conformitate cu art. 5 al Regulamentului CE nr. 1782/2003, Statele Membre trebuie să se asigure că tot terenul agricol, în special cel nefolosit pentru producție, este menținut în bune condiții agricole şi de mediu şi să definească, la nivel regional sau național, cerințe minime pentru bunele condiții agricole şi de mediu. De asemenea, România trebuie să se asigure că terenul care a fost utilizat drept pajişte permanentă la data de 1 ianuarie 2007 este menținut ca pajişte permanentă.
Anexa IV la Regulamentul CE nr. 1782/2003 stabileşte cadrul general pe baza căruia Statele Membre definesc cerințele minime pentru bunele condiții agricole şi de mediu.
Bunele condiții agricole şi de mediu se aplică de la data aderării României la Uniunea Europeană (1 ianuarie 2007) pentru:
a îmbunătăți potențialul agricol al terenului agricole a reduce impactul negativ al agriculturii asupra mediului înconjurător. În conformitate cu Legea 1/2004, Agenția de Plăți şi Intervenție pentru Agricultură elaborează
şi adoptă procedura detaliată privind controlul respectării bunelor condiții agricole şi de mediu, precum şi ghidul fermierului pentru solicitarea sprijinului în cadrul SAPS.
Cadrul legal pentru aplicarea GAEC în legislația europeană Regulamentul CE nr. 1782/2003 de stabilire a normelor comune pentru regimurile de ajutor direct în cadrul politicii agricole comune şi de stabilire a anumitor regimuri de sprijin în favoarea agricultorilor, cu modificările şi completările ulterioare.
Regulamentul CE nr. 796/2004 privind stabilirea regulilor detaliate pentru aplicarea condiționalității, modulării şi a sistemului integrat de administrare şi control prevăzute de Regulamentul CE nr. 1782/2003, cu modificările şi completările ulterioare.
Cadrul legal pentru GAEC în legislația națională
Ordinul nr. 791/1381 din 2006 al ministrului agriculturii, pădurilor şi dezvoltării rurale şi al ministrului mediului şi gospodăririi apelor pentru definirea bunelor condiții agricole şi de mediu în România.
Legea nr. 1/2004 privind înființarea, organizarea şi funcționarea Agenției de Plăți şi Intervenție pentru Agricultură, Industrie Alimentara şi Dezvoltare Rurală, cu modificările şi completările ulterioare.
Motivele alegerii bunelor condiții agricole şi de mediu în România Exploatarea corectă a terenului agricol conduce la creşterea productivității şi la îmbunătățirea
calității mediului înconjurător. Pentru a se evita abandonarea terenurilor agricole şi pentru a se asigura menținerea lor în bune condiții agricole şi de mediu au fost stabilite standarde în conformitate cu cerințele europene (Anexa IV, Regulamentul CE nr. 1782/2003). Bunele condiții agricole şi de mediu
8
trebuie respectate pe toate parcelele (eligibile si neeligibile pentru plată) ale fermierilor care solicită sprijin în cadrul schemelor de plăți pe suprafață începând din anul 2007.
Bunele condiții agricole şi de mediu în România Proprietarul sau fermierul ce detine pajisti permanente, pentru a putea primi plăți in cadrul
schemelor de sprijin pe suprafață, trebuie să respecte bunele condiții agricole şi de mediu specifice pentru pajisti, care sunt enunțate în legislația națională pentru definirea GAEC, după cum urmează:
IV. Standarde pentru menținerea unui nivel minim de întreținere a solului: Nu este permis suprapăşunatul pajiştilor permanente; Arderea pajiştilor permanente este permisă numai cu acordul autorității competente pentru
protecția mediului; V. Standarde pentru menținerea suprafeței existente de pajişti permanente: Menținerea suprafeței de pajişti permanente la nivel național, existente la data de 1 ianuarie
2007. Tabel 1. Tabel comparativ între Anexa IV la Regulamentul CE nr. 1782/2003
şi condițiile GAEC din România
Tema Standard GAEC din RomâniaNivelul minim de întreținere
Densitatea minimă a animalelor şi sau regimuri corespunzătoare
GAEC 7
Protejarea pajiştilor permanente GAEC 8 Menținerea peisajelor GAEC 9 Evitarea apariției vegetației nedorite pe terenurile agricole GAEC 10
GAEC 7 – Nu se permite suprapăşunatul pajiştilor permanente Obiectivul acestei condiții este menținerea unui nivel minim de întreținere a solului prin: ‐ asigurarea unei densități optime de animale pe unitatea de suprafață; ‐ exploatarea rațională a vegetației de pe pajişti. În acest sens, fermierii vor avea în vedere următoarele recomandări: ‐ să nu înceapă păşunatul primăvara prea devreme, deoarece solul este încă umed şi se
bătătoreşte, se distruge țelina, se formează gropi şi muşuroaie, contribuind la scăderea treptată a producției.
‐ toamna, să înceteze păşunatul cu aproximativ 25 – 30 de zile înainte de venirea înghețurilor permanente. În felul acesta, plantele au posibilitatea să crească şi să acumuleze cantități suficiente de substanțe de rezervă. Aceste substanțe măresc rezistența plantelor la îngheț şi, în acelaşi timp, permit plantelor să crească primăvara mai repede.
Pajişte permanentă suprapăşunată = pajiştea permanentă de pe care vegetația a fost distrusă pentru că a fost păscută în totalitate sau călcată de animale, pe întreaga suprafață în mod continuu; vegetația ierboasă lipseşte, iar terenul apare ca pământ negru (teren fără masă vegetativă). Punctele de adăpare, punctele de acces ale animalelor pe păşune, precum şi cărările pe care se deplasează animalele, nu sunt considerate ca suprafețe de pajişte permanentă suprapăşunată. Fermierii care utilizează pajişti permanente trebuie să respecte aceste măsuri. In cazul în care, în urma controlului, inspectorii APIA constată că pajiştea permanentă este suprapăşunată, condiția GAEC 7 se consideră nerespectată.
Fermierilor care nu respectă această condiție li se vor aplica reduceri la suma totală de plată!!!
9
GAEC 8 – Arderea pajiştilor permanente este permisă numai cu acordul autorității competente
pentru protecția mediului; Obiectivul acestei condiții este menținerea unui nivel minim de întreținere a solului prin
protejarea pajiştilor permanente. Fermierul care utilizează pajişti permanente nu trebuie să le ardă fără acceptul autorității competente pentru protecția mediului (Agenția Națională pentru Protecția Mediului, agențiile regionale şi agențiile județene pentru protecția mediului din subordinea Agenției Naționale pentru Protecția Mediului, Garda Națională de Mediu şi comisariatele din subordinea sa).
Aceasta este o obligație a persoanelor fizice şi juridice prevăzută şi în OUG nr. 195/2005 privind protecția mediului (art. 94(1), lit. n).
Fermierilor care nu respectă această condiție li se vor aplica reduceri la suma totală de plată. În cazul în care, în urma controlului, inspectorii APIA constată că suprafețe ale fermei ocupate cu pajişti permanente au fost arse, fără autorizație de ardere, condiția GAEC 8 se consideră nerespectată. În cazul în care fermierul declară că focul a fost provocat de o cauză necunoscută, trebuie să prezinte sesizarea înregistrată la poliție sau la inspectoratul general pentru situații de urgență privind acest fapt. Inspectorul trebuie să ataşeze la raportul de control o copie a autorizației de ardere sau a sesizării, iar fermierului nu i se aplică sancțiuni pentru neconformitatea cu GAEC8.
GAEC 11 – Menținerea suprafeței de pajişti permanente la nivel național, existente la data de 1 ianuarie 2007.
Obiectivul acestei condiții este menținerea pajiştilor permanente existente, întrucât acestea au un efect pozitiv asupra mediului înconjurător, reprezentând în acelaşi timp sursa principala de furaje pentru animale.
În cererea de plată pentru schemele de sprijin pe suprafață (SAPS) fermierul este obligat să declare toate parcelele agricole acoperite cu pajişti permanente din exploatația sa. De asemenea, este obligat să păstreze această folosință pe suprafețele declarate în cerere, toată perioada anului pentru care solicită plata.
Conform Regulamentului CE nr. 1782/2003, această măsură constă, la nivel național, în menținerea proporției suprafețelor ocupate cu pajişti permanente în raport cu suprafața agricolă utilă. Se consideră ca referință suprafața de pajişti permanente la data de 1 ianuarie 2007. Începând cu anul 2008, pentru fiecare an ulterior, se va calcula proporția anuală pe baza declarațiilor de suprafață depuse. Dacă proporția anuală la nivelul tarii se menține (sau creşte) față de proporția de referință, atunci nu se aplică nici o măsură de administrare a pajiştilor permanente (art. 3 şi 4 al regulamentului nr. 796/2004).
Agenția de Plăți şi Intervenție pentru Agricultură va comunica anual măsurile de administrare a pajiştilor permanente care vor trebui respectate în anul următor.
Dacă proporția națională va scădea vor fi impuse măsuri de reconstituire a pajiştilor permanente. Aceste masuri vor fi anunțate fermierilor la momentul depunerii cererii de plata pe suprafața pentru anul in care se vor fi stabilit masuri de reconstituire a pajiştilor permanente. Anual, până cel târziu la data de 31 octombrie, România trimite Comisiei Europene o informare privind raportul dintre suprafața terenului menținut ca pajişte permanentă şi suprafața agricolă utilă (art. 76(2) al Regulamentului CE nr. 796/2004).
Controlul respectării bunelor condiții agricole si de mediu Controlul se va executa de către serviciul control pe teren din cadrul Sistemului Integrat de
Administrare si Control (IACS), gestionat de Agenția de Plăți şi Intervenție pentru Agricultură. APIA, prin sucursalele județene, efectuează controale la fața locului pentru a verifica dacă fermierii respectă
10
condițiile de eligibilitate şi bunele condiții agricole şi de mediu. APIA poate folosi două metode pentru a controla respectarea condițiilor de eligibilitate, inclusiv a bunelor condiții agricole şi de mediu: ‐ control clasic pe teren; ‐ control prin teledetecție.
Sancțiunile pentru nerespectarea de către fermieri a obligațiilor privind bunele condiții agricole şi de mediu constau din reducerea sprijinului financiar solicitat proporțional cu gravitatea încălcării.
Schema de plată unică pe suprafață (SAPS) Schema de plată unică pe suprafața (hectar) SAPS constă în plata unei sume uniforme la hectar
plătibilă o singură dată pe an decuplată total de producție. Condițiile de eligibilitate pentru acordarea acestui sprijin sunt următoarele:
utilizarea terenului agricol şi respectarea GAEC; suprafața minimă a fermei să fie de 1 ha şi compusă din parcele agricole de min. 0,3 ha. să prezinte documentele necesare care dovedesc dreptul de folosință – titlu de proprietate, contract de arendă, concesiune, alte acte prin care face dovada faptului că utilizează suprafața agricolă declarată, la cererea functionarilor APIA.
completează şi depun o cerere în termenul legal 1 martie ‐15 mai în forma cerută de autorități, care să fie înregistrată de către Sistemul Integrat de Administrare şi Control (IACS);
Arendatorul, concedentul şi/sau locatorul nu beneficiază de plăți directe pentru terenul arendat, concesionat şi/sau închiriat.
Nu pot beneficia de plăți directe de la Uniunea Europeană persoanele care beneficiază de rentă viageră (conform legislației naționale – Legea nr.247/2005)!!!
Programul Național de Dezvoltare Rurală 2007‐2013
Axa 2: Îmbunătățirea mediului şi a spațiului rural 5.3.2. Măsuri privind utilizarea durabilă a terenurilor agricole Măsura Sprijin pentru Zona Montană Defavorizată, Codul măsurii 211
Cadrul legal Regulamentul Consiliului (CE) nr. 1698/2005 ‐ Art. 36 a (i), Regulamentul Consiliului (CE) nr. 1257/1999 ‐ Capitolul V (Art. 18) şi Regulamentul Consiliului (CE) nr. 817/2004 (Art. 11 şi Anexa II 9.1.3.V.)
Obiectiv specific Să contribuie în zona montană defavorizată la utilizarea continuă a terenurilor agricole,
menținându‐se astfel viabilitatea spațiului rural şi, de asemenea, menținându‐se şi susținându‐se activitățile agricole durabile.
Obiectiv operațional Să se asigure în Zona Montană Defavorizată utilizarea continuă a 2.520.000 ha terenuri agricole. Descrierea măsurii Măsura 211 este un instrument prin care se sprijină financiar utilizarea terenurilor agricole
situate în zone unde producția agricolă este mai redusă cantitativ şi/sau calitativ din cauza unor condiții naturale induse de altitudine şi pantă. Sprijinul financiar acordat fermelor din Zona Montană Defavorizată (ZMD) compensează diferențele de venituri şi costuri față de condițiile naturale prezente în alte zone, care nu sunt defavorizate.
Zona Montană Defavorizată are producția agricolă afectată de condițiile climatice şi de relief din cauza caracteristicilor de altitudine şi de pantă (Art. 18 al Regulamentului (CE) 1257/1999) şi este
11
constituită din suma suprafețelor unităților administrativ‐teritoriale (UAT) desemnate conform criteriilor de mai jos:
1. Unitățile administrativ‐teritoriale (UAT) de bază (comune sau oraşe) situate la altitudini medii mai mari sau egale cu 600 de metri, limitele acestora fiind acelea ale blocurilor fizice (identificate in Sistemul Integrat de Administrare şi Control) ce aparțin de aceste UAT;
2. Unitățile administrativ‐teritoriale de bază situate la altitudini medii între 400 – 600 metri şi care au o pantă medie egală sau mai mare de 15%, limitele acestora fiind acelea ale blocurilor fizice (identificate în Sistemul Integrat de Administrare şi Control) ce aparțin de aceste UAT.
Forma şi mărimea sprijinului Sprijinul financiar este oferit sub forma unei plăți anuale fixe pe hectar de teren agricol utilizat
situat în cadrul zonei montane defavorizate. Aceste plăți nu pot depăşi sumele maxime stipulate în Anexa Regulamentului Consiliului (CE) Nr. 1257/1999. Dacă bugetul anual va fi depăşit, toate plățile vor fi reduse cu aceeaşi proporție pentru a se putea încadra în buget.
Valoarea sprijinului anual este de 50 Euro.
Beneficiarii fermierii care desfăşoară activități agricole pe terenurile agricole situate înZMD. trebuie să se angajeze că vor continua activitățile agricole timp de 5 ani de la data efectuării primei plăți aferente acestei măsuri şi că vor respecta GAEC pe toată suprafața agricolă a fermei şi pe toată durata angajamentului.
Criterii de eligibilitate
numai parcelele cu suprafața minimă de cel puțin 0.3 hectare, iar suprafața agrícola aparținând unei ferme, compusă din parcele de cel puțin 0.3 hectare, trebuie să fie de minim 1ha.
Lista cu acestor unități administrativ ‐ teritoriale este prezentă în Anexa 4A a PNDR.
Măsura Plăți de Agro‐mediu. Codul Măsurii 214 Cadrul Legal Articolul 36 (a) (iv) din Regulamentul Consiliului (CE) Nr. 1698/2005 din 20
Septembrie 2005 privind sprijinul pentru dezvoltare rurală din Fondul European Agricol pentru Dezvoltare Rurală (FEADR). Articolul 39 din Regulamentul Consiliului (CE) Nr. 1698/2005 din 20 Septembrie 2005 privind sprijinul pentru dezvoltare rurală din Fondul European Agricol pentru Dezvoltare Rurală (FEADR). Articolul 27 şi punctul 5.3.2.1.4 din Anexa II la Regulamentul (CE) Nr.1974/2006.
Motivație Plățile de agro‐mediu sunt necesare pentru a sprijini dezvoltarea durabilă a zonelor rurale şi
pentru a răspunde cererii din ce în ce mai mari a societății pentru servicii de mediu. Plățile acordate prin această măsură trebuie să încurajeze fermierii şi alți administratori de terenuri să deservească societatea ca întreg prin introducerea sau continuarea aplicării metodelor de producție agricolă compatibile cu protecția şi îmbunătățirea mediului, a peisajului şi caracteristicilor sale, a resurselor naturale, a solului şi a diversității genetice.
Obiectiv global Îmbunătățirea mediului şi a spațiului rural
Obiectivul măsurii (specific) Obiectivul acestei măsuri este de a contribui la dezvoltarea durabilă a spațiului rural prin încurajarea utilizatorilor de terenuri să introducă sau să continue metodele de
12
producție agricolă compatibile cu protecția şi îmbunătățirea mediului, inclusiv a biodiversității, apei, solului şi a peisajului rural.
Rezultat Menținerea pajiştilor cu înaltă valoare naturală Menținerea biodiversității prin aplicarea practicilor agricole tradiționale
Obiective operaționale Asigurarea protecției apei şi solului Lista pachetelor existenteşi cu posibil impacta supra habitatului 6230: 1. Pajişti cu Înaltă Valoare Naturală 2. Practici Agricole Tradiționale Programul Plățile de agro‐mediu vor fi acordate fermierilor care îşi asumă, în mod voluntar, angajamente
de agro‐mediu pentru o perioadă de 5 ani de la data semnării angajamentului. Plățile de agro‐mediu cuprind doar acele angajamente care depăşesc cerințele minime, considerat drept punct de pornire pentru elaborarea plăților compensatorii de agro‐mediu.
Beneficiari Fermieri Arie geografică Pachetul 1 „Pajişti cu Înaltă Valoare Naturală” şi Pachetul 2 „Practici Agricole Traditionale”
vizează pajiştile cu Înaltă Valoare Naturală, delimitate în Program (Figura 1). Delimitarea este făcută la nivel de unități administrativ teritoriale (UAT).
Criterii de eligibilitate Plățile de agro‐mediu pot fi acordate ca parte a măsurilor dacă beneficiarul: 1) este utilizatorul unei suprafețe agricole localizată pe teritoriul României, identificabilă în
Sistemul Integrat de Administrare şi Control, cu o suprafață minimă de 1 ha iar parcelele eligibile au dimensiunea minimă de 0,3 ha;
2) se angajează să mențină angajamentul de agro‐mediu pentru o perioada de 5 ani, de la semnării acestuia;
3) se angajează să respecte cerințele minime relevante pe suprafața întregii ferme; 4) se angajează să respecte cerințele specifice pachetelor de agro‐mediu pentru care aplică; 5) se angajează să țină o evidență a activităților agricole corelate cu implementarea cerințelor de
agro‐mediu; 6) declară pe propria răspundere că nu a utilizat fertilizanți chimici şi /sau pesticide în ultimii 5
ani pe suprafețele pe care intenționează să aplice pachetul 1 „Pajişti cu înaltă valoare naturală”. În situația în care fermierul utilizează acele suprafețe de mai puțin de 5 ani, declarația va avea aplicabilitate doar pentru perioada anterioară în care fermierul a utilizat efectiv acele suprafețe. Acest criteriu de eligibilitate este aplicabil doar în cazul pachetului 1.
Forma şi valoarea sprijinului Plata de agro‐mediu este plătită ca plată fixă la hectar şi reprezintă o compensație pentru pierderile de venit şi costurile adiționale suportate de fermieri. Plata se va face în întregime către fermier si se efectuează anual.
Pachetul 1: Pajişti cu Înaltă Valoare Naturală România deține una din resursele cele mai bogate de pajişti semi‐naturale încă existente în
Europa, pajişti ce pot fi clasificate ca pajişti cu înaltă valoare naturală (pajişti semi‐naturale, în general asociate cu o diversitate ridicată de specii şi habitate). Studiile efectuate asupra sistemelor de pajişti din România arată că acestea prezintă o diversitate botanică foarte ridicată.
13
O amenințare importantă este intensivizarea agriculturii şi o posibilă conversie a pajiştilor cu înaltă valoare naturală pajişti utilizate intensiv. Există anumite schimbări care arată potențialul creşterii gradului de intensivizare, cea mai vizibilă dintre aceste schimbări fiind sporirea utilizării mijloacelor mecanizate pentru efectuarea lucrărilor pe pajişti. Nivelul mediu de fertilizare este încă relativ scăzut însă, este de aşteptat ca acesta să crească semnificativ până în anul 2011 în strânsă corelare cu creşterea eficienței în agricultură. O astfel de creştere a utilizării fertilizanților chimici ar fi implicit asociată cu scăderea semnificativă a diversității speciilor de plante şi pierderea de habitate.
Programul Desemnarea a fost realizată folosindu‐se una din definițiile oferite de Agenția Europeană de
Mediu prin intermediul unui studiu publicat în anul 2004 (Andersen et al). Practic, prezentadesemnare urmează definiția pentru următorul tip de teren agricol cu înaltă valoare naturală teren agricol ce prezintă o proporție ridicată de vegetație semi‐naturală (în particular pajişti semi‐naturale în general asociate cu prezența unui nivel ridicat de biodiversitate). A implicat utilizarea datelor oferite de programul “Corine Land Cover 2000” precum şi diferite alte studii la nivel european şi național. Astfel, a fost obținută o cartare inițială a zonelor cu înaltă valoare naturală la nivel de unități administrativ teritoriale, urmată de aplicarea unui proces de omogenizare pentru a se obține suprafețe continue compacte. Numărul total de unități administrativ teritoriale aflate în zonele cu înaltă valoare naturală este de 1038. O listă a acestor unități administrativ teritoriale se găseşte în Anexa 4B2. Suprafața eligibilă de pajişte este de aprox. 2.4 milioane hectare.
Cerințe de management Utilizarea fertilizanților chimici este interzisă. Utilizarea tradițională a gunoiului de grajd este permisă până în echivalentul a maxim 30 Utilizarea pesticidelor este interzisă Cositul poate începe doar după data de 1 iulie. Masa vegetală cosită trebuie adunată de pe suprafața pajiştii nu mai târziu de două săptămâni de la efectuarea cositului;
Păşunatul se efectuează cu maxim 1 UVM pe hectar Păşunile inundate nu vor fi păşunate mai devreme de două săptămâni de la retragerea apelor Este interzis aratul sau discuitul pajiştilor aflate sub angajament. Nu vor fi realizate însămânțări de suprafață sau supraînsămânțări. Se pot face însămânțări cu specii din flora locală doar în cazurile când anumite porțiuni de pajişte degradează sau sunt afectate accidental Ca urmare a respectării acestor cerințe, fermierii suferă o pierdere de venit în comparație cu cei
care aplică practicile agricole convenționale. Interzicerea utilizării fertilizanților chimici conduce la o scădere a producției cu 25% iar întârzierea cositului conduce la o pierdere de 33% din valoarea fânului obținut. De asemenea, există diferențe în privința costurilor, fermierii trebuind să lucreze mai mult pentru a combate manual plantele invazive dar în acelaşi timp având şi unele economii prin neachiziționarea de fertilizanți chimici şi pesticide. În ansamblu, practica de agromediu nu este la fel de profitabilă ca o practică convențională, de aceea se acordă o plată compensatorie. Plată compensatorie la hectar = 124 Euro
Indicatori adiționali pentru pachetul 1
Evoluția unor specii de plante, considerate indicatori calitativi relevanți pentru estimarea succesului acestui pachet, va fi monitorizată anual pe anumite parcele eşantion aflate sub angajament. Speciile ce vor face obiectul monitorizării sunt următoarele: Ononis spinosa, Pimpinella saxifraga,
14
Knautia arvensis, Leontodon hispidus, Plantago media, Briza media, Thymus serpyllum, Veronica austriaca, Leucanthemum vulgare, Dianthis carthusianorum, Trifolium montanum, Polygala major, Linum catharticum, Primula veris, Origanum vulgare, Prunella grandiflora, Viola hirta, Lathyrus pratensis, Succisa pratensis, Sanguisorba officinalis, Serratula tinctoria, Clinopodium vulgare. Ținta propusă este evitarea declinului acestor specii.
Această listă de specii poate fi îmbogățită prin adăugarea altor specii relevante, dacă acest lucru va fi considerat necesar pe parcursul desfăşurării proiectelor de monitorizare!!!
Pachetul 2 Practici agricole tradiționale ‐poate fi aplicat doar în combinație cu pachetul 1!
Obiectiv operațional
Menținerea biodiversității prin aplicarea practicilor agricole tradiționale Țintă 2013: 375.000 hectare sub angajament
Cerință de management ‐ Lucrările cu utilaje mecanizate nu sunt permise pe suprafața pajiştilor aflate sub angajament.
Respectarea acestei practici conduce la costuri mai mari pentru fermieri. Lucrări cum ar fi cositul manual sau întorsul fânului necesită muncă intensă şi sunt mai costisitoare decât practicile mecanizate moderne. De aceea, o plată compensatorie este acordată. Plată compensatorie la hectar = 58 Euro
Combinarea pachetelor de agro‐mediu Pachetul 1 şi pachetul 2 se pot aplica în combinație pe aceiaşi suprafață de teren. În această
situație şi plățile aferente acestor pachete se cumulează, neexistând cerințe care ar putea fi plătite de doua ori.
Orientările strategice comunitare Resursele prevazute prin Axa 2 Îmbunătățirea mediului şi a spațiului rural trebuie sa contribuie
la atingerea celor trei obiective prioritare de interes comunitar, şi anume: biodiversitatea şi conservarea sistemelor agricole şi forestiere de tip HNV, apa şi schimbările climatice. Pentru atingerea acestor obiective participă mai multe măsuri din PNDR.
Sprijinul oferit prin intermediul FEADR (PNDR – Axa 2) vizează acordarea plăților compensatorii pentru utilizatorii de terenuri agricole situate în zonele desemnate Natura 2000 şi urmăreşte compensarea dezavantajelor specifice zonelor desemnate datorită implementării Directivei 79/409/EEC privind conservarea păsărilor sălbatice şi Directivei 92/43/EEC privind conservarea habitatelor naturale şi speciilor sălbatice de floră şi faună, contribuind la managementul efectiv al siturilor Natura 2000. Acest tip de sprijin vine în susținerea implementării rețelei europene de arii protejate Natura 2000, fiind complementar cu intervenția în domeniul conservării biodiversității.
Având în vedere că între zonele defavorizate, zonele identificate cu suprafețe agricole, cu gospodărire extensivă/terenuri agricole de tip HNV şi cele desemnate ca situri Natura 2000 există un grad ridicat de suprapunere.Se previzionează că o combinare a Plăților pentru zonele defavorizate cu Plățile de agro ‐ mediu şi Natura 2000 va contribui semnificativ la susținerea viabilității fermelor din aceste zone şi la conservarea sistemelor agricole cu valoare naturală înaltă, implicit a numeroaselor tipuri de habitate şi a diverselor specii asociate acestora.
Axa 2 deține o disponibilitate financiară de circa 5% din bugetul său pentru a putea sprijini măsurile Natura 2000 începând cu 2010 sub codul 213 „Plăți Natura 2000 . Punerea în practică amăsurilor disponibile prin Reglementarea (CE) 1698/2005 vor fi amânate până în anul 2010, când rețeaua Natura 2000 va fi pe deplin funcțională, iar planurile de management necesare pentru aceste
15
zone vor fi întocmite. După desemnarea planurilor de management specifice siturilor Natura 2000, respectiv stabilirea regulilor detaliate de implementare ale Directivei Cadru Apă, acele cerințe voluntare de agromediu care devin astfel obligatorii în unele zone, vor fi compensate şi plăți legate de implementarea Directivei 2000/60” în acele zone.
16
II. SCOPUL ŞI NECESITATEA STUDIULUI
Aşa cum s‐a arătat şi în partea introductivă, pentru refacerea, menținerea sau chiar îmbunătățirea stării favorabile de conservare a habitatelor şi speciilor din siturile Natura 2000, este necesar un management activ şi durabil al acestora. Ca urmare, scopul acestei lucrări îl reprezintă identificarea şi descrierea măsurilor adecvate de gospodărire a habitatelor de interes comunitar incluse în Proiectul LIFE05NAT/RO/000176 „Habitate prioritare alpine, subalpine şi forestiere din România”, în particular pentru pajiştile de Nardus bogate în specii pe substrat silicios. Pentru identificarea măsurilor necesare conservării acestor ecosisteme, punctul de pornire îl reprezintă definirea stării favorabile de conservare a habitatului pornind de la identificarea principalelor atribute care caracterizează această stare şi stabilirea limitelor între care pot oscila valorile acestor atribute. Pe baza datelor privind starea favorabilă de conservare s‐a elaborat un meniu de masuri minime de management necesare conservării sau reconstrucției ecologice a habitatului în vederea atingerii stării favorabile conservare. Rezultatul lucrării se doreşte a fi realizarea unui set măsuri generale de gospodărire pentru fiecare dintre tipurile de habitate menționate mai sus, măsuri adecvate menținerii acestora într‐o stare favorabilă de conservare.
Reconstituirea dreptului de proprietate asupra terenurilor agricole şi forestiere în condițiile tranziției spre o economie de piață, determină creşterea presiunii asupra resurselor naturale ale României. Obiectivul principal al multora dintre noii proprietari îl reprezintă obținerea unor beneficii cât mai mari şi într‐un termen cât mai scurt. Astfel, gospodărirea durabilă a acestor resurse a devenit o adevărată provocare mai ales în zonele puternic antropizate. În această situație se află şi multe dintre siturile Natura 2000 care, cu toate că iau în considerare realitățile economice şi sociale ale zonei, urmăresc în principal păstrarea şi chiar imbunătățirea stării de conservare a ecosistemelor naturale pentru care au fost desemnate. Aşadar, cunoaşterea şi mai ales aplicarea unor măsuri de gospodărire bazate pe dezvoltarea armonioasă a comunităților umane în interiorul sau în vecinătatea siturilor Natura 2000 sunt imperios necesare pentru protejarea şi perpetuarea patrimoniului natural de excepție pe care țara noastră îl deține încă.
În lucrarea de față ne‐am propus ca definirea măsurilor minime de conservare a habitatului 6230* să respecte următoarele cerințe:
- să fie în concordanță cu legislația europeană şi națională; - să aibă la bază cele mai bune informații disponibile; - să includă obiective de conservare adecvate din punct de vedere ecologic pentru toate
particularitățile acestui habitat; - să fie flexibil şi adaptabil; - să fie simplu şi practic pentru o mai eficientă implementare ținând cont şi de posibilitățile
tehnice existente; - să faciliteze monitorizarea obiectivă şi sistematică a eficienței măsurilor propuse.
17
III. DESCRIEREA HABITATULUI 6230* COD HABITATE ROMÂNIA: R3608, R3609 COD EUNIS: E4.3172 COD CORINE (PAL. CLASS.): 35.1, 36.31
3.1. Structura habitatului
În accepțiunea manualului european (EUR27) dar şi al celui românesc de interpretare al habitatelor Natura 2000 (Gafta et al. 2008), habitatul 6230* (pajişti de Nardus bogate în specii pe substraturi silicatice din zone montane şi submontane în Europa continentală) este reprezentat de pajişti permanente secundare de Nardus stricta, ale căror fitocenoze vegetează în diferite condiții staționale şi care au o plasticitate ecologică mare, ceea ce imprimă habitatului o mare heterogenitate structurală. În acest tip de habitat au fost încadrate doar pajiştile în care abundența‐dominanța speciei Nardus stricta este de cel putin 2 pe scara Braun‐Blanquet (metoda fitosociologică) ceea ce corespunde unei acoperiri medii minime de 17,5%. Au fost excluse din acest habitat pajiştile puternic perturbate ca urmare a supraexploatării lor, în special prin păşunat excesiv, fapt ce a dus la o puternică degradare a acestora.
Din punct de vedere fitosociologic, acestui habitat îi corespund următorii cenotaxoni: Scorzonero roseae‐Festucetum nigricantis (Puşcaru et al. 1956) Coldea 1978 (syn.: Festucetum rubrae fallax Puşcaru et al. 1956, Festucetum rubrae montanum Csűrös et Resmeriță 1960); Violo declinatae‐Nardetum Simon 1966 (syn.: Nardetum strictae montanum Resmeriță et Csűrös 1963, Nardetum strictae alpinum Buia et al. 1962, Nardetum alpigenum carpaticum Borza 1959); Nardo‐Festucetum tenuifoliae Buiculescu 1971; Festuco rubrae‐Agrostietum capillaris Horvat 1951 subas. nardetosum strictae Pop 1976, Poetum medie‐Nardetum strictae Resmeriță 1987.
Aşa cum reiese şi din Anexa I, în structura floristică a asociațiilor habitatului 6230* se regăsesc un număr de 390 de taxoni identificați în 529 de relevee realizate pe suprafețe de probă a căror mărime variază între 25 şi 100 m2, fiind analizate doar releveele cu un număr minim de 10 specii de cormofite. Dintre speciile caracteristice acestui habitat putem enumera: Agrostis capillaris, Festuca rubra, Nardus stricta, Deschampsia flexuosa, Potentilla erecta, Viola declinata, Antennaria dioica, Danthonia decumbens, Genista tinctoria ssp. tinctoria, Veronica officinalis, Polygala vulgaris, Cerastium fontanum ssp. vulgare, Hieracium pilosella, Viola canina, Plantago lanceolata, Luzula campestris, Carex pallescens, Campanula serrata, Scabiosa lucida, Carlina vulgaris ssp. vulgaris, Luzula luzuloides ssp. cuprina, Gentiana acaulis, Festuca tenuifolia, Cerastium fontanum ssp. triviale, Alchemilla glaucescens, Trifolium dubium, Potentilla aurea ssp. chrysocraspeda, Festuca airoides, Festuca nigrescens, Plantago atrata, Ranunculus serpens, Luzula multiflora, Geum montanum etc.
18
3.2. Aspecte privind ecologia habitatului 6230*
Vegetația actuală este rezultatul interacțiunii continue, în spațiu şi timp, atât dintre speciile componente cât şi dintre acestea şi factorii din mediul în care trăiesc. Caracteristicile vegetație pot fi considerate ca o funcție a climatului, materialului parental, topografie, organisme şi timp (Austin 2005). Diferitele populații de plante care alcătuiesc o anumită comunitate vegetală reprezintă doar un anumit procent din populațiile prezente în flora locală (Grime 2001). Una dintre principalele provocări ale studiului covorului vegetal este aceea de a identifica procesele şi factorii care determină abundența relativă a unei specii în cadrul unei comunități vegetale date. Fitocenozele acestui habitat prezintă o plasticitate ecologică relativ mare, fapt demonstrat şi de ecartul altitudinal, acestea putând fi găsite la altitudini cuprinse între 500 şi 2300 m.s.m., ocupând stațiuni xero‐mezofile sau mezofile cu soluri oligotrofe acide. Pajiştile încadrate în acest tip de habitat se găsesc pe platouri sau versanți cu pante de până la 50‐54o fără a fi puternic condiționate de expoziția stațiunilor pe care le ocupă.
Cu toate că pajiştile de Nardus ocupă o varietate mare de stațiuni caracterizate prin variații mai mici sau mai mari ale unor variabile de mediu, totuşi, într‐un studiu realizat la nivel regional (zona montană a județului Maramureş) (Bărbos 2007), s‐au evidențiat o serie de factori ecologici care condiționează în mod direct sau indirect structura, stabilitatea şi dinamica acestora.
Factorii ecologici pot fi împărțiți în patru mari categorii, şi anume: 1. Factorii topografici (relieful) care influențează în mod indirect structura şi distribuția fitocenozelor prin modificarea regimului climatic şi a factorilor edafici. Dintre aceştia, cei mai importanți sunt: forma de relief, poziția pe pantă, forma pantei, panta, altitudinea, expoziția şi indicele topografic de umiditate (TMI) care estimează umiditatea potențială a solului pe baza topografiei zonei luate în studiu. Dintre aceştia un rol deosebit de important îl au: a) Altitudinea este un factor de mediu care influențează în mod indirect structura şi dinamica fitocenozelor, prin modificarea factorilor climatici, edafici şi biotici (Pop 1977, Banaticla et Buot 2005). Astfel, odată cu creşterea altitudinii scade temperatura şi creşte nivelul precipitațiilor, ceea ce duce la o creştere a umidității solului reflectată şi în viteza de descompunere a litierei (Schinner 1982), fapt care determină o creştere a substanței organice din sol (Amundson et al. 1989) şi o scădere a pH‐ului (Banaticla et Buot 2005). De asemenea, creşterea altitudinii influențează în mod direct durata sezonului de vegetație ca o consecință a duratei acoperirii cu zapadă (Dolezal et Srutek 2002, Piper et al. 2006). Influența indirect a altitudinii asupra covorului vegetal se poate evidenția în etajarea vegetației, fiecare etaj de vegetație fiind caracterizat prin anumite elemente climatic şi ecopedologice. În țara noastră, pajiştile de Nardus se întâlnesc de‐a lungul unui gradiebt altitudinal ce se întinde pe patru etaje de vegetație fiecare dintre ele prezentând unele particularități caracteristice (Bărbulescu et Motcă 1983; Țucra et al. 1987, Rotar 1997, Ciocârlan 2000, Maruşca 2001, Doniță et al. 2005, Sima 2006) după cum urmează:
Etajul nemoral include două subetaje: 1) subetajul pădurilor de gorun şi de amestec cu gorun – ocupă terenuri situate la altitudini
cuprinse între 300 şi 700 m localizate în Podişul Moldovei şi dealurile subcarpatice. Elementele climatice caracteristice acestui subetaj au următoarele valori medii multianuale
pentru temperatură şi precipitații: T = 7,5‐90C iar Pp = 650‐850 mm. Tipurile de sol din acest subetaj aparțin: Preluvosolurilor, Luvosolurilor, Eutricambisolurilor,
Rendzinelor, Faeziomurilor (brune argiloiluviale, brune luvice, brune eumezobazice, luvisoluri, rendzine, pseudorendzine).
19
2) subetajul pădurilor de fag şi de amestec cu fag şi răşinoase – se regăseşte pe terenuri situate la altitudini cuprinse între 300 şi 1450 m, pe dealuri înalte şi munți mijlocii (Subcarpații, Depresiunea Transilvaniei şi Podişul Moldovei).
Elementele climatice caracteristice acestui subetaj au următoarele valori medii multianuale pentru temperatură şi precipitații: Tm=4,5‐7,50C iar precipitațiile Pm=750‐1100 (1200) mm.
Tipurile de sol întâlnite în acest subetaj aparțin: Luvosolurilor, Districambosolurilor, Prepodzolurilor (soluri brune, brune luvice, brune acide şi local brune feriiluviale).
Etajul boreal (pădurilor de molid) ocupă partea mijlocie şi superioară a munților Carpați, respectiv ecartul altitudinal cuprinse între 1200‐1800 m.
Elementele climatice prezintă în acest etaj următoarele valori medii multianuale pentru temperatură şi precipitații: T = 0,5‐4,50C iar Pp = 1000 ‐ 1200 mm.
Tipurile de sol întâlnite în acest etaj aparțin: Prepodzolurilor, Podzolurilor, Districambosolurilor, Luvosolurilor, Rendzinelor, Regosolurilor, Litosolurilor (brune feriiluviale, podzoluri, brune acide, brune, rendzine, regosoluri, litosoluri).
Etajul subalpin are corespondent ecartul altitudinal cuprinse între 1700‐2200 m. Climatul acestui etaj se caracterizează printr‐un regim termic scăzut (temperatura medie anuală
0,5‐1,50C), respectiv printr‐un regim pluviometric ridicat (precipitații ≥1200 mm). Tipurile de sol întâlnite în acest etaj aparțin: Podzolurilor, Prepodzolurilor, Rendzinelor,
Litosolurilor (podzoluri, brune feriiluviale, rendzine, litosoluri).
Etajul alpin include terenurile situate la altitudini de peste 2000 m în nord şi 2100‐2200 m în sud.
Clima. În acest etaj temperatura medie anuală poate varia între –1,5 şi 2,50C iar regimul precipitațiilor se situează între 1300 şi 1400 mm.
Tipurile de sol întâlnite în acest etaj aparțin: Humosiosolurilor, Rendzinelor, Litosolurilor (soluri humicosilicatice, rendzine, litosoluri).
b) Indicele topografic de umiditate (TMI), deşi este corelat cu resursele de apă ale solului (Miller et Franklin 2002), nu poate fi considerat ca o unitate de măsură fidelă a umidității solului, fiind utilizat pentru a caracteriza din punct de vedere al efectului pe care particularitățile topografice îl au asupra distribuție apei în sol (Meentemeyer et Moody 2000). Totuşi, prin modul în care sunt distribuite valorile de abundență‐dominanță al speciilor edificatoare în funcție de variația lui, reflectă destul de bine variația umidității relative a solului Acest indice însumează patru parametri: poziția pe pantă, panta, forma pantei şi expoziția, şi poate lua valori cuprinse între 0 şi 60 (Parker 1982). 2. Factorii edafici, prin proprietățile lor, sunt factori limitativi care condiționează creşterea şi dezvoltarea plantelor, iar constituirea şi dezvoltarea comunităților vegetale fiind în strânsă legătură cu aceştia. Principalii componenți ai factorilor edafici sunt a) Reacția solului este un factor care poate influența în mod direct sau indirect structura şi dinamica covorului vegetal. Astfel, variația pH‐ului are un rol important în determinarea structurii fitocenozelor, influențând în mod direct atât germinarea semințelor (Berendse et al. 1998), cât şi a creşterii şi dezvoltării sistemului radicular al plantelor (Balsberg‐Pahlsson 1995) şi a capacității de absorbție a substanțelor nutritive de către acestea (Fageria et al. 1989, Tyler et Olsson 2001) având astfel, un rol important în determinarea vitalității plantelor. Influența indirectă a acidității solului asupra fitocenozelor se manifestă prin intermediul proceselor de descompunere şi mineralizare a materiei organice. Aciditatea solului determină compoziția şi activitatea florei microbiene, prin aceasta determinând atât viteza de descompunere şi mineralizare a substanței organice, cât şi tipul de humus rezultat în urma acestor procese (Hopkins et al. 1990, Greszta et al. 1992, Raubuch et Beese 2005).
20
b) Substanța organică moartă din sol reprezintă materia primă din care, sub influența diferitelor procese fizice, chimice şi biologice ale solului, se formează humusul, care prin proprietățile şi compoziția chimică reprezintă componenta esențială a solului, determinând fertilitatea (Chiriță 1955, Chiriță 1974, Blaga et al. 2005). Sursa principală de substanță organică din sol o constituie resturile de plante moarte, alături de care mai contribuie, într‐o măsură mai mică şi microflora şi fauna solului, acestea din urmă având un rol important în procesele de descompunere a materiei organice. Un rol important în acumularea de substanțe organice în sol îl are şi modul de folosință al vegetației (Huntjens et Albers 1978) Substanța organică din sol reprezintă un rezervor de substanțe nutritive (în special azot) care sunt reintroduse treptat în circuitul biogeochimic al elementelor (Olff et al. 1993, Sival et Grootjans 1996, Berendse et al. 1998). Cantitatea de substanță organică nu este singurul factor care influențează cantitatea de substanțe nutritive mineralizate, aceasta fiind influențată şi de alți factori, cum ar fi activitatea microbiană a solului, aciditatea, umiditate, temperatura solului şi nu în ultimul rând calitatea materiei organice din sol (Pastor et al. 1987). c) Concentrația ionilor de Mg++, alături de a celor de Ca++ şi K+, are un rol important, direct în creşterea şi dezvoltarea plantelor, fiind macroelemente indispensabile acestora, şi indirect, prin influența lor asupra acidității solului (Botnariuc et Vădineanu 1982, Stugren 1982, Pârvu 2001). Variația concentrației ionilor de Mg++ din sol influențează şi procesul de absorbție a ionilor de Ca++ şi K+ (Fageria 1974). d) Fosforul împreună cu azotul sunt pricipalii nutrienți necesari pentru creşterea şi dezvoltarea plantelor (Parton et al. 1988, Niinemets et Kull 2005), raportul dintre cele două elemente din țesutul plantelor indicând care dintre ele are rol de factor limitativ. Astfel, un raport N:P < 10 (Gusewell 2004) sau < 14 (Mamolos et al. 2005) indică faptul că azotul are rol limitativ, iar un raport N:P >16 (Mamolos et al. 2005) sau > 20 (Gusewell 2004) indică faptul că fosforul are rol limitativ. Dacă din punct de vedere cantitativ, o mare parte a variabilității fosforului din sol poate fi atribuită texturii solului (Stewart et Cole 1989), din punct de vedere calitativ un rol important îl are troficitatea solului şi tipul de vegetație. Astfel, în solurile oligotrofe, fosforul se găseşte predominant sub formă organică, disponibilitatea sa pentru plante fiind condiționată de mineralizarea acesteia (Williams et al. 1999). Din punct de vedere al vegetației, aceasta afectează distribuția formelor de fosfor din sol, pajiştile conținând fosfor în combinații organice labile sau moderat‐labile, care poate fi potențial utilizabil de către plante (Magid 1993). Influența fosforului în viața plantelor se manifestă atât direct, prin rolul nutritiv, cât şi indirect, fiind unul dintre factorii care condiționează mineralizarea azotului, fertilizarea solurilor cu fosfor având un impact pozitiv asupra circuitului azotului (Purchase 1974). Efectul fosforului asupra mineralizării azotului este amplificat de prezența vegetației, datorită stimulării creşterii rădăcinilor, fapt ce determină o creştere a volumului rizosferei şi, implicit, a numărului de microorganisme nitrificatoare (Cornish et Raison 1977). 3. Factorii climatici. Prin climat se înțelege acțiunea complexă a factorilor meteorologici (lumina, temperatura, umiditatea, precipitațiile, vântul) pe o anumită suprafață a Terrei (Pop 1977). În cadrul acestui climat general pot fi deosebite subunități mai mici cum ar fi macroclimatul sau climatul regional, mezoclimatul sau climatul local (topoclimatul) şi microclimatul sau climatul microreliefului care include şi fitoclimatul (Cristea 1991) . Din punctul de vedere al studiilor de vegetație, un rol important îl are analiza macro‐ şi microclimatului, care condiționează în mod direct structura şi raspândirea fitocenozelor. Din categoria factorilor climatic, un rol important îl au: a) Radiația solară incidentă care este de departe sursa dominantă de energie pentru majoritatea organismelor vii (Schulze et al. 2005) şi este singura sursă de energie care poate fi utilizată în activitățile metabolice de către plantele verzi, fiind convertită în energie chimică în procesul de fotosinteză (Begon et al. 2006). Radiația solară este un factor foarte complex care prezintă variații simultane ale intensității, compoziției spectrale şi a distribuției spațiale (Evans 1969, Schulze et al. 2005).
21
Variația zilnică sau sezonieră a radiației solare directe este puternic corelată atât cu umiditatea solului şi a aerului, datorită evapotranspirației (Granger et Schulze 1977, Kirkpatrick et al. 1988, Newell et Peet 1998, Fitter et al. 1998) , cât şi cu temperatura şi intensitatea luminii, factori care influențează îm mod direct sau indirect structura şi dinamica vegetației (Kirkpatrick et Nunez 1980). b) Indicele de încălzire (HL), care, chiar dacă nu reprezintă decât o estimare a cantității de energie termică potențiale pentru o anumită stațiune, totuşi poate oferi informații importante privind bugetul termic al solului şi a stratului de aer din imediata sa apropiere. Temperatura joacă un rol important atât în viața plantele, fiind unul dintre principalii factori care declanşează sau opresc activitățile metabolice din plante (Smith 1996, Schulze et al. 2005), cât şi în procesele biologice, chimice şi fizice din sol (Weaver et Clements 1938). Principalii factori care determină regimul termic al unei stațiunii variază de la radiația solară incidentă directă, care este principala sursă de încălzire (Kormondy 1996) până la culoarea, textura, structura solului, cantitatea de humus din sol, conținutul de apă al solului şi acoperirea cu vegetație a solului (Weaver et Clements 1938). 4. Factorii biotici, alături de factorii abiotici contribuie la constituirea, structurarea şi distribuția spațială a fitocenozelor. Dintre aceştia putem aminti acoperirea realizată de stratul de muşci, grosimea stratului de litieră şi modul de folosință al pajiştilor (factorul antropo‐zoogen) care, de fapt, se rasfrînge în mod direct asupra primilor doi. a) Acoperirea realizată de stratul de muşchi are un rol important în determinarea structurii şi a dinamicii comunităților de plante vasculare, acționând în mod direct, ca un filtru, asupra speciilor, unele specii de muşchi putând avea efecte alelopatice asupra cormofitelor (Keizer et al. 1985). O altă modalitate prin care muşchii influențează structura şi dinamica covorului vegetal este prin modificarea condițiilor microclimatice (chiar nanoclimatice) din fiecare stațiune. Astfel, covorul de muşchi determină o modificare a temperaturii de la suprafața solului concomitent cu o creştere a umidității (Zamfir 2000, Sedia et Ehrenfeld 2003, Otsus et Zobel 2004), dar influențează şi cantitatea şi calitatea luminii (Keizer et al. 1985). Aceste modificări ale microclimatului se răsfrâng asupra procesului de germinație a semințelor dar şi în creşterea şi dezvoltarea plantulelor, efectele asupra plantelor vasculare fiind diferite în funcție de specie şi habitat (Zamfir 2000). Păturile compacte de muşchi joacă şi un rol de barieră fizică, putând să împiedice astfel germinația semințelor, dar mai ales creşterea şi dezvoltarea plantulelor, dar, odată stabilite, plantele vasculare crează un microhabitat mult mai propice dezvoltării lor (Sedia et Ehrenfeld 2003). De asemenea, muşchii au un rol important şi în circuitul biogeochimic al elementelor, în special al azotului (Curtis et al. 2005). Prezența covorului de muşchi favorizează activitatea microbiană şi acumularea de materie organică, fapt ce determină crearea unor microstațiuni bogate în substanțe nutritive şi azot amoniacal (Sedia et Ehrenfeld 2005). Variațiile spațiale şi temporale în structura covorului de muşchi pot constitui unul dintre motivele variației diversității comunităților vegetale (Keizer et al. 1985). b) Litiera, este un factor de mediu cu un rol foarte complex, având o importanță deosebită în determinarea structurii şi dinamicii fitocenozelor. În funcție de modul în care influențează plantele şi comunitățile vegetale, efectele litierei pot fi: ‐ directe – constituind o barieră fizică pentru creşterea şi dezvoltarea plantulelor (Hector et al. 2000), pentru disiparea vaporilor de apă din sol (McAlpine et Drake 2003), împiedică contactul direct dintre semințe şi sol (Rotundo et Aguiar 2005), împiedică eroziunea solului datorată apelor pluviale şi protejează solul împotriva înghețului (Walsh et Voigt 1977), oferă protecție semințelor şi plantulelor tinere împotriva granivorelor şi ierbivorelor (Quested et Eriksson 2006); ‐ indirecte – determinând schimbări microclimatice care afectează temperatura şi umiditatea solului dar şi cantitatea şi calitatea radiației solare (Facelli et Pickett 1991, Facelli et Carson 1991, Bosy et Reader 1995, Nakamura 1996, Eckstein et Donath 2005), determinând o scădere a variațiilor temperaturii (Bosy et Reader 1995), ameliorează condițiile de umiditate a solului, mai ales în perioadele
22
de stres hidric (Maret et Wilson 2005) şi reduce gradul de iradiere al solului cu până la 99% (Bosy et Reader 1995). Proprietățile de infiltrare, structura şi textura, cel puțin a orizontului superior al solului sunt determinate, parțial, de cantitatea şi calitatea litierei (Walsh et Voigt 1977). De asemenea, litiera are un rol important în circuitul biogeochimic al substanțelor nutritive (Walsh et Voigt 1977, Hector et al. 2000, Aerts et al. 2003, Eckstein et Donath 2005, Quested et Eriksson 2006). În funcție de mecanismele care stau la baza influențelor exercitate de gosimea stratului de litieră asupra comunităților vegetale putem deosebi următoarele efecte: ‐ efecte fizice – sunt rezultatul proceselor care duc la modificarea condițiilor microclimatice, determină interacțiunile plantelor cu mediul fizic (Nakamura 1996, Rotundo et Aguiar 2005). Acumularea de litieră prezintă o heterogenitate spațială datorată heterogenității vegetației, a redistribuirii litierei şi descompunerii ei inegale, ceea ce determină o heterogenitate a condițiilor microclimatice (Facelli et Pickett 1991); ‐ efecte chimice – care se datorează în primul rând proceselor de descompunere la care este supusă litiera, acesta fiind un determinant major al înmagazinării carbonului şi al altor nutrienți şi al fluxului de materie în ecosisteme (Quested et Eriksson 2006). Descompunerea litierei şi eliberarea nutrienților este controlată de o mare varietate de proprietăți chimice ale acesteia, dintre care putem aminti concentrația de N, raportul C:N, concentrația de P, raportul C:P, raportul N:P, cantitatea de lignină, concentrația compuşilor fenolici (Aerts et al. 2003). Proprietățile chimice ale litierei sunt determinate de compoziția calitativă a acestei care se datorează, în mare parte, speciilor dominante (Hoorens et al. 2002, Hoorens et al. 2003). Litiera speciilor de dicotiledonate poate avea un efect chimic mult mai puternic decât cea a gramineelor datorită fitotoxinelor şi a eliberării de nutrienți într‐o perioadă de timp mai scurtă, viteza de descompunere a litierei produsă de graminee fiind mai mică (Xiong et al. 2003). De asemenea, descompunerea litierei afectează pH‐ul şi conținutul chimic al apelor de percolare şi conduce la formarea acizilor prehumici, humici şi fulvici (Walsh et Voigt 1977), având un efect de fertilizare a solului (Monk et Gabrielson 1985); ‐ efecte biologice – dintre care menționăm reducerea densității şi a numărului de specii (Monk et Gabrielson 1985, Carson et Peterson 1990, Foster et Gross 1998), influențează germinația semințelor, creşterea şi dezvoltarea plantulelor, incidența bolilor fungice, prezența şi intensitatea fenomenelor alelopatice (Xiong et al. 2003, Rotundo et Aguiar 2005) şi dinamica populațiilor de nevertebrate din sol (Xiong et Nilsson 1999). De asemenea, afectează şi relațiile intra‐ şi interspecifice ale indivizilor populațiilor de plante (Nakamura 1996), cu rol important în structurarea fitocenozelor. Dacă analizăm rolul litierei asupra populațiilor de plante şi a comunităților vegetale din punct de vedere calitativ, efetele acesteia pot fi: ‐ efecte pozitive – care se pot datora îmbunătățirii condițiilor hidrice şi reducerea stresului termic, aportului de substanțe nutritive şi a diseminării semințelor ca urmare a redistribuirii ei (Foster et Gross 1998, Xiong et Nilsson 1999, Eckstein et Donath 2005, Maret et Wilson 2005, Quested et Eriksson 2006), iar în stadiile inițiale ale succesiunii, acumularea de litieră promovează dezvoltarea plantulelor (Nakamura 1996); ‐ efecte negative – determinate în general de creşterea cantitatății de litieră ceea ce duce la o reducere a intensității luminii la nivelul solului (Facelli et Pickett 1991), creşterea numărului de bacterii şi ciuperci patogene ca urmare a creşterii umidității şi a temperaturii (Bosy et Reader 1995, Maret et Wilson 2005), inhibă germinația semințelor, în special a celor mici, a căror germinație este redusă cu până 100%, şi creşterea şi dezvoltarea plantulelor (Bosy et Reader 1995, Foster et Gross 1998, McAlpine et Drake 2003). Toate aceste modificări cauzate de acumularea de litieră determină o scădere a bogăției specifice, a biodiversității şi a productivității fitocenozelor (Monk et Gabrielson 1985, Eckstein et Donath 2005).
23
Litiera este un factor fundamental care controlează structura, stabilitatea şi dinamica comunităților vegetale (Carson et Peterson 1990, Grime 2001), având un rol mai important în organizarea fitocenozelor decât în circuitul biogeochimic al nutrienților (Facelli et Carson 1991).
3.3. Răspunsul ecologic al speciilor edificatoare
Fără a subestima importanța rolului pe care fiecare specie îl are într‐o anumită fitocenoză, în studiul nostru vom analiza doar răspunsul pe care speciile Nardus stricta, Festuca rubra şi Agrostis capillaris, specii edificatoare (monodominante sau codominante) în majoritatea pajiştilor acestui habitat, îl au față de câteva variabile de mediu (Bărbos 2007). Importanța mare acordată speciilor dominante rezidă atât în faptul că realizează cea mai mare parte a fitomasei, cât şi prin influențarea (în mod direct şi indirect) a identității, abundenței şi distribuției locale a celorlalte specii (Grime 1984, Grime 1998, Gibson et al. 1999).
Prin analiza răspunsului ecologic al celor trei specii s‐a urmărit atât identificarea variabilelor de mediu care influențează dezvoltarea lor cât şi evidențierea modului în care acestea sunt condiționate de variația valorilor acestor factori ecologici. Distribuția unei specii în lungul unui gradient oarecare poate fi caracterizată prin valoarea optimă a gradientului pentru o anumită specie, abundența speciei la valoarea optimă a gradientului şi lărgimea nişei speciei (Palmer et Dixon 1990), la care se mai poate adăuga şi forma curbei de răspuns a speciei (Huisman et al. 1993).
3.3.1. Răspunsul ecologic al speciilor edificatoare față de altitudine
Analiza curbelor de răspuns a speciilor edificatoare (fig. 1) permite evidențierea distribuției altitudinale a valorilor de abundență‐dominanță pentru fiecare specie. Astfel, Agrostis capillaris şi Festuca rubra prezintă o scădere a valorilor de abundență‐dominață odată cu creşterea altitudinii, fapt ce sugerează situarea optimului altitudinal în afara intervalului în care s‐a efectuat studiul. Nardus stricta prezintă o creştere corelată cu creşterea altitudinii, dar fără a atinge valoarea maximă de abundență‐dominanță.
Figura 1. Răspunsul speciilor edificatoare față de altitudine
24
3.3.2. Răspunsul ecologic al speciilor edificatoare față de pH
După cum se poate observa şi in figura 2, toate cel trei specii au un răspuns puternic față de variația pH‐ului. Dacă în cazul speciei Nardus stricta se observă o scădere a dominanței acesteia odată cu creşterea pH‐ului, Agrostis capillaris şi Festuca rubra prezintă o creştere corelată cu creşterea valorii pH.
Figura 2. Răspunsul speciilor edificatoare față de pH
3.3.3. Răspunsul ecologic al speciilor edificatoare în funcție de concentrația ionilor de Ca++ Cum era firesc, fiind o specie acidofilă, Nardus stricta este cel mai puternic afectată de variația ionilor de Ca++, care, ca şi în cazul ionilor de Mg++ prezintă o scădere a abundenței‐dominanței, odată cu creşterea concentrației ionilor din sol. Totuşi, există şi câteva diferențe între cele două cazuri, în special în ceea ce priveşte amplitudinea răspunsului şi a pantei curbei de descreştere, acestea fiind mai mari în cazul ionilor de Ca++ (fig. 3). Răspunsul speciei Festuca rubra, determinat de creşterea concentrației ionilor din sol este unul asimetric, cu o amplitudine relativ mare, abundența‐dominanța maximă fiind realizată la o concentrație de 2,415 mg/l (scară logaritmică). Agrostis capillaris prezintă o creştere continuă a abundenței‐dominanței, fiind mai mare la început după care viteza de creştere scade, curba de răspuns tinzând să se aplatizeze (fig. 3).
25
Figura 3. Răspunsul speciilor edificatoare față de Ca++
3.3.4. Răspunsul ecologic al speciilor edificatoare față de grosimea stratului de litieră
Analiza curbelor de răspuns al speciilor edificatoare analizate (fig. 4) permite evidențierea distribuției valorilor de abundență‐dominanță ale acestora. Astfel, răspunsul specie Agrostis capillaris se caracterizează printr‐o scădere a valorilor de abundență‐dominanță odată cu creşterea grosimii stratului de litieră. Răspunsul speciei Festuca rubra urmează o curbă asimetrică, amplitudinea maximă a acestuia fiind atinsă la o grosime de 4,3 mm a stratului de litieră.
Tot un răspuns asimetric se înregistrează şi în cazul speciei de Nardus stricta, dar acestea diferă față de răspunsul păiuşului roşu atît prin amplitudinea maximă a răspunsului, cât şi prin grosimea stratului de litieră la care se situează aceasta. Astfel, în cazul speciei Nardus stricta amplitudinea maximă este atinsă la o grosime a litierei de 39,25 mm.
26
Figura 3. Răspunsul speciilor edificatoare față de grosimea stratului de litieră
3.4. Principalii factori care condiționează dezvoltarea speciilor edificatoare
Aşa cum s‐a putut observa din analizele efectuate, nu toți factorii determină acelaşi răspuns din partea speciilor, identificarea principalilor factori care determină variații ale abundenței‐dominanței speciilor edificatoare fiind importantă atât din punct de vedere teoretic, prin faptul că permite înțelegerea mecanismelor care stau la baza structurării, stabilității şi dinamicii fitocenozelor, cât şi practic. Pe baza datelor astfel obținute se pot elabora proiecte de management care să favorizeze instalarea şi conservarea fitocenozelor cu importanță practică şi ştiințifică deosebită. De aceea, considerăm ca oportună prezentarea, pentru fiecare specie dominantă analizată, a variabilelor de mediu, ele având rolul cel mai important în explicarea variațiilor valorilor de abundență‐dominanță al speciilor luate în studiu. 1. Nardus stricta este influențată în principal de variațiile concentrației de Ca++ din sol, dar şi de variațiile grosimii stratului de litieră (fig. 5). Creşterea concentrației ionilor de Ca++ peste valoarea de 1,195 mg/l (pe scară logaritmică) determină o scădere a abundenței‐dominanței realizată de țepoşică, confirmând astfel statutul de specie calcifugă. În cazul unor valori scăzute ale Ca++ din sol, un rol important în dezvoltarea speciei îi revine grosimii stratului de litieră, care, la valori de peste 26,5 mm facilitează dezvoltarea speciei Nardus stricta (adaptată prin rizomii săi ascendenți, la prezența acestui strat).
27
Fig. 5. Principalele variabile de mediu care influențează variația abundenței‐dominanței speciei Nardus stricta
(Ca – concentrația ionilor de calciu din sol exprimată în mg/l pe scară logaritmică; n – numărul de relevee prezente în fiecare nod terminal; r2 – coeficientul de determinare)
Cei doi factori explică 69,82% din varianța totală a abundenței‐dominanței speciei, restul de aproximativ 30% din varianța totală fiind explicată de ceilalți factori, care au o importanță mai mică. 2. Agrostis capillaris. Variația abundenței‐dominanței acestei specii este influențată, atât de relațiile interspecifice dintre aceasta, Festuca rubra şi Anthyllis vulneraria, cât şi de către grosimea stratului de litieră (fig. 6). Primul şi cel mai important factor care limitează dezvoltarea speciei Agrostis capillaris este Festuca rubra care, în funcție de valorile de abundență‐dominanță medie, poate facilita sau inhiba dezvoltarea acesteia.
Astfel, la valori de abundență‐dominanță mai mici de 11,25% ale speciei Festuca rubra, abundența‐dominanța medie realizată de Agrostis capillaris este de doar 0,445%. Aceasta creşte direct proporțional cu creşterea acoperirii realizată de păiuşul roşu până la valoarea prag de 27,5%, fapt ce ne sugerează existența unor mecanisme de facilitare între cele două specii. În acest interval de variație a abundenței‐dominanței păiuşului roşu, un rol important în controlul acoperirii realizate de iarba câmpului îi revine grosimii stratului de litieră, valoarea prag a acesteia fiind de 23,5 mm.
Dezvoltarea optimă a speciei Agrostis capillaris se realizează în condițiile unei acoperiri realizate de Festuca rubra de 11,25‐27,49% şi a prezenței unui strat de litieră cu o grosime de sub 23,5 mm, condiții în care iarba câmpului realizează o abundență‐dominanță medie de 62,5%. În cazul în care abundența‐dominanța medie a păiuşului roşu se situează în intervalul 27,5‐ 49,99%, un alt factor important care condiționează dezvoltarea speciei Agrostis capillaris este Anthyllis vulneraria, a cărei abundență‐dominanță are o valoare prag de 2,75%. La o abundență‐dominanță a vătămătoarei ≥ 2,75%, iarba câmpului realizează o acoperire procentuală medie de 15,5%, în timp ce la valori < 2,75% acoperirea procentuală medie a speciei Agrostis capillaris este de 31,9%. La valori ≥ 50% ale abundenței‐dominanței realizate de păiuşul roşu, abundența‐dominanța medie realizată de iarba câmpului este de 17,5%.
28
Cei trei factori evidențiați explică 93,34% din varianța totală a abundenței‐dominanței medii a speciei Agrostis capillaris.
Fig. 6. Principalele variabile de mediu care influențează variația abundenței‐dominanței speciei Agrostis capillaris
(n – numărul de relevee prezente în fiecare nod terminal) Efectele de inhibiție a speciilor Festuca rubra şi Anthyllis vulneraria asupra speciei Agrostis capillaris pot fi explicate prin competiția pentru resurse, iar efectul de facilitare pe care Festuca rubra îl are asupra lui Agrostis capillaris şi‐ar putea găsi explicația în efectul mediogen exercitat de păiuşul roşu, ceea ce duce la modificarea microclimatului astfel, încât să favorizeze instalarea şi dezvoltarea indivizilor de iarba câmpului. 3. Festuca rubra. Variația abundenței‐dominanței păiuşului roşu este determinată de relațiile interspecifice (de favorizare şi inhibare) care se stabilesc între acesta şi iarba câmpului şi vătămătoare, dar şi de grosimea stratului de litieră (fig. 7).
Principalul factor care influențează este abundența‐dominanța speciei Agrostis capillaris, care prezintă trei valori prag şi anume: 2,75; 27,5 şi 50%. La valori cuprinse în intervalul 2,75 – 27,49%, un rol important în variația abundenței‐dominanței speciei Festuca rubra îi revine şi grosimii stratului de litieră, a cărui valoare prag este de 13,5 mm. Astfel că, la o grosime a litierei egală sau mai mare decât valoarea prag, abundența‐dominanța medie a păiuşului roşu este de 27,5%, iar la o grosime sub valoarea prag, factorul determinant este abundența‐dominanța speciei Anthyllis vulneraria. În condițiile în care vătămătoarea realizează o acoperire de peste 11,25%, abundența‐dominanța medie a păiuşului roşu este de 37,5%, iar la o acoperire sub 11,5%, abundența‐dominanța medie a păişului este de 58,2%. În cazul în care iarba câmpului are o abundență‐dominanță medie cuprinsă în intervalul 27,5 – 49,99%, păiuşul roşu realizează o acoperire procentuală medie de 37,5%. La valori egale sau mai mari de 50% a acoperirii realizate de către Agrostis capillaris, abundența‐dominanța medie a speciei Festuca rubra este de 17,5%, în timp ce la valori mai mici de 2,75%, abundența‐dominanța medie a păiuşului
29
este de doar 1,98%. Ca şi în cazul speciei Agrostis capillaris, efectele de inhibiție exercitate asupra speciei Festuca rubra se pot datora concurenței pentru resurse.
Fig. 7. Principalele variabile de mediu care influențează variația abundenței‐dominanței speciei Festuca rubra
(n – numărul de relevee prezente în fiecare nod terminal; r2 – coeficientul de determinare) Efectul de facilitare pe care iarba câmpului îl are asupra păiuşului roşu, ca şi în cazul precedent, ar putea fi explicat prin modificarea microclimatului stratului inferior de către Agrostis capillaris, astfel încât să devină mult mai propice instalării şi dezvoltării indivizilor de Festuca rubra. Cele trei variabile de mediu care condiționează abundența‐dominanța păiuşului roşu explică 92,76% din varianța totală asociată acestei specii.
3.5. Sindinamica
Din punct de vedere sindinamic, nardetele din etajul montan (Violo declinatae‐Nardetum strictae) s‐au dezvoltat din pajiştile edificate de păiuşul roşu (Festuca rubra, F. nigrescens) şi iarba câmpului (Agrostis capillaris), pe care le‐a invadat ca urmare a suprapăşunării acestora. Suprapăşunatul a dus la acidifierea solului, tasarea lui şi la eliminarea speciilor bune furajere, al căror loc a fost luat de către țepoşică (părul porcului) (Pop et al. 2002). Lipsa lucrărilor curente de întreținere şi fertilizare, precum şi păşunatul abuziv, nerațional cu oile, au creat în timp condiții nefavorabile pentru creşterea şi dezvoltarea plantelor autotrofe, valoroase şi condiții optime pentru instalarea şi extinderea speciei Nardus stricta. De asemenea, nardetele, prin târlire, în funcție de intensitatea ei, vor evolua fie spre pajişti edificate de Agrostis capillaris, Festuca rubra şi Festuca nigrescens, prin reducerea abundenței țepoşicii, fie spre pajişti nitrofile edificate de Rumex alpinus şi Urtica dioica prin eliminarea completă a lui Nardus stricta, urmând ca în decurs de câțiva ani țepoşica să se reinstaleze în stațiunile târlite. Prin
30
modificarea regimului hidric al solului pajiştile de țepoşică pot evolua spre pajişti edificate de Molinia caerulea sau specii de Juncus.
Variația puternică a valorilor unor factori ecologici pot duce la modificări structural majore care determină dinamica covorului vegetal şi al habitatelor ducând la înlocuirea unor tipuri de habitate cu altele.
3.5. Valoarea conservativă
Importanța sozologică a habitatului 6230* se datorează faptului că în structura pajiştilor de Nardus stricta, se regăsesc 40 de taxoni vulnerabili, rari sau periclitați (tab. 2 ) dintre cei înscrişi în listele roşii naționale iar dintre aceştia, iar doi taxoni sunt rari la nivel european (Dianthus glacialis s. gelidus şi Anthemis macrantha). Astfel, speciile vulnerabile, rare sau periclitate reprezintă peste 10% din totalul taxonilor identificați în structura acestui tip de habitat la nivel național.
Tabel 2 Lista taxonilor din listele roşii naționale şi europene care se regasesc în structura habitatului 6230*
(LRN – liste roşii naționale, LRE – liste roşii europene)
LRN LRE Specia V Arnica montana L. V Rhododendron myrtifolium Schott & Kotschy V Thymus serpyllum L. R Scorzonera purpurea L. s. rosea (Waldst. & Kit.) Nyman R Melampyrum saxosum Baumg. R Gymnadenia conopsea (L.) R.Br. R Scorzonera humilis L. R Phyteuma spicatum L. R Dactylorhiza maculata (L.) Soó R Coeloglossum viride (L.) Hartm. R Listera ovata (L.) R.Br. R Platanthera bifolia (L.) Rich. R Veronica alpina L. R Gentiana acaulis L. R Festuca tenuifolia Sibth. R Cerastium transsilvanicum Schur R Sagina saginoides (L.) H.Karst. R Centaurea uniflora Turra s. nervosa (Willd.) Bonnier&Lay R Phyteuma confusum A.Kern. R Plantago gentianoides Sibth. & Sm. R Vaccinium uliginosum L. s. microphyllum Lange R Dianthus barbatus L. s. compactus (Kit.) Heuff. R R Dianthus glacialis Haenke s. gelidus (Schott; Nyman&K)Tutin R Silene nutans L. s. dubia (Herbich) Zapal.
31
R Plantago atrata Hoppe R Leucanthemopsis alpina (L.) Heywood s. alpina R Viola dacica Borbás R Diphasiastrum alpinum (L.) Holub R Galium pumilum Murray R R Anthemis macrantha Heuff. R Crepis conyzifolia (Gouan) A.Kern. R Pinguicula vulgaris L. R Carex brunnescens (Pers.) Poir. R Phyteuma vagneri A.Kern. R Sesleria coerulans Friv. R Ranunculus crenatus Waldst. & Kit. R Gymnadenia odoratissima (L.) Rich. NT Cirsium furiens Griseb. & Schenk NT Galanthus nivalis L. NT Thymus comosus Heuff. ex Griseb.
Prezența în număr mare a speciilor cu valoare sozologică mare constituie un argument în plus în favoarea adoptării unor măsuri specific de conservare a acestui tip de habitat.
32
IV. MĂSURI DE MANAGEMENT Măsurile de conservare vor fi eficiente dacă se vor realiza într‐un cadru de planificare a managementului. Acesta se va dovedi fezabil numai dacă va fi organizat ca un proces circular continuu în care planurile se pregătesc, se implementează şi se revizuiesc în funcție de impactul lor constatat în urma acțiunilor de monitorizare. În acepțiunea lui Thomas şi Middleton (2003), planurile de management pentru ariile protejate au fost, în mod specific, elaborate respectând o ordine logică, prezentată mai jos:
1. Etapa de pre‐planificare (întâlnirea echipei de planificare, sfera de aplicare a task‐urilor, agrearea procesului de urmat).
2. Colectarea şi revizuirea datelor. 3. Evaluarea datelor şi a informațiilor. 4. Identificarea constrângerilor, oportunităților şi pericolelor. 5. Dezvoltarea unei viziuni generale pe termen lung pentru aria protejată şi stabilirea obiectivelor
specifice. 6. Dezvoltarea opțiunilor pentru realizarea viziunii şi a obiectivelor (inclusiv zonarea, dacă este
cazul). 7. Pregătirea unui draft al planului de management. 8. Consultări publice cu privire la draftul planului de management. 9. Evaluarea documentelor supuse aprobării, revizuirea drafului planului de management,
producerea variantei finale a planului de management şi întocmirea rapoartelor de consultare. 10. Aprobarea/avizarea planului de management. 11. Implementarea acțiunilor identificate în planul de management. 12. Monitorizarea şi evaluarea implementării şi a impactului planului de management. 13. Revizuirea şi actualizarea planului de management.
În practică, unele dintre aceste etape pot fi realizate iterativ. De exemplu, colectarea datelor despre aria protejată (etapa a 2‐a) poate fi influențat de o evaluare cu privire la valoarea deosebită a unor particularități (etapa a 3‐a). Este important de remarcat că ordinea propusă este una circulară, astfel încât Etapa 13 este o revizuire şi o actualizare a planului de management. Astfel, se facilitează managementul adaptiv.
4.1. Amenințări potențiale – generalități Ca orice sistem suprapopulațional de organizare a materiei vii şi pajiştile de Nardus stricta realizează schimburi permanente de materie şi energie cu celelalte sisteme vii, căutînd să‐şi păstreze cât mai mult timp posibil o anumită stare de echilibru dinamic. Această stare de echilibru este temporară ea
33
putând fi perturbată de modificări de amplitudini diferite ale valorilor diferiților factori ecologici. De aceea, un prim pas, necesar şi obligatoriu în activitatea de conservare, îl constituie identificarea potențialilor factori perturbatori, cu alte cuvinte, identificarea amenințărilor potențiale care pot produce dezechilibre grave în structura, dinamica şi funcționarea habitatelor.
4.1.1. Amenințări potențiale Principalele amenințări potențiale la adresa stabilității pajiştilor de Nardus sunt: 1. Suprapăşunatul şi subpăşunatul, sunt activități care pot produce perturbări majore în cadrul acestui tip de habitat, pajiştile, în general, şi acestea în mod special, sunt dependente de un păşunat rațional. Un mamangement pastoral adecvat, realizat în condiții normale în ceea ce priveşte numărul de animale/unitatea de suprafață, corelat cu o intensitate moderată a păşunatului, are efecte benefice asupra habitatului 6230*, efecte ce se manifestă la nivelul tuturor compartimentelor acestuia (structural, funcțional, dinamic). În condițiile unui suprapăşunat, apar modificări structurale şi funcționale majore, acestea manifestându‐se prin reducerea bogăției specifice a pajiştilor şi invadarea acestora de către specii colonizatoare şi invazive. Aceasta se datorează, în primul rând, eliminării speciilor bune furajere, fapt ce permite dezvoltarea speciilor de buruieni, dar şi ca urmare a modificărilor la nivelul structurii solului datorită tasării şi implicit a scăderii aerației solului dar şi datorită imbogățirii solului în fosfor şi azot din cauza dejecțiilor animale (eutrofizare). Prin subpăşunat, speciile ruderale competitive şi cele invazive vor elimina speciile autohtone, determinând astfel o schimbare lentă, dar majoră a structurii habitatului. 2. Abandonul pajiştilor, reprezintă una dintre cele mai mari amenințări la adresa pajiştilor montane, mai ales în regiuni greu accesibile. Din punct de vedere ecologic, abandonul are aceleaşi efecte cu subpăşunatul, cu deosebirea că, în cazul abandonului, acestea se manifestă mult mai rapid. 3. Împădurirea reprezintă un caz particular al efectelor subpăşunatului şi al abandonului. În acest caz, succesiunea generată de un management defectuos duce la instalarea rapidă a unei vegetații lemnoase. În unele cazuri (terenuri improprii pentru agricultură), împădurirea se efectuează în mod conştient de către om, grăbindu‐se astfel procesul de succesiune spre habitatea de păduri. 4. Târlirea, reprezintă o amenințare majoră pentru conservarea acestui habitat, determinând schimbări majore ale principalilor factori edafici şi implicit inițierea unor succesiuni secundare spre habitate ruderalizate. Târlirea cu oile produce schimbări aproape radicale în compoziția pajiştilor de Nardus, începând chiar din primul an de aplicare. Astfel, târlitul aplicat o noapte şi îndeosebi târlirea timp de 3 nopți, cu o încărcătura de 1 oaie la 1 m2 de pajişte, a influențat negativ ponderea speciei Nardus, care în bună parte s‐a uscat chiar din primul an, scăzând proporțional până la 35%. 5. Fertilizarea chimică sau naturală are aceleaşi efecte ca şi târlirea. Prin fertilizare efectul limitativ al nutrienților dispare iar speciile cresc mai mari, lumina devenind un factor limitativ.
Din punctul de vedere al compoziției chimice, tratamente aplicate 5 ani consecutivi au determinat acumularea unor cantități din ce în ce mai mari de azot total, funcție de mărimea dozei de îngrăşământ. În cazul azotului proteic se observă aceeaşi evoluție, creşterile însă fiind realizate prin valori mai mici ceea ce dovedeşte o neproporționalitate între mărimea dozei de îngrăşământ şi a azotului proteic din plante, valori mai mari s‐au înregistrat la azotul neproteic care la martorul netratat este de peste două ori mai mic decât la doza maximă de îngrăşământ.
Azotul nitric se găseşte în cantitate mare la tratamentele cu îngrăşăminte chimice, valoarea maximă (0,090%) înregistrându‐se după 5 ani de experimentare la varianta fertilizată anual cu N250. Acesta este un indiciu al nemetabolizării azotului nitric, în sensul reducerii lui la amoniac şi antrenării sale în reacțiile biochimice. Proteina solubilă, cea mai accesibilă din punct de vedere metabolic rămânând la aceleaşi valori cu ale martorului nefertilizat la variantele fertilizate cu doze mai mari de
34
N150. Aceasta dovedeşte că sinteza albuminelor şi globulinelor, proteide cu cea mai ridicată valoare alimentară, nu este favorizată de dozele mari de îngrăşăminte 6. Turismul şi activitățile recreative constituie o amenințare serioasă mai ales în cazul pajiştilor de la altitudini mari care sunt atractive pentru activități reacreative, cum ar fi sporturile de iarna. Deşi practicarea acestora nu afectează în mod direct covorul vegetal, totuşi, prin tasarea solului şi modificarea regimului de aerație şi hidric al solului. De asemenea, prin tasarea zapezii se întârzie topirea acesteia micsorându‐se astfel perioada de vegetație a plantelor.
4.2. Măsuri de conservare
4.2.1. Principii şi obiective generale
Directiva Habitate cuprinde o serie de cerințe pentru Statele Membre cu privire la implementarea măsurilor de conservare pentru habitatele şi speciile de interes Comunitar. Obiectivul general al acestor măsuri ar fi atingerea scopului general al acestei Directive, menționat în Articolul 2(1) “de a contribui la asigurarea biodiversității prin conservarea habitatelor naturale precum şi a faunei şi florei sălbatice pe teritoriul european al Statelor Membre la care Tratatul se aplică”. Articolul 2(2) menționează “Măsurile luate în baza prezentei Directive vizează menținerea sau restabilirea, într‐o stare favorabilă de conservare, a habitatelor naturale şi a speciilor din fauna şi flora sălbatică de interes comunitar”, iar la punctul 3 al aceluiaşi articol se arată că “Măsurile luate în baza prezentei Directive țin seama de exigențele economice, sociale şi culturale ca şi de particularitățile regionale şi locale.” Articolul 1(e) al Directivei Habiate defineşte starea favorabilă de conservare ca fiind “starea de conservare a unui habitat natural înseamnă suma influențelor ce acționează asupra unui habitat natural şi a speciilor tipice pe care le adăposteşte, care pot afecta pe termen lung repartiția sa naturală, structura şi funcțiile sale, ca şi supraviețuirea pe termen lung a speciilor sale tipice, pe teritoriul vizat în Articolul 2”. În conformitate cu Directiva Habitate, Articolul 1(e), un habitat va fi în stare favorabilă de conservare atunci când:
- aria sa de răspândire naturală ca şi suprafețele pe care le acoperă în cadrul acestei arii sunt stabilite sau în extindere;
- există structura şi funcțiile specifice necesare pentru menținere pe termen lung şi este posibil să existe în viitorul previzibil;
- stadiul de conservare a speciilor care îi sunt tipice este favorabil conform punctului (i) (datele relative la dinamica populației speciei în cauză arată că această specie continuă si este posibil să continue, pe termen lung, să fie o componentă viabilă a habitatului său natura; aria de repartiție naturală a speciei nu se reduce şi nu riscă să se reducă într‐un viitor previzibil şi există şi probabil va exista un habitat destul de întins pentru ca populațiile sale să se mențină pe termen lung). Evaluarea stării favorabile de conservare se va face pe baza unor atribute care descriu (direct
sau indirect) starea acestuia şi care trebuie să îndeplinească căteva cerințe minime, şi anume: - să fie măsurabile, astfel încât să se poate cuantifica şi monitoriza limitele acestuia; - să fie descrie starea caracteristicii şi nu factorii care o influențează.
Limitele acceptabile între care pot varia valorile unui atribut astfel încât habitatul să fie într‐o stare favorabilă de conservare nu trebuie să reprezinte nivelul optim sau țintă ci să ia în considerare o variație acceptabilă.
Pe baza atributelor care definesc starea favorabilă de conservare şi a limitelor între care pot varia valorile acestora se va stabili atât un meniu de măsuri de management cât şi un plan de monitorizare.
35
Tabel 3. Starea favorabilă de conservare a habitatului 6230*
(SFC – atribut utilizat pentru estimarea stării favorabile de conservare; MM – atribut utilizat pentru realizarea meniului de măsuri de management şi pentru monitorizare)
Atributul Limitele acceptabile SFC MM Comentarii
Cantitativ
• Extindere Menținerea suprafeței actuale a habitatului sau creşterea acestei, dar se accept şi o scădere cu maxim 5% a suprafeței
Compoziție specifică
• Bogăție specifică
> 15 specii/25m2
• Specii edificatoare
Nardus stricta, Festuca rubra, Festuca nigrescens, Festuca tenuifolia, Poa media
• Specii caracteristice
Minimum 6 specii dintre următoarele: Scorzonera purpurea ssp rosea, Campanula serrata, Viola declinata, Viola dacica, Hieracium pilosella, Antennaria dioica, Danthonia decumbens, Veronica officinalis, Potentilla erecta, Achillea stricta, Carex pallescens, Luzula sudetica, Potentilla aurea, Arnica montana, Gymnadenia conopsea, Coeloglossum viride, Polygala vulgaris, Gentiana pneumonanthe, Genista tinctoria, Campanula patula ssp abietina, Potentilla aurea s. Chrysocraspeda, Festuca airoides etc.
• Specii invasive / colonialiste
Cirsium vulgare, Carduus acanthoides, Polygonum aviculare, Rumex alpines, Capsella bursa‐pastoris, Pteridium aquilinum, Taraxacum officinale, Crataegus monogyna, Vaccinium myrtillus, V. vitis‐idaea etc. şi să realizeze o acoperire de sub 5% din suprafața totală
Structura vegetației
• Înălțimea medie
25‐35 cm
• Mozaicare Acoperirea cu arbuşti şi subarbuşti să fie sub 5% din suprafața totală
• Grosimea stratului de litieră
2.5‐4 cm
• Suprafață fără
Sa reprezinte maximum 5% din suprafața totală a habitatului, dar să nu existe suprafețe mai mari de 100 cm2
36
vegetație
Caracteristici edafice
• Regimul hidric
1000‐1400 mm/an
• Reacția solului
4.5‐6
4.2.2. Măsuri de management Pajiştile de Nardus, ca majoritatea habitatelor Natura 2000 sunt rezultatul unui mod de utilizare tradițională şi rațională a acestora, printr‐un management cu un impact redus asupra habitatelor. În acest sens, principalul obiectiv al majorității măsurilor de management propuse este continuarea folosirii în mod tradițional al pajiştilor în vederea prevenirii abandonării acestora sau a intensificării agriculturii prin utilizarea de fertilizatori, supraînsămânțare, irigare etc. În vederea menținerii într‐o stare favorabilă de conservare a pajiştilor de Nardus stricta, şi în deplin acord atât cu legislația europeană şi națională existentă cât şi cu cerințele ecologice ale acestora, propunem următorul set de măsuri de management:
1. Păşunatul tradițional în acord cu practicile locale. Obiectivul principal al acestei măsuri îl constituie menținerea unui mod tradițional de utilizare a pajiştilor acolo unde acesta a permis apariția unor pajişti cu valoare conservativă ridicată. Intensitate păşunatuluiva fi controlată astfel încât să se încadreze între limitele acceptabile stabilite pentru definirea stării favorabile de conservare. În cadrul acestui acestei măsuri se poate defini un subset de opțiuni, şi anume:
a. Păşunatul în composesorat; b. Păşunatul de‐a lungul întregului sezon de vegetație; c. Păşunatul după cosire.
2. Reconstrucția habitatului prin păşunat. Această măsură este menită să contracareze efectele suprapăşunatului sau a subpăşunatului şi este o măsură temporară care se aplică până la readucerea habitatului în limitele care definesc starea favorabilă de conservare. Şi în acest caz se pot distinge mai multe opțiuni, în funcție de particularitățile fiecărui habitat în parte. Acestea sunt:
a. Creşterea efectivului de animale în cazul pajiştilor subpăşunate; b. Scăderea efectivului de animale în cazul pajiştilor suprapăşunate; c. Schimbarea speciilor cu care se păşunează (ex. înlocuirea vitelor cu oi) în deplin
acord cu necesitățile habitatului. 3. Cosirea tradițională (manuală), măsură menită să mețină o practică tradițională în siturile în
care prin acest mod de utilizare a terenului s‐au creat caracteristici cu importanță mare pentru conservare. Şi în acest caz se poate defini un subset de măsuri, recomandate pentru diferite particularități, cum ar fi:
a. Cosirea de 2‐3 ori pe an; b. Cosirea după fructificarea şi diseminarea majorității speciilor (asigură regenerarea
naturală prin semințe care nu afectează compoziția specifică şi proporția dintre specii);
37
c. Cosirea înaintea fructificării şi diseminării unor specii (pentru prevenirea înmulțirii naturale a unor specii invazive).
4. Cosirea mecanică şi îndepărtarea materialului vegetal. Este o măsură ce se poate aplica în unele cazuri de abandon sau subpăşunat.
5. Restricționarea utilizării fertilizatorilor, în special al celor chimici care pot induce succesiunea spre un alt tip de habitat.
6. Restricționarea aplicării amendamentelor cu calciu. Prin efectul pe care calciul îl are asupra speciei Nardus stricta, aplicarea amendamentelor cu calciu pot duce la reconstrucția ecologică a habitatelor degradate, cu o bogație specifică mică, datorată tocmai expansiunii țepoşicii.
7. Controlul speciilor invazive, inclusiv al celor lemnoase. Este o măsură care împiedică expansiunea speciilor invazive alohtone sau a celor lemnoase prin îndepărtarea manuală sau mecanică a acestora. Este recomandată mai ales în cazul pajiştilor abandonate sau subpăşunate.
8. Controlul incendierilor de substanță uscată. Această măsură se va aplica doar cu aprobarea autorităților de mediu şi doar în cazuri speciale, ca ultimă alternativă şi sub un control riguros.
38
CONCLUZII Fără a avea pretenția că am epuizat subiectul, considerăm că în lucrarea de față am reuşit să trecem în revistă principalele probleme privind realizarea unui plan de management pentru conservarea pajiştilor de Nardus bogate în specii pe soluri silicioase (habitatul 6230*). Pe baza datelor prezentate putem să tragem următoarele concluzii:
1. Habitatul 6230* este larg răspândit în România, fiind un habitat cu plasticitate ecologică mare; 2. Bogăția specifică a habitatului analizat este relativ mare, iar 10% dintre speciile de cormofite
sunt specii aflate pe listele roşii naționale şi europene, fapt ce‐i conferă şi o importanță sozologică;
3. Realizarea unui proiect de management pentru conservarea unui habitat este un proces laborios care necesită o bună informare privind caracteristicile habitatului şi necesitățile acestuia pentru conservare;
4. Un prim pas în vederea elaborării unui proiect de management îl constituie definirea stării favorabile de conservare, identificarea atributelor care definesc această stare şi stabilirea limitelor acceptabile pentru acestea;
5. Pentru a se putea identifica în mod obiectiv şi real atributele care definesc starea favorabilă de conservare a unui habitat este nevoie să se realizeze un studiu ecologic cât mai complex, care să surprindă principalele particularități ale acestuia, date care vor fi utile şi în procesul de monitoritzare;
6. Atributele care definesc starea favorabilă de conservare trebuie să reprezinte starea caracteristicii şi nu factorii care o influențează şi să fie masurabile;
7. Limitele acceptabile între care pot varia valorile unui atribut astfel încât habitatul să fie într‐o stare favorabilă de conservare nu trebuie să reprezinte nivelul optim sau țintă ci să ia în considerare o variație acceptabilă, stabilirea acestora trebuie să se facă pe criterii ştiințificeşi nu arbitrar;
8. Obiectivele de conservare trebuie definite în termeni ecologici clari; 9. În realizarea unui plan de management trebuie identificate principalele amenințări potențiale şi
realizarea unui meniu de măsuri de contracarare a efectelor acestor amenințări; 10. Planul de management se va dovedi fezabil numai dacă va fi organizat ca un proces circular
continuu în care planurile se pregătesc, se implementează şi se revizuiesc în funcție de impactul lor constatat în urma acțiunilor de monitorizare.
39
BIBLIOGRAFIE 1. Aerts, R., de Caluwe, H., Beltman, B. 2003. Plant community mediated vs. nutritional controls on litter decomposition rates in grasslands. Ecology 84 12:3198‐3208. 2. Alexiu, V., 1998, Vegetația Masivului Iezer‐Păpuşa, Editura Cultura, Piteşti 3. Altesor, A., Oesterheld, M., Leoni, E., Lezama, F., Rodriguez, C. 2005. Effect of grazing on community structure and productivity of a Uruguayan grassland. Plant Ecology 179 1:83‐91. 4. Amundson, R. G., Chadwick, O. A., Sowers, J. M. 1989. A comparision of soil climate and biological activity along an elevational gradient in the eastern Mojave Desert. Oecologia 80 3:395‐400. 5. Balsberg‐Pahlsson, A. M. 1995. Growth, radicle and root hair development of Deschampsia flexuosa (L) Trin seedlings in relation to soil acidity. Plant and Soil 175 1:125‐132. 6. Banaticla, M. C. N., Buot, I. E. 2005. Altitudinal zonation of pteridophytes on Mt. Banahaw de Lucban, Luzon Island, Philippines. Plant Ecology 180 2:135‐151. 7. Bărbos, M. I., 2007, Studii privind cenologia şi ecologia pajiştilor montane din Județul Maramureş, Teza de doctorat, Universitatea „Babeş‐Bolyai”, Cluj Napoca 8. Bărbulescu C., GH. Motcă, 1983 – Pajiştile munților înalți. Editura Ceres, Bucureşti. 9. Begon, M., Townsend, C. R., Harper, J. L. 2006. Ecology: from individuals to ecosystems, 4th edition. Blackwell Publishing Ltd.. 10. Berendse, F., Lammerts, E. J., Olff, H. 1998. Soil organic matter accumulation and its implications for nitrogen mineralization and plant species composition during succesion in coastal dune slacks. Plant Ecology 137 1:71‐78. 11. Biondini, M. E., Patton, B. D., Nyren, P. E. 1998. Grazing intensity and ecosystem processes in a northern mixed‐grass prairie, USA. Ecological Applications 8 2:469‐479. 12. Blaga, G., Filipov, F., Udrescu, S., Rusu, I., Vasile, D. 2005. Pedologie. Editura AcademicPres, Cluj Napoca. 13. Borhidi, A. Social behaviour types, the naturalness and relative ecological indicator values of the higher plants in the Hungarian Flora. Acta Botanica Hungarica 39[1‐2], 97‐181. 1995. 14. Borza, A., Boşcaiu, N. 1965. Introducere in studiul covorului vegetal. Editura Academiei R.P.R., Bucuresti. 15. Borza, Al., 1959, Flora şi vegetația Văii Sebeşului, Editura Academiei, Bucureşti 16. Boşcaiu, N., 1970, Flora şi vegetația Munților Țarcu, Godeanu şi Cernei, Teza de doctorat, Universitatea “Babeş‐Bolyai”, Cluj Napoca 17. Boşcaiu, N., Soran, V., Diaconeasa, B. 1964. Contributii la cunoasterea molinietelor din regiunea Oas‐Maramures. Contributii Botanice IV 241‐248. 18. Bosy, J. L., Reader, R. J. 1995. Mechanisms underlying the suppression of forb seedling emergence by grass (Poa pratensis) litter. Functional Ecology 9 4:635‐639. 19. Botnariuc, N., Vadineanu, A. 1982. Ecologie. Editura Didactica si Pedagogica, Bucuresti. 20. Buia, Al., 1963, Les associations a Nardus stricta de la R.P.R., Rev. Roum. Biol., Bucureşti, VIII, 2, 119‐137 21. Buia, Al., Păun, M., Pavel, C., 1962, Pajiştile din Masivul Parâng şi îmbunătățirea lor, Editura Agro‐Silvică, Bucureşti
40
22. Buiculescu, I., 1972, Nardeto‐Festucetum tenuifoliae (Klika et Smarda 43) com.nov., o nouă asociație în vegetația țării noastre, Studii şi Cercetări de Biologie‐Seria Botanică, 24,4, 261‐271 23. Buiculescu, I., 1987, Flora şi vegetația Masivului Piatra Mare, Teza de doctorat, Univesritatea “Babeş‐Bolyai” Cluj Napoca 24. Burke, I. C., Lauenroth, W. K., Parton, W. J. 1997. Regional and temporal variation in net primary production and nitrogen mineralization in grasslands. Ecology 78 5:1330‐1340. 25. Carson, W. P., Peterson, C. J. 1990. The role of litter in an old‐field community ‐ impact of litter quantity in different seasons on plant‐species richness and abundance. Oecologia 85 1:8‐13. 26. Chifu, T. et al., 1989, Caracterizarea ecologică a unor pajişti din munții Călimani, Anal. Şt. Univ. “Al.I. Cuza” Iaşi (Serie nouă), 35 supl.:113‐142 27. Chirita, C. D. 1955. Pedologie generala. Editura Agro‐Silvica de Stat, Bucuresti. 28. Chirita, C. D. 1974. Ecopedologie cu baze de pedologie generala. Editura Ceres, Bucuresti. 29. Cod de bune practici agricole pentru protecția apelor împotriva poluării cu nitrați din surse agricole, 2005 – Ministerul Mediului şi Gospodăririi Apelor. 30. Cod de bune practici agricole, 2002 – Protecția apelor împotriva poluării cu fertilizanți proveniți din agricultură şi prevenirea fenomenelor de degradare a solului provocate de practicile agricole, MINSTERUL APELOR şi PROTECȚIEI MEDIULUI (MAPM) vol. I. 31. Coldea Gh. 1990, Munții Rodnei. Studiu geobotanic, Edit. Acad. Bucureşti 32. Coldea Gh., 1991, Prodrome des associations vegetales des Carpates du sud‐est (Carpates Roumaines), Documents Phytosociologiques Camerino, 13, 317‐539 33. Coldea, G. 1990. Muntii Rodnei. Studiu geobotanic. Editura Academiei Române, Bucuresti. 34. Coldea, G. 1991. Prodome des association vegetales des Carpates du sud‐est (Carpates Roumaines). Documents Phytosociologiques XIII 317‐540. 35. Coldea, G., Taubert, F., Pînzariu, G. 1981. Asociatii vegetale din Rezervatia Naturala Pietrosul Mare. Studii si Comunicari de Ocrotirea Naturii 5 424‐450. 36. Coldea, Gh., 1972, Flora şi vegetația Munților Plopiş, Teza de doctorat, Univesitatea “Babeş‐Bolyai” Cluj Napoca 37. Cornish, P. S., Raison, R. J. 1977. Effects of phosphorus and plants on nitrogen mineralization in three grassland soils. Plant and Soil 47 1:289‐295. 38. Coroi Ana‐Maria, 2001, Flora şi vegetația din Bazinul Râului Milcov, Editura Tehnopress, Iaşi 39. Coroi M., 2001, Flora şi vegetația din Bazinul Râului Şuşița, Editura Tehnopress, Iaşi 40. Cristea, V., Gafta, D., Pedrotti, F. 2004. Fitosociologie. Editura Presa Universitara Clujeana, Cluj Napoca. 41. Cristea, V., Groza, G. 1983. Contributii la cunoasterea pajistilor de pe Dealul "Bãtrînu" ‐ com. Vadu Crisului (jud. Bihor). Contributii Botanice XXIII 137‐143. 42. Csűrös, Şt., Resmeriță, I., 1960, Studii asupra pajiştilor edificate de Festuca rubra L. din Transilvania, Contribuții Botanice, II, 149‐173 43. Curtis, C. J., Emmett, B. A., Grant, H., Kernan, M., Reynolds, B., Shilland, E. 2005. Nitrogen saturation in UK moorlands: the critical role of bryophytes and lichens in determining retention of atmospheric N deposition. Journal of Applied Ecology 42 3:507‐517. 44. Dihoru, Gh., 1975, Învelişul vegetal din muntele Siriu, Editura Academiei, Bucureşti 45. Dolezal, J., Srutek, M. 2002. Altitudinal changes in composition and structure of mountain‐temperate vegetation: a case study from the Western Carpathians. Plant Ecology 158 2:201‐221. 46. Donitã, N., Popescu, A., Paucã‐Comãnescu, M., Mihãilescu, S., Biris, I. A. 2005. Habitatele din România. Editura Tehnicã Silvicã, Bucuresti. 47. Dorrough, J., Ash, J.,.McIntyre, S. Plant response to livestock grazing frequency in an Australian temperate grassland. Ecography 27,6, 798‐810. 2004.
41
48. Eckstein, R. L., Donath, T. W. 2005. Interactions between litter and water availability affect seedling emergence in four familial pairs of floodplain species. Journal of Ecology 93 4:807‐816. 49. European Comission. CORINE Land Cover Technical Guide. 1993. 50. European Comission. Council Directive 92/43/EEC of 21 May 1992 on the conservation of natural habitats and of wild fauna and flora. 1992. 51. European Comission. Interpretation Manual of European Union Habitats, Version EUR 27. 2007. 52. European Environment Agency. EUNIS Biodiversity Database. http://eunis.eea.europa.eu . 2006. 53. Evans, G. C. 1969. Spectral composition of light in field .I. Its measurement and ecological Importance. Journal of Ecology 57 1:109‐&. 54. Facelli, J. M., Carson, W. P. 1991. Heterogeneity of plant litter accumulation in successional communities. Bulletin of the Torrey Botanical Club 118 1:62‐66. 55. Facelli, J. M., Pickett, S. T. A. 1991. Plant litter ‐ light interception and effects on an old‐field plant community. Ecology 72 3:1024‐1031. 56. Fageria, N. K. 1974. Absorption of magnesium and its influence on uptake of phosphorus, potassium, and calcium by intact groundnut plants. Plant and Soil 40 2:313‐320. 57. Fageria, N. K., Baligar, V. C., Wright, R. J. 1989. Growth and nutrient concentrations of alfalfa and common bean as influenced by soil acidity. Plant and Soil 119 2:331‐333. 58. Fitter, A. H., Graves, J. D., Self, G. K., Brown, T. K., Bogie, D. S., Taylor, K. 1998. Root production, turnover and respiration under two grassland types along an altitudinal gradient: influence of temperature and solar radiation. Oecologia 114 1:20‐30. 59. Foster, B. L., Gross, K. L. 1998. Species richness in a successional grassland: effects of nitrogen enrichment and plant litter. Ecology 79 8:2593‐2602. 60. Gafta, D., Mountford, O. (eds.), 2008, Manual de interpretare a habitatelor Natura 2000 din România, Editura Risoprint, Cluj Napoca 61. Gergely, I. 1970. Asociatii stepice montane din partea nordica a Muntilor Trascaului. Contributii Botanice X 167‐181. 62. Gibson, D. J., Ely, J. S., Collins, S. L. 1999. The core‐satellite species hypothesis provides a theoretical basis for Grime's classification of dominant, subordinate, and transient species. Journal of Ecology 87 6:1064‐1067. 63. Granger, J. E., Schulze, R. E. 1977. Incoming solar‐radiation patterns and vegetation response ‐ examples from Natal Drakensberg. Vegetatio 35 1:47‐54. 64. Greszta, J., Gruszka, A., Wachalewski, T. 1992. Humus degradation under the influence of simulated "acid rain". Water, Air, and Soil Pollution 63 1:51‐66. 65. Grime, J. P. 1984. Dominant and subordinate components of plant communities: implications for succesion, stability and diversity. Pages 413‐428 in Gray, A. J., Crawley, M. J., Edwards, P. J. editors. Colonization, Succesion and Stability. Blackwell Scientific Publications, Oxford. 66. Grime, J. P. 1998. Benefits of plant diversity to ecosystems: immediate, filter and founder effects. Journal of Ecology 86 6:902‐910. 67. Grime, J. P. 2001. Plant strategies, vegetation processes, and ecosystem properties, 2 edition. John Wiley & Sons, Ltd.. 68. Groza, Gh., 1999, Vegetația Munților Pădurea Craiului. Studiu fitocenologic, ecologic şi bioeconomic. Teza de doctorat, Univesritatea “Babeş‐Bolyai” Cluj Napoca 69. Gusewell, S. 2004. N : P ratios in terrestrial plants: variation and functional significance. New Phytologist 164 2:243‐266. 70. Hector, A., Beale, A. J., Minns, A., Otway, S. J., Lawton, J. H. 2000. Consequences of the reduction of plant diversity for litter decomposition: effects through litter quality and microenvironment. Oikos 90 2:357‐371. 71. HG nr.1581/2005, privind instituirea regimului de arie naturală protejată pentru noi zone
42
72. HG nr.2151/2004, privind instituirea regimului de arie naturala protejată pentru noi zone 73. Hik, D. S., Jefferies, R. L. 1990. Increases in the net aboveground primary production of a salt‐marsh forage grass ‐ a test of the predictions of the herbivore‐optimization model. Journal of Ecology 78 1:180‐195. 74. Hodişan, I., 1968, Cercetări fitocenologice asupra pajiştilor din bazinul Feneşului (Jud. Alba), Contribuții Botanice, VIII, 209‐230 75. Hoorens, B., Aerts, R., Stroetenga, M. 2002. Litter quality and interactive effects in litter mixtures: more negative interactions under elevated CO2? Journal of Ecology 90 6:1009‐1016. 76. Hoorens, B., Aerts, R., Stroetenga, M. 2003. Does initial litter chemistry explain litter mixture effects on decomposition? Oecologia 137 4:578‐586. 77. Hopkins, D. W., Ibrahim, D. M., Odonnell, A. G., Shiel, R. S. 1990. Decomposition of cellulose, soil organic‐matter and plant litter in a temperate grassland soil. Plant and Soil 124 1:79‐85. 78. http//enrin.grida.no 79. http://ariiprotejate.ngo.ro/retezat/probleme.htm 80. Huisman, J., Olaff, H., Fresco, L. F. M. 1993. A hierarchical set of models for species response analysis. Journal of Vegetation Science 4 1:37‐46. 81. Huntjens, J. L. M., Albers, R. A. J. M. 1978. A model experiment to study influence of living plants on accumulation of soil organic‐matter in pastures. Plant and Soil 50 2:411‐418. 82. Keizer, P. J., Vantooren, B. F., During, H. J. 1985. Effects of bryophytes on seedling emergence and establishment of short‐lived forbs in chalk grassland. Journal of Ecology 73 2:493‐504. 83. Kirkpatrick, J. B., Fensham, R. J., Nunez, M., Bowman, D. M. J. S. 1988. Vegetation‐radiation relationships in the wet‐dry tropics ‐ Granite Hills in Northern Australia. Vegetatio 76 3:103‐112. 84. Kirkpatrick, J. B., Nunez, M. 1980. Vegetation‐radiation relationships in mountainous terrain ‐ eucalypt‐dominated vegetation in the Risdon Hills, Tasmania. Journal of Biogeography 7 2:197‐208. 85. Kormondy, E. 1996. Concepts of ecology, 4th edition. Prentice Hall. 86. Legea 13/1993, pentru aderarea României la Convenția privind conservarea vieții sălbatice şi a habitatelor naturale din Europa, adoptată la Berna la 19 septembrie 1979 87. Legea 13/1998, Legea pentru aderarea României la Convenția privind conservarea speciilor migratoare de animale sălbatice, adoptată la Bonn la 23 iunie 1979 88. Legea 5/1991, pentru aderarea României la Convenția asupra zonelor umede, de importanță internațională, în special ca habitat al păsărilor acvatice, încheiată la Ramsar la 2 februarie 1971 89. Legea 5/2000, Legea privind aprobarea planului de amenajare a teritoriului național – Secțiunea a III‐a – zone protejate 90. Legea 58/1994, pentru ratificarea Convenției privind diversitatea biologică, semnată la Rio de Janeiro la 5 iunie 1992 91. Legea 69/1994, pentru aderarea României la Convenția privind comerțul internațional cu specii sălbatice de faună şi floră pe cale de dispariție, adoptată la Washington la 3 martie 1973 92. Legea zootehniei 72/2002, 93. Magid, J. 1993. Vegetation effects on phosphorus fractions in set‐aside soils. Plant and Soil 149 1:111‐119. 94. Mamolos, A. P., Vasilikos, C. V., Veresoglou, D. S. 2005. Vegetation in contrasting soil water sites of upland herbaceous grasslands and N : P ratios as indicators of nutrient limitation. Plant and Soil 270 1‐2:355‐369. 95. Manseau, M., Huot, J., Crete, M. 1996. Effects of summer grazing by caribou on composition and productivity of vegetation: Community and landscape level. Journal of Ecology 84 4:503‐513. 96. Maret, M. P., Wilson, M. V. 2005. Fire and litter effects on seedling establishment in western Oregon upland prairies. Restoration Ecology 13 3:562‐568.
43
97. Maruşca, T, 2001 – Elemente de gradientică şi ecologie montană. Editura Universității Transilvania Braşov 98. McAlpine, K. G., Drake, D. R. 2003. The effects of small‐scale environmental heterogeneity on seed germination in experimental treefall gaps in New Zealand. Plant Ecology 165 2:207‐215. 99. McCune, B., Keon, D. 2002. Equations for potential annual direct incident radiation and heat load. Journal of Vegetation Science 13 4:603‐606. 100. McIntyre, S., Lavorel, S. 2001. Livestock grazing in subtropical pastures: steps in the analysis of attribute response and plant functional types. Journal of Ecology 89 2:209‐226. 101. McNaughton, S. J. 1983. Compensatory plant growth as a response to herbivory. Oikos 40 3:329‐336. 102. Mihăilescu, S., 2001, Flora şi vegetația masivului Piatra Craiului, Editura Vergiliu, Bucureşti 103. Mititelu, D. et al., 1986, Contribuție la studiul vegetației ierboase din munții Călimani, Anal. Şt. Univ. “Al.I. Cuza” Iaşi (Serie nouă), 32 s. II‐a Biol.: 33‐35 104. Moldovan, I. 1970. Flora si vegetatia Muntelui Gutai. Teza de doctorat, Universitatea "Babes‐Bolyai" Cluj Napoca. 105. Moldovan, I., 1970, Flora şi vegetația Muntelui Gutâi, Teza de doctorat, Univesritatea “Babeş‐Bolyai” Cluj Napoca 106. Monk, C. D., Gabrielson, F. C. 1985. Effects of shade, litter and root competition on old‐field vegetation in South‐Carolina. Bulletin of the Torrey Botanical Club 112 4:383‐392. 107. Nakamura, T. 1996. Ecological relationships between seedling emergence and litter cover in the earliest stage of plant succession on sandy soil. Ecological Research 11 1:105‐110. 108. Nechita, N., 1998, Flora vasculară şi vegetația Masivului Hăşmaş şi a Cheilor Bicazului, Teza de doctorat, Universitatea “Al. I. Cuza” Iaşi 109. Niculescu, M., 2006, Flora şi vegetația bazinului superior al Râului Luncavăț, Teza de doctorat, Univesitatea “Babeş‐Bolyai” Cluj Napoca 110. Niinemets, U., Kull, K. 2005. Co‐limitation of plant primary productivity by nitrogen and phosphorus in a species‐rich wooded meadow on calcareous soils. Acta Oecologica‐International Journal of Ecology 28 3:345‐356. 111. Noymeir, I., Gutman, M., Kaplan, Y. 1989. Responses of Mediterranean Grassland Plants to Grazing and Protection. Journal of Ecology 77 1:290‐310. 112. O'Connor, T. G. 1991. Local extinction in perennial grassland ‐ a life‐history approach. American Naturalist 137 753‐773. 113. Oesterheld, M., McNaughton, S. J. 1991. Effect of stress and time for recovery on the amount of compensatory growth after grazing. Oecologia 85 3:305‐313. 114. Oksanen, J. gravy: Gradient Analysis of Vegetation. R package version 0.0‐21. 2004. 115. Oksanen, J., Kindt, R., Legendre, P.,.O'Hara, R. B. vegan: Community Ecology Package. [1.8‐2]. 2006. 116. Oksanen, J., Minchin, P. R. 2002. Continuum theory revisited: what shape are species responses along ecological gradients? Ecological Modelling 157 119‐129. 117. Olff, H., Huisman, J., Vantooren, B. F. 1993. Species dynamics and nutrient accumulation during early primary succession in coastal sand dunes. Journal of Ecology 81 4:693‐706. 118. Ordinul 226/2003 al MAAP Strategia privind organizarea activitatii de imbunatatire si exploatare a pajistilor la nivel national, pe termen mediu si lung, imbunatatirea nivelului de productie si utilizare a pajistilor 119. Otsus, M., Zobel, M. 2004. Moisture conditions and the presence of bryophytes determine fescue species abundance in a dry calcareous grassland. Oecologia 138 2:293‐299. 120. OU 236/2000, Ordonanța de urgență privind regimul ariilor naturale protejate, conservarea habitatelor naturale, a florei şi faunei sălbatice
44
121. OU nr. 195 din 22 decembrie 2005 (actualizată prin Legea nr. 265) 122. Palmer, M. W., Dixon, P. M. 1990. Small‐scale environmental heterogeneity and the analysis of species distributions along gradients. Journal of Vegetation Science 1 1:57‐65. 123. Parker, A. J. 1982. The topographic relative moisture index: an approach to moisture assessment in mountain terrain. Physical Geography 3 2:160‐168. 124. Parton, W. J., Stewart, J. W. B., Cole, C. V. 1988. Dynamics of C, N, P and S in grassland soils ‐ a model. Biogeochemistry 5 1:109‐131. 125. Pârvu, C. 2001. Ecologie generala. Editura Tehnica, Bucuresti. 126. Pastor, J., Stillwell, M. A., Tilman, D. 1987. Nitrogen mineralization and nitrification in four Minnesota old fields. Oecologia 71 4:481‐485. 127. Planul National de Dezvoltare Rurala, Decembrie – 2007. 128. Planul național strategic România 2007‐2013 129. Pop, I. 1977. Biogeografie ecologica, I. Editura Dacia, Cluj Napoca. 130. Pop, I., 1976, Contribuții la cunoaşterea vegetației munceilor din împrejurimile Abrudului (Jud. Alba), Contribuții Botanice, XVI, 123‐132 131. Pop, I., Cristea, V., Hodişan, I., Gergely, I., 1988, Le conspectus des associations végétales sur l’étendue du department de Cluj, Contribuții Botanice, XXVIII, 9‐23 132. Pop, I., Resmeritã, I. 1988. Phytocoenological evaluation of the trophicity of grassland soils in the Romanian Carpathians. Studia Universitaria Babes‐Bolyai.Biologie 1 3‐8. 133. Pop, I., Trețiu, T., 1958, Contribuții la cunoaşterea vegetației de la Şinca Nouă (Munții Făgăraş), Studii şi Cercetări de Biologie – Cluj, 2, 209‐234 134. Popescu, Gh., Costache, I., Răduțoiu, D., Gămăneci, G., 2001, Vegetația pajiştilor în Pajişti permanente din nordul Olteniei, Editura Universitaria, Craiova, 116‐215 135. Purchase, B. S. 1974. Influence of phosphate deficiency on nitrification. Plant and Soil 41 3:541‐547. 136. Puscaru‐Soroceanu, E., Puscaru, D., Buia, A., Burduja, C., Csűrös, S., Grîneanu, A., Niedermayer, K., Popescu, P., Rãvãrut, M., Resmeritã, I., Samoilã, Z., Vasin, V., Velea, C. 1963. Pãsunile si fînetele din Republica Popularã România. Studiu geobotanic si agroproductiv.. Editura Academiei R.P.R., Bucuresti. 137. Puşcaru‐Soroceanu, Evdochia (coord.) 1963, Păşunile şi fânețele din Republica Populară Română. Studiu geobotanic şi agroproductiv, Editura Academiei, Bucureşti 138. Quested, H., Eriksson, O. 2006. Litter species composition influences the performance of seedlings of grassland herbs. Functional Ecology 20 3:522‐532. 139. Raclaru, P., 1967, Vegetația pajiştilor din masivul Rarău, Comunicări de Botanică S.S.N.G. (a V‐a Consf. de Geobot.): 143‐178 140. Raclaru, P., 1970, Flora şi vegetația Munților Rarău, Teza de doctorat, Universitatea din Bucureşti 141. Răduțoiu, D., 2006, Flora şi vegetația Bazinului Cernei de Olteț, Teza de doctorat, Universitatea din Bucureşti 142. Rațiu, O., 1963, Flora şi vegetația Bazinului Stâna de Vale, Teza de doctorat, Univesritatea “Babeş‐Bolyai” Cluj Napoca 143. Raubuch, M., Beese, F. 2005. Influence of soil acidity on depth gradients of microbial biomass in beech fores soils. European Journal of Forest Research 124 1:87‐93. 144. Resmeriță, I., 1970, Flora, vegetația şi potențialul productiv pe Masivul Vlădeasa, Editura Academiei, Bucureşti 145. Resmeriță, I., Csűrös, Şt., Lupşa‐Drăgan, V., Calancea, L., 1963, Contribuții la studiul biologic, fitocenologic şi agrotehnic al nardetelor din Transilvania, Comunicări de Botanică, II, II, 7‐62 146. Resmeritã, I., Lupsa‐Dragan, V., Calancea, L. 1963. Contributii la studiul biologic, fitocenologic si agrotehnic al nardetelor din Transilvania. Comunicãri de Botanicã 2 2:7‐62.
45
147. Resmeritã, I., Ratiu, O. 1983. Contributii la cunoasterea vegetatiei alpine din Muntii Rodnei. Contributii Botanice XXIII 99‐110. 148. Rodriguez, C., Leoni, E., Lezama, F., Altesor, A. 2003. Temporal trends in species composition and plant traits in natural grasslands of Uruguay. Journal of Vegetation Science 14 3:433‐440. 149. Rotundo, J. L., Aguiar, M. R. 2005. Litter effects on plant regeneration in arid lands: a complex balance between seed retention, seed longevity and soil‐seed contact. Journal of Ecology 93 4:829‐838. 150. Sala, O. E., Parton, W. J., Joyce, L. A., Lauenroth, W. K. 1988. Primary production of the central grassland region of the United States. Ecology 69 1:40‐45. 151. Sanda, V., 2002, Vademecum ceno‐structural privind covorul vegetal din România, Editura Vergiliu Bucureşti 152. Schinner, F. 1982. Soil microbial activities and litter decomposition related to altitude. Plant and Soil 65 1:87‐94. 153. Schneider, E., Drãgulescu, C. 2005. Habitate si situri de interes comunitar. Editura Universitãtii "Lucian Blaga", Sibiu. 154. Schneider‐Binder, E. 1971. Pajistile xeromezofile din Depresiunea Sibiului si colinele marginale. Muzeul Brukenthal.Studii si Comunicari ‐ Stiinte Naturale 16 135‐172. 155. Schulze, E. D., Beck, E., Müller‐Hohenstein, K. 2005. Plant ecology. Springer, Berlin. 156. Sedia, E. G., Ehrenfeld, J. G. 2003. Lichens and mosses promote alternate stable plant communities in the New Jersey Pinelands. Oikos 100 3:447‐458. 157. Sedia, E. G., Ehrenfeld, J. G. 2005. Differential effects of lichens, mosses and grasses on respiration and nitrogen mineralization in soils of the New Jersey Pinelands. Oecologia 144 1:137‐147. 158. Seghedin, T.Gh., 1985, Flora şi vegetația vasculară a Munților Bistriței cuprinşi între văile Bistriței, Neagra Şarului, Neagra şi Negrişoara, Teza de doctorat, Institutul Agronomic “Ion Ionescu de la Brad” Iaşi 159. Semmartin, M., Oesterheld, M. 1996. Effect of grazing pattern on primary productivity. Oikos 75 3:431‐436. 160. Şerbănescu, I., 1939, Flora şi vegetația masivului Penteleu, Bucureşti 161. Sima, N., 2006, Ecopratologie, Editura Accent, Cluj Napoca 162. Sival, F. P., Grootjans, A. P. 1996. Dynamics of seasonal bicarbonate supply in a dune slack: effects on organic matter, nitrogen pool and vegetation succession. Vegetatio 126 1:39‐50. 163. Stancu, D.I., 2005, Flora şi vegetația Munților Râiosu şi Buda, Masivul Făgăraş, Editura Universității din Piteşti, Piteşti 164. Stewart, J. W. B., Cole, C. V. 1989. Influences of elemental interactions and pedogenic processes in organic‐matter dynamics. Plant and Soil 115 2:199‐209. 165. Strategia nationala a Romaniei privind schimbarile climatice (SNSC) 2005‐2006 (MO 670/2005). 166. Stugren, B. 1982. Bazele ecologiei generale. Editura Stiintifica si Enciclopedica, Bucuresti. 167. Stugren, B. 1994. Ecologie teoretica. Editura Sarmis, Cluj Napoca. 168. Thomas, L. and J. Middleton (2003). Linii Directoare pentru planificarea managementului ariilor protejate. Gland, Switzerland and Cambridge, UK, IUCN 169. Todor, I., Culică, S., 1967, Contribuții la studiul păşunilor din masivul Gîrbova (Studiu geobotanic şi de producție), Comunicări de Botanică , 4, 23‐55 170. Toma, M.I., 1985, Flora şi vegetația din Bazinele Suha Mare, Suha Mica, Ostra‐Suha şi Obcinele Voronețului – Județul Suceava, Teza de doctorat, Institutul Agronomic “Ion Ionescu de la Brad” Iaşi 171. Tutin, T. G., Burges, N. A., Chater, A. O., Edmonson, J. R., Heywood, V. H., Moore, D. M., Valentine, D. H., Walters, S. M., Webb, D. A. 1993. Flora Europaea, 1, Second edition. Cambridge University Press.
46
172. Tutin, T. G., Heywood, V. H., Burges, N. A., Moore, D. M., Valentine, D. H., Walters, S. M., Webb, D. A. 1968. Flora Europaea, 2, First edition. Cambridge University Press. 173. Tutin, T. G., Heywood, V. H., Burges, N. A., Moore, D. M., Valentine, D. H., Walters, S. M., Webb, D. A. 1972. Flora Europaea, 3, First edition. Cambridge University Press. 174. Tutin, T. G., Heywood, V. H., Burges, N. A., Moore, D. M., Valentine, D. H., Walters, S. M., Webb, D. A. 1976. Flora Europaea, 4, First edition. Cambridge University Press. 175. Tutin, T. G., Heywood, V. H., Burges, N. A., Moore, D. M., Valentine, D. H., Walters, S. M., Webb, D. A. 1980. Flora Europaea, 5, First edition. Cambridge University Press. 176. Tyler, G., Olsson, T. 2001. Plant uptake of major and minor mineral elements as influenced by soil acidity and liming. Plant and Soil 230 2:307‐321. 177. Walsh, R. P. D., Voigt, P. J. 1977. Vegetation litter ‐ underestimated variable in hydrology and geomorphology. Journal of Biogeography 4 3:253‐274. 178. Weaver, J. E., Clements, F. E. 1938. Plant ecology, 2nd edition. McGraw‐Hill Book Company, Inc., New York, London. 179. Whittaker, R. H. 1975. Communities and ecosystems. MacMillan Publishing Co. Inc., Collier MacMillan Publishers, New York, London. 180. Williams, B. L., Shand, C. A., Sellers, S., Young, M. E. 1999. Impact of synthetic sheep urine on N and P in two pastures in the Scottish uplands. Plant and Soil 214 1‐2:93‐103. 181. Xiong, S. J., Johansson, M. E., Hughes, F. M. R., Hayes, A., Richards, K. S., Nilsson, C. 2003. Interactive effects of soil moisture, vegetation canopy, plant litter and seed addition on plant diversity in a wetland community. Journal of Ecology 91 6:976‐986. 182. Xiong, S. J., Nilsson, C. 1999. The effects of plant litter on vegetation: a meta‐analysis. Journal of Ecology 87 6:984‐994. 183. Zamfir, M. 2000. Effects of bryophytes and lichens on seedling emergence of alvar plants: evidence from greenhouse experiments. Oikos 88 3:603‐611. 184. Zanoschi, V., 1971, Flora şi vegetația Masivului Ceahlău, Teza de doctorat, Univesitatea “Babeş‐Bolyai” Cluj Napoca
top related