Ökológiai ismeretek jelentősége az erdei vadkárral kapcsolatos szakértésben

A Szent István Egyetem Vadvilág Megőrzési Intézetének kollégái a közelmúltban juttatták el szerkesztőségünkhöz "Ökológiai ismeretek jelentősége az erdei vadkárral kapcsolatos szakértésben" című írásukat. Az Erdő-Mező a téma fontossága miatt vitaindítónak természetesen közzé is teszi a cikket, amelyre várjuk a szakmai véleményeket, reakciókat is, amelyeket szintén publikálunk.

h i r d e t é s

Észrevételeiket, véleményeiket az erdo-mezo@erdo-mezo.hu címre várjuk!

A szerzők bevezetője a cikk előtt: 2014. szeptember 25-26-án került megrendezésre a NAIK – Erdészeti Tudományos Intézet - erdészeti, vadászati igazságügyi szakértők konferenciája, vitafóruma. A konferencia résztvevőiként mi is lehetőséget kaptunk arra, hogy a konferenciakötetbe leírjuk a témához kapcsolódó gondolatainkat. Így benyújtottuk írásunkat, ami egy hazánkban sajnos kevéssé meghonosodott szemléletmódot mutat be az erdei vadkár témakörében. A szerkesztő és a lektorok viszont elhatárolódásukat jelezték a megírt anyaggal szemben, és az itt bemutatott formában elkészült hozzászólásunk megjelenését egyértelműen elutasították. A megjelent „Praktikumok az erdészeti és vadászati igazságügyi szakértésben” c. kiadvány elején egyértelműen szerepel, hogy: „A kámoni konferencia kaidványát nem tudományos publikációnak szántuk. A megszólalók fel tudták és akarták is vállalni önálló gondolataikat…”. Mindezek alapján érthetetlen, hogy a szerkesztő által felkínált lehetőséggel mi végül miért nem élhettünk. A kéziratot ezután változatlan formában elküldtük az Erdészeti Lapokba, ahol a Szerkesztő Bizottság a megjelenést egy párhuzamosan publikált - az SZB által felkért - opponáló szakmai cikkhez kötötte. Indoklást nem kaptunk arra nézve, hogy ez miért szükséges. Mivel úgy éreztük, hogy a kéziratunk megítélését a lap így nem az olvasóra bízza, hanem igyekszik azt irányítani, ezért a megjelentetéstől elálltunk. Hisszük, hogy konfliktusokat megoldani csak úgy lehet, ha meghallgatjuk és nem elhallgattatjuk egymást. Így ezt az írást mindenképpen szeretnénk eljuttatni azokhoz, akik a vadkárral kapcsolatos ügyekben érintettek, de ezeket az összefüggéseket még nem ismerik vagy nem ismerik el. Állunk elébe a tényszerű vitáknak, építő párbeszédnek!

Ökológiai ismeretek jelentősége az erdei vadkárral kapcsolatos szakértésben Katona Krisztián, Bleier Norbert, Fehér Ádám, Szemethy László Szent István Egyetem, Vadvilág Megőrzési Intézet 2100 Gödöllő, Páter Károly u. 1., www.vmi.info.hu katonak@ns.vvt.gau.hu; bleier.norbert@gmail.com A 2005. évi XLVII. törvény szerint az igazságügyi szakértő feladata, hogy a tudomány és a műszaki fejlődés eredményeinek felhasználásával készített szakvéleménnyel segítse a tényállás megállapítását, a szakkérdés eldöntését. Ehhez segítségül, írásunkban szeretnénk tudományos bepillantást adni az erdei vadkár körüli konfliktusok ökológiai hátterébe. A kérdés jogi szabályozása sajnos az ökológiai összefüggések túlegyszerűsítésén alapul, így nem képes megfelelően kezelni a növény-növényevő kapcsolatok oda-vissza ható, dinamikus és mindig helyzetfüggő összetett rendszerét. Alapvető probléma, hogy a vadkár jelenlegi jogi szabályozása azt tükrözi, hogy patásaink az erdei életközösségekben élettevékenységeik során csak negatív gazdasági következményekkel járó hatásokat fejtenek ki, pozitívakat viszont nem. A vadkárt ugyanis értelmezi a jog, a „vadhaszon” fogalma viszont még nem került bevezetésre, értékkel való ellátása nincs kidolgozva. Emellett az erdei vadkárra vonatkozó szabályozás nem veszi figyelembe azt, hogy a növényevők növényzetre gyakorolt hatása és így a vadkár események kialakulása nagymértékben függ attól, hogy az erdőgazdálkodó milyen szakmai szabályok és feltételrendszerek mellett dolgozik és milyen erdei élőhelyi állapotokat alakít ki. Azaz nem foglalkozik azzal, hogy az erdő természetességi állapotát jelentősen csökkentő erdőgazdálkodói tevékenységek következtében kialakuló kedvezőtlen élőhelyi állapotok milyen mértékben járulnak hozzá a vadkár kialakulásához, vagy milyen problémákat okoznak a vadállomány viselkedésében, minőségében. A negatív vadhatás, ami gazdasági értelemben lehet vadkár, természetesen létezik. Csülkösvadjaink rágásukkal, taposásukkal, túrásukkal természetvédelmi problémákat és gazdasági károkat egyaránt okozhatnak[1.]. Ezeket a problémákat már hosszú ideje nem tudjuk megfelelően kezelni. Nem csak napjainkban, 100.000-es hazai becsült gímállomány méret mellett, beszélnek a túlszaporodott nagyvadállomány által okozott drasztikus vadkárokról, hanem már 75 éve is 20.000-es létszámnál[2.]. Hazánkban ezekre generális megoldási módszerként mindig a vadlétszám-csökkentés a fő javaslat, ami önmagában gyakran nem lehet eredményes, ahogy arra később rámutatunk. Bár a csülkösvad fajok létszáma egész Európában folyamatos növekedést mutat[3.], ennek ellenére számos országban (pl. Nagy-Britannia, Franciaország, Olaszország, Svájc, Svédország, Szlovénia) nincs erdei vadkár-térítési rendszer vagy csak ritkán történik kifizetés[4.]. A csülkösvad ökológiai szerepének megítélése és az erdei vadkár kérdéskörének jogi szabályozása tehát sok európai országban egészen más, mint nálunk. A hazánkban elterjedt egyoldalúan negatív hozzáállást jelzi pl. az a gyakori kinyilatkoztatás, miszerint az erdő életközössége működőképes szarvas nélkül, de a szarvas nem tud létezni erdő nélkül[5.]. A vadászati törvény szerint a vadászatra jogosult az erdősítésben, valamint a csemetekertben a csülkösvad által okozott kár 5%-ot meghaladó részét köteles megtéríteni. Ez viszont nem azt jelenti, hogy akár egyetlen csemete csúcshajtást is megrághatna a szarvas lehetséges jogi következmények nélkül, hanem azt, hogy a csemete megrágásából számolt lehetségesen okozott bevételkiesés vagy költségtöbblet 5%-át állja az erdőgazdálkodó. Azaz a jog nem biztosítja csülkösvadjaink természetes és szükséges hatásainak minimális megtűrését sem az erdei életközösségekben, hiszen már az első csemete megrágásának 95%-ért is a vadászatra jogosultnak elvileg fizetni kell. Persze a gyakorlatban az eljárás költségei nem indokolják, hogy néhány forintért, jelentéktelen kis kárért eljárást indítsanak. Ma már Európa-szerte felismerik, hogy a vaddisznó vagy a gímszarvas ökoszisztéma-mérnök szerepet tölt be[6.]; azaz kiemelkedő jelentőségük van az erdei vegetáció és életközösség szerkezetének, dinamikájának szabályozásában; amelyek azonban nem csupán negatív, de semleges és pozitív hatásokat egyaránt magukba foglalnak! A szarvasfélék rágása nélkülözhetetlen a növények közötti versengés szabályozásában, az erős dominanciára hajlamos vagy invazív fajok visszaszorításában, nyílt területek záródásának csökkentésében. A vaddisznó természetes bolygatást okozó túrása növelheti a lágyszárú fajközösség változatosságát és a gerinctelenek gyakoriságát[7.], vagy a növényi tápanyagellátottság mértékét[8.] is. A patások pótolhatatlanok a növények terjeszkedésében is, számtalan faj magjainak elfogyasztásával és hullatékkal való kiürítésével[9.] és a szőrzetükön megragadó növényi szaporítóképletek rövid vagy hosszútávú szállításával[10.]. Összességében tehát az erdei folyamatok nem működnek jól szarvas és vaddisznó nélkül! A növényevő nagyvadfajok elől elzárt területeken nem a növényevés, hanem a növényi versengés lesz az elsődleges szabályozója a növényzet fajösszetételének, ezért homogenizálódási folyamat mehet végbe[11.]. Az ilyen kerített területek fajdiverzitása idővel jóval alacsonyabb lehet, azokhoz a szabad területekhez képest, ahol a csülkös vadfajok szabályozó hatása érvényesül[12.]. Ez nem jelenti azonban azt, hogy a rágást egyébként rosszul toleráló vagy ritka növényfajokban ne okozhatna érzékeny sérülést akár egy alacsonyabb intenzitású vadhatás. Ilyenkor az elkerítések[13.], de még inkább a természetes védelmet biztosító menedékek, mint a nehezen járható sziklás erdőfoltok[14.], a ragadozók vagy a holtfa jelenléte[15.] vagy a sűrű cserjések[16.] a sérülékenyebb állat- és növényfajok túlélésének zálogai lehetnek. Nem hagyhatjuk figyelmen kívül, hogy a különböző fafajok eltérően reagálhatnak a vadrágásra[17.], amit tovább árnyalnak a termőhelyi feltételek. Ezért ismernünk kell, hogy az adott fafaj egyedének melyik részét, mikor, milyen gyakran, továbbá milyen kondicionális és fejlettségi állapotban kellene megrágnia vagy hántania a növényevőnek ahhoz, hogy az valóban negatív hatású legyen az érintett növényfaj számára. Már korábbi szimulált vadrágás vizsgálatok[18.] is rávilágítottak arra, hogy nem mindegy mekkora sérülést szenvednek el például a kocsányos tölgy csemetéi. Ha a csemete levélzetének kevesebb, mint harmadát veszítette el a kezelések során, akkor a vadrágás negatív hatásai (csökkent törzsnövekedés) észrevétlenek maradtak, az ún. túlkompenzáció viszont valamennyi kezelt csemeténél jelentkezett. A növény szempontjából ugyanis a vadrágás, mint stressz-hatás gyakran serkentő lehet az egyed növekedésére. Ennek hatására a növény vagy annyi növekményt produkál, amennyit rágás során elvesztett (kompenzál), vagy még ennél nagyobb gyarapodással igyekszik behozni lemaradását (túlkompenzál). Előbbi esetre jó példa a nyír[19.], utóbbira pedig az akác[20.] reagálása. Kocsánytalan tölgy és nyír csemeték kétszeri szimulált vadrágása esetében az azévi hajtások és a levélfelület 66%-os vesztesége késleltette a meglévő levélzet elszáradását és hullását, ráadásul a levelek nitrogén és cukortartalma növekedést is mutatott a kontroll egyedekhez képest[21.]. Tehát ezek a fajok rágást követően még értékesebb táplálékot jelentettek! A vadrágás ténye önmagában tehát nem mindig egyenlő a csemete halálos ítéletével. Alapvető a termőhelyi tényezők befolyásoló szerepének vizsgálata is, mivel a csemeték kondícióját, válaszait a külső bolygatásokra főként ezek a feltételek határozzák meg. A juhar, a kőris és a kései meggy csemeték mortalitása a szimulált vadrágást követően rendre nagyobb volt, ha azok meghatározóan árnyékos területen helyezkedtek el a rendszeres megvilágítást kapott erdőfoltokhoz képest[22.]. A kétéves kocsányos tölgy csemeték növekedését a talajnedvesség viszonyok kimutathatóan nagyobb mértékben befolyásolták, mint maga a szimulált vadrágás[23.]. A csemeték elhalását elő nem idéző vadrágás hosszútávú hatásai tehát korántsem olyan egyértelműek. A legtöbb esetben egyéb termőhelyi tényezők közrehatása dönti el, hogy a csemetére nézve a vadrágás hosszútávon hátrányos lesz-e (minőségi kár), azt a növény „kinövi”, vagy esetleg még haszna is származik belőle. Hazánkban az Országos Erdőkár Nyilvántartási Rendszer adatai szerint a gerincesek 15800 ha-on (ebből a rágcsálók 539 ha-on) okoztak kárt 2013-ban, ami az erdőgazdasági károkkal érintett területek 23%-a; az EVH I. szintű egészségi állapot felmérés alapján pedig a különböző erdei kárformák között a vadkár relatív aránya csupán 2,2% volt [24.]. Mivel csak a vad által okozott kárért kap kártérítést az erdőgazdálkodó, ezért alapvető jelentőségű világosan elkülöníteni a kárformákat. Fontos, hogy a vadkár-becslő képes legyen a káresemény (akár minőségi, akár mennyiségi) kiváltó okát mindig egyértelműen meghatározni, ami a különböző tényezők együttes hatása vagy egymásra épülése (kárláncolat) miatt gyakran lehetetlen. A vadrágásnak és hántásnak a faanyag minőségében okozott változásaira csak hosszú időszakot felölelő, célzott megfigyelések segítségével tudunk megalapozottan következtetni. A témában rendelkezésre álló szegényes irodalom ellentmondó eredményeket mutat be. Nehéz feladat annak eldöntése is, hogy a kialakuló fahibákat egyértelműen a nagyvad okozta-e vagy sem. A hántás következményeként a kéregvesztett törzsrész fogékonnyá válhat a gombás fertőzésekre[25.]. Ennek bekövetkezése, ill. a lehetséges minőségromlás mértéke azonban számos tényezőtől függ. Hazai publikált kutatások szerint a kocsánytalan tölgy felújításban tapasztalható sokévi intenzív vadrágás a törzsalak és a minőség tekintetében nem eredményezett gazdasági kárt, és a fatömeg magasságkülönbségből adódó csökkenése is elhanyagolható volt[26.]. Külföldről is csak kevés tudományos publikáció található a témában. Szitkafenyővel végzett vizsgálatok szerint[27.] a sérülés helyén a faanyag rugalmassági és szakítási mutatói alulmaradtak a kontroll rönkökhöz képest, de a hántás a 30 év körüli törzsek szíjácsában okozott csak elváltozást. A vadrágással érintett faegyedeknél jelentősen magasabb lehet a villás törzsek száma, ami viszont önmagában akár 55%-os rágásig sem feltétlen jelent gazdasági kiesést[28.]. Meg kell fontolnunk egyes (vadhatások okozta) fahibák értékrontó szerepét a különböző választékok szempontjából is, például ha tűzifa előállítása a cél, vagy ha a termőhelyi adottságok nem teszik lehetővé a fűrészipari feldolgozásra alkalmas rönkök nevelését. A vadhatások és a faanyag minőség kapcsolata terén még meglehetősen hiányosak az ismereteink, nem is beszélve arról, hogy a csemeték fejlődéséhez hasonlóan számos hatótényező játszik közre a növény fejlődésében akkor is, ha az adott faegyed már régen kinőtt a vad szája alól. De mégis, ki mit tehetne az erdei vadkár csökkentése érdekében? Mi a jogilag is elvárható e tekintetben? Az egyetlen és önmagában célravezető megoldás a vadállomány drasztikus csökkentése? Ismert, hogy egy küszöbérték elérésekor a negatív vadhatás mértéke hirtelen megugrik, ezt követően viszont nem nő jelentősen[29.]. Emiatt gyakran még a drasztikus állománycsökkentés sem eredményez jelentős rágáscsökkenést, különösen akkor, ha a küszöbérték nagyon alacsony állományméretnél található. A nem a vadállomány létszáma, hanem annak aktuális hatásai alapján működő, rugalmasabb szlovén vadállomány kontrol rendszer eredményei is igazolják azt, hogy a rágásintenzitás csökkenése gyakran nem mutat szoros kapcsolatot a vadállomány apasztásának mértékével, hanem sokkal erősebben függ egyéb élőhelyi tényezőktől[30.]. Ráadásul a nagyobb térbeli léptékben elvégzett állománycsökkentés hatása kis léptékben nem feltétlenül jelentkezik. A lokális vadrágás mértéke ugyanis nagymértékben függ az egyes élőhelyi foltok használhatóságától, ill. azon belül az ehető - nem ehető, kedvelt - nem kedvelt, rágástűrő - nem rágástűrő fajok előfordulási arányától és térbeli mintázatuktól is. Ha pedig a szlovák szabályozást vesszük alapul, akkor megfontolandó az is, hogy ha az egyértelmű ökológiai bizonyítékok hiánya ellenére a vadgazdálkodó mégis teljesíti az előírt kilövési kötelezettségeit, miért kell mégis vadkártérítést fizetnie? Megállapítható és fenntartható-e egyáltalán egy olyan kívánatos vadállomány nagyság (vadsűrűség), ami az erdőgazdálkodó, a vadgazdálkodó, valamint az erdei életközösség működése szempontjából is megfelelő? Átgondolandónak tartjuk azt is, hogy ha a helyileg alacsony vadállomány-sűrűségnél is jelentős vadkár-problémák keletkeznek, akkor ez nem jelzi-e az adott terület érzékenységét a vad jelenlétével szemben. Ez leggyakrabban akkor fordul elő, amikor mennyiségileg is kevés a táplálék a területen, ráadásul a főfafaj mellett egyéb növényfajok alacsony arányban találhatóak meg. Ilyenkor a szarvasnak esélye sincs mást enni, gyakorlatilag nem tud mást, mint kárt tenni. Hazai vizsgálataink egyértelműen mutatják, hogy patásaink nem a gazdaságilag jelentős főfafajokat (tölgyek, bükk) kedvelik, keresik elsősorban (kivéve az akác), hanem különböző elegy- és cserjefajokat, pl. mezei juhar, veresgyűrű som, bodza, szeder[31.]. Ausztriában már az egyéb élőhelyi kockázati tényezők monitoringjával igyekeznek előrejelezni a vadkár miatt erősebben veszélyeztetett erdei területeket[32.]. Európa-szerte jól ismert, hogy a természetközeli erdőgazdálkodás nagymértékben csökkenti a növényevők negatív hatását az erdőfelújulásra[33.]. A homogén, alacsony diverzitású erdőrészletek kialakítása a vágásos üzemmód során, a területek kiápolása, a cserjeirtás mind-mind növeli a vadkár kialakulásának valószínűségét. Az intenzív erdőgazdálkodási tevékenység tehát önmaga is előidézi a problémát, mindenféle vadgazdálkodási tevékenységtől függetlenül. Felmerül a kérdés, hogy valóban a kerítés megépítése jelenti-e a megfelelő védelmet a vadkár megelőzésében, vagy a nagyobb növényzeti változatosság, a kedvelt táplálékfajok elérhetőségének biztosítása érdekében tett lépések kellene, hogy a rendes gazdálkodás körébe tartozzanak erdőgazdálkodói oldalról. Végül mit tehet az igazságügyi szakértő a korrekt kárfelmérés érdekében? Mivel az erdő nem csupán gazdasági tevékenységek színtere, hanem egy rendkívül összetett, alapvető ökoszisztéma szolgáltatásokat biztosító életközösség, ezért a fent bemutatott ökológiai összefüggéseket mélyebben kell, hogy megismerje és figyelembe vegye. Másrészt a terepi felvételezések során megfelelő statisztikai és becsléselméleti alapok ismeretében kell végeznie a munkáját. Miért? Egyrészt azért, hogy tényleg a valós helyzetet mérje fel, ne pedig csak benyomások alapján állapítson meg olyan jellemzőt, ami alapján valakinek (nem kevés) kártérítést, bírságot kell kifizetnie. Másrészről az igazságügyi szakértőnek a 2005. évi XLVII. Tv. szerint nincs is más lehetősége, „a tudomány és a műszaki fejlődés” eredményeit fel kell használnia a szakvélemény kialakítása során. Továbbá a Magyar Igazságügyi Szakértői Kamara Etikai Kódexe a szakértői vélemény vonatkozásában kötelességként fogalmazza meg „a korszerű szakmai ismeretek alkalmazásának követelményét”. Az úgynevezett „mérnökbecslés” pedig főként a reprezentativitás, az ismételhetőség és az ellenőrizhetőség tekintetében jellemzően nem felel meg mindezen elvárásoknak. Az elvárható megbízhatóságú és pontosságú terepi becslés elvégzéséhez már annak tervezéskor körültekintően kell eljárni. Alapvető jelentőségű a mintavételi egységek térbeli elhelyezése, azok mérete és darabszáma. Különösen kritikus kérdés, hogy hány helyen történjen az adat-felvételezés, vagyis mekkora minta-elemszámra alapuljon a becslés. A terület teljes felmérése általában nem kivitelezhető. Tulajdonképpen emiatt van szükség a különféle becslési módszerek alkalmazására. Minél inkább lefedi a területet a mintavétel, annál megbízhatóbb lehet a becslés (azaz közelebb lesz a valósághoz a mért érték), de annál több időt is igényel. Túl kevés mintával viszont a becslés pontossága (a mérés eredményének ismételhetősége) nem lesz megfelelő. Vagyis alacsony mintaszám alapján az egyes szakértők által becsült értékek jelentősen különbözhetnek, még akkor is, ha ugyanazon módszert alkalmazták és mindannyian tapasztalt szakmabeliek. A szakértőnek meg kell találni a ráfordítások és az elvárt megbízhatóság és pontosság közötti egyensúlyt[34.]. A jelenlegi mintavételezési gyakorlatot az erdőrészlet szintjén, alacsony változatosságú területek (kevés fafaj, egy korosztály) felméréséhez alakították ki. Ezek már kevés mintaponttal is jellemezhetők a mintavételi egységek közötti kis eltérések miatt. A természetesebb, fajgazdagabb, mozaikosabb erdők felé haladva egyre több mintavételi pont kell azonos megbízhatóság eléréséhez. Sajnos a megfelelő megbízhatóságú becsléshez minimálisan szükséges mintavételi egységek számát csak utólag lehet pontosan megállapítani. Ehhez viszont a mintapontok adatait átlagolni kell és a szórást is szükséges kiszámolni. Az átlag jelenti majd azt a középértéket, ami az egész terület adott vadhatással való érintettségét egyetlen adattal jellemzi. A szórás pedig jelzi, hogy a vadhatás átlagértékének milyen térbeli változatossága van. Tulajdonképpen ez mutatja annak az „esélyét”, hogy a különböző szakértők azonos eredményre jutnak-e. Ez utóbbi rendkívül lényeges információ, így a szórás (ill. belőle a konfidencia intervallum) kiszámítását nem szabad elfelejteni! Ez segít megállapítani azt, hogy elegendő számú minta felvétele történt-e. Előre eldönthetjük, hogy az eltérés, vagyis a szórás, az átlag hány százaléka legyen (milyen pontosságra van szükségünk). Ez pl. az erdővédelmi bírság esetén a törvényben meghatározott 30%-os károsítási szint közelében lehet fontos, hiszen ez alapján dől el van-e alapja a bírságnak vagy nem. Hazánkban is egyre többen látják a természetszerű erdőgazdálkodás szükségességét és előnyeit. Mindez a természetes változásokhoz és a természetes változatossághoz való folyamatos alkalmazkodást követeli meg, amiben a természet rendkívül bonyolult összefüggéseinek minél részletesebb megértése segít. A jogrendszer, ill. az erdei ökoszisztéma erőforrásait és szolgáltatásait használó különböző érdekcsoportok tevékenysége ezt az ökológiai változatosságot jelenleg nem tudja megfelelően átlátni és kezelni. Ezért fontos, hogy a szakértők véleményük kialakításához alaposabban megismerjék és megértsék azt a sokszínű biológiai rendszert, amit valóban erdőnek hívunk. A publikáció a Svájci-Magyar Együttműködési Program (SH/4/8 – ’Fenntartható természetvédelem a magyarországi Natura 2000 területeken’ projekt) és a Kutató Kari Kiválósági Támogatás (8526-5/2014/TUDPOL) támogatásával készült. [1.] Putman, R.J., Moore, N.J. 1998. Impact of deer in lowland Britain on agriculture, forestry and conservation habitats. Mammal Review, 28(4): 141-164. [2.] Szemethy, L., Bleier, N., Katona, K. 2004. Tényleg csak létszám kérdése a vadkár? 2. Vadkár régen és ma, itthon és külföldön. Nimród, 92(10): 21-22, 35. [3.] Burbaité, L., Csányi, S. 2010. Red deer population and harvest changes in Europe. Acta Zoologica Lituanica, 20(4): 179-188. [4.] Reimoser, F., Putman, R. 2011. Impacts of wild ungulates on vegetation: costs and benefits. In Putman, R., Apollonio, M., Andersen, R. (ed.) Ungulate Management in Europe: Problems and Practices. Cambridge University Press, Cambridge, 144–191. [5.] Bodor, L. 2014. Helyzetjelentés erdei vadkár ügyben. Erdészeti Lapok, CXLIX(3): 76-78. [6.] Smit, C., Putman, R. 2011. Large herbivores as ‘environmental engineers’. In Putman, R., Apollonio, M., Andersen, R. (ed.) Ungulate Management in Europe: Problems and Practices. Cambridge University Press, Cambridge, 260-283. [7.] Fagiani, S., Fipaldini, D., Santarelli, L., Burrascano, S., Del Vico, E., Giarrizzo, E., Mei, M., Taglianti, A.V., Boitani, L., Mortelliti, A. 2014. Monitoring protocols for the evaluation of the impact of wild boar (Sus scrofa) rooting on plants and animals in forest ecosystems. Hystrix, 25(1): 31-38. [8.] Palacio, S., Bueno, C.G., Azorín, J., Maestro, M., Gómez-García, D. 2013. Wild-boar disturbance increases nutrient and C stores of geophytes in subalpine grasslands. American Journal of Botany, 100(9): 1790-1799. [9.] Jaroszewicz, B., Piroznikow, E., Sondej, I. 2013. Endozoochory by the guild of ungulates in Europe’s primeval forest. Forest Ecology and Management, 305: 21-28. [10.] Picard, M., Baltzinger, C. 2012. Hitch-hiking in the wild: should seeds rely on ungulates? Plant Ecology and Evolution, 145(1): 24-30. [11.] Newman, M., Mitchell, F.J.G., Kelly, D.L. 2014. Exclusion of large herbivores: Long-term changes within the plant community. Forest Ecology and Management, 321: 136-144. [12.] Pekin, B.K., Wisdom, M.J., Endress, B.A., Naylor, B.J., Parks, C.G. 2014. Ungulate browsing maintains shrub diversity in the absence of episodic disturbance in seasonally-arid conifer forest. PloS ONE, 9(1): 1-9. [13.] Lessard, J.P., Reynolds W.N., Bunn, W.A., Genung, M.A., Cregger, M.A., Felker-Quinn, E., Barrios-Garcia, M.N., Stevenson, M.L., Lawton, R.M., Brown, C.B., Patrick, M., Rock, J.H., Jenkins, M.A., Bailey, J.K., Schweitzer, J.A. 2012. Equivalence in the strength of deer herbivory on above and below ground communities. Basic and Applied Ecology, 13: 59-66. [14.] Chollet, S., Baltzinger, C., Ostermann, L., Saint-André, F., Martin, J.L. 2013. Importance for forest plant communities of refuges protecting from deer browsing. Forest Ecology and Management, 289: 470-477. [15.] Kuijper, D.P.J., de Kleine, C., Churski, M., van Hooft, P., Bubnicki, J., Jedrzejewska, B. 2013. Landscape of fear in Europe: wolves affect spatial patterns of ungulate browsing in Białowieza Primeval Forest, Poland. Ecography, 36: 001-013. [16.] Muñoz, A., Bonal, R., Díaz, M. 2009. Ungulates, rodents, shrubs: interactions in a diverse Mediterranean ecosystem. Basic and Applied Ecology, 10: 151-160. [17.] Strauss, S.Y., Agrawal, A.A. 1999. The ecology and evolution of plant tolerance to herbivory. Trends in Ecology and Evolution, 14: 179-185. [18.] Hilton, G.M., Packham, J.R., Willis, A.J. 1987. Effects of experimental defoliation on a population of pedunculate oak (Quercus robur L.). New Phytologist, 107(3): 603-612. [19.] Hjältén, J., Danell, K., Ericson, L. 1993. Effects of simulated herbivory and intraspecific competition on the compensatory ability of birches. Ecology, 74(4): 1136-1142. [20.] Fehér. Á., Katona K. 2013. Akácrágás: vadkár vagy vadhatás? Erdészeti Lapok, CXLVIII(9): 278-281. [21.] Palacio, S., Hester, A.J., Maestro, M., Millard, P. 2013. Simulated browsing affects leaf shedding phenology and litter quality of oak and birch saplings. Tree Physiology, 33(4): 438-445. [22.] Canham, C.D., McAninch, J.B., Wood, D.M. 1994. Effects of the frequency, timing, and intensity of simulated browsing on growth and mortality of tree seedlings. Canadian Journal of Forest Research, 24(4): 817-825. [23.] Kullberg, Y., Welander, N.T. 2003. Effects of simulated winter browsing and drought on growth of Quercus robur L. seedlings during establishment. Forest Ecology and Management, 173: 125-133. [24.] Hirka, A., Koltay, A., Kolozs, L., Janik, G., Szőcs, L., Csóka, Gy. 2013. Erdeink egészségi állapota 2013-ban. Erdészeti Lapok, CXLIX(7-8): 258-261. [25.] Gheysen, T., Brostaux, Y., Hébert, J., Ligot, G., Rondeux, J., Lejeune, P. 2011. A regional inventory and monitoring setup to evaluate bark peeling damage by red deer (Cervus elaphus) in coniferous plantations in Southern Belgium. Environmental Monitoring and Assessment, 181(1-4): 335-345. [26.] Náhlik, A., Dremmel, L., Sándor, Gy., Tari, T. 2012. A csemetekori vadrágás következményeinek vizsgálata rudas állományokban. Erdészettudományi Közlemények, 2(1): 163-172. [27.] Welch, D., Scott, D. (2008): An estimate of timber degrade in Sitka spruce due to bark stripping by deer in a Scottisch plantation. Forestry, 81(4): 489-497. [28.] Ward, A.I., White, P.C.L., Smith, A., Critchley, C.H. 2004. Modelling the cost of roe deer browsing damage to forestry. Forest Ecology and Management, 191: 301-310 . [29.] Putman, R., Langbein, J., Green, P., Watson, P. 2011. Identifying threshold densities for wild deer in the UK above which negative impacts may occur. Mammal Review, 41: 175-196. [30.] Debeljak M., Dzeroski, S., Jerina, K., Kobler, A., Adamic, M. 2001. Habitat suitability modelling for red deer (Cervus elaphus L.) in South-central Slovenia with classification trees. Ecological Modelling, 138: 321-330. [31.] Katona, K., ,Kiss, M., Bleier, N., Székely, J., Nyeste, M., Kovács, V., Terhes, A., Fodor, Á., Olajos, T., Rasztovits, E., Szemethy, L. 2013. Ungulate browsing shapes climate change impacts on forest biodiversity in Hungary. Biodiversity and Conservation, 22(5): 1167-1180. [32.] Nopp-Mayr, U., Reimoser, F., Völk, F. 2011. Predisposition assessment of mountainous forests to bark peeling by red deer (Cervus elaphus l.) as a strategy in preventive forest habitat management. Wildlife Biology in Practice, 7(1): 66-89. [33.] Kuijper, D.P.J. 2011. Lack of natural control mechanisms increases wildlife–forestry conflict in managed temperate European forest systems. European Journal of Forest Research, 130: 895–909. [34.] Szemethy, L., Katona, K., Csányi, S., Hajdu, M., Hejel, P., Bleier, N. 2013. A vadhatás mérésének módszertani problémái. Erdészeti Lapok CXLVIII (11): 360–361. (Erdő-Mező Online - www.erdo-mezo.hu)