Ανάλυση βιωσιμότητας πληθυσμού των γυπών

Transcript

1 ΑΡΙΣΤΟΤΕΛΕΙΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΘΕΣΣΑΛΟΝΙΚΗΣ ΤΜΗΜΑ ΔΑΣΟΛΟΓΙΑΣ & ΦΥΣΙΚΟΥ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ ΤΟΜΕΑΣ ΛΙΒΑΔΟΠΟΝΙΑΣ - ΑΓΡΙΑΣ ΠΑΝΙΔΑΣ & ΙΧΘΥΟΠΟΝΙΑΣ ΓΛΥΚΕΩΝ ΥΔΑΤΩΝ ΕΡΓΑΣΤΗΡΙΟ ΑΓΡΙΑΣ ΠΑΝΙΔΑΣ & ΙΧΘΥΟΠΟΝΙΑΣ ΓΛΥΚΕΩΝ ΥΔΑΤΩΝ Ανάλυση βιωσιμότητας πληθυσμού των γυπών Μ Ε Τ Α Π Τ Υ Χ Ι Α Κ Η Δ Ι Α Τ Ρ Ι Β Η Κυριάκος Γ. Δημητρίου Δασολόγος Περιβαλλοντολόγος, Α.Π.Θ. Θεσσαλονίκη 2015

2 Μέλη της τριμελούς Εξεταστικής Επιτροπής 1. Δημήτριος Ε. Μπακαλούδης*, Επίκουρος Καθηγητής 2. Χρήστος Γ. Βλάχος, Καθηγητής 3. Αντώνιος Κ. Κοκκινάκης, Επίκουρος Καθηγητής *επιβλέπων καθηγητής Η έγκριση της παρούσης μεταπτυχιακής διατριβής από τη Σχολή Δασολογίας και Φυσικού Περιβάλλοντος του Αριστοτελείου Πανεπιστημίου Θεσσαλονίκης δεν υποδηλώνει αποδοχή της γνώμης του συγγραφέα (Νόμος 5343/32,αρθ.202 παρ.2 και ν.1268/82 αρθ.50 παρ.8). ii

3 ΕΥΧΑΡΙΣΤΙΕΣ Αρχικά θα ήθελα να εκφράσω τις θερμές μου ευχαριστίες στον επιβλέποντα της Μεταπτυχιακής μου Διατριβής, Επίκουρο Καθηγητή κ. Δημήτριο Μπακαλούδη για την πολύτιμη επιστημονική του καθοδήγηση και τη βοήθεια του ώστε να ολοκληρωθεί η παρούσα διατριβή. Ακόμη θέλω να τον ευχαριστήσω για το χρόνο που διέθεσε αλλά και για την εμπιστοσύνη και τη συνεχή ενθάρρυνσή του. Επίσης, θα ήθελα να ευχαριστήσω και τα υπόλοιπα μέλη της τριμελούς επιτροπής τον Καθηγητή κ. Χρήστο Βλάχο για τη μετάδοση των επιστημονικών του γνώσεων, για τη στήριξη και για τη βοήθεια του καθ όλη τη διάρκεια της μεταπτυχιακής μου διατριβής και τον Επίκουρο Καθηγητή κ. Αντώνιο Κοκκινάκη για τις χρήσιμες συμβουλές του. Ευχαριστώ τον κ. Σταύρο Ξηρουχάκη για το ενδιαφέρον του τόσο στη συλλογή όσο και παραχώρηση δημοσιευμένων εργασιών, καθώς και χρήσιμων πληροφοριών κυρίως για τον πληθυσμό του Όρνιου στην Κρήτη. Στην συνέχεια πολλές ευχαριστίες θα ήθελα να εκφράσω στον κ. Γιάννη Πουλόπουλο και στο ΕΚΠΑΖ για την άψογη συνεργασία που είχαμε, καθώς και για τη χορήγηση στοιχείων, χωρίς τα οποία θα ήταν αδύνατη η ολοκλήρωση της παρούσας έρευνας. Ευχαριστώ επίσης τον κ. Ρήγα Τσακίρη για τις χρήσιμες πληροφορίες που παρείχε. Θερμές ευχαριστίες εκφράζω στους φίλους και συναδέλφους κ. Ευάγγελο Κοτσώνα, κ. Χαράλαμπο Θωμά και κα. Κωνσταντίνα Μακρίδου για τις χρήσιμες συμβουλές, τις εύστοχες παρατηρήσεις και το αμέριστο ενδιαφέρον τους, καθώς και για τις πολύωρες εποικοδομητικές συζητήσεις που παρείχαν απλόχερα κατά τη διάρκεια των μεταπτυχιακών μου σπουδών. Οφείλω ένα μεγάλο ευχαριστώ στην κα. Σταύρη Φιλίππου για τη βοήθεια και στήριξή της σε όλη τη διάρκεια του μεταπτυχιακού προγράμματος. Ευχαριστώ, επίσης, το ΙΚΥ Ελλάδος για την αποδοχή μου στο πρόγραμμα χορήγησης μεταπτυχιακών υποτροφιών εσωτερικού και τη χρηματική στήριξη που μου παρείχε (Σύμβαση Χορήγησης Υποτροφίας Υπ. Αριθ.: 2013-ΕΣΠΑ-ΠΕ3-3540). Τέλος, ευχαριστώ ολόψυχα τους γονείς μου Γεώργιο και Μαρία, για την υλική και ηθική στήριξη των επιλογών μου όλα αυτά τα χρόνια, και στους οποίους αφιερώνω αυτή την εργασία. iii

4 ΠΕΡΙΕΧΟΜΕΝΑ ΚΑΤΑΛΟΓΟΣ ΠΙΝΑΚΩΝ. ΚΑΤΑΛΟΓΟΣ ΣΧΗΜΑΤΩΝ ΚΑΤΑΛΟΓΟΣ ΠΑΡΑΡΤΗΜΑΤΟΣ ΠΕΡΙΛΗΨΗ. Σελ. vi vii ix xii 1. ΕΙΣΑΓΩΓΗ Δυναμική μικρών πληθυσμών Ανάλυση βιωσιμότητας πληθυσμού Ανάλυση βιωσιμότητας μικρών πληθυσμών Ανάλυση ευαισθησίας Ελάχιστο βιώσιμο μέγεθος Μελετώμενα είδη Γενικά Αιτίες μείωσης του πληθυσμού των γυπών Μαυρόγυπας Όρνιο ΣΚΟΠΟΣ ΤΗΣ ΕΡΕΥΝΑΣ ΜΕΘΟΔΟΛΟΓΙΑ Περιοχή έρευνας Εθνικό Πάρκο Δάσους Δαδιάς-Λευκίμης-Σουφλίου Κρήτη Συλλογή πληθυσμιακών δεδομένων Επιλογή λογισμικού προγράμματος Δεδομένα και παράμετροι στο λογισμικό πρόγραμμα Vortex Ανάλυση βιωσιμότητας πληθυσμού του Μαυρόγυπα στο ΕΠ Δ-Λ-Σ Βασικό σενάριο Εκτίμηση ζωοχωρητικότητας Πυκνοεξαρτημένη αναπαραγωγή και αναπαραγωγικά δεδομένα Υπολογισμός της θνησιμότητας Καταστροφικά γεγονότα Σενάριο δημιουργίας δικτύου τεχνητών θέσεων απόθεσης συμπληρωματικής τροφής (αύξηση ζωοχωρητικότητας) Σενάριο μη δημιουργίας της τεχνητής θέσης απόθεσης συμπληρωματικής τροφής το έτος Σενάριο επανεισαγωγής του Μαυρόγυπα σε κατάλληλο ενδιαίτημα Ανάλυση ευαισθησίας Ανάλυση βιωσιμότητας πληθυσμού του Όρνιου στην Κρήτη Βασικό σενάριο. 30 iv

5 Εκτίμηση ζωοχωρητικότητας Πυκνοεξαρτημένη αναπαραγωγή και αναπαραγωγικά δεδομένα Υπολογισμός της θνησιμότητας Ανάλυση ευαισθησίας Υπολογισμός του ελάχιστου βιώσιμου μεγέθους πληθυσμού Στατιστικές αναλύσεις ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ Ανάλυση βιωσιμότητας πληθυσμού του Μαυρόγυπα στο ΕΠ Δ-Λ-Σ Βασικό σενάριο Σενάριο δημιουργίας δικτύου τεχνητών θέσεων απόθεσης συμπληρωματικής τροφής Σενάριο μη δημιουργίας της τεχνητής θέσης απόθεσης συμπληρωματικής τροφής το έτος Σενάριο επανεισαγωγής του Μαυρόγυπα σε κατάλληλο ενδιαίτημα Ανάλυση ευαισθησίας Ελάχιστο βιώσιμο μέγεθος του πληθυσμού του Μαυρόγυπα Ανάλυση βιωσιμότητας πληθυσμού του Όρνιου Βασικό σενάριο Ανάλυση ευαισθησίας Ελάχιστο βιώσιμο μέγεθος του πληθυσμού του Όρνιου ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΣΥΜΠΕΡΑΣΜΑΤΑ Βιωσιμότητα των πληθυσμών και ο παράγοντας της θνησιμότητας Οφέλη της ενισχυτικής τροφοδοσίας Ανάλυση ευαισθησίας Ελάχιστο βιώσιμο μέγεθος πληθυσμού και ευνοϊκές τιμές αναφοράς Επανεισαγωγή του Μαυρόγυπα ΠΡΟΤΑΣΕΙΣ ΒΙΒΛΙΟΓΡΑΦΙΑ.. 52 ΠΑΡΑΡΤΗΜΑΤΑ v

6 ΚΑΤΑΛΟΓΟΣ ΠΙΝΑΚΩΝ Πίνακας 1 Πίνακας 2 Πίνακας 3 Πίνακας 4 Πίνακας 5 Πίνακας 6 Πίνακας 7 Πίνακας 8 Πίνακας 9 Πίνακας 10 Πίνακας 11 Σελ. Ηλικιακή δομή του πληθυσμού του Μαυρόγυπα (Aegypius monachus) στο ΕΠ Δ-Λ-Σ κατά το έτος 2005, όπως προκύπτει από τη χρησιμοποίηση της σταθερής κατανομής ηλικιών από τον αλγόριθμο του λογισμικού προγράμματος του Vortex. 19 Υπολογισμός της θνησιμότητας του Μαυρόγυπα (Aegypius monachus) ανά κλάση ηλικίας στο ΕΠ Δ-Λ-Σ, χρησιμοποιώντας δεδομένα της χρονικής περιόδου 1994 έως Εισερχόμενα δεδομένα στο λογισμικό πρόγραμμα Vortex για τη δημιουργία του σεναρίου ύπαρξης δικτύου τεχνητών θέσεων απόθεσης συμπληρωματικής τροφής. Όλοι οι παράμετροι παρέμειναν σταθεροί και ίσοι με του βασικού σεναρίου (B), με εξαίρεση τη μεταβολή της ζωοχωρητικότητας σε διάφορα επίπεδα. 25 Υπολογισμός της θνησιμότητας του Μαυρόγυπα (Aegypius monachus) ανά κλάση ηλικίας στο ΕΠ Δ-Λ-Σ χρησιμοποιώντας δεδομένα πριν από την δημιουργία της ταΐστρας κατά την χρονική περίοδο Εισερχόμενα δεδομένα των σεναρίων για τη διερεύνηση των πιθανών παραγόντων που επηρεάζουν τη βιωσιμότητα του πληθυσμού του Μαυρόγυπα στο ΕΠ Δ-Λ-Σ. Οι παράμετροι μεταβλήθηκαν σε διάφορα επίπεδα αναλογικά με το βασικό σενάριο (Β). 29 Παράμετροι της φυσικής ιστορίας του Όρνιου (Gyps fulvus) για τη δημιουργία του βασικού σεναρίου των μοντέλων προσομοίωσης, για την ανάλυση βιωσιμότητας του πληθυσμού του. 30 Εκτιμώμενη ηλικιακή δομή του πληθυσμού του Όρνιου (Gyps fulvus) στο νησί της Κρήτης για το έτος Τα δεδομένα για την εκτίμηση πάρθηκαν από τους Xirouchakis & Mylonas (2005). 31 Yπολογισμός της θνησιμότητας του Όρνιου (Gyps fulvus) ανά κλάση ηλικίας στην Κρήτη χρησιμοποιώντας δεδομένα της χρονικής περιόδου Εισερχόμενα δεδομένα των σεναρίων για τη διερεύνηση των πιθανών παραγόντων που επηρεάζουν την βιωσιμότητα του πληθυσμού του Όρνιου στην Κρήτη. Οι παράμετροι μεταβλήθηκαν σε διάφορα επίπεδα αναλογικά με το βασικό σενάριο (Β). 34 Στατιστικά της σύγκρισης μεταξύ των στοχαστικών ρυθμών αύξησης του βασικού σεναρίου με τα εναλλακτικά σενάρια που δημιουργηθήκαν για την ανάλυση ευαισθησίας του πληθυσμού του Μαυρόγυπα (Aegypius monachus) στο ΕΠ Δ-Λ-Σ. 40 Στατιστικά της σύγκρισης μεταξύ των στοχαστικών ρυθμών αύξησης του βασικού σεναρίου με τα εναλλακτικά σενάρια για την ανάλυση ευαισθησίας του πληθυσμού του Όρνιου (Gyps fulvus) στην Κρήτη. 43 vi

7 ΚΑΤΑΛΟΓΟΣ ΣΧΗΜΑΤΩΝ Σχήμα 1 Διαχρονική εξέλιξη της πορείας του πληθυσμού του Μαυρόγυπα (Aegypius monachus) στην περιοχή του ΕΠ Δ-Λ-Σ κατά την χρονική περίοδο (από Vlachos et al. 1999, Skartsi et al. 2008). 18 Σχήμα 2 Σχήμα 3 Σελ. Συσχέτιση μεταξύ του ποσοστού των αναπαραγόμενων θηλυκών και του μεγέθους του πληθυσμού του Μαυρόγυπα (Aegypius monachus) στο ΕΠ Δ-Λ-Σ κατά τη χρονική περίοδο (από Vlachos et al. 1999, Skartsi et al. 2008). 22 Προβλεπόμενη πορεία του πληθυσμού του Μαυρόγυπα (Aegypius monachus) στο ΕΠ Δ-Λ-Σ για χρονικό διάστημα 100 ετών λαμβάνοντας υπόψη το βασικό σενάριο. Το αρχικό μέγεθος του πληθυσμού ήταν ίσο με 75 άτομα (από Skartsi et al. 2008) και η χρονολογία έναρξης των προσομοιώσεων ήταν το Το σενάριο αυτό προέκυψε μέσω του λογισμικού προγράμματος Vortex, μετά από 500 επαναλήψεις. Σχήμα 4 Προβλεπόμενη διαχρονική τάση του πληθυσμού του Μαυρόγυπα (Aegypius monachus) στο ΕΠ Δ-Λ-Σ σε διαφορετικά επίπεδα ζωοχωρητικότητας ως επακόλουθο της δημιουργίας δικτύου τεχνητών θέσεων απόθεσης συμπληρωματικής τροφής. Όλοι οι παράμετροι διατηρήθηκαν σταθεροί και ίσοι με του βασικού σεναρίου. Το σενάριο αυτό προέκυψε με τη χρησιμοποίηση του λογισμικού προγράμματοςvortex μετά από 500 επαναλήψεις. Σχήμα 5 Διαχρονική εξέλιξη της πορείας του πληθυσμού του Μαυρόγυπα (Aegypius monachus) στο ΕΠ Δ-Λ-Σ με την ύπαρξη ενισχυτικής τροφοδοσίας (πραγματικός πληθυσμός) (από Vlachos et al. 1999, Skartsi et al. 2008) και η προβλεπόμενη τάση του πληθυσμού χωρίς την ύπαρξη ενισχυτικής τροφοδοσίας. Το αρχικό μέγεθος του πληθυσμού ήταν 36 άτομα και όλοι οι υπόλοιποι παράγοντες ήταν ίσοι με του βασικού σεναρίου. Το σενάριο αυτό προέκυψε με τη χρησιμοποίηση του λογισμικού προγράμματος Vortex μετά από 500 επαναλήψεις. Σχήμα 6 Προβλεπόμενη πορεία του υποπληθυσμού του Μαυρόγυπα (Aegypius monachus) για χρονικό διάστημα 100 ετών λαμβάνοντας υπόψη το σενάριο της επανεισαγωγής. Η χρονολογία έναρξης των προσομοιώσεων ήταν το 2015 και το αρχικό μέγεθος του πληθυσμού ήταν ίσο με 8 άτομα. Ο υποπληθυσμός συμπληρωνόταν κάθε έτος και για 5 συνεχόμενα έτη ( ) με 8 επιπλέον άτομα που προέρχονταν από τον πληθυσμό του ΕΠ Δ-Λ-Σ. Το σενάριο αυτό προέκυψε μέσω του λογισμικού προγράμματος Vortex, μετά από 500 επαναλήψεις vii

8 Σχήμα 7 Σχήμα 8 Σχήμα 9 Πολλαπλό θηκόγραμμα της διάμεσης τιμής του στοχαστικού ρυθμού αύξησης του πληθυσμού (r stoch ) του Μαυρόγυπα (Aegypius monachus) στο ΕΠ Δ-Λ-Σ με διάφορα σενάρια βιωσιμότητας. Η κατώτερη και ανώτερη τιμή του ορθογωνίου πλαισίου εκφράζουν το 25% και 75% του ενδοτεταρτημοριακού εύρους αντίστοιχα και η κάθετη γραμμή το 95% διάστημα εμπιστοσύνης της διάμεσης τιμής. Προβλεπόμενη πορεία του πληθυσμού του Όρνιου (Gyps fulvus) στην Κρήτη για χρονικό διάστημα 100 ετών λαμβάνοντας υπόψη το βασικό σενάριο. Η χρονολογία έναρξης των προσομοιώσεων ήταν το 2002 και το αρχικό μέγεθος του πληθυσμού ήταν ίσο με 383 άτομα (από Xirouchakis & Mylonas 2005). Το σενάριο αυτό προέκυψε μέσω του λογισμικού προγράμματος Vortex, μετά από 500 επαναλήψεις. Πολλαπλό θηκόγραμμα της διάμεσης τιμής του στοχαστικού ρυθμού αύξησης του πληθυσμού (r stoch ) του Όρνιου (Gyps fulvus) στην Κρήτη με διάφορα σενάρια βιωσιμότητας. Η κατώτερη και ανώτερη τιμή του ορθογωνίου πλαισίου εκφράζουν το 25% και 75% του ενδοτεταρτημοριακού εύρους αντίστοιχα και η κάθετη γραμμή το 95% διάστημα εμπιστοσύνης της διάμεσης τιμής viii

9 ΠΑΡΑΡΤΗΜΑΤΑ Σελ. Παράρτημα Ι Παράρτημα ΙI Παράρτημα ΙII Παράρτημα ΙV Παράρτημα V Παράρτημα VΙ Παράρτημα VΙI Παράρτημα VΙII Ιστορικά δεδομένα του Μαυρόγυπα (Aegypius monachus) στο ΕΠ Δ-Λ-Σ κατά τη χρονική περίοδο (από Vlachos et al. 1999, Skartsi et al. 2008). 59 Ιστορικά δεδομένα για το Όρνιο (Gyps fulvus) στο νησί της Κρήτης κατά τη χρονική περίοδο (από Xirouchakis & Mylonas 2005, Xirouchakis 2010). 60 Αποτελέσματα της ανάλυσης βιωσιμότητας πληθυσμού του Μαυρόγυπα (Aegypius monachus) στο ΕΠ Δ-Λ-Σ χρησιμοποιώντας το λογισμικό πρόγραμμα Vortex. Ο r stoch είναι ο στοχαστικός ρυθμός αύξησης του πληθυσμού, ο r det είναι ο αιτιατός ρυθμός αύξησης, η Π.E. είναι η πιθανότητα εξαφάνισης του πληθυσμού και η εκατοστιαία μεταβολή του r stoch υπολογίστηκε συγκριτικά με το βασικό 61 σενάριο. Αποτελέσματα της ανάλυσης βιωσιμότητας πληθυσμού του Όρνιου (Gyps fulvus) στο νησί της Κρήτης χρησιμοποιώντας το λογισμικό πρόγραμμα Vortex. Ο r stoch είναι ο στοχαστικός ρυθμός αύξησης του πληθυσμού, ο r det είναι ο αιτιατός ρυθμός αύξησης, η ΠE είναι η πιθανότητα εξαφάνισης του πληθυσμού και η εκατοστιαία μεταβολή του r stoch υπολογίστηκε συγκριτικά με το βασικό σενάριο. 62 Διαχρονική τάση (1) του πληθυσμού του Μαυρόγυπα (Aegypius monachus) στο ΕΠ Δ-Λ-Σ και (2) του Όρνιου (Gyps fulvus) στην Κρήτη, λαμβάνοντας υπόψη μόνο το βασικό σενάριο. Η ανάλυση προέκυψε από το λογισμικό πρόγραμμα Vortex μετά από 500 προσομοιώσεις. 63 Διαχρονική τάση του πληθυσμού του Μαυρόγυπα (Aegypius monachus) στο ΕΠ Δ-Λ-Σ και του Όρνιου (Gyps fulvus)στην Κρήτη λαμβάνοντας υπόψη το βασικό σενάριο και μεταβάλλοντας το ποσοστό των θηλυκών που αναπαράγονται. Η ανάλυση προέκυψε από το λογισμικό πρόγραμμα Vortex μετά από 500 προσομοιώσεις. 64 Διαχρονική τάση του πληθυσμού του Μαυρόγυπα (Aegypius monachus) στο ΕΠ Δ-Λ-Σ και του Όρνιου (Gyps fulvus)στην Κρήτη λαμβάνοντας υπόψη το βασικό σενάριο και μεταβάλλοντας την θνησιμότητα των νεαρών ατόμων. Η ανάλυση προέκυψε από το λογισμικό πρόγραμμα Vortex μετά από 500 προσομοιώσεις. 69 Διαχρονική τάση του πληθυσμού του Μαυρόγυπα (Aegypius monachus) στο ΕΠ Δ-Λ-Σ και του Όρνιου (Gyps fulvus)στην Κρήτη λαμβάνοντας υπόψη το βασικό σενάριο και μεταβάλλοντας την θνησιμότητα των ανώριμων ατόμων. Η ανάλυση προέκυψε από το λογισμικό πρόγραμμα Vortex μετά από 500 προσομοιώσεις. 72 ix

10 Παράρτημα IX Παράρτημα X Παράρτημα XI Παράρτημα XII Παράρτημα XIII Παράρτημα XIV Παράρτημα XV Παράρτημα XVI Διαχρονική τάση του πληθυσμού του Μαυρόγυπα (Aegypius monachus) στο ΕΠ Δ-Λ-Σ και του Όρνιου (Gyps fulvus) στην Κρήτη λαμβάνοντας υπόψη το βασικό σενάριο και μεταβάλλοντας την θνησιμότητα των ενήλικων ατόμων. Η ανάλυση προέκυψε από το λογισμικό πρόγραμμα Vortex μετά από 500 προσομοιώσεις. 75 Διαχρονική τάση του πληθυσμού του Μαυρόγυπα (Aegypius monachus) στο ΕΠ Δ-Λ-Σ και του Όρνιου (Gyps fulvus) στην Κρήτη λαμβάνοντας υπόψη το βασικό σενάριο και μειώνοντας την τροφοδοσία. Η ανάλυση προέκυψε από το λογισμικό πρόγραμμα Vortex μετά από 500 προσομοιώσεις. 78 Διαχρονική τάση του πληθυσμού του Μαυρόγυπα (Aegypius monachus) στο ΕΠ Δ-Λ-Σ και του Όρνιου (Gyps fulvus) στην Κρήτη λαμβάνοντας υπόψη το βασικό σενάριο και ύπαρξη δηλητηριάσεων. Η ανάλυση προέκυψε από το λογισμικό πρόγραμμα Vortex μετά από 500 προσομοιώσεις. Διαχρονική τάση του πληθυσμού του Μαυρόγυπα (Aegypius monachus) στο ΕΠ Δ-Λ-Σ και του Όρνιου (Gyps fulvus) στην Κρήτη λαμβάνοντας υπόψη το βασικό σενάριο και την ύπαρξη όχλησης. Η ανάλυση προέκυψε από το λογισμικό πρόγραμμα Vortex μετά από 500 προσομοιώσεις. Διαχρονική τάση του πληθυσμού του Μαυρόγυπα (Aegypius monachus) στο ΕΠ Δ-Λ-Σ λαμβάνοντας υπόψη το σενάριο δημιουργίας δικτύου τεχνητών θέσεων απόθεσης συμπληρωματικής τροφής. Η ανάλυση προέκυψε από το λογισμικό πρόγραμμα Vortex μετά από 500 προσομοιώσεις. 86 Διαχρονική τάση του πληθυσμού του Μαυρόγυπα (Aegypius monachus) λαμβάνοντας υπόψη το σενάριο επανεισαγωγής στη νέα περιοχή. Η ανάλυση προέκυψε από το λογισμικό πρόγραμμα Vortex μετά από 500 προσομοιώσεις. 88 Διαχρονική τάση του πληθυσμού του Μαυρόγυπα (Aegypius monachus) στο ΕΠ Δ-Λ-Σ λαμβάνοντας υπόψη το σενάριο μη δημιουργίας της τεχνητής θέσης απόθεσης συμπληρωματικής τροφής το έτος Η ανάλυση προέκυψε από το λογισμικό πρόγραμμα Vortex μετά από 500 προσομοιώσεις. Διαχρονική τάση πληθυσμού του Μαυρόγυπα (Aegypius monachus) στο ΕΠ Δ-Λ-Σ. Το αρχικό μέγεθος του πληθυσμού μεταβλήθηκε για τον καθορισμό του ελάχιστου βιώσιμου μεγέθους. Η ανάλυση προέκυψε από το λογισμικό πρόγραμμα Vortex μετά από 500 προσομοιώσεις x

11 Παράρτημα XVII Διαχρονική τάση πληθυσμού του Όρνιου (Gyps fulvus) στην Κρήτη. Το αρχικό μέγεθος του πληθυσμού μεταβλήθηκε για τον καθορισμό του ελάχιστου βιώσιμου μεγέθους. Η ανάλυση προέκυψε από το λογισμικό πρόγραμμα Vortex μετά από 500 προσομοιώσεις. 93 xi

12 ΠΕΡΙΛΗΨΗ Τα τελευταία χρόνια έχει επιταχυνθεί ο ρυθμός μείωσης των ειδών σε παγκόσμια κλίμακα. Ιδιαίτερα ευάλωτα είναι τα είδη που απαντώνται με μικρούς πληθυσμούς στη φύση, λόγω της ύπαρξης αιτιατών αλλά κυρίως στοχαστικών απειλών. Οι απειλές αυτές, όπως και δεδομένα της φυσικής ιστορίας των ειδών, αξιολογούνται μέσω λογισμικών προγραμμάτων για την ανάλυση βιωσιμότητας του πληθυσμού. Τα μοντέλα που προκύπτουν είναι στοχαστικά μοντέλα προσομοίωσης και ελέγχουν την κατανομή συχνοτήτων για την εξαφάνιση ή επιβίωση των πληθυσμών. Μέσω της ανάλυσης ευαισθησίας των μοντέλων μπορεί να καθοριστούν ποιες δημογραφικές παράμετροι επηρεάζουν περισσότερο την βιωσιμότητα των πληθυσμών. Επίσης η ανάλυση βιωσιμότητας πληθυσμού αποτελεί χρήσιμη τεχνική για τον υπολογισμό του ελάχιστου βιώσιμου μεγέθους ενός πληθυσμού. Στην παρούσα έρευνα, χρησιμοποιήθηκε το λογισμικό πρόγραμμα Vortex (version 9.99) για τη δημιουργία σεναρίων στην ανάλυση βιωσιμότητας των πληθυσμών του Μαυρόγυπα (Aegypius monachus) στο Εθνικό Πάρκο Δάσους Δαδιάς-Λευκίμης-Σουφλίου και του Όρνιου (Gyps fulvus) στην Κρήτη. Αρχικά δημιουργήθηκε το βασικό σενάριο για την πρόβλεψη της μελλοντικής πορείας των πληθυσμών των δύο μελετώμενων ειδών και τον έλεγχο της βιωσιμότητάς τους. Τα σενάρια που δημιουργηθήκαν μέσω της ανάλυσης ευαισθησίας ήταν η αύξηση και μείωση του ποσοστού θηλυκών που αναπαράγονται, η θνησιμότητα των νεαρών, ανώριμων και ενήλικων ατόμων, η μείωση τροφοδοσίας, η δηλητηρίαση και η όχληση. Επιπλέον, δημιουργηθήκαν σενάρια για τον πληθυσμό του Μαυρόγυπα, όπως η μη-δημιουργία της τεχνητής θέσης απόθεσης συμπληρωματικής τροφής το έτος 1987, η δημιουργία δικτύου τεχνητών θέσεων απόθεσης συμπληρωματικής τροφής και η επανεισαγωγή του Μαυρόγυπα σε άλλη περιοχή με κατάλληλο ενδιαίτημα. Τα αποτελέσματα έδειξαν ότι τόσο ο πληθυσμός του Μαυρόγυπα όσο και του Όρνιου είχαν αυξητική τάση και μπορεί να θεωρηθούν βιώσιμοι. Ο σημαντικότερος παράγοντας που επηρέασε την βιωσιμότητα των πληθυσμών των δύο ειδών ήταν η μείωση της τροφοδοσίας, έχοντας αντίκτυπο ταυτόχρονα στη μείωση της επιβίωσης και της παραγωγικότητας. Από τις δύο αυτές παραμέτρους, η θνησιμότητα και κυρίως η θνησιμότητα των ενήλικων ατόμων φαίνεται να έχει τη μεγαλύτερη επίδραση στη βιωσιμότητα των πληθυσμών και των δύο γυπών. Το ελάχιστο βιώσιμο μέγεθος του πληθυσμού του Μαυρόγυπα εκτιμήθηκε σε 45 άτομα και του Όρνιου σε 40 άτομα στις μελετώμενες περιοχές, τα xii

13 οποία διασφαλίζουν 99% πιθανότητα επιβίωσης για τα επόμενα 100 χρόνια. Η δημιουργία δικτύου τεχνητών θέσεων απόθεσης συμπληρωματικής τροφής οδήγησε σε περαιτέρω αύξηση του πληθυσμού του Μαυρόγυπα, περιορίζοντας τις δυσμενείς επιδράσεις στοχαστικών γεγονότων. Η επανεισαγωγή του Μαυρόγυπα σε άλλη περιοχή με κατάλληλο ενδιαίτημα είναι εφικτή, αφού οι προσομοιώσεις παρουσίασαν ότι ο υποπληθυσμός είχε αυξητική τάση και σε μικρή χρονική περίοδο έφτασε το ανώτερο όριο της ζωοχωρητικότητας. Οι διαχειριστικές προσπάθειες θα πρέπει να στοχεύουν στην αύξηση της επιβίωσης και της παραγωγικότητας των δύο γυπών. Αυτό είναι εφικτό μέσω της λειτουργίας τεχνητών θέσεων απόθεσης συμπληρωματικής τροφής και της λήψης περαιτέρω μέτρων προστασίας για την αποτροπή της χρήσης των δηλητηριασμένων δολωμάτων. xiii

14 1. ΕΙΣΑΓΩΓΗ 1.1 Δυναμική μικρών πληθυσμών Η εξάλειψη ενός είδους αποτελεί το τελικό στάδιο της εξελικτικής διαδικασίας με τα περισσότερα είδη να απαντώνται στον πλανήτη από ένα έως δέκα εκατομμύρια χρόνια (Frankham et al. 2002). Τα τελευταία χρόνια όμως έχει επιταχυνθεί ο ρυθμός μείωσης των ειδών σε παγκόσμια κλίμακα. Ο ρυθμός αυτός είναι φορές ή μεγαλύτερος από τον φυσικό ρυθμό εξαφάνισης των ειδών (IUCN 2015). Ιδιαίτερα ευάλωτα είναι τα είδη που απαντώνται στη φύση με μικρούς πληθυσμούς ή εμφανίζουν δραστική μείωση του μεγέθους τους σε μικρές χρονικές περιόδους. Ένας μικρός πληθυσμός μπορεί να αντιμετωπίζει αιτιατές απειλές, δηλαδή το αποτέλεσμα των συστηματικών δυνάμεων που μειώνουν τον πληθυσμό ή στοχαστικές απειλές, δηλαδή το αποτέλεσμα των τυχαίων ταλαντώσεων χωρίς κάποια συστηματική κατεύθυνση (Boyce 1992). Οι αιτιατές απειλές θεωρούνται ως οι δυνάμεις που οδηγούν με βεβαιότητα ένα μικρό πληθυσμό σε εξαφάνιση σε μικρό χρονικό διάστημα (Thomas 1990). Η υπερκάρπωση, ο κατακερματισμός και η υποβάθμιση των ενδιαιτημάτων, οι ασθένειες, ο ανταγωνισμός και η αρπακτικότητα από εισαγόμενα ξενικά είδη αποτελούν παραδείγματα των αιτιατών απειλών στη διαχρονική ύπαρξη των ειδών της άγριας πανίδας (Lacy 1993). Επιπλέον, η εμφάνιση τυχαίων γεγονότων στους μικρούς πληθυσμούς μπορεί να έχει σημαντικές επιπτώσεις στη δυναμική του πληθυσμού και κατ' επέκταση στη διαχρονική του ύπαρξη (Boyce 1992). Ένας μικρός πληθυσμός ακόμα και αν βρίσκεται σε ιδανικά περιβάλλοντα μπορεί να εξαφανιστεί λόγω των στοχαστικών απειλών (Shaffer 1981). Δηλαδή, ακόμα και στην ιδεατή περίπτωση της απομάκρυνσης των αιτιατών απειλών δεν αυξάνεται η πιθανότητα επιβίωσης ενός μικρού πληθυσμού, αφού τυχαίες ταλαντώσεις στο μέγεθος του μπορεί να οδηγήσουν στην εξαφάνισή του. Η πιθανότητα εξαφάνισης ενός είδους εξαρτάται αποκλειστικά από τις διάφορες διεργασίες, οι οποίες επηρεάζουν τη στοχαστική δυναμική των πληθυσμών και ανάλογα με τον τρόπο που αυτές αλληλεπιδρούν με πυκνοεξαρτημένες και πυκνοανεξάρτητες διαδικασίες (Ludwing 1996). Οι πηγές της αβεβαιότητας συνδέονται με τη στοχαστική διαδικασία και επηρεάζουν τους πληθυσμούς της άγριας πανίδας. Οι πηγές αυτές διακρίνονται στη δημογραφική στοχαστικότητα, στην περιβαλλοντική μεταβλητότητα, στα καταστροφικά γεγονότα και στην γενετική 1

15 εκτροπή (Shaffer 1981). Η δημογραφική στοχαστικότητα και η περιβαλλοντική μεταβλητότητα αναφέρονται σε δύο ξεχωριστές πηγές τυχαίων ταλαντώσεων στο μέγεθος του πληθυσμού που θα μπορούσαν να μειώσουν τον πληθυσμό σε ένα κρίσιμο επίπεδο ή ακόμα και να τον εξαφανίσουν (Drake et al. 2006). Η δημογραφική στοχαστικότητα είναι η τυχαία διακύμανση στην παρατηρούμενη τιμή γεννήσεων, θανάτων και αναλογίας φύλων ενός πληθυσμού, ακόμα και αν οι πιθανότητες των γεννήσεων και των θανάτων παραμένουν οι ίδιες (Lacy 1993). Μπορεί να εμφανίζεται σε όλα τα μεγέθη πληθυσμών, αλλά η επίδρασή της είναι καθοριστική στους μικρούς πληθυσμούς (Melbourne & Hastings 2008). Η περιβαλλοντική μεταβλητότητα (στοχαστικότητα) ορίζεται σαν η τυχαία διακύμανση στις γεννήσεις και τους θανάτους, η οποία προκαλείται από διακυμάνσεις του περιβάλλοντος (Lacy 1993), όπως για παράδειγμα ο ανταγωνισμός μεταξύ των ατόμων ενός είδους είτε μεταξύ διαφορετικών ειδών, η διαθεσιμότητα των πόρων του ενδιαιτήματος, η αύξηση της αρπακτικότητας κλπ. Αυτή επηρεάζει τους διάφορους πληθυσμούς της άγριας πανίδας δημιουργώντας αλλαγές στο ρυθμό αύξησης του πληθυσμού και συνεπώς στην αφθονία (Wilson et al. 2011). Η περιβαλλοντική μεταβλητότητα μπορεί να αυξήσει την πιθανότητα εξαφάνισης όχι μόνο σε μικρούς πληθυσμούς, όπως στην περίπτωση της δημογραφικής στοχαστικότητας, αλλά και σε μεγαλύτερους για το λόγο ότι επηρεάζονται όλα τα μέλη του πληθυσμού ταυτόχρονα (Melbourne & Hastings 2008). Θεωρητικά όμως ορισμένοι πληθυσμοί μπορεί να είναι αρκετά μεγάλοι σε μέγεθος και έτσι να αποτρέψουν τις δυσμενείς επιδράσεις των διακυμάνσεων λόγω των στοχαστικών αυτών πηγών (Drake et al. 2006). Τα καταστροφικά γεγονότα μπορεί να θεωρηθούν σαν ακραία φαινόμενα περιβαλλοντικής μεταβλητότητας έχοντας ποσοτικές και κάποιες φορές ποιοτικές επιπτώσεις στους πληθυσμούς της άγριας πανίδας (Lacy 1993). Οι πυρκαγιές, οι ασθένειες και οι πλημμύρες αποτελούν χαρακτηριστικά παραδείγματα καταστροφικών γεγονότων, ωστόσο εμφανίζονται σπάνια και σε ακανόνιστα χρονικά διαστήματα. Πληθυσμοί οι οποίοι παλαιότερα ήταν πολυάριθμοι και στη συνέχεια για διάφορες αιτίες μειώθηκαν παρουσιάζουν μειωμένη βιωσιμότητα και γονιμότητα που είναι γνωστό και ως κατάπτωση λόγω ομομιξίας (Lande 1988). Η ομομιξία προέρχεται από διασταυρώσεις μεταξύ στενά συγγενικών ατόμων του ίδιου είδους και μπορεί να έχει ως αποτέλεσμα την γενετική εκτροπή. Βραχυπρόθεσμα η γενετική εκτροπή ίσως έχει επίδραση στην ευρωστία των ατόμων ενός είδους και μακροπρόθεσμα στην απώλεια της εξελικτικής προσαρμογής που ίσως μειώσει το 2

16 ενδεχόμενο ενός πληθυσμού να επιβιώσει σε μελλοντικές περιβαλλοντικές μεταβολές (Ellstran & Elam 1993). 1.2 Ανάλυση Βιωσιμότητας Πληθυσμού Ανάλυση βιωσιμότητας μικρών πληθυσμών Η χρησιμοποίηση μοντέλων προσομοίωσης για την πρόβλεψη της μελλοντικής εξέλιξης του πληθυσμού ενός είδους και κυρίως ειδών τα οποία ο πληθυσμός είναι περιορισμένος ονομάζεται ανάλυση βιωσιμότητας πληθυσμού (Population Viability Analysis, PVA) (Shaffer 1990, Lacy 1993). Η ανάλυση βιωσιμότητας πληθυσμού αποτελεί εργαλείο το οποίο έχει χρησιμοποιηθεί εκτεταμένα στη βιολογία της διατήρησης και στη διαχείριση των απειλούμενων και κινδυνευόντων ειδών (Keedwell 2004). Με την ευρύτερη έννοια αποτελεί ένα σύνολο μεθόδων για την αξιολόγηση των απειλών που αντιμετωπίζουν οι πληθυσμοί, την πρόβλεψη της πιθανότητας εξαφάνισης ή μείωσης τους, αλλά και ανάκαμψής τους (Keedwell 2004). Τα μοντέλα προσομοίωσης για την ανάλυση βιωσιμότητας πληθυσμού τροχοδρομούν τη τύχη των ατόμων του πληθυσμού μέσω των γενεών και δίνουν πληροφορίες για τη μελλοντική πορεία του πληθυσμού, όπως το μέγεθός του, την αναλογία των φύλων, την κατανομή των ατόμων στις διάφορες κλάσεις ηλικίας και τη γενετική ποικιλότητα. Η πορεία του πληθυσμού μέσω των προσομοιώσεων ελέγχεται αρκετές φορές για να μας υποδείξει την κατανομή συχνοτήτων για την εξαφάνιση ή επιβίωση του (Lindenmayer et al. 1993) Ανάλυση ευαισθησίας Η συνεχιζόμενη αύξηση του ρυθμού εξαφάνισης των ειδών έχει οδηγήσει τους επιστήμονες να καθορίσουν τους πιθανούς παράγοντες που προκαλούν τη μείωση των πληθυσμών τους και να εισηγηθούν διαχειριστικά μέτρα για την προστασία και ανάκαμψή τους (Oro et al. 2008). Σε πολύπλοκα οικοσυστήματα όπου πολλαπλοί παράγοντες αυξάνουν την αβεβαιότητα της πορείας του πληθυσμού η ικανότητα καθορισμού μιας σειράς προτεραιότητας για τις ερευνητικές προσπάθειες και η βελτίωση των εκτιμήσεων σημαντικών παραμέτρων σε δημογραφικά μοντέλα είναι ιδιαίτερα πολύτιμη (Harper et al. 2011). Μια από τις πολλές δυνατότητες της ανάλυσης βιωσιμότητας πληθυσμού είναι ο καθορισμός των παραγόντων όπου το 3

17 μοντέλο είναι περισσότερο ευαίσθητο μέσω της ανάλυσης ευαισθησίας (Miller & Lacy 2005). Η ανάλυση ευαισθησίας μπορεί να υποδείξει ποιοι παράμετροι επηρεάζουν λιγότερο τα αποτελέσματα του μοντέλου (McCarthy et al. 1995) και ποιοι απαιτούν μεγαλύτερη προσοχή και ακρίβεια κατά τον υπολογισμό τους έτσι ώστε να επιτευχθεί η μεγαλύτερη δυνατή ακρίβεια (McCarthy et al. 1995, Harper et al. 2011). Με την ποσοτικοποίηση των αποτελεσμάτων του μοντέλου διαφοροποιώντας τις τιμές ενός ή περισσότερων παραμέτρων και τον καθορισμό των παραγόντων όπου το μοντέλο είναι περισσότερο ευαίσθητο ίσως να αναγνωριστούν αποτελεσματικές στρατηγικές διαχείρισης για την ανάκαμψη του μελετώμενου είδους (Cross & Beissinger 2001, Miller & Lacy 2005). Επίσης, μέσω της ανάλυσης ευαισθησίας μελετώνται οι διάφορες πηγές αβεβαιότητας των εισερχόμενων παραμέτρων και δεδομένων του μοντέλου και πως αυτά επιδρούν στην αβεβαιότητα των αποτελεσμάτων του (Saltelli 2002, Miller & Lacy 2005). Τα δεδομένα που χρησιμοποιούνται για τη δημιουργία προγνωστικών μοντέλων συλλέγονται κυρίως από υπάρχοντα δεδομένα, από δημοσιευμένη βιβλιογραφία και από ελεγχόμενα πειράματα τα οποία δεν έχουν πραγματοποιηθεί απαραίτητα με σκοπό τη δημιουργία των μοντέλων (Harper et al. 2011). Οι παράμετροι που υπολογίζονται με τα περισσότερο διαθέσιμα δεδομένα δεν είναι απαραίτητο να έχουν τη μεγαλύτερη επίδραση στις προβλέψεις του μοντέλου, ενώ σε μερικές περιπτώσεις εμπειρικά δεδομένα για παραμέτρους που μπορούν να διαφοροποιήσουν δραστικά το μοντέλο απουσιάζουν τελείως (Biek et al. 2002). Για το λόγο αυτό η πραγματοποίηση της ανάλυσης ευαισθησίας για τον καθορισμό της παραμέτρου ή των συνδυασμένων παραμέτρων όπου το μοντέλο είναι περισσότερο ευαίσθητο αποτελεί αναπόσπαστο κομμάτι και δεν πρέπει να παραλείπεται από την ανάλυση βιωσιμότητας οποιουδήποτε πληθυσμού Ελάχιστο βιώσιμο μέγεθος Ο καθορισμός ενός ελάχιστου βιώσιμου μεγέθους για την αποφυγή της εξαφάνισης πληθυσμών αποτελεί κύριο αντικείμενο και σημαντικό στόχο της βιολογίας της διατήρησης (Shaffer 1981, Akcakaya et al. 1999). Ο Patton (1982) εισηγήθηκε ότι ένας καλός εμπειρικός τρόπος για τον καθορισμό ενός ελάχιστου βιώσιμου μεγέθους θα μπορούσε να είναι η ανασκόπηση της υπάρχουσας βιβλιογραφίας και η αναζήτηση ενός βέλτιστου μεγέθους από μια επιτυχημένη εγκατάσταση του είδους σε μια 4

18 καινούργια περιοχή. Λαμβάνοντας υπόψη ότι οι μικροί πληθυσμοί κινδυνεύουν να οδηγηθούν στην εξαφάνιση λόγω δημογραφικών και περιβαλλοντικών διακυμάνσεων που προέρχονται από μη ελεγχόμενους παράγοντες, όπως ασθένειες και ακραία καιρικά φαινόμενα (Shaffer 1981), ακόμα και αν ο μέσος ρυθμός αύξησης ενός πληθυσμού είναι θετικός (Grim & Storch 2000) καθιστούν υπό αμφισβήτηση την μέθοδο αυτή. Επίσης, υπάρχει μεγάλη πιθανότητα το υπό μελέτη είδος να μην έχει εισαχθεί σε καινούργιες περιοχές και έτσι τα διαθέσιμα δεδομένα να είναι περιορισμένα. Ο Shaffer (1981) πρότεινε ότι το κυριότερο εργαλείο για τον υπολογισμό του ελάχιστου βιώσιμου μεγέθους αποτελούν τα στοχαστικά πληθυσμιακά μοντέλα και παρόλο που αμφισβητήθηκαν στο παρελθόν, σήμερα τα συγκεκριμένα μοντέλα αποτελούν την περισσότερο επιλεγμένη μέθοδο και έχουν χρησιμοποιηθεί εκτενώς σε αρκετές περιπτώσεις (π.χ. Marshall & Edwards-Jones 1998, Brito et al. 2003, Brito & dafonseca 2006). To ελάχιστο βιώσιμο μέγεθος είναι ένα παράγωγο της ανάλυσης βιωσιμότητας πληθυσμού και ισούται με το μικρότερο μέγεθος που απαιτείται να έχει ένας απομονωμένος πληθυσμός ενός είδους έτσι ώστε να παρουσιάζει μια καθορισμένη πιθανότητα επιβίωσης για ένα συγκεκριμένο χρονικό διάστημα (Shaffer 1981, Soule 1987) παρόλες τις επιδράσεις των δημογραφικών, γενετικών και περιβαλλοντικών στοχαστικών γεγονότων, συμπεριλαμβανομένου και των καταστροφών (Shaffer 1981). Πιθανότητα εξαφάνισης μικρότερη του 1 ή 5% για χρονικό διάστημα 100 χρόνων είναι η πλέον αποδεκτή για τη διατήρηση ενός βιώσιμου πληθυσμού (Grim & Storch 2000), ενώ ο Shaffer (1981) χρησιμοποίησε ως πιθανότητα επιβίωσης 99% και διατήρησής του για χρονικό διάστημα χρόνων. Όπως φαίνεται ο καθορισμός της πιθανότητας επιβίωσης ή εξαφάνισης και η ερώτηση "τι μέγεθος πρέπει να έχει ένας πληθυσμός έτσι ώστε να αποφύγει την εξαφάνιση" αποτελεί διαγνωστικό χαρακτηριστικό του ελάχιστου βιώσιμου μεγέθους (Brook et al. 2006). Ο Soule et al. (1986) προτείνουν ότι ένας πληθυσμός ενός είδους για να μπορεί να θεωρείται βιώσιμος θα πρέπει να διατηρεί το 90% της ετεροζυγωτίας για χρονικό διάστημα 200 χρόνων. Επιπλέον, ο γνωστός "κανόνας" 50/500 που προτείνεται από τον Franklin (1980) υποδηλώνει ότι το λειτουργικό μέγεθος ενός πληθυσμού (Ne) δεν πρέπει να είναι μικρότερο από 50 για την επιβίωσή του σε μικρό χρονικό διάστημα και ούτε μικρότερο από 500 για την μακροχρόνια ύπαρξη του. Λαμβάνοντας υπόψη τα παραπάνω το ελάχιστο βιώσιμο μέγεθος θα μπορούσε να 5

19 θεωρηθεί σταθερό. Παρόλα αυτά πιο πρόσφατες έρευνες κατέληξαν ότι το ελάχιστο βιώσιμο μέγεθος δεν είναι σταθερό και πιθανόν να ποικίλει όχι μόνο μεταξύ των διαφόρων ειδών της άγριας πανίδας (Brook et al. 2006), αλλά και μεταξύ υποπληθυσμών για είδη με ευρεία κατανομή, χωρίς να υπάρχει κάποιο ξεκάθαρο και ολοφάνερο κατώτερο όριο (Trail et al. 2007). Για το λόγο αυτό ο καθορισμός ενός ελάχιστου βιώσιμου μεγέθους σε κάθε ξεχωριστό πληθυσμό ενός είδους δεν πρέπει να παραλείπεται εφόσον τα διαθέσιμα δεδομένα το επιτρέπουν. 1.3 Μελετώμενα είδη Γενικά Η οικογένεια Accipitridae αποτελείται από 6 υποοικογένειες και περιλαμβάνει 233 είδη αρπακτικών πτηνών συμπεριλαμβανομένου και των γυπών (Dickinson 2003). Οι γύπες συγκαταλέγονται στα μεγαλύτερα αρπακτικά πτηνά με ιδιαίτερα ανατομικά και μορφολογικά γνωρίσματα προσαρμοσμένα για τις εξειδικευμένες τροφικές τους συνήθειες. Στην Ευρώπη, όπως και στην Ελλάδα, απαντώνται τέσσερα είδη γυπών με ιδιαίτερη οικολογική αξία. Όλα τα είδη γυπών τρέφονται με νεκρά άγρια οπληφόρα ή αγροτικά ζώα (Donázar et al. 2009a). Ο ρόλος των γυπών είναι πολύ σημαντικός στο οικοσύστημα, διότι λειτουργούν ως «εξυγιαντές» στο φυσικό περιβάλλον περιορίζοντας την πιθανότητα μετάδοσης ασθενειών οι οποίες μπορεί να είναι επικίνδυνες όχι μόνο για τα είδη της πανίδας μιας περιοχής αλλά και για τον άνθρωπο (Becker et al. 2009). Τα είδη αυτά είναι ο Γυπαετός Gypaetus barbatus, ο Μαυρόγυπας Aegypius monachus, το Όρνιο Gyps fulvus και ο Ασπροπάρης Neophron percnopterus. Είναι μακρόβια είδη, με χαμηλό ρυθμό αναπαραγωγής και απαντώνται σε χαμηλά πληθυσμιακά επίπεδα. Κατά το παρελθόν οι γύπες απαντώνταν σε υψηλότερα πληθυσμιακά επίπεδα και ήταν αρκετά κοινά είδη στην ηπειρωτική και νησιωτική Ελλάδα (Handrinos 1985). Τις τελευταίες δεκαετίες όμως, βρίσκονται σε δυσμενή κατάσταση, λόγω της σημαντικής αριθμητικής μείωσης και γεωγραφικής συρρίκνωσης που υπέστησαν. Οι γύπες ανήκουν στην κατηγορία των πτωματοφάγων και αποτελούν τα περισσότερο απειλούμενα είδη αρπακτικών (Sekercioglu 2006). Λόγω αυτού του καθεστώτος έχουν συμπεριληφθεί στους καταλόγους των διεθνών Συμβάσεων (Οδηγία 2009/147/ΕΚ, Συνθήκη Βέρνης, Συνθήκη Βόννης, Διεθνή Σύμβαση CITES) και της εθνικής νομοθεσίας και συνεπώς χρήζουν προστασίας. 6

20 Στην παρούσα έρευνα συμπεριλήφθηκαν δυο από τα τέσσερα είδη γυπών που απαντώνται στον ελλαδικό χώρο, ο Μαυρόγυπας και το Όρνιο και πραγματοποιήθηκε σε περιοχές όπου συγκρατούν τους σημαντικότερους και πλέον μελετημένους πληθυσμούς των ειδών αυτών στην Ελλάδα. Ο Ασπροπάρης και ο Γυπαετός αποκλείστηκαν λόγω του περιορισμένου όγκου διαθέσιμων δεδομένων ώστε να μπορέσουν να υποστηρίξουν αξιόπιστα αποτελέσματα Αιτίες μείωσης του πληθυσμού των γυπών H χρήση δηλητηριασμένων δολωμάτων για τον έλεγχο των προκαλούμενων ζημιών από τα μεγάλα σαρκοφάγα θηλαστικά (π.χ. Λύκος, Αλεπού) στα αγροτικά ζώα, αποτελεί την κυριότερη αιτία της διαχρονικής μείωσης των πληθυσμών πολλών αρπακτικών πτηνών και κυρίως των πτωματοφάγων, όπως οι γύπες, λόγω της δευτερογενούς θνησιμότητας σε ολόκληρη την Ευρώπη και στη Μεσόγειο (Slotta- Bachmayr et al. 2004). Η ανάκαμψη των Ευρωπαϊκών πληθυσμών των πτωματοφάγων ειδών είναι πιθανό αποτέλεσμα της παύσης της νόμιμης καταδίωξης των σαρκοφάγων θηλαστικών κατά τη δεκαετία του 1960 και 1970 και απαγόρευσης της χρήσης δηλητηριασμένων δολωμάτων (Margalida et al. 2010). Παρόλο που η χρήση δολωμάτων έχει απαγορευτεί, σε αρκετές περιπτώσεις έχει παρατηρηθεί παράνομη χρήση τις τελευταίες δεκαετίες, με καταστροφικά αποτελέσματα στους πληθυσμούς των γυπών, αφού λειτουργεί ως πυκνοανεξάρτητος παράγοντας θνησιμότητας. Χαρακτηριστικά αναφέρεται ότι οι πληθυσμοί των γυπών μειώθηκαν σημαντικά, σε ποσοστό μεγαλύτερο του 50%, κατά το 1980 αλλά και μετά το 1994 και το γεγονός αυτό συμβάδιζε με την επανεμφάνιση του λύκου (Tewes 2002, Xirouchakis & Tsiakiris 2009). Επίσης στην περιοχή του Νέστου απαντούσε η μεγαλύτερη αποικία όρνιων στην ηπειρωτική Ελλάδα με ζευγάρια το 2007 και 11 ζευγάρια το 2011 (Azmanis et al. 2009). Το Μάρτιο του 2012, η χρήση δηλητηριασμένων δολωμάτων για την καταπολέμηση του λύκου, οδήγησε την αποικία σε εξαφάνιση λόγω της θανάτωσης των περισσοτέρων ατόμων αλλά και εγκατάλειψης της περιοχής από τα άτομα τα οποία επιβίωσαν (Demerdzhiev et al. 2014). Η μετακινούμενη κτηνοτροφία υπήρξε επί αιώνες μια από τις κυριότερες δραστηριότητες των κατοίκων στην Ελλάδα και αποτέλεσε τον σημαντικότερο παράγοντα της παρουσίας των γυπών στη χώρα μας. Η μακρόχρονη ύπαρξη της 7

21 μετακινούμενης κτηνοτροφίας υποστήριζε τις τροφικές ανάγκες των γυπών με δυο τρόπους (Vlachos et al. 1999). Πρώτον, τα νεκρά ζώα παρέμεναν στην ύπαιθρο και δεύτερον, τα υπολείμματα λείας που άφηναν τα μεγάλα σαρκοφάγα θηλαστικά, όπως ο λύκος, αποτελούσαν προσβάσιμη πηγή τροφής. Μια από τις κύριες αιτίες της πληθυσμιακής μείωσης των γυπών αποτέλεσε η έλλειψη τροφής λόγω της αλλαγής των παραδοσιακών πρακτικών κατά τη διάρκεια του 20 ου αιώνα, όπως η μετατροπή της μετακινούμενης κτηνοτροφίας σε σταβλισμένη. Χαρακτηριστικά αναφέρεται ότι από το 60% του πληθυσμού των προβάτων και 37% του πληθυσμού των αιγών που συντελούσαν στη μετακινούμενη κτηνοτροφία το 1938 περιορίστηκε σε 18,5% και 14% αντίστοιχα το 1978 (Handrinos 1985). Επίσης η εμφάνιση ασθενειών σε κάποια αγροτικά ζώα οδήγησε στην λήψη μέτρων, όπως η υγειονομική ταφή, για να αποφευχθεί η μετάδοση τόσο στα κτηνοτροφικά ζώα όσο και στον άνθρωπο. Έτσι τα νεκρά κτηνοτροφικά ζώα τα οποία αποτελούσαν την κύρια πηγή τροφής για τα πτωματοφάγα είδη απομακρύνονταν και η διαθεσιμότητα της τροφής για τους γύπες ήταν περιορισμένη (Donázar et al. 2009b). Οι προσκρούσεις με τις ανεμογεννήτριες αποτελούν ακόμα έναν παράγοντα θνησιμότητας για αρκετά είδη της άγριας πανίδας και κυρίως για τα μεγάλου μεγέθους αρπακτικά πτηνά. Λόγω του μεγάλου μεγέθους και της ιδιαίτερης συμπεριφοράς πτήσης (delucas et al. 2008), οι γύπες έχουν μικρή ικανότητα ελιγμών και μικρή ικανότητα δυναμικών πτήσεων για την αποφυγή των προσκρούσεων (Tucker 1971). Για την ανύψωση τους εκμεταλλεύονται κυρίως τον άνεμο και τα θερμά ανοδικά ρεύματα κι αυτό αυξάνει τις πιθανότητες πρόσκρουσης με τα περιστρεφόμενα πτερύγια των ανεμογεννητριών (delucas et al. 2008). Η ανεξέλεγκτη χρησιμοποίηση κτηνιατρικών φαρμάκων στα αγροτικά ζώα ήταν ακόμα ένας παράγοντας που συντέλεσε στην αύξηση της θνησιμότητας των γυπών. Η κατανάλωση των νεκρών αγροτικών ζώων αποτελούσε την κύρια πηγή μεταφοράς της δικλοφενάκης στους γύπες (Oaks et al. 2004). Η δικλοφενάκη είναι ένα κτηνιατρικό φάρμακο το οποίο χορηγείται στα κτηνοτροφικά ζώα σαν παυσίπονο, αντιφλεγμονώδες και αντιπυρετικό (Todd et al. 1988). Έρευνα που πραγματοποιήθηκε στο Πακιστάν αποδεικνύει ότι η δικλοφενάκη ήταν η αιτία θανάτωσης μεγάλου αριθμού γυπών αφού συγκεντρώνεται στα νεφρά, με αποτέλεσμα οι γύπες να πεθαίνουν από νεφρική ανεπάρκεια (Oaks et al. 2004). Η δικλοφενάκη έχει αναγνωριστεί ότι θέτει σε κίνδυνο κάποια είδη γυπών στην Ασία, αλλά η ουσία αυτή μπορεί καταστεί επικίνδυνη και για άλλα είδη γυπών του γένους Gyps που 8

22 βρίσκονται στην Αφρική και την Ευρώπη (Swan et al. 2006). Χαρακτηριστικά αναφέρεται ότι στην Ασία οι πληθυσμοί κάποιων ειδών του γένους Gyps έχουν μειωθεί δραματικά σε ποσοστό που φθάνει το 95% του συνολικού πληθυσμού τα τελευταία 10 χρόνια (Prakash et al. 2003) και η κύρια αιτία θνησιμότητας αποδίδεται στην ύπαρξη δικλοφενάκης στους ιστούς των αγροτικών ζώων (Oaks et al. 2004). Στην Ευρώπη η χρησιμοποίηση μη στεροειδών αντιφλεγμονωδών φαρμάκων, όπως η δικλοφενάκη, μέχρι πρόσφατα ήταν απαγορευμένη και τα κρούσματα θανάτων που σχετίζονταν με αυτήν απουσίαζαν. Πρόσφατα το αίτημα κάποιων παρασκευαστών για τη νόμιμη χρήση της σε κάποια αγροτικά ζώα στην Ισπανία έγινε αποδεκτό, παρόλο που την ίδια χρονική περίοδο γνωστοποιήθηκε η πρώτη επιβεβαιωμένη αναφορά νεκρού Όρνιου λόγω του συγκεκριμένου φαρμάκου στην Ισπανία και γενικότερα στην Ευρώπη (Zorrilla et al. in press) Μαυρόγυπας Ο Μαυρόγυπας (Aegypius monachus) είναι το μεγαλύτερο είδος αρπακτικού πτηνού της Δυτικής Παλαιαρκτικής και απαιτεί μεγάλες εκτάσεις ενδιαιτημάτων (Carrete & Donázar 2005). Στην Ευρώπη απαντάται σε λοφώδεις περιοχές και βουνοπλαγιές με υψόμετρο από 300 μέχρι 1.800μ. από το επίπεδο της θάλασσας (Cramp & Simmons 1980). Κατά τη διάρκεια του 20 ου αιώνα εξαφανίστηκε από αρκετές χώρες της Ευρώπης, όπως για παράδειγμα από τη Ρουμανία, τη Σλοβενία, τη Μολδαβία και την Ιταλία (Cramp & Simmons 1980, BirdLife International 2013). Για το λόγο αυτό εμφανίζει ασυνέχεια στην κατανομή του, και η εξάπλωσή του περιορίζεται στην Ιβηρική χερσόνησο, στη Μ. Ασία και στον Καύκασο, ενώ έχει επανεισαχθεί με επιτυχία στη Μαγιόρκα της Ισπανίας το 1984 και στη Ν. Γαλλία το 1992 (Μπακαλούδης 2008). Η Ελλάδα αποτελεί τη μοναδική χώρα της Ν.Α. Ευρώπης που το είδος αναπαράγεται (Vlachos et al. 1999) και μετά την εξαφάνιση του αναπαραγόμενου πληθυσμού από την περιοχή του Ολύμπου ο τελευταίος εναπομένον πληθυσμός των Βαλκανίων απαντάται στη Β.Α. Ελλάδα στο Εθνικό Πάρκο Δάσους Δαδιάς-Λευκίμης-Σουφλίου του Ν. Έβρου (Skartsi et al. 2008, Λεγάκις & Μαραγκού 2009). Το είδος παρόλο που ήταν διαδεδομένο και πολυάριθμο σε ολόκληρη τη χώρα μέχρι και τη δεκαετία του 1950, υπέστη δραματική συρρίκνωση του πληθυσμού και της κατανομής του (Handrinos & Akriotis 1997). Στην περιοχή του Εθνικού Πάρκου 9

23 Δάσους Δαδιάς-Λευκίμης-Σουφλίου ο συνολικός πληθυσμός του είδους το 1984 ήταν 24 άτομα, ενώ ο αναπαραγόμενος πληθυσμός ανερχόταν στα 10 ζευγάρια (Vlachos et al. 1999). Για την ενίσχυση του πληθυσμού το 1987 δημιουργήθηκε στην περιοχή ειδική θέση χορήγησης συμπληρωματικής τροφής (ταΐστρα) και έκτοτε ο πληθυσμός του είδους είχε αυξητική τάση αφού βοήθησε στη βελτίωση της αναπαραγωγικής επιτυχίας, φθάνοντας το 1997 τα 59 άτομα και 21 αναπαραγόμενα ζευγάρια (Vlachos et al. 1999). Ο πληθυσμός του είδους παρέμεινε σταθερός στα ζευγάρια μέχρι το 2005, κυρίως λόγω της χρήσης δηλητηριασμένων δολωμάτων στην περιοχή (Skartsi et al. 2008), ενώ στη συνέχεια παρατηρήθηκε αύξηση του πληθυσμού φθάνοντας τα 35 αναπαραγόμενα ζευγάρια και συνολικά τα 120 άτομα το 2014 (Μπακαλούδης προσωπική επικοινωνία). Ο Μαυρόγυπας είναι είδος μοναχικό, ενώ συχνά παρατηρείται σε ζεύγη και σε μικρές ομάδες, όπου είτε τρέφονται με νεκρά ζώα είτε συναντώνται σε περιοχές κουρνιάσματος (Cramp & Simmons 1980). Είναι χωροκρατικό, αλλά η περιοχή στην οποία διατηρεί την αποκλειστική χρήση και υπερασπίζεται έναντι των άλλων ατόμων του ίδιου είδους περιορίζεται περίπου στα 50 m. γύρω από τη φωλιά (Cramp & Simmons 1980) η οποία βρίσκεται συνήθως στην κορυφή δέντρων (Cramp & Simmons 1980). Η περίοδος ωοτοκίας διαρκεί από τα μέσα Ιανουαρίου έως τα μέσα Μαρτίου, με την πλειονότητα των ωοτοκιών να λαμβάνει χώρα στα τέλη Μαρτίου. Κάθε ζευγάρι ωοτοκεί ένα αυγό το χρόνο, επωάζει για χρονική περίοδο ημερών και παράγει το μέγιστο ένα νεοσσό ο οποίος πτερώνεται μετά από ημέρες (Cramp & Simmons 1980). Είναι παγκοσμίως απειλούμενο είδος (SPEC1),στην Ευρώπη ταξινομήθηκε ως «Σπάνιο» (R: Rare) (BirdLife International 2004) και στην Ελλάδα ως «Κινδυνεύων» (EN: Endangered) (Λεγάκις & Μαραγκού 2009), ενώ σύμφωνα με την παγκόσμια κατάταξη της IUCNτο είδος χαρακτηρίζεται «Σχεδόν Απειλούμενο» (NT: Near Threatened) (BirdLife International 2013). Ο παγκόσμιος πληθυσμός του είδους εκτιμάτε στα ζευγάρια και στα ενήλικα άτομα (BirdLife International 2013), στην Ευρώπη απαντώνται γύρω στα ζευγάρια (BirdLife International 2004), με την Ισπανία να συγκρατεί το μεγαλύτερο μέρος του πληθυσμού (BirdLife International 2000), ενώ η Ελλάδα συγκρατεί ένα πολύ μικρό ποσοστό μικρότερο του 1% (Λεγάκις & Μαραγκού 2009). 10

24 1.3.4 Όρνιο Ο αναπαραγωγικός πληθυσμός του Όρνιου (Gyps fulvus) εξαπλώνεται σε τμήματα της δυτικής Παλαιαρκτικής, στην Βορειοανατολική Αφρική, στην Αραβική χερσόνησο και ανατολικά μέσω της δυτικής Ασίας φτάνει μέχρι τις περιοχές του Κασμίρ και του Αλταΐ (Génsbøl 2008). Ο συνολικός πληθυσμός του είδους υπολογίστηκε στα ζευγάρια, με την Ισπανία να συγκρατεί τον μεγαλύτερο Ευρωπαϊκό πληθυσμό (BirdLife International 2004). Στην Ελλάδα είχε ευρεία κατανομή τόσο στην ηπειρωτική χώρα όσο και σε μερικά νησιά στις αρχές του 19 ου αιώνα (Handrinos 1985). Κατά την διάρκεια του 1960 και 1970 οι πληθυσμοί του είδους δέχτηκαν μεγάλη πίεση και συρρικνώθηκαν, κυρίως λόγω της περιορισμένης τροφής αλλά και της μεγάλης θνησιμότητας των ενήλικων ατόμων από τη χρήση δηλητηριασμένων δολωμάτων (Handrinos 1985). Τελευταίο καταφύγιο για το όρνιο κατά τη διάρκεια των τελευταίων δεκαετιών αποτελεί η Κρήτη, διατηρώντας τον σημαντικότερο πληθυσμό της χώρας και συγκεκριμένα το 70-80% (Xirouchakis & Mylonas 2005). Το συγκεκριμένο είδος γύπα τρέφεται με κουφάρια ζώων, μεσαίου αλλά και μεγάλου μεγέθους και κυρίως με τους μαλακούς ιστούς (Cramp & Simmons 1980), ενώ στην Κρήτη στηρίζει την δίαιτα του κυρίως με μικρού μεγέθους κτηνοτροφικά ζώα (Xirouchakis 2005). Φωλεοποιεί μια φορά το χρόνο σε απόκρημνα βράχια, δημιουργώντας αποικίες ποικίλου αριθμού ζευγαριών και οι ίδιες φωλιές μπορεί να ξαναχρησιμοποιηθούν και τις επόμενες χρονιές για αναπαραγωγή. Γεννά 1 αυγό σε κάθε αναπαραγωγική περίοδο και σε περίπτωση απώλειας του κατά τις πρώτες μέρες της επώασης το αντικαθιστά. Την επώαση του αυγού αναλαμβάνουν και τα δύο φύλα και η εκκόλαψη πραγματοποιείται σε ημέρες (Cramp & Simmons 1980). Το Όρνιο στην Ευρώπη ταξινομήθηκε ως «Ασφαλές» (S: Secure) (BirdLife International 2004) και στην Ελλάδα ως «Τρωτό» (VU: Vulnerable), ενώ οι πληθυσμοί της ηπειρωτικής Ελλάδας θεωρούνται «Κρισίμως Κινδυνεύοντες» (CR: Critically Endangered) (Λεγάκις & Μαραγκού 2009). Ο Ευρωπαϊκός πληθυσμός του είδους εκτιμάτε στα ζευγάρια (BirdLife International 2004) με την Ισπανία να συγκρατεί το μεγαλύτερο μέρος του πληθυσμού ( ζευγάρια) (BirdLife International 2004), ενώ η Ελλάδα συγκρατεί ένα πολύ μικρό ποσοστό μικρότερο του 1% (Λεγάκις & Μαραγκού 2009). 11

25 2. ΣΚΟΠΟΣ ΤΗΣ ΕΡΕΥΝΑΣ Σκοπός της παρούσας έρευνας ήταν η διερεύνηση της μελλοντικής πορείας των πληθυσμών του Μαυρόγυπα και του Όρνιου στις σημαντικότερες περιοχές διαβίωσής τους στην Ελλάδα και ο έλεγχος της πιθανής εξάλειψής τους. Τα αντικείμενα για την επίτευξη του σκοπού αυτού είναι: α) Χρησιμοποίηση ενός λογισμικού προγράμματος για την ανάλυση βιωσιμότητας πληθυσμού. β) Εντοπισμός των παραγόντων οι οποίοι έχουν την μεγαλύτερη επίδραση στην βιωσιμότητα του πληθυσμού μέσω της ανάλυσης ευαισθησίας. γ) Καθορισμός του ελάχιστου βιώσιμου μεγέθους και ευνοϊκών τιμών αναφοράς. Μελετώντας τη μελλοντική εξέλιξη των πληθυσμών των ειδών αυτών μέσω της χρήσης των προγραμμάτων προσομοίωσης και των διαφορετικών σεναρίων, στόχος ήταν να δημιουργηθεί μια εικόνα της πορείας του πληθυσμού τους. Παράλληλα να εντοπιστούν οι παράγοντες οι οποίοι έχουν δυσμενή επίδραση στους πληθυσμούς τους κυρίως μέσω της ανάλυσης ευαισθησίας του μοντέλου. Η αναγνώριση αυτών των παραγόντων θα βοηθήσει στη λήψη κατάλληλων διαχειριστικών μέτρων για την αποτροπή μελλοντικής μείωσης των αριθμητικών τους επιπέδων και θα διασφαλίσει τη μελλοντική επιβίωση των δύο γυπών. Ο προσδιορισμός του ελάχιστου βιώσιμου μεγέθους του πληθυσμού των δύο ειδών θα παρέχει πληροφορίες του κατώτερου αποδεκτού ορίου για την αποφυγή της εξαφάνισής τους. 12

26 3. ΜΕΘΟΔΟΛΟΓΙΑ 3.1 Περιοχή έρευνας Για την ανάλυση βιωσιμότητας πληθυσμού του Μαυρόγυπα χρησιμοποιήθηκαν δεδομένα από το Εθνικό Πάρκο Δάσους Δαδιάς-Λευκίμης-Σουφλίου (ΕΠ Δ-Λ-Σ) και για την ανάλυση βιωσιμότητας πληθυσμού του Όρνιου αντλήθηκαν στοιχεία από το νησί της Κρήτης Εθνικό Πάρκο Δάσους Δαδιάς-Λευκίμης-Σουφλίου Η περιοχή έρευνας βρίσκεται στο κεντρικό τμήμα της επαρχίας του Νομού Έβρου, στο νοτιότερο άκρο της οροσειράς της Ροδόπης, στη βορειοανατολική Ελλάδα. Έχει έκταση ha εκ των οποίων τα ha αποτελούν προστατευόμενη περιοχή. Το κλίμα της περιοχής είναι μεσογειακό με ηπειρωτικό χαρακτήρα: ξηρά καλοκαίρια και κρύους χειμώνες. Η μέση ελάχιστη θερμοκρασία είναι -1,8ºC και μέγιστη μέση θερμοκρασία 30,4ºC κατά τους μήνες Ιανουάριο και Αύγουστο αντίστοιχα. Η περιοχή χαρακτηρίζεται από απότομες κοιλάδες και το υψόμετρο κυμαίνεται από 20 έως 700 m πάνω από το επίπεδο της θάλασσας (Vlachos et al. 1999). Η περιοχή καλύπτεται από εκτεταμένα δάση δρυός των ειδών Quercus frainetto, Q. Cerris και Q. pubescens και πευκοδάση των ειδών Pinus brutia και P. nigra και συμπεριλαμβάνει μια ποικιλία ενδιαιτημάτων όπως γεωργικές καλλιέργειες, αγρούς, λιβάδια, χείμαρρους και πετρώδεις λόφους (Bakaloudis 2000). To ΕΠ Δ-Λ-Σ αποτελεί καταφύγιο για ένα μεγάλο αριθμό αρπακτικών πτηνών τα οποία παρατηρούνται στην περιοχή. Συγκεκριμένα από τα 38 είδη ημερόβιων αρπακτικών που συναντώνται στην Ευρώπη τα 36 από αυτά έχουν παρατηρηθεί στην περιοχή και περίπου 20 είδη φωλεοποιούν, ενώ κάποια είδη είτε είναι περαστικά κατά την μετανάστευση, είτε χρησιμοποιούν την περιοχή για διαχείμαση (Bakaloudis 2000). Στη περιοχή φωλιάζουν τα 3 από τα 4 είδη γυπών, το Όρνιο (Gyps fulvus), ο Ασπροπάρης (Neophron percnopterus) και ο Μαυρόγυπας (Aegypius monachus) ενώ παλαιότερα υπήρχαν και μερικά ζευγάρια Γυπαετού (Gypaetus barbatus) τα οποία σήμερα έχουν εξαφανιστεί από τη περιοχή. Μερικά είδη αρπακτικών πουσυναντώνται στην περιοχή είναι ο Χρυσαετός (Aquila chrysaetos),ο Bασιλαετός (Aquila heliaca), ο Στικταετός (Aquila clanga), ο Κραυγαετός (Aquila pomarina), ο Φιδαετός (Circaetus gallicus), ο Σταυραετός (Aquila pennata), η Αετογερακίνα (Buteo rufinus), 13

27 η Γερακίνα (Buteo buteo), ο Τσίφτης (Milvus migrans) κ.α. (Bakaloudis 2000). Το 1980 το δάσος το οποίο περιβάλλει τη Δαδιά είχε χαρακτηριστεί Προστατευόμενη Περιοχή για τα πουλιά και οι ανθρώπινες δραστηριότητες περιορίστηκαν στο ελάχιστο. Το 1987 δημιουργήθηκε τεχνητή θέση απόθεσης συμπληρωματικής τροφής για την ενίσχυση του πληθυσμού του Μαυρόγυπα (Vlachos et al. 1999) βοηθώντας παράλληλα και τα υπόλοιπα είδη που διαβιούν στην περιοχή. Το 2003 συγκροτήθηκε το διοικητικό συμβούλιο του Φορέα Διαχείρισης ΕΠ Δ-Λ-Σ (126435/2463, ΦΕΚ 918, τ. Β', ) και το 2006 ανακηρύχθηκε ως Εθνικό Πάρκο (ΚΥΑ 35633, ΦΕΚ 911, τ. Δ', ) και καθορίστηκαν οι ζώνες και οι συμβατές ανθρώπινες δραστηριότητες εντός των ορίων του Κρήτη Η Κρήτη βρίσκεται στο Νότιο Αιγαίο και αποτελεί το μεγαλύτερο νησί της Ελλάδας με έκταση Km².Η τοπογραφική διαμόρφωση του νησιού αποτελείται από 3 μεγάλες οροσειρές και γενικά κυριαρχούν στο τοπίο μεγάλα βουνά με το υψηλότερο να είναι ο Ψηλορείτης με μέγιστο υψόμετρο τα m, ενώ οι πεδιάδες είναι περιορισμένες. Το κλίμα είναι μεσογειακό με ξηρά-θερμά καλοκαίρια και υγρούς χειμώνες, ενώ στα υψηλότερα ορεινά η χιονόπτωση αποτελεί κοινό φαινόμενο (Xirouchakis & Nikolakakis, 2002). Η βροχόπτωση είναι υψηλότερη στα βορειοδυτικά και φτάνει πάνω από mm, ενώ στα νοτιοανατολικά είναι περιορισμένη μικρότερη των 300 mm ετησίως. Η βλάστηση αποτελείται κυρίως από θάμνους, ενώ στα χαμηλότερα ορεινά και στα πεδινά κυριαρχούν οι ελαιώνες και οι αμπελώνες (Xirouchakis 2010). Η Κρήτη συγκρατεί τον μεγαλύτερο και συνεπώς τον σημαντικότερο πληθυσμό του Όρνιου της Ελλάδας και συγκεκριμένα το 70-80% του Ελληνικού πληθυσμού (Xirouchakis & Mylonas 2005). Συνολικά 37 αποικίες Όρνιου έχουν εντοπιστεί στο νησί εκ των οποίων κατά μέσο όρο μόνο 23 είναι ενεργές κάθε χρόνο (Xirouchakis 2010). Εκτός από τον σημαντικό πληθυσμό Όρνιου στο νησί απαντάται και ο τελευταίος αναπαραγόμενος πληθυσμός του Γυπαετού στην Ελλάδα. 3.2 Συλλογή πληθυσμιακών δεδομένων Τα δεδομένα που χρησιμοποιήθηκαν για τη δημιουργία των μοντέλων προσομοίωσης συλλέχθηκαν κυρίως από δημοσιευμένες εργασίες, το Ελληνικό κέντρο περίθαλψης 14

28 άγριας ζωής (ΕΚΠΑΖ) και από ερευνητές που έχουν εργαστεί στην οικολογία και προστασία των μελετώμενων ειδών. Δεδομένα που αφορούν τη βιολογία των γυπών συλλέχθηκαν από τη διεθνή βιβλιογραφία. Επίσης σε περιπτώσεις απουσίας σημαντικών δεδομένων και όπου αλλού κρίθηκε αναγκαίο, ζητήθηκε βοήθεια μέσω ηλεκτρονικής αλληλογραφίας από επιστήμονες του εξωτερικού. Η συλλογή αξιόπιστων δεδομένων αποτελεί έναν από τους σημαντικότερους παράγοντες για επίτευξη της επιθυμητής ακρίβειας των αποτελεσμάτων τα οποία θα ανταποκρίνονται στην πραγματικότητα και για το λόγο αυτό έχουν γίνει από έγκυρες πηγές. 3.3 Επιλογή λογισμικού προγράμματος Τα λογισμικά προγράμματα που έχουν δημιουργηθεί μέχρι σήμερα είναι αρκετά σε αριθμό. Πραγματοποιήθηκε εκτενής ανασκόπηση της βιβλιογραφίας έτσι ώστε να αναγνωριστούν και να επιλεγούν τα περισσότερο χρησιμοποιούμενα που έχουν δεχτεί κριτική και θεωρούνται τα πλέον αξιόπιστα. Τα Gapps, Spgpc, Ramas, Forpop, Alex, Simpop καιvortex είναι κάποια από τα λογισμικά που έχουν δημιουργηθεί. Στην παρούσα εργασία χρησιμοποιήθηκε το λογισμικό πρόγραμμα Vortex version 9.99 (Lacy et al. 2005). Το Vortex είναι ένα από τα πλέον χρησιμοποιούμενα προγράμματα για την ανάλυση βιωσιμότητας πληθυσμού και εστιάζει σε μικρούς, απειλούμενους πληθυσμούς και χρησιμοποιείται από αρκετά εργαστήρια και υπηρεσίες που έχουν ως στόχο τη διατήρηση των σπάνιων ειδών (Lindenmayer et al. 1995). Τα προγράμματα προσομοίωσης για την ανάλυση βιωσιμότητας πληθυσμού λαμβάνοντας υπόψη κάποια δεδομένα της ιστορικής εξέλιξης των ειδών, προεκτείνονται μέσω των χρόνων ή άλλων χρονικών περιόδων για να καθορίσουν την τύχη του κάθε ατόμου μέσα στον πληθυσμό σε κάθε στάδιο του κύκλου ζωής του (Lindenmayer et al. 1993). Τα μοντέλα που προκύπτουν από τη χρησιμοποίηση του Vortex είναι στοχαστικά μοντέλα προσομοίωσης (Pruett-Jones et al. 2007). Λαμβάνοντας υπόψη αυτό αν η θνησιμότητα των ενήλικων ατόμων του πληθυσμού καθοριστεί για παράδειγμα στο 20% τότε κάθε ενήλικο άτομο του πληθυσμού έχει κάθε χρόνο 20% πιθανότητα θανάτου, αλλά αυτό δεν συνεπάγεται ότι ο πληθυσμός κάθε χρόνο θα μειώνεται απαραίτητα κατά 20%. Λόγω αυτού του χαρακτηριστικού το πραγματικό μέγεθος των ενήλικων ατόμων που πεθαίνουν μπορεί μια χρονιά να είναι μεγαλύτερο ή μικρότερο από 20% του συνολικού πληθυσμού (Pruett-Jones et 15

29 al. 2007). Η χρησιμοποίηση ενός στοχαστικού μοντέλου για τη μελέτη των πληθυσμών των γυπών έχει επιλεχθεί αντί αιτιατών μοντέλων λαμβάνοντας υπόψη ότι οι μελετώμενοι πληθυσμοί είναι μικροί και συνεπώς η δημογραφική, η περιβαλλοντική και η γενετική στοχαστικότητα όπως και οι καταστροφές, θα μπορούσαν να επηρεάσουν σε μεγάλο βαθμό την πορεία του πληθυσμού (Bustamante 1998). 3.4 Δεδομένα και παράμετροι στο λογισμικό πρόγραμμα Vortex Το λογισμικό πρόγραμμα Vortex χρησιμοποιεί ένα τυχαίο αριθμό επαναλήψεων για την προσομοίωση τυχαίων γεγονότων κατά τη διάρκεια του κύκλου ζωής ενός είδους (Lacy et al. 2014). Η πιθανότητα της μελλοντικής ύπαρξης του πληθυσμού και για τα 2 είδη γυπών εκτιμήθηκε εκτελώντας 500 επαναλήψεις, όπως προτείνεται από τους Harris et al. (1987) και για χρονικό διάστημα 100 χρόνων. Η πιθανότητα της εξαφάνισης του πληθυσμού προκύπτει από τη διαίρεση του αριθμού των προσομοιώσεων που ο πληθυσμός έχει εξαφανιστεί με τον συνολικό αριθμό των προσομοιώσεων (Ballou 1992, Brito & Figueiredo 2003). Ο υπολογισμός του στοχαστικού ρυθμού αύξησης του πληθυσμού (r stoch ) προκύπτει διαιρώντας το μέγεθος του πληθυσμού μιας χρονικής περιόδου (π.χ. i έτος) με το μέγεθος του πληθυσμού της προηγούμενης χρονικής περιόδου (π.χ. i-1 έτος) για κάθε σενάριο (Miller & Lacy 2005). Η εξαφάνιση ορίστηκε ότι μπορεί να συμβεί, όταν έχει παραμείνει μόνο το ένα φύλο από τον αρχικό πληθυσμό (Miller & Lacy 2005). H απώλεια της ετεροζυγωτίας εισάχθηκε στα μοντέλα χρησιμοποιώντας την προεπιλεγμένη τιμή 3,14 θανατηφόρα ισοδύναμα ανά διπλοειδές χρωμόσωμα που δίνεται στο Vortex στον αρχικό πληθυσμό. Αυτό καθορίζει την τιμή με την οποία η επιβίωση μειώνεται λόγω της ομομιξίας (Lacy 1993). Η αναπαραγωγή ορίστηκε ως η χρονική στιγμή που ο πρώτος απόγονος θα γεννηθεί και όχι η ηλικία της αναπαραγωγικής ωρίμανσης ή η ηλικία κατά την πρώτη γονιμοποίηση του ωαρίου στο θηλυκό (Miller & Lacy 2005). Το Vortex δίνει τη δυνατότητα στον χρήστη να καθορίσει την ακριβή κατανομή ηλικιών αν είναι γνωστή, ενώ σε διαφορετική περίπτωση μη ύπαρξης τέτοιων εξειδικευμένων δεδομένων τα άτομα τοποθετούνται σε κάθε κλάση ηλικίας χρησιμοποιώντας τη σταθερή κατανομή ηλικιών όπως προκύπτει από τον αλγόριθμο του προγράμματος. 16

30 Η πυκνοεξαρτημένη αναπαραγωγή έχει αναγνωριστεί εδώ και αρκετά χρόνια ότι έχει επιδράσεις στο αναπαραγωγικό αποτέλεσμα κάποιων ειδών (Newton 1991) και ειδικά στα αρπακτικά πτηνά (Ferrer & Donázar 1996, Ferrer et al. 2006) και πιο συγκεκριμένα στους γύπες (Fernandez et al. 1998, Carrette et al. 2006, Xirouchakis 2010). Το λογισμικό πρόγραμμα Vortex έχει τη δυνατότητα να συμπεριλάβει τον παράγοντα της πυκνοεξαρτημένης αναπαραγωγής. Συμπεριλαμβάνοντας την πυκνοεξαρτημένη αναπαραγωγή κατά τη δημιουργία των μοντέλων, διαφορετικό ποσοστό ενήλικων θηλυκών αναπαράγονται σε διαφορετικά μεγέθη πληθυσμού (Miller & Lacy 2005). Για τον καθορισμό του ποσοστού αυτού το Vortex χρησιμοποιεί την εξίσωση: όπου: P(N): το ποσοστό των θηλυκών που αναπαράγονται όταν το μέγεθος του πληθυσμού είναι Ν, P(K): το ποσοστό των θηλυκών που αναπαράγονται όταν το μέγεθος του πληθυσμού είναι ίσο με τη ζωοχωρητικότητα (K) της περιοχής, P(0): το ποσοστό των θηλυκών που αναπαράγονται όταν ο πληθυσμός βρίσκεται σε χαμηλά αριθμητικά επίπεδα, Β: οποιοσδήποτε θετικός αριθμός ο οποίος καθορίζει το σχήμα της καμπύλης συσχέτισης του ποσοστού των αναπαραγόμενων θηλυκών με το συνολικό μέγεθος του πληθυσμού, Α: προκύπτει από συνάρτηση που σχετίζεται με το φαινόμενο Allee. Στην παρούσα έρευνα, η πυκνοεξαρτημένη αναπαραγωγή εισήχθηκε όταν τα διαθέσιμα δεδομένα το επέτρεπαν, ενώ σε αντίθετη περίπτωση το ποσοστό των αναπαραγόμενων θηλυκών θεωρήθηκε ίδιο για όλα τα μεγέθη πληθυσμού. Η αρχή του κύκλου ζωής των ατόμων για ωοτόκα είδη μπορεί να θεωρηθεί οποιοδήποτε στάδιο μέσα στην αναπαραγωγική περίοδο, δηλαδή είτε στο στάδιο της ωοτοκίας των αυγών, είτε της εκκόλαψης των νεοσσών, είτε κατά την φτέρωση τους (Miller & Lacy 2005). Η αρχή του κύκλου ζωής των ατόμων ορίστηκε στο στάδιο της φτέρωσης των νεοσσών. Επομένως, οι απώλειες που οφείλονταν στη μη εκκόλαψη των αυγών ή στη 17

31 θνησιμότητα των νεοσσών δεν συμπεριλήφθηκαν στον υπολογισμό της θνησιμότητας των ατόμων ηλικίας από μηδέν μέχρι ενός έτους. 3.5 Ανάλυση βιωσιμότητας πληθυσμού του Μαυρόγυπα στο ΕΠ Δ-Λ-Σ Βασικό σενάριο Ο υπολογισμός της αφθονίας του Μαυρόγυπα στη μελετώμενη περιοχή αποτελεί σημαντικό βήμα για την ανάλυση βιωσιμότητας πληθυσμού και τη δημιουργία μοντέλων. Το έτος 2005 θεωρήθηκε ως η χρονολογία έναρξης των προσομοιώσεων και το αρχικό μέγεθος του πληθυσμού 75 άτομα. Τα πληθυσμιακά δεδομένα του είδους κατά την περίοδο 1984 μέχρι το 2005 παρουσιάζονται στο Σχήμα 1, ενώ δεν συμπεριλήφθηκαν δεδομένα πρόσφατων ετών (2006 έως 2014) λόγω μη παροχής τους. Σχήμα 1. Διαχρονική εξέλιξη της πορείας του πληθυσμού του Μαυρόγυπα (Aegypius monachus) στην περιοχή του ΕΠ Δ-Λ-Σ κατά την χρονική περίοδο (από Vlachos et al. 1999, Skartsi et al. 2008). Ο Μαυρόγυπας απαιτεί πέντε έως έξι έτη για την αναπαραγωγική ωρίμανση (Cramp & Simmons 1980). Ως η ηλικία πρώτης απόκτησης φτερωμένου νεοσσού ορίστηκε τα έξι έτη. Η μέγιστη ηλικία αναπαραγωγής θεωρήθηκε ίση με 30 έτη (Donázar προσωπική επικοινωνία). Ο μέγιστος αριθμός ωοτοκιών, καθώς και ο μέγιστος αριθμός απογόνων ανά ωοτοκία και ανά έτος είναι ίσος με ένα (Cramp & Simmons 1980). Η αναλογία των φύλων κατά τη γέννηση θεωρήθηκε ίση (Poulakakis et al. 18

32 2008). Η μη ύπαρξη δεδομένων για την ηλικιακή δομή του αρχικού πληθυσμού των 75 ατόμων, οδήγησε στη χρησιμοποίηση της σταθερής κατανομής ηλικιών (Πίνακας 1) όπως προέκυψε από τον αλγόριθμο του λογισμικού προγράμματος. Πίνακας 1. Ηλικιακή δομή του πληθυσμού του Μαυρόγυπα (Aegypius monachus) στο ΕΠ Δ-Λ-Σ κατά το έτος 2005, όπως προκύπτει από τη χρησιμοποίηση της σταθερής κατανομής ηλικιών από τον αλγόριθμο του λογισμικού προγράμματος του Vortex. Ηλικία Αριθμός θηλυκών ατόμων Αριθμός αρσενικών ατόμων

33 Εκτίμηση ζωοχωρητικότητας Η ζωοχωρητικότητα αποτελεί τον μέγιστο αριθμό ατόμων ενός είδους που μπορεί να υποστηρίξει μια συγκεκριμένη περιοχή χωρίς να υποβαθμίζεται (Miller & Lacy 2005). Η παρατήρηση της διαχρονικής πορείας του πληθυσμού και ο καθορισμός ενός ανώτερου ορίου σταθεροποίησης, εφόσον δεν υπάρχουν σημαντικές ανθρωπογενείς επιδράσεις, αποτελεί έναν τρόπο υπολογισμού της (Miller & Lacy 2005). Λαμβάνοντας υπόψη τη διαχρονική εξέλιξη της πορείας του πληθυσμού μέχρι το 2005 (Σχήμα 1) παρατηρείται ότι τα τελευταία χρόνια υπάρχει μια σταθεροποίηση του πληθυσμού η οποία κατά τους Skartsi et al. (2008) οφείλεται κυρίως στην χρήση δηλητηριασμένων δολωμάτων. Η χρήση δηλητηριασμένων δολωμάτων αποτελεί μια από τις κυριότερες ανθρωπογενείς επιδράσεις στους πληθυσμούς των γυπών και η ζωοχωρητικότητα της περιοχής δεν μπορεί να υπολογιστεί με τα υπάρχοντα δεδομένα. Για το λόγο αυτό, εκτιμήθηκε στα100 άτομα. Αυτό προκύπτει λαμβάνοντας υπόψη τον μέγιστο αριθμό ατόμων (2001: 89 άτομα) που έχουν καταμετρηθεί μέχρι το έτος έναρξης των προσομοιώσεων (2005), πολλαπλασιάζοντας το μέγεθος αυτό με το 1,15 και στρογγυλοποίηση του στην πλησιέστερη εκατοντάδα (Garcia-Ripolles & Lopez-Lopez 2011). Επίσης, το σημαντικά μειωμένο ποσοστό των θηλυκών που αναπαράγονται σε αυτό το μέγεθος πληθυσμού υποδηλώνει ότι ο πληθυσμός βρίσκεται στα όρια της ζωοχωρητικότητας (Σχήμα 2). Η τυπική απόκλιση λόγω της περιβαλλοντικής μεταβλητότητας θεωρήθηκε ίση με 10 άτομα Πυκνοεξαρτημένη αναπαραγωγή και αναπαραγωγικά δεδομένα Ο Μαυρόγυπας αποτελεί ένα από τα περισσότερο μελετημένα είδη στην Ελλάδα με αρκετά διαθέσιμα δεδομένα που σχετίζονται με την αναπαραγωγή του, οπότε κατά τη δημιουργία των μοντέλων εισήχθηκε η πυκνοεξαρτημένη αναπαραγωγή. Τα δεδομένα της χρονικής περιόδου χρησιμοποιήθηκαν από τις δημοσιευμένες εργασίες των Vlachos et al. (1999) και Skartsi et al. (2008). Ωστόσο δεν χρησιμοποιήθηκαν τα δεδομένα από το 1984 μέχρι και το 1988, επειδή αυτή τη χρονική περίοδο δεν λειτουργούσε η τεχνητή θέση απόθεσης συμπληρωματικής τροφής για την ενίσχυση του πληθυσμού στην περιοχή. Η παραγωγικότητα ορίστηκε σαν τον μέσο αριθμό νεοσσών που παράγει το κάθε ζευγάρι και υπολογίστηκε από το κλάσμα των φτερωμένων νεοσσών προς το συνολικό αριθμό των χωροκρατικών ζευγαριών (Newton 1979). Το γεγονός ότι ο Μαυρόγυπας ωοτοκεί ένα αυγό ανά έτος με 20

34 συνέπεια να παράγει ένα νεοσσό το μέγιστο, και θεωρώντας ότι η αρχή του κύκλου ζωής των ατόμων αρχίζει στο στάδιο της φτέρωσης των νεοσσών, συνεπάγεται ότι η παραγωγικότητα αντιστοιχεί με το ποσοστό των ενήλικων θηλυκών που αναπαράγονται. Αυτό ισχύει με την προϋπόθεση ότι όλα τα ενήλικα θηλυκά δημιουργούν ζευγάρια και καταλαμβάνουν χωροκράτειες. Οι τιμές του Β, P(0)και P(K) υπολογίστηκαν από παλινδρόμηση του ρυθμού αναπαραγωγής και του πληθυσμού όπως προτείνεται από τους Miller & Lacy (2005). Από την παλινδρόμηση του ποσοστού των θηλυκών που αναπαράγονταν (%BF) σε σχέση με το συνολικό μέγεθος του πληθυσμού (N) (Σχήμα 2), παρατηρήθηκε αρνητική τάση, παρόλο που υπήρχε μεταξύ τους ασθενή συσχέτιση (r²= 0,28). Το ποσοστό των θηλυκών που αναπαράγονται (%BF) στην περιοχή έρευνας βρέθηκε να ακολουθεί την πολυωνυμική εξίσωση: Υπολογίστηκε το ποσοστό των θηλυκών ατόμων που αναπαράγονται στο επίπεδο της ζωοχωρητικότητας Ρ(Κ) = 44%, θεωρώντας ως Κ = 100 άτομα την ζωοχωρητικότητα στην περιοχή. Επιπλέον, υπολογίστηκε το ποσοστό των θηλυκών ατόμων που αναπαράγονται σε χαμηλά πληθυσμιακά επίπεδα (Ν < 20 άτομα) ως Ρ(0) = 81,5%. Η τυπική απόκλιση των αναπαραγόμενων θηλυκών λόγω της περιβαλλοντικής μεταβλητότητας υπολογίστηκε ίση με 18%. Ο παράγοντας Β είναι ίσος με 4 και προκύπτει από τη μορφή της καμπύλης του Σχήματος 2. Ο παράγοντας Α θεωρήθηκε ίσος με μηδέν, επειδή δεν έχει αναφερθεί στη βιβλιογραφία για τους γύπες (Garcia-Ripolles & Lopez-Lopez 2011). Η κατανομή των ωοτοκιών ανά έτος υπολογίστηκε από τα δεδομένα της χρονικής περιόδου 1994 έως 2005 των Skartsi et al. (2008), με τη διαίρεση του αριθμού των ζευγαριών που επώαζαν στο i έτος προς το συνολικό αριθμό των ζευγαριών του ίδιου έτους. Το συνολικό ποσοστό των ωοτοκιών υπολογίστηκε από το μέσο όρο των παραπάνω κλασμάτων. Συγκεκριμένα η πιθανότητα εμφάνισης μιας ωοτοκίας για κάθε ένα έτος ήταν 83,44%, ενώ η πιθανότητα να μην ωοτοκήσει ένα ζευγάρι το ίδιο έτος ήταν 16,56%. Μετά από την εισαγωγή των παραπάνω δεδομένων η πιθανότητα της ύπαρξης ενός απογόνου καθορίστηκε αυτόματα από το πρόγραμμα να είναι 100%. Το ποσοστό των αρσενικών ατόμων που συνεισφέρουν στη δεξαμενή 21

35 γονιδίων ορίστηκε στο 100%. Αυτό δεν συνεπάγεται ότι όλα τα αρσενικά που βρίσκονται σε αυτήν τη δεξαμενή θα αναπαραχθούν ένα έτος, αλλά εξαρτάται από τον αριθμό των ενήλικων θηλυκών που θα αναπαραχθούν επιτυχώς (Miller & Lacy 2005). Σχήμα 2. Συσχέτιση μεταξύ του ποσοστού των αναπαραγόμενων θηλυκών και του μεγέθους του πληθυσμού του Μαυρόγυπα (Aegypius monachus) στο ΕΠ Δ-Λ-Σ κατά τη χρονική περίοδο (από Vlachos et al. 1999, Skartsi et al. 2008) Υπολογισμός της θνησιμότητας Η θνησιμότητα ανά κλάση ηλικίας αποτελεί προαπαιτούμενη παράμετρο κατά την ανάλυση της βιωσιμότητας του πληθυσμού του μελετώμενου είδους. Λόγω της μη ύπαρξης τέτοιων δεδομένων, χρησιμοποιήθηκε η θνησιμότητα που προέκυψε με έμμεσους υπολογισμούς. Στη λεκάνη της Μεσογείου τόσο τα ενήλικα όσο και τα ανώριμα άτομα του είδους δεν πραγματοποιούν μεταναστευτικές μετακινήσεις (Carette & Donázar 2005, Vasilakis et al. 2008), ενώ στην περιοχή του Εθνικού Πάρκου κάποια άτομα πραγματοποιούν τοπικές μετακινήσεις στην ευρύτερη περιοχή και έχουν παρατηρηθεί μέχρι και τη Βουλγαρία σε απόσταση 7 5km (Vasilakis et al. 2008, Skartsi et al. 2010) Ο πληθυσμός του Μαυρόγυπα στο ΕΠ Δ-Λ-Σ μπορεί να θεωρηθεί κλειστός και απομονωμένος από τον κοντινότερο πληθυσμό της Δ. Τουρκίας, επειδή (α) δεν βρέθηκαν παρατηρούμενα άτομα με τηλεμετρία να 22

36 μετακινούνται στις περιοχές αυτές, και (β) ο πληθυσμός της Δ. Τουρκίας βρίσκεται σε απόσταση 400 km περίπου (Skartsi et al. 2010). Συνεπώς, θεωρώντας ότι δεν παρατηρήθηκε ούτε εποικισμός ούτε αποικισμός στον υφιστάμενο πληθυσμό στο ΕΠ Δ-Λ-Σ, οι γεννήσεις και συγκεκριμένα οι πτερωμένοι νεοσσοί που εγκατέλειψαν επιτυχώς τη φωλιά αποτελούσαν το μοναδικό παράγοντα αύξησης του, ενώ η θνησιμότητα το μοναδικό παράγοντα μείωσής του. Ο αριθμός των πτερωμένων νεοσσών που κάθε χρόνο ενσωματώνονταν στον υπάρχοντα πληθυσμό είναι γνωστός μέσω των μακροχρόνιων προγραμμάτων παρακολούθησης του είδους (Vlachos et al. 1999, Skartsi et al. 2008). Αρχικά, υπολογίστηκε ο αναμενόμενος πληθυσμός ανά έτος και αντιστοιχούσε στον αριθμό των πτερωμένων νεοσσών που εγκατέλειψαν την φωλιά το έτος (i) αθροίζοντας τον πραγματικό πληθυσμό του προηγούμενου έτους (i- 1). Η διαφορά μεταξύ του αναμενόμενου και πραγματικού πληθυσμού την ίδια χρονική περίοδο αποτελούσε τις απώλειες. Το ποσοστό της συνολικής θνησιμότητας προέκυψε εκφράζοντας τις απώλειες ως εκατοστιαίο ποσοστό του αναμενόμενου πληθυσμού. Το ποσοστό της θνησιμότητας ανά κλάση ηλικίας (62% στα ενήλικα, 13% στα ανώριμα και 25% στα νεαρά) υπολογίστηκε από την απομάκρυνση 27 ατόμων από το αναπαραγόμενο απόθεμα κατά την περίοδο στο ΕΠ Δ-Λ-Σ. Ωστόσο, ένα ποσοστό θνησιμότητας 19% ήταν αγνώστου ηλικίας (Skartsi et al. 2008). Το ποσοστό αυτό θεωρήθηκε ότι ήταν παρόμοιο στις τρεις κλάσεις ηλικιών, οπότε το αρχικό ποσοστό κάθε κλάσης αυξήθηκε κατά 6% περίπου. Η ποσοστιαία θνησιμότητα ανά έτος και ανά κλάση ηλικίας υπολογίστηκε πολλαπλασιάζοντας τα ποσοστά αυτά με την συνολική θνησιμότητα των ατόμων (Πίνακας 2). Στη συνέχεια, υπολογίστηκε ο μέσος όρος και η τυπική απόκλιση ανά κλάση ηλικίας, η οποία εκφράζει την περιβαλλοντική μεταβλητότητα. Συγκεκριμένα η μέση θνησιμότητα των νεαρών ατόμων υπολογίστηκε σε 3,51% ± 1,94%, των ανώριμων σε 1,83% ± 1,01% και των ενήλικων ατόμων 8,71% ± 4,82%. 23

37 Πίνακας 2. Υπολογισμός της θνησιμότητας του Μαυρόγυπα (Aegypius monachus) ανά κλάση ηλικίας στο ΕΠ Δ-Λ-Σ, χρησιμοποιώντας δεδομένα της χρονικής περιόδου 1994 έως Έτη Πραγματικός πληθυσμός* Αριθμός πτερωμένων νεοσσών* Αναμενόμενος πληθυσμός Απώλειες Συνολική θνησιμότητα (%) Θνησιμότητα ανά κλάση ηλικίας (%) Θνησιμότητα νεαρών (0-1) Θνησιμότητα ανώριμων (1-6 ετών) Θνησιμότητα ενηλίκων (>6 ετών) ,05 4,01 2,09 9, ,07 4,52 2,35 11, ,54 2,88 1,50 7, ,53 0,63 0,33 1, ,44 6,11 3,18 15, ,14 1,79 0,93 4, ,05 3,76 1,96 9, ,30 1,08 0,56 2, ,90 5,48 2,85 13, ,57 4,89 2,54 12, ,99 5,75 2,99 14, ,06 1,27 0,66 3,14 *Vlachos et al. (1999), Skartsi et al. (2008) Καταστροφικά γεγονότα Η χρήση δηλητηριασμένων δολωμάτων αποτελούσε την κυριότερη αιτία θνησιμότητας και συνεπώς της διαχρονικής μείωσης του πληθυσμού των γυπών κατά τις τελευταίες δεκαετίες σε ολόκληρη την Ευρώπη και την περιοχή της Μεσογείου (Slotta-Bachmayr et al. 2004). Η θνησιμότητα λόγω δηλητηριασμένων δολωμάτων θα μπορούσε να εισαχθεί στο Vortex σαν καταστροφικό γεγονός. Ωστόσο, αυτό δεν έγινε, επειδή ο τρόπος υπολογισμού της συμπεριλάμβανε γεγονότα που προέρχονταν από δηλητηριάσεις καθώς και από άλλα αίτια. 24

38 3.5.2 Σενάριο δημιουργίας δικτύου τεχνητών θέσεων απόθεσης συμπληρωματικής τροφής (αύξηση ζωοχωρητικότητας) Η παροχή συμπληρωματικής τροφής μπορούσε να υποστηρίξει μέχρι 100 άτομα συνολικά (βασικό σενάριο). Με τη δημιουργία επιπλέον θέσεων απόθεσης συμπληρωματικής τροφής και ταυτόχρονη παροχή μεγαλύτερων ποσοτήτων τροφής, αναμένεται να αυξηθεί η ζωοχωρητικότητα (Κ) της περιοχής. Αυτό είναι εφικτό λαμβάνοντας υπόψη ότι οι θέσεις φωλεοποίησης δεν αποτελούν περιοριστικό παράγοντα για την αύξηση του αριθμού των ζευγαριών και του πληθυσμού στην περιοχή, αφού υπάρχει κατάλληλο ενδιαίτημα για πιθανή φωλεοποίηση του είδους στην ευρύτερη περιοχή (Poirazidis et al. 2004). Τα επίπεδα μεταβολής της ζωοχωρητικότητας επιλέχθηκαν κατά προσέγγιση έτσι ώστε να ερευνηθούν πιθανές μεταβολές της μελλοντικής πορείας του πληθυσμού (Πίνακας 3). Οι υπόλοιποι παράμετροι παρέμειναν σταθεροί και ίσοι με του βασικού σεναρίου. Πίνακας 3. Εισερχόμενα δεδομένα στο λογισμικό πρόγραμμα Vortex για τη δημιουργία του σεναρίου ύπαρξης δικτύου τεχνητών θέσεων απόθεσης συμπληρωματικής τροφής. Όλοι οι παράμετροι παρέμειναν σταθεροί και ίσοι με του βασικού σεναρίου (Β), με εξαίρεση τη μεταβολή της ζωοχωρητικότητας σε διάφορα επίπεδα. Σενάριο Επίπεδα % Θηλυκών ατόμων που αναπαράγονται Θνησιμότητα ανά κλάση ηλικίας (%) (0-1) (1-6) > 6 Ναι/Όχι Συχνότητα εμφάνισης % Καταστροφικά γεγονότα Δριμύτητα στην αναπαραγωγή Δριμύτητα στην επιβίωση Κ Βασικό (Β) B Β 3,51 1,83 8,71 Όχι Αύξηση B+50 Β 3,51 1,83 8,71 Όχι ζωοχωρητικότητας B+100 Β 3,51 1,83 8,71 Όχι (Κ) B+200 Β 3,51 1,83 8,71 Όχι B+300 Β 3,51 1,83 8,71 Όχι

39 3.5.3 Σενάριο μη δημιουργίας της τεχνητής θέσης απόθεσης συμπληρωματικής τροφής το έτος 1987 Το υποθετικό σενάριο μη δημιουργίας της τεχνητής θέσης απόθεσης συμπληρωματικής τροφής το 1987 προέκυψε από δεδομένα της χρονικής περιόδου (Vlachos et al. 1999). Την περίοδο αυτή το είδος απαντούσε στην περιοχή του ΕΠ Δ-Λ-Σ σε χαμηλά πληθυσμιακά επίπεδα των 22 έως 36 ατόμων (Παράρτημα Ι). Τα άτομα αυτά αντιστοιχούσαν στο μέγιστο αριθμό που μπορούσε να υποστηρίξει η περιοχή τη συγκεκριμένη χρονική περίοδο. Συνεπώς, η ζωοχωρητικότητα της περιοχής υπολογίστηκε από το μέσο όρο των πληθυσμιακών επιπέδων κάθε έτους και ήταν ίση με 27 άτομα, ενώ η τυπική απόκλιση που εκφράζει την περιβαλλοντική μεταβλητότητα ήταν ίση με 6,22 άτομα. Η θνησιμότητα ανά κλάση ηλικίας και ανά έτος πριν τη δημιουργία της τεχνητής θέσης απόθεσης συμπληρωματικής τροφής, υπολογίστηκε με την προαναφερθείσα μεθοδολογία υπολογισμού της και παρουσιάζεται στον Πίνακα 4. Η μέση θνησιμότητα των νεαρών ατόμων ήταν 5,73% ± 3,80%,των ανώριμων 2,98% ± 1,98% και των ενήλικων 14,21% ± 9,43%. Η χρονολογία έναρξης των προσομοιώσεων ήταν το έτος 1987 και τα 36 άτομα αντιστοιχούσαν στο αρχικό μέγεθος του πληθυσμού. Οι υπόλοιποι παράμετροι παρέμειναν σταθεροί και ίσοι με του βασικού σεναρίου. Η προβλεπόμενη πορεία του πληθυσμού για τη χρονική περίοδο συγκρίθηκε με την πραγματική, για τον έλεγχο των επιδράσεων της δημιουργίας της τεχνητής θέσης απόθεσης συμπληρωματικής τροφής στον πληθυσμό. Πίνακας 4. Υπολογισμός της θνησιμότητας του Μαυρόγυπα (Aegypius monachus) ανά κλάση ηλικίας στο ΕΠ Δ-Λ-Σ χρησιμοποιώντας δεδομένα πριν από την δημιουργία της ταΐστρας κατά την χρονική περίοδο Έτος Πραγματικός πληθυσμός* Αριθμός πτερωμένων νεοσσών* *Vlachos et al. (1999) Αναμενόμενος πληθυσμός Απώλειες Συνολική θνησιμότητα (%) Θνησιμότητα ανά κλάση ηλικίας (%) Θνησιμότητα νεαρών (0-1) Θνησιμότητα ανώριμων (1-6 ετών) Θνησιμότητα ενηλίκων (>6 ετών) ,14 6,03 3,14 14, ,14 1,79 0,93 4, ,50 9,38 4,88 23,25 26

40 3.5.4 Σενάριο επανεισαγωγής του Μαυρόγυπα σε κατάλληλο ενδιαίτημα Η επανεισαγωγή του Μαυρόγυπα σε κατάλληλο ενδιαίτημα ικανό να υποστηρίξει βιώσιμο πληθυσμό στηρίχθηκε σε δύο επιμέρους σενάρια. Στο πρώτο σενάριο, απομακρύνθηκε ένας αριθμός ατόμων από τον πληθυσμό του ΕΠ Δ-Λ-Σ και ελέγχθηκαν οι πιθανές επιπτώσεις στη βιωσιμότητα του πληθυσμού. Οι τιμές των παραμέτρων στο λογισμικό πρόγραμμα Vortex ήταν οι ίδιες με του βασικού σεναρίου. Μοναδική διαφορά ήταν η επιπλέον απομάκρυνση οκτώ νεαρών ατόμων (ηλικίας 0 έως 1 έτους) το έτος 2015 και αυτό επαναλήφθηκε για 6 συνεχόμενα έτη μέχρι το Συνολικά 48 νεαρά άτομα, ίσης αναλογίας των δύο φύλων, απομακρύνθηκαν από τον αρχικό πληθυσμό. Σε είδη με μονογαμικό σύστημα αναπαραγωγής, η βέλτιστη αναλογία των δύο φύλων για τη μεγιστοποίηση του ρυθμού αύξησης του πληθυσμού και της επιτυχίας επανεισαγωγής είναι 50:50 (Legendre 2004). Το δεύτερο σενάριο αφορούσε την επανεισαγωγή του είδους. Τα νεαρά άτομα που απομακρύνονταν μέσω της σύλληψης από τον υπάρχον πληθυσμό του ΕΠ Δ-Λ-Σ εισάγονταν στον καινούργιο υποπληθυσμό. Το αρχικό μέγεθος του υποπληθυσμού ήταν 8 άτομα με ίση αναλογία των δύο φύλων. Επίσης, για κάθε έτος και για τα επόμενα 5 έτη ο υποπληθυσμός ενισχυόταν με προσθήκη 8 επιπλέον ατόμων (4 αρσενικά και 4 θηλυκά). Όλοι οι υπόλοιποι παράμετροι θεωρηθήκαν ίσοι με του βασικού σεναρίου, αφού τα άτομα προέρχονταν από τον ίδιο πληθυσμό. Επιπρόσθετα, πραγματοποιήθηκε έλεγχος της πορείας του υποπληθυσμού αυτού βάση διαφορετικών επιπέδων θνησιμότητας των νεαρών ατόμων και συγκεκριμένα μετά από αύξηση κατά 5, 10 και 15 μονάδων επί του ποσοστιαίου συνόλου. Ο έλεγχος αυτός πραγματοποιήθηκε επειδή η αρχική περίοδος της επανεισαγωγής χαρακτηρίζεται από υψηλά ποσοστά θνησιμότητας (Kleiman 1989). 27

41 3.5.5 Ανάλυση ευαισθησίας Στα οικολογικά συστήματα υπάρχουν συχνά πολύπλοκες και μη γραμμικές αλληλεπιδράσεις μεταξύ των παραγόντων. Συνεπώς, η μεταβολή δύο ή περισσότερων παραμέτρων τεχνητά κατά τη δημιουργία των προσομοιώσεων, μπορεί να έχει μεγάλες και ουσιαστικές διαφοροποιήσεις στα εξερχόμενα αποτελέσματα της ανάλυσης (Harper et al. 2011). Παρόλα αυτά, η κλασική μέθοδος που χρησιμοποιείται για την ανάλυση ευαισθησίας στοχαστικών μοντέλων είναι η εκατοστιαία μεταβολή μιας παραμέτρου (Beissinger 1995) και ο έλεγχος της μεταβολής του στοχαστικού ρυθμού αύξησης (Garcia-Ripolles & Lopez-Lopez 2011). Τα σενάρια που δημιουργηθήκαν μέσω της ανάλυσης ευαισθησίας ήταν τα ακόλουθα: αύξηση και μείωση του ποσοστού θηλυκών που αναπαράγονταν, θνησιμότητα των νεαρών, ανώριμων και ενήλικων ατόμων, μείωση τροφοδοσίας, δηλητηρίαση και όχληση. Σε όλα τα σενάρια επιλέχθηκε μια παράμετρος και μεταβλήθηκε σε διαφορετικά επίπεδα αναλογικά με το βασικό σενάριο. Εξαίρεση αποτελούσε το σενάριο μείωσης της τροφοδοσίας, όπου οι μεταβαλλόμενοι παράμετροι ήταν δύο: η αύξηση της θνησιμότητας και ταυτόχρονη μείωση του ποσοστού των θηλυκών ατόμων που αναπαράγονται. Τα επίπεδα μεταβολής των παραμέτρων επιλέχθηκαν κατά προσέγγιση (Πίνακας 5), αφού η ανάλυση ευαισθησίας δεν αποσκοπεί στην ακριβή πρόβλεψη της πορείας του πληθυσμού, αλλά στην αναγνώριση των παραγόντων που έχουν τη μεγαλύτερη επίδραση στη βιωσιμότητα του πληθυσμού (Lacy et al. 2005). Το σενάριο των δηλητηριάσεων πραγματοποιήθηκε με την εισαγωγή καταστροφικών γεγονότων. Τα επίπεδα μεταβολής τόσο της αναπαραγωγής όσο και της επιβίωσης λόγω της χρήσης δηλητηριασμένων δολωμάτων πάρθηκαν από τους Garcia-Ripolles & Lopez-Lopez (2011). Επίσης, η όχληση θεωρήθηκε καταστροφικό γεγονός και επηρέασε κυρίως την αναπαραγωγή των ατόμων σε ποσοστό που εκτιμήθηκε κατά προσέγγιση. 28

42 Πίνακας 5. Εισερχόμενα δεδομένα των σεναρίων για τη διερεύνηση των πιθανών παραγόντων που επηρεάζουν τη βιωσιμότητα του πληθυσμού του Μαυρόγυπα στο ΕΠ Δ-Λ-Σ. Οι παράμετροι μεταβλήθηκαν σε διάφορα επίπεδα αναλογικά με το βασικό σενάριο (Β). Σενάρια Επίπεδα % Θηλυκών που αναπαράγονται Θνησιμότητα ανά κλάση ηλικίας (%) (0-1) (1-6) > 6 Ναι/ Όχι Καταστροφικά γεγονότα Συχνότητα εμφάνισης % Δριμύτητα στην αναπαραγωγή Βασικό (Β) Β Β 3,51 1,83 8,71 Όχι Αύξηση θηλυκών που αναπαράγονται Μείωση θηλυκών που αναπαράγονται Θνησιμότητα νεαρών (0-1 ετών) Θνησιμότητα ανώριμων(1-6 ετών) Θνησιμότητα ενήλικων (>6 ετών) Μείωση τροφοδοσίας Δριμύτητα στην επιβίωση Β+5 Β+5 3,51 1,83 8,71 Όχι Β+10 Β+10 3,51 1,83 8,71 Όχι Β+15 Β+15 3,51 1,83 8,71 Όχι Β-5 Β-5 3,51 1,83 8,71 Όχι Β-10 Β-10 3,51 1,83 8,71 Όχι Β-15 Β-15 3,51 1,83 8,71 Όχι Β+5 Β 8,51 1,83 8,71 Όχι Β+10 Β 13,51 1,83 8,71 Όχι B+15 Β 18,51 1,83 8,71 Όχι Β+5 Β 3,51 6,83 8,71 Όχι Β+10 Β 3,51 11,83 8,71 Όχι B+15 Β 3,51 16,83 8,71 Όχι Β+5 Β 3,51 1,83 13,71 Όχι Β+10 Β 3,51 1,83 18,71 Όχι B+15 Β 3,51 1,83 23,71 Όχι Μικρή Β-3 6,51 4,83 11,71 Όχι Μέτρια Β-6 9,51 7,83 14,71 Όχι Μεγάλη Β-9 12,51 10,83 17,71 Όχι Δηλητηρίαση Μικρή Β 3,51 1,83 8,71 Ναι Μέτρια Β 3,51 1,83 8,71 Ναι Υψηλή Β 3,51 1,83 8,71 Ναι Όχληση Μέτρια Β 3,51 1,83 8,71 Ναι Υψηλή Β 3,51 1,83 8,71 Ναι

43 3.6 Ανάλυση βιωσιμότητας πληθυσμού του Όρνιου στην Κρήτη Βασικό σενάριο Τα δεδομένα για τη βιολογία του είδους συλλέχθηκαν από τη διεθνή βιβλιογραφία και παρουσιάζονται στον Πίνακα 6. Τα διαθέσιμα πληθυσμιακά και αναπαραγωγικά δεδομένα του Όρνιου στο νησί της Κρήτης συλλέχθηκαν από τις δημοσιευμένες εργασίες των Xirouchakis & Mylonas (2005) και Xirouchakis (2010) και παρουσιάζονται στο Παράρτημα ΙΙ. Πίνακας 6. Παράμετροι της φυσικής ιστορίας του Όρνιου (Gyps fulvus) για τη δημιουργία του βασικού σεναρίου των μοντέλων προσομοίωσης, για την ανάλυση βιωσιμότητας του πληθυσμού του. Παράμετροι Τιμή Πηγή Ηλικία πρώτου απογόνου 4 Sarrazin et al. 1996, Pavokovic & Susic 2006 Μέγιστη ηλικία αναπαραγωγής 20 Pavokovic & Susic 2006 Μέγιστος αριθμός ωοτοκιών / έτος 1 Cramp & Simmons 1980 Μέγιστος αριθμός απογόνων / ωοτοκία 1 Cramp & Simmons 1980 Αναλογία φύλων 50:50 Bose et al Το αρχικό μέγεθος του πληθυσμού του Όρνιου σε αυτό το σενάριο ήταν ίσο με 383 άτομα και η χρονολογία έναρξης των προσομοιώσεων ορίστηκε το έτος Το συγκεκριμένο έτος επιλέχθηκε λόγω της μη διαθεσιμότητας των δεδομένων από το έτος 2003 και μετέπειτα. Ο πληθυσμός του Όρνιου στο νησί αποτελείται από 63% ενήλικα, 17% ανώριμα και 20% νεαρά άτομα (Xirouchakis & Mylonas 2005). Οπότε, τα άτομα που αποτελούσαν τον αρχικό πληθυσμό κατανεμήθηκαν στις διάφορες κλάσεις ηλικίας. Συγκεκριμένα από τα 383 άτομα τα 77 ήταν νεαρά, τα 65 ανώριμα και τα 241 ενήλικα. Τα άτομα κάθε κλάσης ηλικίας στη συνέχεια κατανεμήθηκαν ομοιόμορφα σε κάθε ηλικία όπως φαίνεται στον Πίνακα 7. 30

44 Πίνακας 7. Εκτιμώμενη ηλικιακή δομή του πληθυσμού του Όρνιου (Gyps fulvus) στο νησί της Κρήτης για το έτος Τα δεδομένα για την εκτίμηση πάρθηκαν από τους Xirouchakis & Mylonas (2005). Ηλικία Αριθμός θηλυκών ατόμων Αριθμός αρσενικών ατόμων Εκτίμηση ζωοχωρητικότητας Η ζωοχωρητικότητα της περιοχής εκτιμήθηκε στα 500 άτομα και αυτό προέκυψε πολλαπλασιάζοντας το μέγιστο μέγεθος του πληθυσμού που παρατηρήθηκε στην Κρήτη με την τιμή 1,15 και στρογγυλοποίηση του στην πλησιέστερη εκατοντάδα (Ripolles & Lopez 2011). Η τυπική απόκλιση της ζωοχωρητικότητας λόγω της περιβαλλοντικής μεταβλητότητας όπως και η μελλοντική μεταβολή της δεν συμπεριλήφθηκαν για τη δημιουργία των μοντέλων προσομοίωσης επειδή ήταν αδύνατη η εκτίμηση τους Πυκνοεξαρτημένη αναπαραγωγή και αναπαραγωγικά δεδομένα Το Όρνιο, όπως και τα υπόλοιπα είδη γύπα συγκαταλέγονται στα είδη με πυκνοεξαρτημένη αναπαραγωγή. Παρόλα αυτά, στη παρούσα έρευνα λόγω της έλλειψης διαθέσιμων δεδομένων, η αναπαραγωγή θεωρήθηκε πυκνοανεξάρτητη, δηλαδή το ποσοστό των θηλυκών που αναπαράγονταν θεωρήθηκε ότι ήταν ίσο σε 31

45 όλα τα μεγέθη πληθυσμού. Το Όρνιο ωοτοκεί ένα αυγό και κατά συνέπεια παράγει το μέγιστο ένα πτερωμένο νεοσσό. Συνεπώς, όπως και για το πληθυσμό του Μαυρόγυπα, το ποσοστό των θηλυκών που αναπαράγονταν κάθε έτος ήταν ίσο με την παραγωγικότητα, εφόσον ο κύκλος ζωής θεωρήθηκε ότι αρχίζει στο στάδιο των πτερωμένων νεοσσών. Αυτό ισχύει με την προϋπόθεση ότι όλα τα ενήλικα θηλυκά δημιουργούν ζευγάρια και καταλαμβάνουν χωροκράτειες. Το ποσοστό των θηλυκών που αναπαράγονταν ήταν ίσο με 51,86% και υπολογίστηκε από τον μέσο όρο της παραγωγικότητας της χρονικής περιόδου (Xirouchakis & Mylonas 2005, Xirouchakis 2010) (Παράρτημα ΙΙ). Επίσης, η τυπική απόκλιση η οποία εκφράζει την περιβαλλοντική μεταβλητότητα ήταν ίση με 3,85%. Η κατανομή των ωοτοκιών ανά έτος υπολογίστηκε από τα δεδομένα της ίδιας χρονικής περιόδου με τη διαίρεση του αριθμού των ζευγαριών που επώαζαν στο i έτος προς το συνολικό αριθμό των ζευγαριών του ίδιου έτους. Το συνολικό ποσοστό των ωοτοκιών υπολογίστηκε από το μέσο όρο των παραπάνω κλασμάτων. Συγκεκριμένα η πιθανότητα εμφάνισης μιας ωοτοκίας για κάθε ένα έτος ήταν 70,05%, ενώ η πιθανότητα να μην ωοτοκήσει ένα ζευγάρι το ίδιο έτος ήταν 29,95%. Μετά από την εισαγωγή των παραπάνω στοιχείων η πιθανότητα της ύπαρξης ενός απογόνου καθορίστηκε αυτόματα από το πρόγραμμα και ήταν 100%. Το ποσοστό των αρσενικών ατόμων που συνεισφέρουν στην δεξαμενή γονιδίων θεωρήθηκε ίσο με 100% Υπολογισμός της θνησιμότητας Ο πληθυσμός του Όρνιου στην Κρήτη θεωρήθηκε απομονωμένος, επειδή η πλησιέστερη απόσταση από την ηπειρωτική Ελλάδα είναι μεγαλύτερη των 500 Km (Xirouchakis 2010). Συνεπώς, η θνησιμότητα ανά κλάση ηλικίας υπολογίστηκε με τον ίδιο τρόπο όπως και για το Μαυρόγυπα (Πίνακας 8). Κατά τη χρονική περίοδο το ΕΚΠΑΖ δέχθηκε 40 άτομα Όρνιου που απομακρύνθηκαν από τον πληθυσμό της Κρήτης, εκ των οποίων ποσοστό 92,5% ήταν νεαρά, 5% ανώριμα και 2,5% ενήλικα. Πολλαπλασιάζοντας τα ποσοστά αυτά με την συνολική θνησιμότητα των ατόμων υπολογίστηκε η θνησιμότητα ανά έτος και κλάση ηλικίας. Στη συνέχεια, υπολογίστηκε ο μέσος όρος και η τυπική απόκλιση, η οποία εκφράζει την περιβαλλοντική μεταβλητότητα, ανά κλάση ηλικίας. Συγκεκριμένα η θνησιμότητα των νεαρών ατόμων ήταν 14,05% ± 6,70%,των ανώριμων 0,76% ± 0,36% και των ενήλικων ατόμων 0,38% ± 0,18%. 32

46 Πίνακας 8. Yπολογισμός της θνησιμότητας του Όρνιου (Gyps fulvus) ανά κλάση ηλικίας στην Κρήτη χρησιμοποιώντας δεδομένα της χρονικής περιόδου Έτη Πραγματικός πληθυσμός* Αριθμός πτερωμένων νεοσσών** Αναμενόμενος πληθυσμός Απώλειες Συνολική θνησιμότητα (%) Θνησιμότητα νεαρών (0-1) Θνησιμότητα ανώριμων (1-6 ετών) Θνησιμότητα ενηλίκων (> 6 ετών) ,8 17,39 0,94 0, ,59 8,87 0,48 0, ,5 4,17 0,23 0, ,04 13,91 0,75 0, ,86 22,99 1,24 0, ,34 16,96 0,92 0,46 * Xirouchakis & Mylonas (2005) ** Xirouchakis (2010) Ανάλυση ευαισθησίας Μέσω της ανάλυσης ευαισθησίας δημιουργήθηκε ένας αριθμός σεναρίων για τον έλεγχο των πιθανών επιπτώσεων της μεταβολής των περιβαλλοντικών συνθηκών στη βιωσιμότητα του πληθυσμού (Πίνακας 9). Τα σενάρια αυτά και τα επίπεδα μεταβολής τους είναι τα ίδια που χρησιμοποιηθήκαν και για τον πληθυσμό του Μαυρόγυπα, γεγονός που καθιστά δυνατή τη διερεύνηση πιθανών διαφοροποιήσεων των εξερχόμενων αποτελεσμάτων μεταξύ των πληθυσμών των δύο ειδών. 33

47 Πίνακας 9. Εισερχόμενα δεδομένα των σεναρίων για την διερεύνηση των πιθανών παραγόντων που επηρεάζουν τη βιωσιμότητα του πληθυσμού του Όρνιου στην Κρήτη. Οι παράμετροι μεταβλήθηκαν σε διάφορα επίπεδα αναλογικά με το βασικό σενάριο (Β). Σενάρια Επίπεδα % Θηλυκών που αναπαράγοντα ι Θνησιμότητα ανά κλάση ηλικίας (%) (0-1) (1-6) > 6 Ναι/ Όχι Συχνότητα εμφάνισης % Καταστροφικά γεγονότα Δριμύτητα στην αναπαραγωγή Βασικό (Β) Β 51,86 14,05 0,76 0,38 Όχι Μείωση θηλυκών που αναπαράγονται Θνησιμότητα νεαρών (0-1 ετών) Θνησιμότητα ανώριμων (1-6 ετών) Θνησιμότητα ενήλικων (>6 ετών) Μείωση τροφοδοσίας Δριμύτητα στην επιβίωση Β-5 46,86 14,05 0,76 0,38 Όχι Β-10 41,86 14,05 0,76 0,38 Όχι Β-15 36,86 14,05 0,76 0,38 Όχι Β+5 51,86 19,05 0,76 0,38 Όχι Β+10 51,86 24,05 0,76 0,38 Όχι B+15 51,86 29,05 0,76 0,38 Όχι Β+5 51,86 14,05 5,76 0,38 Όχι Β+10 51,86 14,05 10,76 0,38 Όχι B+15 51,86 14,05 15,76 0,38 Όχι Β+5 51,86 14,05 0,76 5,38 Όχι Β+10 51,86 14,05 0,76 10,38 Όχι B+15 51,86 14,05 0,76 15,38 Όχι Μικρή 48,86 17,05 3,76 3,38 Όχι Μέτρια 45,86 20,05 6,76 6,38 Όχι Μεγάλη 42,86 23,05 9,76 9,38 Όχι Δηλητηρίαση Μικρή 51,86 14,05 0,76 0,38 Ναι Μέτρια 51,86 14,05 0,76 0,38 Ναι Υψηλή 51,86 14,05 0,76 0,38 Ναι Όχληση Μέτρια 51,86 14,05 0,76 0,38 Ναι Υψηλή 51,86 14,05 0,76 0,38 Ναι Υπολογισμός του ελάχιστου βιώσιμου μεγέθους πληθυσμού Τις τελευταίες δεκαετίες η ανάπτυξη των πληθυσμιακών μοντέλων για τον καθορισμό του ελάχιστου βιώσιμου μεγέθους πραγματοποιείται μέσω της ανάλυσης βιωσιμότητας πληθυσμού (Shaffer 1981) και τη χρησιμοποίηση λογισμικών προγραμμάτων όπως το Vortex. Παρόλο που το βασικό σενάριο ήταν το περισσότερο ρεαλιστικό, για τον καθορισμό του ελάχιστου βιώσιμου μεγέθους επιλέχθηκε το σενάριο μέτριας δηλητηρίασης, τόσο για το πληθυσμό του Μαυρόγυπα στο ΕΠ Δ-Λ- 34

48 Σ (Πίνακας 5) όσο και για το Όρνιο στην Κρήτη (Πίνακας 9). Το ελάχιστο βιώσιμο μέγεθος εκτιμήθηκε μεταβάλλοντας το αρχικό μέγεθος του πληθυσμού αρκετές φορές και προσδιορίζοντας το μικρότερο μέγεθος του πληθυσμού με καθορισμένη πιθανότητα εξαφάνισης (Flather et al. 2011). Η αποδεκτή πιθανότητα εξαφάνισης ορίστηκε να είναι μικρότερη του 1% για τα επόμενα 100 χρόνια (Grim & Storch 2000). 3.8 Στατιστικές αναλύσεις Για τη διερεύνηση των διαφορών μεταξύ των μέσων στοχαστικών ρυθμών αύξησης του βασικού σεναρίου και των επιπέδων του κάθε ενός από τα εναλλακτικά σενάρια (εκτός του σεναρίου επανεισαγωγής), εφαρμόστηκε το μη παραμετρικό κριτήριο ελέγχου ανάλυσης της διακύμανσης του Friedman. Ο μη παραμετρικός έλεγχος επιλέχθηκε αντί της ανάλυσης διακύμανσης κατά ένα παράγοντα με επαναλαμβανόμενες μετρήσεις (one-way repeated measures analysis of variance ANOVA), επειδή μετά από διερεύνηση της δομής των δεδομένων βρέθηκε ότι δεν ικανοποιούνταν οι συνθήκες των παραμετρικών ελέγχων (κανονικότητα και ομοιογένεια της διακύμανσης). Επίσης, για τη διερεύνηση των διαφορών μεταξύ του μέσου στοχαστικού ρυθμού αύξησης του βασικού σεναρίου και του σεναρίου απομάκρυνσης ενός αριθμού ατόμων για την επανεισαγωγή του Μαυρόγυπα, εφαρμόστηκε το μη παραμετρικό κριτήριο του Wilcoxon αφού τα δεδομένα δεν πληρούσαν τις συνθήκες των παραμετρικών ελέγχων. Ο στοχαστικός ρυθμός αύξησης για κάθε έτος των προσομοιώσεων και για κάθε επίπεδο των σεναρίων εξάχθηκε από το λογισμικό πρόγραμμα Vortex. Οι στατιστικές αναλύσεις πραγματοποιήθηκαν με την χρήση του στατιστικού πακέτου STATISTICA version 10 (StatSoft 2011) και ως επίπεδο σημαντικότητας ορίστηκε το α = 0,05 για όλους τους ελέγχους. 35

49 4. ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ 4.1 Ανάλυση βιωσιμότητας πληθυσμού του Μαυρόγυπα Βασικό σενάριο Ο μέσος πληθυσμός του Μαυρόγυπα στο ΕΠ Δ-Λ-Σ τα πρώτα έτη των προσομοιώσεων ακολουθούσε αυξητική πορεία (Σχήμα 3). Στη συνέχεια παρέμεινε σταθερός και ταλαντευόταν γύρω από το όριο της ζωοχωρητικότητας μέχρι την παρέλευση των 100 χρόνων, ενώ η πιθανότητα εξαφάνισης του ήταν μηδενική. Τόσο ο αιτιατός ρυθμός αύξησης του πληθυσμού (r det = 0,094) όσο και ο στοχαστικός ρυθμός αύξησης (r stoch = 0,044) ήταν θετικοί (Παράρτημα ΙΙΙ). Σχήμα 3. Προβλεπόμενη πορεία του πληθυσμού του Μαυρόγυπα (Aegypius monachus) στο ΕΠ Δ-Λ-Σ για χρονικό διάστημα 100 ετών λαμβάνοντας υπόψη το βασικό σενάριο. Το αρχικό μέγεθος του πληθυσμού ήταν ίσο με 75 άτομα (από Skartsi et al. 2008) και η χρονολογία έναρξης των προσομοιώσεων ήταν το Το σενάριο αυτό προέκυψε μέσω του λογισμικού προγράμματος Vortex, μετά από 500 επαναλήψεις. 36

50 4.1.2 Σενάριο δημιουργίας δικτύου τεχνητών θέσεων απόθεσης συμπληρωματικής τροφής Οι τάσεις του πληθυσμού διέφεραν σημαντικά όταν η ζωοχωρητικότητα της περιοχής αυξήθηκε σε διάφορα επίπεδα (Friedman ANOVA test: χ 2 100,4 = 30,5445, P < 0,001). Το σενάριο της δημιουργίας δικτύου τεχνητών θέσεων απόθεσης συμπληρωματικής τροφής οδήγησε στην περαιτέρω αύξηση του πληθυσμού του Μαυρόγυπα. Στη συνέχεια ο πληθυσμός αυτός σταθεροποιήθηκε στο ανώτερο όριο των αντίστοιχων επιπέδων της ζωοχωρητικότητας μέχρι την παρέλευση των 100 χρόνων (Σχήμα 4). Παρόλο που ο αιτιατός ρυθμός αύξησης του πληθυσμού ήταν ίσος με τον αντίστοιχο του βασικού σεναρίου (r det = 0,094), ο στοχαστικός ρυθμός αύξησης του ήταν μεγαλύτερος και κυμαινόταν από 0,046 έως 0,051 (Παράρτημα ΙΙΙ). Σχήμα 4. Προβλεπόμενη διαχρονική τάση του πληθυσμού του Μαυρόγυπα (Aegypius monachus) στο ΕΠ Δ-Λ-Σ σε διαφορετικά επίπεδα ζωοχωρητικότητας ως επακόλουθο της δημιουργίας δικτύου τεχνητών θέσεων απόθεσης συμπληρωματικής τροφής. Όλοι οι παράμετροι διατηρήθηκαν σταθεροί και ίσοι με του βασικού σεναρίου. Το σενάριο αυτό προέκυψε με τη χρησιμοποίηση του λογισμικού προγράμματοςvortex μετά από 500 επαναλήψεις. 37

51 4.1.3 Σενάριο μη δημιουργίας της τεχνητής θέσης απόθεσης συμπληρωματικής τροφής το έτος 1987 Η προβλεπόμενη τάση του πληθυσμού του Μαυρόγυπα στο ΕΠ Δ-Λ-Σ στην περίπτωση μη δημιουργίας της τεχνητής θέσης απόθεσης συμπληρωματικής τροφής το 1987 θα ήταν πολύ διαφορετική από την πραγματική του πορεία. Η μη δημιουργία της τεχνητής θέσης απόθεσης συμπληρωματικής τροφής είχε ως αποτέλεσμα τη διατήρηση του πληθυσμού σε χαμηλά επίπεδα (Σχήμα 5). Παρόλο που ο αιτιατός ρυθμός αύξησης του πληθυσμού ήταν θετικός (r det = 0,006), ο στοχαστικός ρυθμός αύξησης του ήταν αρνητικός (r stoch = -0,006), ενώ η πιθανότητα εξαφάνισης του τα επόμενα 100 χρόνια ανερχόταν στο 70% (Παράρτημα XV). Σχήμα 5. Διαχρονική εξέλιξη της πορείας του πληθυσμού του Μαυρόγυπα (Aegypius monachus) στο ΕΠ Δ-Λ-Σ με την ύπαρξη ενισχυτικής τροφοδοσίας (πραγματικός πληθυσμός) (από Vlachos et al. 1999, Skartsi et al. 2008) και η προβλεπόμενη τάση του πληθυσμού χωρίς την ύπαρξη ενισχυτικής τροφοδοσίας. Το αρχικό μέγεθος του πληθυσμού ήταν 36 άτομα και όλοι οι υπόλοιποι παράγοντες ήταν ίσοι με του βασικού σεναρίου. Το σενάριο αυτό προέκυψε με τη χρησιμοποίηση του λογισμικού προγράμματος Vortex μετά από 500 επαναλήψεις. 38

52 4.1.4 Σενάριο επανεισαγωγής του Μαυρόγυπα σε κατάλληλο ενδιαίτημα Η ανάλυση βιωσιμότητας του νέου υποπληθυσμού έδειξε ότι η τάση του ήταν αυξητική μέχρι που σταθεροποιήθηκε στα ανώτερα όρια της ζωοχωρητικότητας (Σχήμα 6). Η πιθανή αύξηση της θνησιμότητας των νεαρών ατόμων στην περιοχή επανεισαγωγής δεν επηρέασε την εξέλιξη της πορείας του υποπληθυσμού. Όλα τα επίπεδα μεταβολής της θνησιμότητας των νεαρών ατόμων παρουσίασαν μηδενική πιθανότητα εξαφάνισης (Παράρτημα XIV). Σχήμα 6. Προβλεπόμενη πορεία του υποπληθυσμού του Μαυρόγυπα (Aegypius monachus) για χρονικό διάστημα 100 ετών λαμβάνοντας υπόψη το σενάριο της επανεισαγωγής. Η χρονολογία έναρξης των προσομοιώσεων ήταν το 2015 και το αρχικό μέγεθος του πληθυσμού ήταν ίσο με 8 άτομα. Ο υποπληθυσμός συμπληρωνόταν κάθε έτος και για 5 συνεχόμενα έτη ( ) με 8 επιπλέον άτομα που προέρχονταν από τον πληθυσμό του ΕΠ Δ-Λ-Σ. Το σενάριο αυτό προέκυψε μέσω του λογισμικού προγράμματος Vortex, μετά από 500 επαναλήψεις. Η απομάκρυνση νεαρών ατόμων από τον πληθυσμό του Μαυρόγυπα στο ΕΠ Δ-Λ-Σ δεν παρουσίασε δυσμενείς επιπτώσεις στη βιωσιμότητα του πληθυσμού του. Ο μέσος στοχαστικός ρυθμός αύξησης του πληθυσμού στο σενάριο της απομάκρυνσης οκτώ ατόμων για έξι διαδοχικά έτη από το ΕΠ Δ-Λ-Σ (r stoch = 0,044) δεν διέφερε σημαντικά από τον αντίστοιχο του βασικού σεναρίου (Z = 0,4785, P > 0,05). 39

53 4.1.5 Ανάλυση ευαισθησίας Από την ανάλυση ευαισθησίας βρέθηκε ότι σε όλες τις περιπτώσεις των συγκρίσεων παρατηρήθηκαν σημαντικές μεταβολές στην τάση του πληθυσμού (P < 0,001) (Πίνακας 10). Πίνακας 10. Στατιστικά της σύγκρισης μεταξύ των στοχαστικών ρυθμών αύξησης του βασικού σεναρίου με τα εναλλακτικά σενάρια που δημιουργηθήκαν για την ανάλυση ευαισθησίας του πληθυσμού του Μαυρόγυπα (Aegypius monachus) στο ΕΠ Δ-Λ-Σ. Σενάρια Χ 2 * Βαθμοί P-τιμή Συντελεστής Average rank ελευθερίας αντιστοιχίας Βασικό _ Αύξηση θηλυκών 276, , 3 <0,001 0, ,92029 που αναπαράγονται Βασικό _ Μείωση θηλυκών 275, , 3 <0,001 0, ,91880 που αναπαράγονται Βασικό _ Θνησιμότητα 220, , 3 <0,001 0, ,73381 νεαρών Βασικό _ Θνησιμότητα 298, , 3 <0,001 0, ,996 ανώριμων Βασικό _ Θνησιμότητα 300, , 3 <0,001 1,000 1,000 ενήλικων Βασικό _ Μείωση 571, , 3 <0,001 0, ,95224 τροφοδοσίας Βασικό _ Δηλητηρίαση 298, , 3 <0,001 0, ,99600 Βασικό _Όχληση 153, , 2 <0,001 0, ,76357 * υπολογισμός στατιστικού από τον έλεγχο ανάλυσης της διακύμανσης του Friedman. Στα σενάρια όπου ο μεταβαλλόμενος παράγοντας ήταν η θνησιμότητα παρατηρήθηκε ότι ο στοχαστικός ρυθμός αύξησης ήταν μικρότερος αναλογικά με τα σενάρια όπου ο μεταβαλλόμενος παράγοντας ήταν το ποσοστό των θηλυκών που αναπαράγονται. Ακόμα και στα σενάρια ύπαρξης καταστροφικών γεγονότων, όπου αυτά επηρέαζαν τη θνησιμότητα (σενάριο δηλητηρίασης), είχαν μικρότερο στοχαστικό ρυθμό αύξησης αναλογικά με τα καταστροφικά γεγονότα που επηρέαζαν την αναπαραγωγή (σενάριο όχλησης). Το σενάριο θνησιμότητας των ενήλικων ατόμων είχε μικρότερο στοχαστικό ρυθμό αύξησης αναλογικά με τα σενάρια θνησιμότητας των ανώριμων και νεαρών ατόμων, ενώ το σενάριο θνησιμότητας νεαρών ατόμων είχε το μεγαλύτερο στοχαστικό ρυθμό αύξησης αναλογικά με τα υπόλοιπα δύο σενάρια θνησιμότητας. Σε όλα τα σενάρια, εκτός του σεναρίου αύξησης του ποσοστού των θηλυκών που αναπαράγονται, όσο αυξανόταν το επίπεδο μεταβολής μιας παραμέτρου αναλογικά με το βασικό σενάριο τόσο μειωνόταν ο στοχαστικός ρυθμός αύξησης. Ο σημαντικότερος παράγοντας που επηρέασε τη βιωσιμότητα του πληθυσμού του 40

54 r_stoch Μαυρόγυπα ήταν η μείωση της τροφοδοσίας έχοντας αντίκτυπο στην ταυτόχρονη μείωση της επιβίωσης και της παραγωγικότητας (Σχήμα 7). Το σενάριο της ύπαρξης δηλητηριάσεων παρουσίασε αυξημένη πιθανότητα εξαφάνισης ενώ στο σενάριο της όχλησης η πιθανότητα αυτή ήταν μηδενική. Οι αιτιατοί ρυθμοί αύξησης, η πιθανότητα εξαφάνισης, οι στοχαστικοί ρυθμοί αύξησης των σεναρίων καθώς επίσης και η εκατοστιαία μεταβολή τους αναλογικά με το βασικό σενάριο παρουσιάζονται στο Παράρτημα ΙΙΙ. 0,08 0,06 0,04 0,02 0,00-0,02-0,04-0,06-0,08-0,10 Βασικό σενάριο Θνησ. νεαρών (Β+ 5) Θνησ. νεαρών (Β+1 0) Θνησ. νεαρών (Β+15) Θνησ. ανώριμων (Β+5) Θνησ. ανώρι μων (Β+10) Θνησ. ανώρι μων (Β+15) Θνησ. ενηλ. (Β+5) Θνησ. ενηλ. (Β+10) Θνη σ. ενηλ. (Β+15) % θηλ. που αναπαρ. (Β+ 5) % θηλ. που αναπαρ. (Β+1 0) % θηλ. που αναπαρ. (Β+15) % θηλ. που αναπαρ. (Β-5) % θηλ. που αναπαρ. (Β-10) % θηλ. που αναπαρ. (Β-15) Δηλητηρί αση μικρή Δη λητηρίαση μ έτρι α Δηλητηρ ίαση υψηλή Μ είωση τροφο ας μικρή Μείωση τροφοδοσίας μέτρι α Μείωση τροφοδοσίας μεγάλη Όχληση μέτρι α Όχληση υψηλή Σχήμα 7. Πολλαπλό θηκόγραμμα της διάμεσης τιμής του στοχαστικού ρυθμού αύξησης του πληθυσμού (r stoch ) του Μαυρόγυπα (Aegypius monachus) στο ΕΠ Δ-Λ-Σ με διάφορα σενάρια βιωσιμότητας. Η κατώτερη και ανώτερη τιμή του ορθογωνίου πλαισίου εκφράζουν το 25% και 75% του ενδοτεταρτημοριακού εύρους αντίστοιχα και η κάθετη γραμμή το 95% διάστημα εμπιστοσύνης της διάμεσης τιμής Ελάχιστο βιώσιμο μέγεθος του πληθυσμού του Μαυρόγυπα Το ελάχιστο βιώσιμο μέγεθος του πληθυσμού του Μαυρόγυπα στο ΕΠ Δ-Λ-Σ εκτιμήθηκε σε 45 άτομα, τα οποία διασφαλίζουν 99% πιθανότητα επιβίωσης του είδους για τα επόμενα 100 χρόνια (Παράρτημα XVI). 41

55 4.2 Ανάλυση βιωσιμότητας πληθυσμού του Όρνιου Βασικό σενάριο Ο μέσος πληθυσμός του Όρνιου στην Κρήτη τα πρώτα έτη των προσομοιώσεων ακολουθούσε αυξητική πορεία και μέχρι το πέρασμα των 100 χρόνων ο πληθυσμός αυτός παραμένει σταθερός και ταλαντώνεται γύρω από το όριο της ζωοχωρητικότητας (Σχήμα 8). Τόσο ο αιτιατός ρυθμός αύξησης του πληθυσμού (r det = 0,085) όσο και ο στοχαστικός ρυθμός αύξησης (r stoch = 0,083) ήταν θετικοί, ενώ η πιθανότητα εξαφάνισης του ήταν μηδενική (Παράρτημα V1). Σχήμα 8. Προβλεπόμενη πορεία του πληθυσμού του Όρνιου (Gyps fulvus) στην Κρήτη για χρονικό διάστημα 100 ετών λαμβάνοντας υπόψη το βασικό σενάριο. Η χρονολογία έναρξης των προσομοιώσεων ήταν το 2002 και το αρχικό μέγεθος του πληθυσμού ήταν ίσο με 383 άτομα (από Xirouchakis & Mylonas 2005). Το σενάριο αυτό προέκυψε μέσω του λογισμικού προγράμματος Vortex, μετά από 500 επαναλήψεις Ανάλυση ευαισθησίας Μέσω της ανάλυση ευαισθησίας βρέθηκε ότι σε όλες τις περιπτώσεις των συγκρίσεων παρατηρήθηκαν σημαντικές μεταβολές στην τάση του πληθυσμού (P < 0,001) (Πίνακας 11). Όταν η θνησιμότητα ήταν η μεταβαλλόμενη παράμετρος στα διάφορα σενάρια, τότε παρατηρήθηκε ότι ο στοχαστικός ρυθμός αύξησης ήταν μικρότερος, συγκριτικά με τα σενάρια όπου η μεταβαλλόμενη παράμετρος ήταν το 42

56 ποσοστό των θηλυκών που αναπαράγονται. Το σενάριο θνησιμότητας των ενήλικων ατόμων είχε μικρότερο στοχαστικό ρυθμό αύξησης αναλογικά με τα σενάρια θνησιμότητας των ανώριμων και νεαρών ατόμων, ενώ το σενάριο θνησιμότητας νεαρών ατόμων είχε το μεγαλύτερο στοχαστικό ρυθμό αύξησης αναλογικά με τα υπόλοιπα δύο σενάρια θνησιμότητας. Ο σημαντικότερος παράγοντας που επηρέασε τη βιωσιμότητα του πληθυσμού του Όρνιου ήταν η μείωση της τροφοδοσίας, έχοντας σαν αντίκτυπο την ταυτόχρονη μείωση της επιβίωσης και της παραγωγικότητας (Σχήμα 9). Ο συντελεστής αντιστοιχίας (Coefficient of concordance) ήταν σε όλα τα εναλλακτικά σενάρια, εκτός του σεναρίου της διατάραξης, ίσος με τη μονάδα και αυτό υποδηλώνει ότι η μεταβολή των στοχαστικών ρυθμών αύξησης ήταν γραμμική και συμφωνούσε με την μεταβολή των αντίστοιχων επιπέδων των εναλλακτικών σεναρίων. Οι αιτιατοί ρυθμοί αύξησης, η πιθανότητα εξαφάνισης, οι στοχαστικοί ρυθμοί αύξησης των σεναρίων, καθώς επίσης και η εκατοστιαία μεταβολή τους, αναλογικά με το βασικό σενάριο παρουσιάζονται στο Παράρτημα IV. Πίνακας 11. Στατιστικά της σύγκρισης μεταξύ των στοχαστικών ρυθμών αύξησης του βασικού σεναρίου με τα εναλλακτικά σενάρια για την ανάλυση ευαισθησίας του πληθυσμού του Όρνιου (Gyps fulvus) στην Κρήτη. Σενάρια Χ 2 * Βαθμοί ελευθερίας P-τιμή Συντελεστής αντιστοιχίας Average rank Βασικό _ Μείωση θηλυκών 300,00 100, 3 <0,001 1,000 1,000 που αναπαράγονται Βασικό _ Θνησιμότητα 300,00 100, 3 <0,001 1,000 1,000 νεαρών Βασικό _ Θνησιμότητα 300,00 100, 3 <0,001 1,000 1,000 ανώριμων Βασικό _ Θνησιμότητα 300,00 100, 3 <0,001 1,000 1,000 ενήλικων Βασικό _ Μείωση 300,00 100, 3 <0,001 1,000 1,000 τροφοδοσίας Βασικό _ Δηλητηρίαση 300,00 100, 3 <0,001 1,000 1,000 Βασικό _Όχληση 162, , 2 <0,001 1,000 1,000 * υπολογισμός στατιστικού από τον έλεγχο ανάλυσης της διακύμανσης του Friedman. 43

57 r_stoch 0,10 0,08 0,06 0,04 0,02 0,00-0,02-0,04-0,06-0,08 Βασικό σενάριο Θνησ. νεαρών (Β+5) Θνησ. νεαρών (Β+10) Θνησ. νεαρών (Β+15) Θνησ. ανώριμων (Β+5) Θνησ. ανώριμων (Β+10) Θνησ. ανώρ ιμων (Β+15) Θνησ. ενήλ. (Β+5) Θνησ. ενήλ. (Β+10) Θνη σ. ενήλ. (Β+15) % θηλ. που αναπαρ. (Β-5) % θηλ. που αναπαρ. (Β-10) % θηλ. που αναπαρ. (Β-15) Δηλητηρίαση μικρή Δηλητηρίαση μέτρια Δηλητηρί αση υψηλή Μείωση τροφοδοσίας μι κρή Μείωση τρ οφοδ οσίας μέτρια Μείωση τροφοδοσίας μεγάλη Όχληση μέτρα Όχληση υψηλή Σχήμα 9. Πολλαπλό θηκόγραμμα της διάμεσης τιμής του στοχαστικού ρυθμού αύξησης του πληθυσμού (r stoch ) του Όρνιου (Gyps fulvus) στην Κρήτη με διάφορα σενάρια βιωσιμότητας. Η κατώτερη και ανώτερη τιμή του ορθογωνίου πλαισίου εκφράζουν το 25% και 75% του ενδοτεταρτημοριακού εύρους αντίστοιχα και η κάθετη γραμμή το 95% διάστημα εμπιστοσύνης της διάμεσης τιμής Ελάχιστο βιώσιμο μέγεθος του πληθυσμού του Όρνιου Το ελάχιστο βιώσιμο μέγεθος του πληθυσμού του Όρνιου στην Κρήτη εκτιμήθηκε σε 40 άτομα, τα οποία διασφαλίζουν 99% πιθανότητα επιβίωσης του είδους για τα επόμενα 100 χρόνια (Παράρτημα XVII). 44

58 5. ΣΥΖΗΤΗΣΗ-ΣΥΜΠΕΡΑΣΜΑΤΑ 5.1 Βιωσιμότητα των πληθυσμών και ο παράγοντας της θνησιμότητας Η ανάλυση βιωσιμότητας πληθυσμού (PVA) αποτελεί χρήσιμο εργαλείο για τη βιολογία της διατήρησης και τη διαχείριση των απειλούμενων και κινδυνευόντων ειδών, με μεγάλη εφαρμογή τις τελευταίες δεκαετίες (Keedwell 2004). Στην παρούσα έρευνα πραγματοποιήθηκε ανάλυση βιωσιμότητας των πληθυσμών του Μαυρόγυπα και του Όρνιου βάσει παραμέτρων της φυσικής ιστορίας των δύο ειδών. Το βασικό σενάριο ήταν το πιο ρεαλιστικό και χρησιμοποιήθηκε για τον έλεγχο της βιωσιμότητας των πληθυσμών τους. Το σενάριο αυτό κατέδειξε ότι η τάση των πληθυσμών του Μαυρόγυπα στο ΕΠ Δ-Λ-Σ και του Όρνιου στην Κρήτη, αρχικά ήταν αυξητική και στη συνέχεια σταθεροποιήθηκε στο επίπεδο της ζωοχωρητικότητας. Το αποτέλεσμα αυτό προέκυψε από τη χρήση δεδομένων που συλλέχθηκαν από μακροχρόνια προγράμματα παρακολούθησης. Η θνησιμότητα ανά κλάση ηλικίας, ήταν η μοναδική παράμετρος που απουσίαζε και ήταν προαπαιτούμενη για τη δημιουργία των μοντέλων προσομοίωσης. Για τον έμμεσο υπολογισμό της θνησιμότητας χρησιμοποιήθηκε ο μέγιστος αριθμός ατόμων του Μαυρόγυπα που παρατηρήθηκε ανά έτος στην περιοχή της τεχνητής θέσης απόθεσης συμπληρωματικής τροφής. Παρόλα αυτά, κάποια άτομα μπορεί να απουσίαζαν κατά τη διάρκεια των καταμετρήσεων οπότε είναι πιθανόν να εμπεριέχονται μικρά σφάλματα κατά τον υπολογισμό της. Ο υπολογισμός της θνησιμότητας μέσω της συλλογής νεκρών ατόμων από την ύπαιθρο ίσως να αποτελούσε μια καλύτερη προσέγγιση. Με τον τρόπο αυτό η θνησιμότητα πιθανόν να υποεκτιμείται, αφού δεν διασφαλίζεται ότι όλα τα νεκρά άτομα θα εντοπιστούν λόγω των μεγάλων εκτάσεων που καλύπτει το είδος. 5.2 Οφέλη της ενισχυτικής τροφοδοσίας Ο πληθυσμός των αρπακτικών περιορίζεται από δύο παράγοντες, τη διαθέσιμη τροφή και το διαθέσιμο αριθμό κατάλληλων θέσεων για φωλεοποίηση (Newton 1979). Οι διαθέσιμες θέσεις φωλεοποίησης, δεν αποτελούν περιοριστικό παράγοντα για την αύξηση του πληθυσμού του Μαυρόγυπα στο ΕΠ Δ-Λ-Σ (Poirazidis et al. 2004), αλλά ούτε και του πληθυσμού του Όρνιου στην Κρήτη, λαμβάνοντας υπόψη ότι στο νησί αυτό συγκρατείται το 70-80% του Ελληνικού πληθυσμού (Xirouchakis & Mylonas 45

59 2005). Συνεπώς, όπως φαίνεται από τα αποτελέσματα της παρούσας έρευνας η διαθέσιμη τροφή αποτελεί σημαντικό παράγοντα για τη διασφάλιση των πληθυσμών των ειδών αυτών. Σύμφωνα με το σενάριο μη δημιουργίας της τεχνητής απόθεσης συμπληρωματικής τροφής στο ΕΠ Δ-Λ-Σ το έτος 1987, ο πληθυσμός του Μαυρόγυπα θα απαντούσε σε χαμηλά πληθυσμιακά επίπεδα με πτωτική τάση, ενώ θα παρουσίαζε αυξημένη πιθανότητα εξαφάνισης που έφθανε στο 70%. Η ενισχυτική τροφοδοσία αυξάνει τη φυσική διαθεσιμότητα της τροφής (Oro et al. 2008) και είναι μια προσπάθεια για την προστασία και διατήρηση των γυπών, έτσι ώστε να αποτραπεί η περεταίρω μείωση τους (Terrasse 1985, Mundy et al. 1992, Moreno-Opo et al. 2015). Η παροχή συμπληρωματικής τροφής βοήθησε τον πληθυσμό του Μαυρόγυπα να αυξηθεί ενώ παράλληλα περιόρισε σημαντικά την πιθανότητα εξαφάνισης λόγω της αύξησης της παραγωγικότητας και της μείωση της θνησιμότητας (Vlachos et al. 1999). Μετακινήσεις κυρίως των ενήλικων ατόμων Μαυρόγυπα στην ευρύτερη περιοχή για εξεύρεση τροφής έχουν παρατηρηθεί ακόμη και κατά τη διάρκεια της αναπαραγωγικής περιόδου (Vasilakis et al. 2008). Η δημιουργία δικτύου τεχνητών θέσεων απόθεσης συμπληρωματικής τροφής θα έχει ως πιθανό αποτέλεσμα την ευκολότερη γεωγραφική εξάπλωση (Donazar et al. 2009a) και συγκράτηση του Μαυρόγυπα στην ευρύτερη περιοχή. Η ζωοχωρητικότητα θα αυξηθεί ως επακόλουθο της αύξησης της ενισχυτικής τροφοδοσίας. Σταδιακά αναμένεται το είδος να εγκατασταθεί σε παρακείμενες περιοχές με τις νέες θέσεις παροχής τροφής και αυτό είναι εφικτό διότι στην περιοχή υπάρχει πλεόνασμα κατάλληλων θέσεων φωλεοποίησης (Poirazidis et al. 2004). Λαμβάνοντας υπόψη την αυξητική τάση του πληθυσμού (βασικό σενάριο), το μέγεθός του αναμένεται να αυξηθεί ακόμα περισσότερο και έτσι να αποφευχθούν οποιεσδήποτε δυσμενείς επιδράσεις στοχαστικών γεγονότων. 5.3 Ανάλυση ευαισθησίας Πρωταρχικός στόχος της ανάλυσης ευαισθησίας είναι να υποδείξει ποιοι παράγοντες έχουν την μεγαλύτερη επίδραση στη βιωσιμότητα του πληθυσμού (Cross & Beissinger 2001, Miller & Lacy 2005). Η μείωση της τροφοδοσίας αποτελεί τον σημαντικότερο παράγοντα για τη βιωσιμότητα του πληθυσμού του Μαυρόγυπα στο ΕΠ Δ-Λ-Σ και του Όρνιου στην Κρήτη, και εκφράζεται μέσω της συνδυασμένης 46

60 δράσης της μείωσης της παραγωγικότητας και της αύξησης της θνησιμότητας. Οι δύο αυτοί παράμετροι σε συνδυασμό έχουν τη μεγαλύτερη επίδραση στα εξερχόμενα αποτελέσματα των μοντέλων προσομοίωσης. Ωστόσο, τα αποτελέσματα αυτά είναι ενδεικτικά και παρουσιάζουν μια εικόνα των επιπτώσεων της σταδιακής παύσης της ενισχυτικής τροφοδοσίας. Από τις δύο αυτές παράμετροι φαίνεται ότι σημαντικότερη είναι η θνησιμότητα, ενώ η παραγωγικότητα επηρεάζει σε πολύ μικρότερο βαθμό τη βιωσιμότητα των πληθυσμών των δύο ειδών γυπών. Παρόμοια αποτελέσματα βρέθηκαν από τους Ripolles & Lopez (2011) για τη βιωσιμότητα των πληθυσμών του Όρνιου και του Ασπροπάρη στην Ισπανία. Η παρούσα έρευνα έδειξε ότι η θνησιμότητα κυρίως των ενήλικων ατόμων είχε το μεγαλύτερο αντίκτυπο στη βιωσιμότητα του πληθυσμού των γυπών. Αυτό παρατηρήθηκε και σε άλλα είδη αρπακτικών, όπως στο Σπιζαετό στην Ισπανία (Real & Manosa 1997, Carrete et al. 2002). Αυτό πιθανόν να οφείλεται στο γεγονός ότι οι γύπες είναι είδη που ακολουθούν την Κ-στρατηγική αύξησης, καθώς έχουν μεγάλη διάρκεια ζωής, η αναπαραγωγική ωρίμανση επέρχεται μετά από αρκετά χρόνια και παράγουν μικρό αριθμό απογόνων (Μπακαλούδης & Βλάχος 2009). Σε φυσικούς πληθυσμούς η ύπαρξη καταστροφικών γεγονότων μπορεί να επηρεάσει τα αποτελέσματα της ανάλυσης βιωσιμότητας πληθυσμού (Mangel & Tier 1994). Τα δύο σενάρια που συμπεριλάμβαναν καταστροφικά γεγονότα οδήγησαν σε χαμηλότερες τιμές στοχαστικών ρυθμών αύξησης. Επιπλέον στο σενάριο της χρήσης δηλητηριασμένων δολωμάτων αυξήθηκε η πιθανότητα εξαφάνισης των πληθυσμών και των δύο μελετώμενων ειδών. Αυτό ήταν αναμενόμενο, αφού οι δυσμενείς επιπτώσεις της χρήσης δηλητηριασμένων δολωμάτων στους πληθυσμούς των αρπακτικών πτηνών και κυρίως των πτωματοφάγων ειδών, είναι γνωστή εδώ και αρκετά χρόνια (Slotta-Bachmayr et al. 2004). Ο πληθυσμός του Μαυρόγυπα υπό συνθήκες εμφάνισης καταστροφικών γεγονότων, παρουσίασε αρκετά μεγαλύτερη πιθανότητα εξαφάνισης συγκριτικά με τον πληθυσμό του Όρνιου στην Κρήτη. Αυτό πιθανό να οφείλεται στο γεγονός ότι ο Μαυρόγυπας απαντάται σε χαμηλότερα πληθυσμιακά επίπεδα και συνεπώς δεν μπορεί να ανακάμψει σε ακραία φαινόμενα περιβαλλοντικής μεταβλητότητας. Παρόλο που τα καταστροφικά γεγονότα επηρεάζουν όλα τα μέλη του πληθυσμού ανεξάρτητα του μεγέθους του, ο πληθυσμός του Όρνιου ίσως είναι αρκετά μεγάλος και έτσι να αποτρέπει δυσμενείς επιδράσεις, λόγω των στοχαστικών αυτών πηγών (Drake et al. 2006). 47

61 Πρωταρχικός στόχος των διαχειριστικών μέτρων θα πρέπει να είναι ο περιορισμός της χρήσης δηλητηριασμένων δολωμάτων. Αυτά επηρεάζουν την θνησιμότητα ολόκληρου του πληθυσμού και κυρίως των ενήλικων ατόμων (Skartsi et al. 2008). Άλλοι παράγοντες θνησιμότητας όπως για παράδειγμα οι προσκρούσεις με τα περιστρεφόμενα πτερύγια των ανεμογεννητριών, επηρεάζουν την θνησιμότητα κυρίως των νεαρών και άπειρων ατόμων (delucas et al. 2012) και πρέπει να χρήζουν μικρότερης προσοχής. Αυτό όμως δεν σημαίνει ότι η θνησιμότητα από προσκρούσεις μπορεί να θεωρηθεί αμελητέα, αφού πρόσφατες έρευνες έδειξαν ότι η επιπλέον θνησιμότητα που οφείλεται σε αυτές έχει σημαντικές επιδράσεις στη βιωσιμότητα των πληθυσμών ειδών με μεγάλη διάρκεια ζωής και χαμηλούς ρυθμούς αναπαραγωγής (Carrete et al. 2009). 5.4 Ελάχιστο βιώσιμο μέγεθος και ευνοϊκές τιμές αναφοράς Το ελάχιστο βιώσιμο μέγεθος αποτελεί κατάλληλο μέτρο για τον έλεγχο της βιωσιμότητας των πληθυσμών που έχουν μειωθεί από αιτιατά ή και καταστροφικά γεγονότα και συνεχίζουν να ταλαντώνονται λόγω στοχαστικών γεγονότων (Trail et al. 2007). Το ελάχιστο βιώσιμο μέγεθος δεν είναι σταθερό και μπορεί να ποικίλει όχι μόνο μεταξύ των ειδών (Brook et al. 2006), αλλά και μεταξύ υποπληθυσμών του ίδιου είδους, χωρίς ωστόσο να υπάρχει κάποιο ξεκάθαρο και ολοφάνερο κατώτερο όριο (Trail et al. 2007). Για το λόγο αυτό θα πρέπει να υπολογίζεται λαμβάνοντας υπόψη τόσο τις αιτιατές και στοχαστικές απειλές που αντιμετωπίζει ο κάθε υποπληθυσμός όσο και να αναλύονται αξιόπιστα δεδομένα της φυσικής του ιστορίας. Το ελάχιστο βιώσιμο μέγεθος υπολογίστηκε για το Μαυρόγυπα σε 45 άτομα στο ΕΠ Δ-Λ-Σ και για το Όρνιο σε 40 άτομα στην Κρήτη. Τα μεγέθη αυτά προέκυψαν από σενάριο που προστέθηκε θνησιμότητα, λόγω χρήσης δηλητηριασμένων δολωμάτων, για να διασφαλίζεται η επιβίωση των δύο μελετώμενων ειδών. Το ελάχιστο βιώσιμο μέγεθος του πληθυσμού του Μαυρόγυπα στο ΕΠ Δ-Λ-Σ εκτιμήθηκε ελαφρώς μεγαλύτερο από αυτό του πληθυσμού του Όρνιου στην Κρήτη. Η μικρή διαφορά στα δυο μεγέθη, πιθανόν να οφείλεται στις διαφορετικές τιμές του στοχαστικού ρυθμού αύξησης. Ένας πληθυσμός με μεγάλο ρυθμό αύξησης μπορεί να επιβιώνει διαχρονικά ακόμη κι όταν είναι ολιγομελής, ενώ αντίθετα ένας πληθυσμός με μεγάλο μέγεθος μπορεί να εξαφανιστεί όταν ο ρυθμός αύξησης είναι μικρός ή αρνητικός (Reed et al. 2003). 48

62 Η εγκαθίδρυση μακροπρόθεσμων στόχων διατήρησης των ειδών μπορεί να επιτευχθεί με τον καθορισμό μιας συγκεκριμένης τιμής του μεγέθους του πληθυσμού. Αυτή η τιμή αναφέρεται ως ευνοϊκή τιμή αναφοράς (FRV, Favorable Reference Values) για το κάθε είδος. Σύμφωνα με το άρθρο 17 της Ευρωπαϊκής Οδηγίας για τους Οικοτόπους (92/43/ΕΚ), τα κράτη μέλη της Ευρωπαϊκής Ένωσης υποχρεούνται να αναφέρουν το καθεστώς διατήρησης, να αξιολογήσουν τις πληθυσμιακές τάσεις και να καθορίσουν τις ευνοϊκές τιμές αναφοράς για τα είδη και τους οικοτόπους ενδιαφέροντος της ΕΕ (European Commission 2005). Σύμφωνα με τους Brambilla et al. (2011) ως ευνοϊκή τιμή αναφοράς μπορεί να θεωρηθεί η μέγιστη τιμή από μια σειρά παρατηρήσεων εφόσον ο πληθυσμός ακολουθεί αυξητική τάση τα τελευταία χρόνια και ταυτόχρονα η μέγιστη τιμή να έχει μικρότερη από 1% πιθανότητα εξαφάνισης. Ο πληθυσμός του Μαυρόγυπα στο ΕΠ Δ-Λ-Σ έχει αυξητική τάση (Σχήμα 1) και η πιθανότητα εξαφάνισης που εκτιμήθηκε για πληθυσμό 75 ατόμων (βασικό σενάριο) ήταν μηδενική (Παράρτημα V-1). Συνεπώς, ο αριθμός των 120 ατόμων που παρατηρήθηκαν το 2014 στην περιοχή, μπορεί να θεωρηθεί ως η ευνοϊκή τιμή αναφοράς του είδους στο ΕΠ Δ-Λ-Σ, καθώς αυτός ο αριθμός έχει τις ίδιες πιθανότητες εξαφάνισης. Ο πληθυσμός του Όρνιου στην Κρήτη δεν παρουσίασε πιθανότητα εξαφάνισης (βασικό σενάριο). Παρόλα αυτά δεν είναι δυνατός ο καθορισμός των ευνοϊκών τιμών αναφοράς λόγω της απουσίας διαθέσιμων πληθυσμιακών δεδομένων την τελευταία δεκαετία. 5.5 Επανεισαγωγή του Μαυρόγυπα σε κατάλληλο ενδιαίτημα Η μετατόπιση και επανεισαγωγή ειδών σε περιοχές όπου προϋπήρχαν και για διάφορες αιτίες εξαφανιστήκαν, αποτελεί χρήσιμο διαχειριστικό μέτρο και χρησιμοποιήθηκε εκτενώς στην βιολογία διατήρησης των ειδών κυρίως κατά την διάρκεια του 21 ου αιώνα (Sarrazin & Barbault 1996). Ο καθορισμός τόσο του αριθμού όσο και της ηλικίας των ατόμων που πρόκειται να απελευθερωθούν, αποτελεί σημαντικό πρώτο βήμα στην επιτυχία των προγραμμάτων επανεισαγωγής. Επιπλέον, για την επιτυχία αυτών των προγραμμάτων θα πρέπει να έχουν αρθεί όλοι οι περιοριστικοί παράγοντες (δηλητηριασμένα δολώματα, τροφή κλπ) στην περιοχή επανεισαγωγής (Griffith et al. 1989, Hirzel et al. 2004) καθώς και να παρακολουθούνται συστηματικά όλα τα άτομα που έχουν απελευθερωθεί (Sutherland et al. 2010). 49

63 Σύμφωνα με το σενάριο επανεισαγωγής Μαυρόγυπα σε νέα περιοχή, συνολικά 48 νεαρά άτομα δημιούργησαν το νέο υποπληθυσμό. Η προσθήκη αφορά 8 νεαρά άτομα ίσης αναλογίας φύλων για 6 διαδοχικά έτη, από το 2015 έως το Η επιλογή των νεαρών ατόμων για τη δημιουργία του νέου υποπληθυσμού έχει αποδειχθεί ως μια καλή πρακτική επανεισαγωγής γυπών, όπως για παράδειγμα στο Γυπαετό στις Άλπεις (Schaub et al. 2009). Αντίθετα, σε άλλες περιπτώσεις προτείνεται η επιλογή ενήλικων ατόμων για την ίδρυση νέων υποπληθυσμών (Sarrazin & Legendre 2000). Η επιλογή των νεαρών ατόμων στο σενάριο επανεισαγωγής έγινε επειδή ο στοχαστικός ρυθμός αύξησης του εναπομείναντος πληθυσμού δεν διαφέρει μετά από την απομάκρυνση των νεαρών. Επίσης, από την ανάλυση ευαισθησίας βρέθηκε ότι η θνησιμότητα των νεαρών ατόμων επηρεάζει σε μικρότερο βαθμό τη βιωσιμότητα του πληθυσμού του Μαυρόγυπα στο ΕΠ Δ-Λ-Σ απ ότι η θνησιμότητα των ενήλικων ατόμων (Σχήμα 7). Ο καθορισμός του αριθμού των ατόμων που πρόκειται να μεταφερθούν στη νέα περιοχή, προέκυψε μέσω του ελάχιστου βιώσιμου μεγέθους που υπολογίστηκε για τον αρχικό πληθυσμό. Παρόλο που αυτό το ελάχιστο βιώσιμο μέγεθος αφορούσε τον πληθυσμό του Μαυρόγυπα στο ΕΠ Δ-Λ-Σ, θα μπορούσε να θεωρηθεί παρόμοιο και για το νέο υποπληθυσμό, με την προϋπόθεση ότι οι δύο περιοχές παρουσιάζουν όμοιες συνθήκες. Αυτό μπορεί να επιτευχθεί μέσω λήψης κατάλληλων διαχειριστικών μέτρων και κυρίως με τη δημιουργία τεχνητής θέσης απόθεσης συμπληρωματικής τροφής. Όπως φαίνεται και από τα αποτελέσματα της παρούσας έρευνας, η ενισχυτική τροφοδοσία αποτελεί τον κυριότερο παράγοντα της βιωσιμότητας του πληθυσμού του είδους (Σχήμα 7). Επίσης, η παροχή τροφής θα μπορούσε να βοηθήσει στη συγκράτηση των νεοεισαχθέντων ατόμων (Hirzel et al. 2004) και να διευκολύνει την παρακολούθηση τους. Η παρακολούθηση των ατόμων είναι αναγκαία για τον έλεγχο της επιτυχής εγκατάστασης τους, καθώς το στάδιο της απελευθέρωσης χαρακτηρίζεται από υψηλά ποσοστά θνησιμότητας (Kleiman 1989). 50

64 6. ΠΡΟΤΑΣΕΙΣ Από την παρούσα έρευνα και με στόχο τη διατήρηση ή/και περαιτέρω βελτίωση του πληθυσμού των δύο ειδών γυπών στη χώρα μας, απορρέουν οι παρακάτω προτάσεις: 1) Λειτουργία όλων των θέσεων απόθεσης συμπληρωματικής τροφής στο ΕΠ Δ- Λ-Σ. 2) Συνεχή ευαισθητοποίηση του κοινού των περιοχών που υποστηρίζουν πτωματοφάγα είδη, για το ρόλο των αγροχημικών τοξικών και την αποτροπή της χρήσης δηλητηριασμένων δολωμάτων. 3) Περαιτέρω έρευνα και αξιολόγηση της επανεισαγωγής του Μαυρόγυπα σε περιοχές που προϋπήρχε το είδος στην ηπειρωτική Ελλάδα. 4) Συνεχής παρακολούθηση των πληθυσμών και έγκαιρη παρέμβαση σε περιπτώσεις μείωσής τους, λαμβάνοντας υπόψη το ελάχιστο βιώσιμο μέγεθός τους. 51

65 7. ΒΙΒΛΙΟΓΡΑΦΙΑ Azmanis, P., R. Tsiakiris & H. Alivizatos (2009) Supplementary feeding for vultures in Greece, Cyprus and Balkan Peninsula. Munibe, (Supl.) 29: Akçakaya, H. R., M.A. Burgman & L.R.Ginzburg (1999) Applied Population Ecology: principles and computer exercises using RAMAS EcoLab 2.0. Second edition, Sinauer, Sunderland, Massachusetts. Bakaloudis, D.E. (2000) The ecology of Short-toed Eagle (Circaetus gallicus) in Dadia-Lefkimi-Soufli Forest complex, Thrace, Greece. Ph.D. Thesis, Reading University, UK, 162 pp. Becker, N., Y. Choresh, O. Bahat, M. Inbar (2009) Economic analysis of feeding stations as a means to preserve an endangered species: The case of Griffon Vulture (Gyps fulvus) in Israel. Journal for Nature Conservation, 17: Beissinger, S.R. (1995) Modeling extinction in periodic environments: Everglades water levels and Snail Kite population viability. Ecological Applications, 5: Biek, R., W.C. Funk, B.A. Maxell, & L.S. Mills (2002) What is missing in amphibian decline research: insights from ecological sensitivity analysis. Conservation Biology, 16: BirdLife International/European Bird Census Council (2000) European bird populations: estimates and trends. Cambridge, UK: BirdLife International (BirdLife Conservation Series No. 10). BirdLife International (2004) Birds in Europe: Population Estimates, Trends and Conservation Status. Bird Life International, Cambridge, U.K. Bird Life International (2013) Aegypius monachus. The IUCN Red List of Threatened Species. Version < Downloaded on 02 November Bose, M., P. Le Gouar, C. Arthur, J. Lambourdiere, J.P. Choisy, S. Henriquet, P. Lecuyer, M. Richard, C. Tessier & F. Sarrazin (2007) Does sex matter in reintroduction of griffon vultures Gyps fulvus? Oryx, 41(4): Boyce, M.S. (1992) Population viability analysis. Annual Review of Ecology & Systematics, 23: Brambilla M., M. Gustin & C. Celada (2011) Defining favourable reference values for bird populations in Italy: setting long-term conservation targets for priority species. Bird Conservation International, 21: Brito, D. & G.A.B. da Fonseca (2006) Evaluation of minimum viable population size and conservation status of the long-furred woolly mouse opossum Micoureus paraguayanus: an endemic marsupial of the Atlantic Forest. Biodiversity and Conservation, 15: Brito, D. & M. de Souza L. Figueiredo (2003) Minimum viable population and conservation status of the Atlantic Forest spiny rat Trinomys eliasi. Biological Conservation 112: Brook, B.W., L. Lim, R. Harden & R. Frankham (1997) Does population viability software predict the behavior of real populations? A retrospective analysis of the Lord Howe Island Woodhen Tricholimnas sylvestris. Biological Conservation, 82: Brook, B. W., W.T. Lochran & C. J. A. Bradshaw (2006) Minimum viable population sizes and global extinction risk are unrelated. Ecology Letters, 9: Bustamante, J. (1998) Use of simulation models to plan species reintroductions: the case of the bearded vulture in southern Spain. Animal Conservation 1:

66 Carrete, M., J.A. Donázar (2005) Application of central-place foraging theory shows the importance of Mediterranean dehesas for the conservation of the cinereous vulture, Aegypius monachus. Biological Conservation 126: Carrete, M., J.A. Donázar & A.Margalida (2006) Density-dependent productivity depression in Pyrenean bearded vultures: implications for conservation. Ecological Applications, 16: Carrete, M., J.A. Sαnchez-Zapata, J.R. Benνtez, M. Lobon & J.A. Donázar (2009) Large scale risk-assessment of wind-farms on population viability of a globally endangered long-lived raptor. Biological Conservation, 142: Carrete, M., J.A. Sanchez-Zapata, J.E. Martinez & J.F. Calvo (2002) Predicting the implications of conservation management: a 490 territorial occupancy model of Bonelli s eagle in Murcia, Spain. Oryx, 36: Cramp, S. & K.E.L. Simons (1980) Handbook of the Bird of Europe, the Middle East and North Africa, vol. 2. Oxford University Press, Oxford, United Kingdom. Cross, P.C. & Beissinger (2001) Using logistic regression to analyze the sensitivity of PVA models: a comparison of methods based on African wild dog model. Conservation Biology, 15: Demerdzhiev, D., H. Hristov, D. Dobrev, I. Angelov & M. Kurtev (2014) Long-term population status, breeding parameters and limiting factors of the Griffon Vulture (Gyps fulvus Hablizl, 1783) Population in the Eastern Rhodopes, Bulgaria. Acta Zoologica Bulgarica, 66(3): de Lucas, Μ., M. Ferrer, M.J. Bechard & A.R. Munoz (2012) Griffon vulture mortality at wind farms in southern Spain: Distribution of fatalities and active mitigation measures. Biological Conservation, 147: de Lucas, M., G.F.E. Janss, D.P. Whitfield & M. Ferrer (2008) Collision fatality of raptors in wind farms does not depend on raptor abundance. Journal of Applied Ecology, 45: Dickinson, E. (ed) (2003) The Howard and Moore Complete Checklist of the Birds of the World. London, Christopher Helm. Donázar, J.A., A. Margalida., M. Carrete & S.J.A. Zapata (2009b) Too sanitary for vultures. Science, 326: 664. Donázar, J.A., A. Margalida & D. Campion (2009a) Vultures, feeding stations and sanitary legislation: a conflict and its consequences from the perspective of conservation biology. Munibe, (Supl.) 29: 551 pp. Drake, J.M, K.L.S. Drury, D.M. Lodge, A. Blukacz, N.D. Yan & G. Dwyer (2006) Demographic stochasticity, environmental variability, and windows of invasion risk for Bythotrephes longimanus in North America. Biological Invasions, 8: Ellstrand, N.C. & D.R. Elam (1993) Population genetic consequences of small population size: implications for plant conservation. Annual Review of Ecology & Systematics, 24: European Commission (2005) Assessment, monitoring and reporting of conservation status Preparing the report under Article 17 of the Habitats Directive. Note to the Habitats Committee, 15 March Brussels: European Commission, Directorate-General Environment. Fernandez, C., P. Azkona, J.A. Donazar (1998) Density dependent effects on productivity in the griffon vulture Gyps fulvus: the role of interference and habitat heterogeneity. Ibis, 140:

67 Ferrer, M. & J.A Donázar. (1996) Density-dependent fecundity by habitat heterogeneity in an increasing population of Spanish imperial eagles. Ecology, 77: Ferrer, M., I. Newton & E. Casado (2006) How to test different density-dependent fecundity hypotheses in an increasing or stable population. Journal of Animal Ecology, 75: Flather, C.H., G.D. Hayward, S.R. Beissinger & P.A. Stephens (2011) Minimum viable populations: is there a magic number for conservation practitioners? Trends in Ecology and Evolution, 26(6): Frankham, R., J.D. Ballou & D.A. Briscoe (2002) Introduction to Conservation Genetics. Cambridge University Press, Cambridge, United Kingdom. Franklin, I.R. (1980) Evolutionary change in small populations. In Soule M.E. & Wilcox B.A. (eds) Conservation Biology. An Evolutionary-Ecological Perspective Sinauer Associates, Sunderland, pp Garcia-Ripolles, C. & P. Lopez-Lopez (2011) Integrating effects of supplementary feeding, poisoning, pollutant ingestion and wind farm of two vulture species in Spain using a population viability analysis. Journal Ornithology, 152: Génsbøl, B (2008) Birds of Prey. Harper Collins publishers, London, 414 pp. Griffith, B., J.M. Scott, J.W. Carpenter & C. Reed (1989) Translocation as a species conservation tool: status and strategy. Science, 245: Grimm, V. & Storch, I. (2000) Minimum viable population size of capercaillie Tetrao urogallus: results from a stochastic model. Wildlife Biology, Handrinos, G The status of vultures in Greece. ICBP Technical Publication No.5. Handrinos, G. & T. Akriotis, The Birds of Greece. Croom-Helm, London, UK. Harris R.B., L.A. Maguire, M.L. Shaffer (1987) Sample sizes for minimum viable population estimation. Conservation Biology, 1: Harper, E.B., J.C. Stella & A.K. Fremier (2011) Global sensitivity analysis for complex ecological models: a case study of riparian cottonwood population dynamics. Ecological Applications, 21(4): Hirzel, A.H., B. Posse, P.A. Oggier, Y. Crettenand, C. Glenz & R. R. Arlettaz (2004) Ecological requirements of reintroduced species and the implications for release policy: the case of the bearded vulture. Journal of Applied Ecology, 41: IUCN (2015) Why is biodiversity in crisis? downloaded 29January Kleiman, D. G Reintroduction of captive mammals for conservation: guidelines for reintroducing endangered species into the wild. BioScience39: Lacy, R.C. (1993) Vortex: a computer simulation model for population viability analysis. Wildlife Research, 20: Lacy, R.C., P.S. Miller, & K. Traylor-Holzer (2014) Vortex 10 User s Manual. IUCN SSC Conservation Breeding Specialist Group, and Chicago Zoological Society, Apple Valley, Minnesota, USA. Lacy, R.C., M. Borbat & J.P. Pollak (2005) Vortex: A Stochastic Simulation Of the Extinction Process. Version Brookfield, IL: Chicago Zoological Society. Legendre, S. (2004) Age structure, mating system and population viability. In: Ferriere R., U. Dieckmann & D. Couvet (eds) Evolutionary Conservation Biology, Cambridge University Press, Cambridge, UK,41-58 pp. 54

68 Lande, R. (1988) Genetics and demography in biological conservation. Science, 241: Lindenmayer, D.B., T. Clark, R.C. Lacy & V.C. Thomas (1993) Population viability analysis as a tool in wildlife conservation policy: with reference to Australia. Environmental Management, 17(6): Lindenmayer, D.B., M.A. Burgman, H.R. AkcΈakaya, R.C. Lacy & H.P. Possingham (1995) A review of the generic computer programs ALEX, RAMAS/space and VORTEX for modelling the viability of wildlife metapopulations. Ecological Modeling 82: Ludwing, D. (1996) The distribution of population survival times. American Naturalist, 147(4): Mangel, M. & C. Tier (1994) Four facts every population biologist should know about persistence. Ecology, 75: Margalida, A., J.A. Donazar, M. Carrete & J.A.S. Zapata (2010) Sanitary versus environmental policies: fitting together two pieces of the puzzle of European vulture conservation. Journal of Applied Ecology, 47: Marshall, K. & G. Edwards-Jones (1998) Reintroducing capercaillie (Tetrao urogallus) into southern Scotland: identification of minimum viable populations at potential release sites. Biodiversity and Conservation, 7: McCarthy, M.A., M.A. Burgman & S. Ferson (1995) Sensitivity analysis for models of population viability. Biological Conservation, 73: Melbourne, B.A. & A. Hastings (2008) Extinction risk depends strongly on factors contributing to stochasticity. Nature, 454: Moreno-Opo, R., A. Trujillano, A. Arredondo, L.M. Gonzalez & A. Margalida (2015) Manipulating size, amount and appearance of food inputs to optimize supplementary feeding programs for European vultures. Biological Conservation, 181: Miller P.S., R.C. Lacy (2005) VORTEX: a stochastic simulation of the extinction process. Version 9.50 user s manual. Apple Valley, MN: Conservation Breeding Specialist Group (SSC/IUCN). Mundy, P., D. Butchart, J. Ledger & S. Piper (1992) The Vultures of Africa. Accorn books and Russel Friedman books. Randburg, South Africa: Accorn Books and Russel Friedman Books. Newton, I. (1979) Population Ecology of Raptors. T & AD Poyser, London. Newton, I. (1991) Habitat variation and population regulation in Sparrowhawks. Ibis, 133: Oaks, J.L., M. Gilbert, M.Z. Virani, R.T. Watson, C.U. Meteyer, B.A. Rideout, H.L. Shivaprasad, S. Ahmed, M.J.I. Chaudhry, M. Arshad, S. Mahmood, A. Ali & A.A. Khan (2004) Diclofenac residues as the cause of vulture population decline in Pakistan. Nature, 427: Oro, D., A. Margalidaz, M. Carrete, R. Heredia & J.A Donazar (2008) Testing the goodness of supplementary feeding to enhance population viability in an endangered vulture. PLoS ONE, 3(12): e4084. doi: /journal.pone Patton, D.R. (1982) Wildlife habitat in land management planning: some ideas and principles. In: Proc. of the workshop: The effects of land management practices on fish and wildlife in southwestern conifer forests. Tucson, AZ, Feb , School of Renewable Natural Resources, University of Arizona, Tucson, AZ. 55

69 Pavokovic, G. & G. Susic (2006) Population viability analysis of (Eurasian) griffon vulture Gyps fulvus in Croatia. In: Houston, D.C. & S.E. Piper (eds) Proceeding of the international conference on conservation and management of vultures populations November 2005, Thessaloniki, Greece. Poirazidis, K., V. Goutner, T. Skartsi & G. Stamou (2004) Modelling nesting habitat as a conservation tool for the Eurasian black vulture (Aegypius monachus) in Dadia Nature Reserve, northeastern Greece. Biological Conservation, 118: Poulakakis, N., A. Antoniou, G. Mantziou, A. Parmakelis, T. Skartsi, D. Vasilakis, J. Elorriaga, J.D.L. Puente, A. Gavashelishvili, N. Batbayar, M. Fuller & T. Natsagdorg (2008) Population structure, diversity, and phylogeography inthe near-threatened Eurasian black vultures Aegypius monachus (Falconiformes; Accipitridae) in Europe: insights from microsatellite and mitochondrial DNA variation. Biological Journal of the Linnean Society, 95: Prakash, V., Pain, D.J., Cunningham, A.A., Donald, P.F., Prakash, N., Verma, A., Gargi, R., Sivakumar, S. & Rahmani, A.R. (2003) Catastrophic collapse of Indian white-backed Gyps bengalensisand long-billed Gyps indicus vulture populations. Biological Conservation, 109: Pruett-Jones, S., J.R. Newman, C.M. Newman, M.L. Avery & J.R. Lindsay (2007) Population viability analysis of monk parakeets in the United States and examination of alternative management strategies. Human Wildlife Conflicts 1(1): Real, J. & S. Manosa (1997) Demography and conservation of western European Bonelli s Eagle (Hieraaetus fasciatus) populations. Biological Conservation, 79: Reed, D.H., J.J. O Grady, B.W. Brook, J.D. Ballou & R. Frankham (2003) Estimates of minimum viable population sizes for vertebrates and factors influencing those estimates. Biological Conservation, 113: Saltelli, A. (2002) Sensitivity Analysis for Importance Assessment. Risk Analysis, 22(3): Sarrazin, F., C. Bagnolini, J. L. Pinna & E. Danchini (1996) Breeding biology during establishment of a reintroduced Griffon Vulture Gyps fulvus population. Ibis, 138: Sarrazin, F. &R. Barbault (1996) Reintroduction: challenges and lessons for basic ecology. Trends in Ecology & Evolution, 11: Sarrazin, F. & S. Legendre (2000) Demographic Approach to Releasing Adults versus Young in Reintroductions. Conservation Biology, 14: Schaub, Μ., R. Zink, H. Beissmann, F. Sarrazin & R. Arlettaz (2009) When to end releases in reintroduction programmes: demographic rates and population viability analysis of bearded vultures in the Alps. Journal of Applied Ecology, 46: Sekercioglu, C.H. (2006) Increasing awareness of avian ecological function. TREE, 21: Shaffer, M.L. (1981) Minimum population size for species conservation. BioScience, 31: Shaffer, M.L. (1990) Population viability analysis. Conservation Biology, 4(1): Skartsi, T., J. Elorriaga & D. Vasilakis (2010) Eurasian Black Vulture: the focal species of the Dadia-Lefkimi-Soufli Forest National Park. In: Catsadorakis, G. & H. Kallader (eds). The Dadia-Lefkimi-Soufli Forest National Park, Greece: 56

70 Biodiversity, Management and Conservation. WWF Greece, Athens, pp. Skartsi, T., J.N. Elorriaga, D.P. Vasilakis & K. Poirazidis (2008) Population size, breeding rates and conservation status of Eurasian black vulture in the Dadia National Park, Thrace, NE Greece. Journal of Natural History, 42: Slotta-Bachmayr, L., R. Bogel & A. Cardenal (eds.) (2004) The Eurasian Griffon Vulture (Gyps fulvus fulvus) in Europe and the Mediterranean. Status report and action plan. East European/Mediterranean Griffon Vulture Working Group, 102pp. Soule, M.E. (1987) Viable Populations for Conservation. Cambridge University Press, Cambridge. Soule, M., M. Gilpin, W. Conway & T. Foose (1986)The millennium ark: how long a voyage, how many staterooms, how many passengers? Zoo Biology, 5: StatSoft, Inc. (2011) STATISTICA (Data Analysis Software System). Version Sutherland, W.J., D. Armstrong, S.H.M. Butchart, J.M. Earnhardt, J. Ewen, J. Jamieson, C.G. Jones, R. Lee, P. Newbery, J.D. Nichols, J.A. Parker, F. Sarrazin, P.J. Seddon, N. Shah & V. Tatayah (2010) Standards for documenting and monitoring bird reintroduction projects. Conservation Letters, 3: Swan, G.E., R. Cuthbert, M. Quevedo, R.E. Green, D.J. Pain, P. Bartels, A.A. Cunningham, N. Duncan, A.A. Meharg, J.L. Oaks, J. Parry-Jones, S. Shultz, M.A. Taggart, G. Verdoorn& K. Wolter (2006) Toxicity of diclofenac to Gyps vultures. Biology Letters, 2: Terrasse, J. F. (1985) The effects of artificial feeding on Griffon, Bearded and Egyptian Vultures in the Pyrenees. Pp Ιn: Newton I.& R. D. Chancellor (eds.) Conservation studies on raptors. Norwich: Paston Press. Tewes, E. (ed.) (2002) A fact-finding mission to prepare the action plan for the recovery and conservation of vultures on the Balkan Peninsula. Report to Black Vulture Conservation Foundation, 36 pp. Thomas, C.D. (1990) What do real population dynamics tell us about minimum viable population sizes? Conservation Biology, 4(3): Todd, P.A. & E.M. Sorkin (1988) Diclofenac sodium. A reappraisal of its pharmacodynamic and pharmacokinetic properties, and therapeutic efficacy. Drugs, 35: Traill, L.W., C.J.A. Bradshaw, B.W. Brook (2007) Minimum viable population size: ameta-analysis of 30 years of published estimates. Biological Conservation,139: Tucker, V.A. (1971) Flight energetics in birds. American Zoologist, 11: Vlachos, Ch. G., D. E. Bakaloudis & G. J. Holloway (1999). Population trends of Black Vulture Aegypius monachus in Dadia Forest, north-eastern Greece following the establishment of a feeding station. Bird Conservation International, 9: Vasilakis, D.P., K.S. Poirazidis & J.N. Elorriaga (2008) Range use of a Eurasian black vulture (Aegypius monachus) population in the Dadia-Lefkimi-Soufli National Park and the adjacent areas, Thrace, NE Greece. Journal of Natural History, 42: Wilson, H.B., B.E. Kendall & H.P. Possingham (2011) Variability in population abundance and the classification of extinction risk. Conservation Biology, 25(4):

71 Xirouchakis, S.M. (2005) The diet of the Eurasian griffon (Gyps fulvus) in Crete. Journal of Raptor Research, 39(2): Xirouchakis, S. (2010) Breeding biology and reproductive performance of Griffon Vultures Gyps fulvus on the island of Crete (Greece). Bird Study, 57: Xirouchakis, S. & M. Mylonas (2005) Status and structure of the Griffon Vulture (Gyps fulvus) population in Crete. European Journal of Wildlife Research, 51(4): Xirouchakis, S. & M. Nikolakakis (2002) Conservation implications of the temporal and spatial distribution of Bearded Vulture Gypaetus barbatus in Crete. Bird Conservation International. 12: Xirouchakis S. & R. Tsiakiris (2009) Situación y tendencias poblaciones de los buitresen Grecia. Munibe, 29: Zorrilla, I., R. Martinez, M.A. Tagart & N. Richart (in press) Suspected Flunix in Poisoning of a Wild Eurasian Griffon Vulture from Spain. Consrvation Biology Λεγάκις, Α. & Π. Μαραγκού (2009) Το Κόκκινο Βιβλίο των Απειλούμενων Ζώων της Ελλάδας. Ελληνική Ζωολογική Εταιρεία, Αθήνα, 528 pp. Μπακαλούδης, Δ.Ε. (2008) Βιολογία Άγριας Πανίδας. Εκδόσεις Γιαχούδη, Θεσσαλονίκη, 413 pp. Mπακαλούδης, Δ.Ε. & Χ.Γ. Βλάχος (2009) Διαχείριση Άγριας Πανίδας: Θεωρία και Εφαρμογές. Εκδόσεις Τζιόλα, Θεσσαλονίκη, 288 pp. 58

72 Παράρτημα I Ιστορικά δεδομένα του Μαυρόγυπα (Aegypius monachus) στο ΕΠ Δ-Λ-Σ κατά τη χρονική περίοδο (από Vlachos et al. 1999, Skartsi et al. 2008). Έτη Κατειλημμένες φωλιές Αριθμός φτερωμένων νεοσσών Αριθμός ατόμων Αριθμός ζευγαριών που επώαζε Παραγωγικότητα , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , , ,44 59

73 Παράρτημα II Ιστορικά δεδομένα για το Όρνιο (Gyps fulvus) στο νησί της Κρήτης κατά τη χρονική περίοδο (από Xirouchakis & Mylonas 2005, Xirouchakis 2010). Έτος Αριθμός χωροκρατικών ζευγαριών Αριθμός αναπαραγόμενων ζευγαριών Αριθμός πτερωμένων νεοσσών Μέγιστος αριθμός ατόμων Παραγωγικότητα , , , , , , , , , ,24 60

74 Παράρτημα III Αποτελέσματα της ανάλυσης βιωσιμότητας πληθυσμού του Μαυρόγυπα (Aegypius monachus) στο ΕΠ Δ-Λ-Σ χρησιμοποιώντας το λογισμικό πρόγραμμα Vortex. Ο r stoch είναι ο στοχαστικός ρυθμός αύξησης του πληθυσμού, ο r det είναι ο αιτιατός ρυθμός αύξησης, η Π.E. είναι η πιθανότητα εξαφάνισης του πληθυσμού και η εκατοστιαία μεταβολή του r stoch υπολογίστηκε συγκριτικά με το βασικό σενάριο. Σενάρια Επίπεδο Μέσο r stoch Τυπική Απόκλιση (r) Μέσο r det Π.E. % μεταβολή στοr stoch Βασικό (Β) Χ 0,044 0, ,094 0,00 Χ Αύξηση θηλυκών που αναπαράγονται Μείωση θηλυκών που αναπαράγονται Θνησιμότητα νεαρών (0-1 ετών) Θνησιμότητα ανώριμων(1-6 ετών) Θνησιμότητα ενήλικων (>6 ετών) Β+5 0,049 0, ,099 0,00 11,36 Β+10 0,055 0,0052 0,105 0,00 25,00 Β+15 0,060 0, ,110 0,00 36,36 Β-5 0,038 0, ,088 0,00-13,64 Β-10 0,032 0, ,082 0,00-27,27 Β-15 0,025 0, ,075 0,00-43,18 Β+5 0,041 0, ,089 0,00-6,82 Β+10 0,037 0, ,084 0,00-15,91 B+15 0,033 0, ,078 0,00-25,00 Β+5 0,027 0, ,070 0,00-38,64 Β+10 0,012 0, ,046 0,00-72,73 B+15-0,003 0, ,023 0, ,82 Β+5 0,024 0, ,070 0,00-45,45 Β+10 0,008 0, ,047 0,00-84,09 B+15-0,008 0, ,026 0, ,18 Μείωση τροφοδοσίας Μικρή 0,017 0, ,058 0,00-61,36 Μέτρια -0,008 0, ,021 0, ,18 Μεγάλη -0,048 0, ,017 0, ,91 Δηλητηρίαση Χαμηλή 0,035 0, ,083 0,00-20,45 Μέτρια 0,018 0, ,062 0,010-59,09 Υψηλή -0,014 0, ,042 0, ,82 Όχληση Μέτρια 0,035 0, ,081 0,00-20,45 Αύξηση ζωοχωρητικότητας (Κ) Υψηλή 0,033 0, ,079 0,00-25,00 B+50 0,046 0, ,094 0,00 4,55 B+100 0,048 0, ,094 0,00 9,09 B+200 0,050 0, ,094 0,00 13,64 B+300 0,051 0, ,094 0,00 15,91 61

75 Παράρτημα IV Αποτελέσματα της ανάλυσης βιωσιμότητας πληθυσμού του Όρνιου (Gyps fulvus) στο νησί της Κρήτης χρησιμοποιώντας το λογισμικό πρόγραμμα Vortex. Ο r stoch είναι ο στοχαστικός ρυθμός αύξησης του πληθυσμού, ο r det είναι ο αιτιατός ρυθμός αύξησης, η ΠE είναι η πιθανότητα εξαφάνισης του πληθυσμού και η εκατοστιαία μεταβολή του r stoch υπολογίστηκε συγκριτικά με το βασικό σενάριο. Σενάρια Επίπεδο Μέσο r stoch Τυπική Απόκλιση (r) Μέσο r det Π.E. % μεταβολή στο r stoch Βασικό (Β) Χ 0,083 0,023 0,085 0,00 Χ Μείωση θηλυκών που αναπαράγονται Θνησιμότητα νεαρών (0-1 ετών) Θνησιμότητα ανώριμων(1-6 ετών) Θνησιμότητα ενήλικων (>6 ετών) Β-5 0,073 0,023 0,074 0,00-12,05 Β-10 0,062 0,023 0,064 0,00-25,30 Β-15 0,050 0,022 0,051 0,00-39,75 Β+5 0,076 0,023 0,079 0,00-8,43 Β+10 0,071 0,023 0,072 0,00-14,45 B+15 0,064 0,023 0,066 0,00-22,89 Β+5 0,067 0,024 0,069 0,00-19,28 Β+10 0,052 0,025 0,054 0,00-37,35 B+15 0,036 0,026 0,038 0,00-56,63 Β+5 0,052 0,024 0,054 0,00-37,35 Β+10 0,021 0,026 0,023 0,00-74,70 B+15-0,013 0,038-0,008 0,00-115,66 Μείωση τροφοδοσίας Μικρή 0,045 0,024 0,048 0,00-14,45 Μέτρια 0,007 0,026 0,009 0,00-91,57 Μεγάλη -0,042 0,077-0,031 0,34-150,60 Δηλητηρίαση Χαμηλή 0,071 0,042 0,074 0,00-14,45 Μέτρια 0,045 0,113 0,053 0,00-45,78 Υψηλή 0,010 0,214 0,032 0,06-87,95 Όχληση Μέτρια 0,069 0,047 0,071 0,00-16,87 Υψηλή 0,067 0,053 0,069 0,00-19,28 62

76 Παράρτημα V Διαχρονική τάση (1) του πληθυσμού του Μαυρόγυπα (Aegypius monachus) στο ΕΠ Δ-Λ-Σ και (2) του Όρνιου (Gyps fulvus) στην Κρήτη, λαμβάνοντας υπόψη μόνο το βασικό σενάριο. Η ανάλυση προέκυψε από το λογισμικό πρόγραμμα Vortex μετά από 500 προσομοιώσεις. (1) (2) 63

77 Παράρτημα VI Διαχρονική τάση του πληθυσμού του Μαυρόγυπα (Aegypius monachus) στο ΕΠ Δ-Λ- Σ και του Όρνιου (Gyps fulvus)στην Κρήτη λαμβάνοντας υπόψη το βασικό σενάριο και μεταβάλλοντας το ποσοστό των θηλυκών που αναπαράγονται. Η ανάλυση προέκυψε από το λογισμικό πρόγραμμα Vortex μετά από 500 προσομοιώσεις. VΙ-1. Μεταβολή του ποσοστού των θηλυκών ατόμων του Μαυρόγυπα που αναπαράγονται Β+5. Παράρτημα VI-2. Μεταβολή του ποσοστού των θηλυκών ατόμων του Μαυρόγυπα που αναπαράγονται Β

78 Παράρτημα VI-3. Μεταβολή του ποσοστού των θηλυκών ατόμων του Μαυρόγυπα που αναπαράγονται Β+15. Παράρτημα VI-4. Μεταβολή του ποσοστού των θηλυκών ατόμων του Μαυρόγυπα που αναπαράγονται Β-5. 65

79 Παράρτημα VI-5. Μεταβολή του ποσοστού των θηλυκών ατόμων του Μαυρόγυπα που αναπαράγονται Β-10. Παράρτημα VI-6. Μεταβολή του ποσοστού των θηλυκών ατόμων του Μαυρόγυπα που αναπαράγονται Β

80 Παράρτημα VI-7. Μεταβολή του ποσοστού των θηλυκών ατόμων του Όρνιου που αναπαράγονται Β-5. Παράρτημα VI-8. Μεταβολή του ποσοστού των θηλυκών ατόμων του Όρνιου που αναπαράγονται Β

81 Παράρτημα VI-9. Μεταβολή του ποσοστού των θηλυκών ατόμων του Όρνιου που αναπαράγονται Β

82 Παράρτημα VII Διαχρονική τάση του πληθυσμού του Μαυρόγυπα (Aegypius monachus) στο ΕΠ Δ-Λ- Σ και του Όρνιου (Gyps fulvus)στην Κρήτη λαμβάνοντας υπόψη το βασικό σενάριο και μεταβάλλοντας την θνησιμότητα των νεαρών ατόμων. Η ανάλυση προέκυψε από το λογισμικό πρόγραμμα Vortex μετά από 500 προσομοιώσεις. Παράρτημα VII-1. Μεταβολή της θνησιμότητας των νεαρών ατόμων του Μαυρόγυπα Β+5. Παράρτημα VII-2. Μεταβολή της θνησιμότητας των νεαρών ατόμων Μαυρόγυπα Β+10. του 69

83 Παράρτημα VII-3. Μεταβολή της θνησιμότητας των νεαρών ατόμων Μαυρόγυπα Β+15. του Παράρτημα VII-4. Μεταβολή της θνησιμότητας των νεαρών ατόμων του Όρνιου Β+5. 70

84 Παράρτημα VII-5. Μεταβολή της θνησιμότητας των νεαρών ατόμων του Όρνιου Β+10. Παράρτημα VII-6. Μεταβολή της θνησιμότητας των νεαρών ατόμων του Όρνιου Β

85 Παράρτημα VIII Διαχρονική τάση του πληθυσμού του Μαυρόγυπα (Aegypius monachus) στο ΕΠ Δ-Λ- Σ και του Όρνιου (Gyps fulvus)στην Κρήτη λαμβάνοντας υπόψη το βασικό σενάριο και μεταβάλλοντας την θνησιμότητα των ανώριμων ατόμων. Η ανάλυση προέκυψε από το λογισμικό πρόγραμμα Vortex μετά από 500 προσομοιώσεις. Παράρτημα VIIΙ-1. Μεταβολή της θνησιμότητας των ανώριμων ατόμων του Μαυρόγυπα Β+5. Παράρτημα VIIΙ-2. Μεταβολή της θνησιμότητας των ανώριμων ατόμων του Μαυρόγυπα Β

86 Παράρτημα VIIΙ-3. Μεταβολή της θνησιμότητας των ανώριμων ατόμων του Μαυρόγυπα Β+15. Παράρτημα VIIΙ-4. Μεταβολή της θνησιμότητας των ανώριμων ατόμων του Όρνιου Β+5. 73

87 Παράρτημα VIIΙ-5. Μεταβολή της θνησιμότητας των ανώριμων ατόμων του Όρνιου Β+10. Παράρτημα VIIΙ-6. Μεταβολή της θνησιμότητας των ανώριμων ατόμων του Όρνιου Β

88 Παράρτημα IX Διαχρονική τάση του πληθυσμού του Μαυρόγυπα (Aegypius monachus) στο ΕΠ Δ-Λ- Σ και του Όρνιου (Gyps fulvus) στην Κρήτη λαμβάνοντας υπόψη το βασικό σενάριο και μεταβάλλοντας την θνησιμότητα των ενήλικων ατόμων. Η ανάλυση προέκυψε από το λογισμικό πρόγραμμα Vortex μετά από 500 προσομοιώσεις. Παράρτημα IX-1. Μεταβολή της θνησιμότητας των ενήλικων ατόμων του Μαυρόγυπα Β+5. Παράρτημα IX-2. Μεταβολή της θνησιμότητας των ενήλικων ατόμων του Μαυρόγυπα Β

89 Παράρτημα IX-3. Μεταβολή της θνησιμότητας των ενήλικων ατόμων του Μαυρόγυπα Β+15. Παράρτημα IX-4. Μεταβολή της θνησιμότητας των ενήλικων ατόμων του Όρνιου Β+5. 76

90 Παράρτημα IX-5. Μεταβολή της θνησιμότητας των ενήλικων ατόμων του Όρνιου Β+10. Παράρτημα IX-6. Μεταβολή της θνησιμότητας των ενήλικων ατόμων του Όρνιου Β

91 Παράρτημα X Διαχρονική τάση του πληθυσμού του Μαυρόγυπα (Aegypius monachus) στο ΕΠ Δ-Λ- Σ και του Όρνιου (Gyps fulvus) στην Κρήτη λαμβάνοντας υπόψη το βασικό σενάριο και μειώνοντας την τροφοδοσία. Η ανάλυση προέκυψε από το λογισμικό πρόγραμμα Vortex μετά από 500 προσομοιώσεις. Παράρτημα X-1. Μείωση της τροφοδοσίας του Μαυρόγυπα μικρή. Παράρτημα X-2. Μείωση της τροφοδοσίας του Μαυρόγυπα μέτρια. 78

92 Παράρτημα X-3. Μείωση της τροφοδοσίας του Μαυρόγυπα μεγάλη. Παράρτημα X-4. Μείωση της τροφοδοσίας του Όρνιου μικρή. 79

93 Παράρτημα X-5. Μείωση της τροφοδοσίας του Όρνιου μέτρια. Παράρτημα X-6. Μείωση της τροφοδοσίας του Όρνιου μεγάλη. 80

94 Παράρτημα XI Διαχρονική τάση του πληθυσμού του Μαυρόγυπα (Aegypius monachus) στο ΕΠ Δ-Λ- Σ και του Όρνιου (Gyps fulvus) στην Κρήτη λαμβάνοντας υπόψη το βασικό σενάριο και ύπαρξη δηλητηριάσεων. Η ανάλυση προέκυψε από το λογισμικό πρόγραμμα Vortex μετά από 500 προσομοιώσεις. Παράρτημα XΙ-1. Μικρή δηλητηρίαση στο ΕΠ Δ-Λ-Σ. Παράρτημα XΙ-2. Μέτρια δηλητηρίαση στο ΕΠ Δ-Λ-Σ. 81

95 Παράρτημα XΙ-3. Υψηλή δηλητηρίαση στο ΕΠ Δ-Λ-Σ. Παράρτημα XΙ-4. Μικρή δηλητηρίαση στην Κρήτη. 82

96 Παράρτημα XΙ-5. Μέτρια δηλητηρίαση στην Κρήτη. Παράρτημα XΙ-6. Υψηλή δηλητηρίαση στην Κρήτη. 83

97 Παράρτημα XII Διαχρονική τάση του πληθυσμού του Μαυρόγυπα (Aegypius monachus) στο ΕΠ Δ-Λ- Σ και του Όρνιου (Gyps fulvus) στην Κρήτη λαμβάνοντας υπόψη το βασικό σενάριο και την ύπαρξη όχλησης. Η ανάλυση προέκυψε από το λογισμικό πρόγραμμα Vortex μετά από 500 προσομοιώσεις. Παράρτημα XΙΙ-1. Μέτρια όχληση στο ΕΠ Δ-Λ-Σ. Παράρτημα XΙΙ-2. Υψηλή όχληση στο ΕΠ Δ-Λ-Σ. 84

98 Παράρτημα XΙΙ-3. Μέτρια όχληση στην Κρήτη. Παράρτημα XΙΙ-4. Υψηλή όχληση στην Κρήτη. 85

99 Παράρτημα XIII Διαχρονική τάση του πληθυσμού του Μαυρόγυπα (Aegypius monachus) στο ΕΠ Δ-Λ- Σ λαμβάνοντας υπόψη το σενάριο δημιουργίας δικτύου τεχνητών θέσεων απόθεσης συμπληρωματικής τροφής. Η ανάλυση προέκυψε από το λογισμικό πρόγραμμα Vortex μετά από 500 προσομοιώσεις. Παράρτημα XΙΙΙ-1. Αύξηση της ζωοχωρητικότητας Β+50. Παράρτημα XΙΙΙ-2. Αύξηση της ζωοχωρητικότητας Β

100 Παράρτημα XΙΙΙ-3. Αύξηση της ζωοχωρητικότητας Β+200. Παράρτημα XΙΙΙ-4. Αύξηση της ζωοχωρητικότητας Β

101 Παράρτημα XΙV Διαχρονική τάση του πληθυσμού του Μαυρόγυπα (Aegypius monachus) λαμβάνοντας υπόψη το σενάριο επανεισαγωγής στη νέα περιοχή. Η ανάλυση προέκυψε από το λογισμικό πρόγραμμα Vortex μετά από 500 προσομοιώσεις. Παράρτημα XΙV-1. Θνησιμότητα νεαρών ίση με αρχικού σεναρίου. Παράρτημα XΙV-2. Θνησιμότητα νεαρών Β+5. 88

102 Παράρτημα XΙV-3. Θνησιμότητα νεαρών Β+10. Παράρτημα XΙV-4. Θνησιμότητα νεαρών Β

103 Παράρτημα XV Διαχρονική τάση του πληθυσμού του Μαυρόγυπα (Aegypius monachus) στο ΕΠ Δ-Λ- Σ λαμβάνοντας υπόψη το σενάριο μη δημιουργίας της τεχνητής θέσης απόθεσης συμπληρωματικής τροφής το έτος Η ανάλυση προέκυψε από το λογισμικό πρόγραμμα Vortex μετά από 500 προσομοιώσεις. 90

104 Παράρτημα XVI Διαχρονική τάση πληθυσμού του Μαυρόγυπα (Aegypius monachus) στο ΕΠ Δ-Λ-Σ. Το αρχικό μέγεθος του πληθυσμού μεταβλήθηκε για τον καθορισμό του ελάχιστου βιώσιμου μεγέθους. Η ανάλυση προέκυψε από το λογισμικό πρόγραμμα Vortex μετά από 500 προσομοιώσεις. Παράρτημα XVI-1. Αρχικό μέγεθος πληθυσμού 40 άτομα. Παράρτημα XVI-2. Αρχικό μέγεθος πληθυσμού 45 άτομα. 91

105 Παράρτημα XVI-3. Αρχικό μέγεθος πληθυσμού 50 άτομα. 92

106 Παράρτημα XVII Διαχρονική τάση πληθυσμού του Όρνιου (Gyps fulvus) στην Κρήτη. Το αρχικό μέγεθος του πληθυσμού μεταβλήθηκε για τον καθορισμό του ελάχιστου βιώσιμου μεγέθους. Η ανάλυση προέκυψε από το λογισμικό πρόγραμμα Vortex μετά από 500 προσομοιώσεις. Παράρτημα XVΙI-1. Αρχικό μέγεθος πληθυσμού 35 άτομα. Παράρτημα XVΙI-2. Αρχικό μέγεθος πληθυσμού 40 άτομα. 93