UNIVERSITATEA DIN
BUCUREȘTI
FACULTATEA DE GEOGRAFIE
“Simion Mehedinţi – Natură și
Dezvoltare Durabilă”
Școala Doctorală în Geografie
Conservarea ursului brun în Carpații Orientali
-rezumat-
Doctorand
Ioan-Mihai Pop
Îndrumător
Prof. univ. dr. Laurențiu Rozylowicz
Iulie 2019
CUPRINS
Mulțumiri ....................................................................................................................... 1 Lista lucrărilor publicate sau în curs de publicare ......................................................... 2 1. INTRODUCERE ....................................................................................................... 3 1.1. Conservarea ursului brun în România..................................................................... 3
1.2. Estimarea prin metode tradiționale a populației de urs brun în România ............... 3 1.3. Ecologia deplasării ursului brun ............................................................................. 4 1.4. Habitatul ursului brun: un obiectiv de cercetare neglijat ........................................ 5 1.5. Coexistența om-urs: piatra de temelie a succesului conservării ............................. 6 2. OBIECTIVE .............................................................................................................. 7
3. SPECIA ȚINTĂ ȘI ARIA DE STUDIU ................................................................... 7
3.1. Ursul brun în România ............................................................................................ 7
3.2. Aria de studiu .......................................................................................................... 8 4. METODE ................................................................................................................... 9 4.1. Estimarea mărimii populației de urs brun ............................................................... 9 4.1.1. Colectarea de date pentru estimarea mărimii populației de urs brun ................... 9 4.1.2. Estimarea populației de urs brun cu metoda N-Mixture for Counting Data ...... 10
4.2. Ecologia deplasării ursului brun și selecția habitatelor ......................................... 11 4.2.1. Date utilizate pentru analiza ecologiei deplasării ursului brun și pentru selecția
habitatelor .................................................................................................................... 11 4.2.2. Metode pentru analiza deplasării și estimarea home range-ului ........................ 13
4.2.3. Metode utilizate pentru selecția habitatelor ....................................................... 13
4. 3. Date și metode in analiza conflictelor urs-om ..................................................... 14
4.3.1. Colectarea datelor privind pagubele provocate de ursul brun ........................... 14 4.3.2 Analiza conflictelor om-urs ................................................................................ 14
5. REZULTATE ȘI DISCUȚII ................................................................................... 14 5.1. Mărimea populației de urs in Carpații Orientali ................................................... 14 5.1.1. Detecție, abundența pe transect și estimarea densității ...................................... 14
5.2. Ecologia deplasării ursului brun în Carpații Orientali .......................................... 17 5.2.1. Estimarea deplasărilor zilnice ............................................................................ 17
5.2.2. Estimarea home range-ului pentru exemplare de urs din Carpații Orientali
folosind metoda poligonului minim convex. ............................................................... 18 5.2.3. Identificare centrelor de activitate în interiorul home range-urilor ................... 19
5.2.4. Suprapunerea între home range-ul urșilor și suprafața fondurilor cinegetice .... 20
5.3. Habitate cheie pentru conservarea ursului brun în Carpații Orientali ................... 20
5.3.1. Mărimea home range-urilor sezoniere estimate cu metoda Brownian Bridge
Movement Model ......................................................................................................... 20
5.3.2. Selecția sezonieră a habitatelor .......................................................................... 21 5.4. Conservarea ursului brun în contextul conflictelor dintre om și animalele sălbatice
...................................................................................................................................... 22 5.4.1. Prezentare generală a conflictelor urs-om în aria de studiu Covasna-Harghita-
Vrancea ........................................................................................................................ 22
5.4.2 Principalele arii de conflict ce implică atacuri asupra animalelor ...................... 22 5.4.3. Evaluarea altor caracteristici spațiale ale distribuției spațiale a conflictelor ..... 24 5.4.2. Interpretarea distribuției conflictelor în raport cu habitatele și prezența omului.
...................................................................................................................................... 25 6. CONCLUZII ............................................................................................................ 26 BIBLIOGRAFIE .......................................................................................................... 29
1
Mulțumiri
Această teza este rezultatul activităților desfășurate în cadrul unor proiecte concrete de
cercetare și conservare ce au vizat specia urs brun.. Colectarea datelor a fost efectuată
între anii 2010-2015 de către echipa Asociației pentru Conservarea Diversității
Biologice, în cadrul următoarelor proiecte de conservare a speciei: (1) Cele mai bune
practici și acțiuni demonstrative pentru conservarea Ursus arctos în regiunea
Carpaților Orientali - LIFEURSUS – beneficiari Agenția pentru Protecția Mediului
(APM) Vrancea, APM Harghita, APM Covasna, Asociația pentru Conservarea
Diversității Biologice, Asociația pentru Conservarea Valorilor Naturale; (2) Granițe
deschise pentru urșii între Carpații României și Ucraina - Beneficiar WWF România;
(3) Protecția și promovarea biodiversității sitului ROSCI0190 Penteleu - beneficiar
Consiliul Județean Buzău; (4) Protejarea și promovarea biodiversității sitului
ROSCI0229 Siriu - beneficiar al Consiliului Județean Buzău. Interpretarea datelor și
pregătirea lucrăriilor publicate au fost făcute în cadrul proiectului Includerea surselor
de incertitudine în managementul și conservarea carnivorelor mari în România, PN-
II-RU-TE-2014-4-0058, beneficiar Centrul pentru Cercetarea Mediului și Efectuarea
Studiilor de Impact din cadrul Universității din București.
Cercetarea a fost coordonată de domnul profesor Laurențiu Rozylowicz (Universitatea
din București), căruia îi rămân profund îndatorat. După patru ani de colaborare, cred că
pe lângă lecția învățată despre procesul științific mi-a oferit șansa de a mă îmbunătăți
nu doar profesional, ci și personal. Mulțumesc din toată inima doamnei profesor Maria
Pătroescu (Universitatea din București) care m-a încurajat când am avut nevoie prin
sfaturi ce au venit în momentele cheie. Aproape de mine în acest proces a fost domnul
profesor Viorel Popescu (Universitatea din Ohio), care m-a ajutat să înțeleg că știința
este mai mult decât instrumente și software. Multe mulțumiri dr. Iosif Ruben și drd.
Iulia Miu care m-au ajutat să navighez printre probleme tehnice. Mulțumiri doamnei
profesor Gabriela Manea (Universitatea din București) și domnului profesor Cristian
Ioja (Universitatea din București) pentru contribuția lor la activitatea desfășurată și
feedback-ul oferit permanent ca membri în comisia de îndrumare.
Aș dori să menționez in mod special suportul oferit pentru această teză dar și în munca
mea curentă de prietenul și colaboratorul meu dr. Silviu Chiriac. Fără el, această lucrare
nu ar fi fost posibilă. O îmbrățișare din inimă se adresează dr. Leonardo Bereczky,
persoana cheie în procesul de captură a urșilor. Fără el încă eram în pădure încercând
să prind urși. Pentru că tot acest proces a implicat o mulțime de probleme
administrative, doresc să le mulțumesc pentru ajutor colegelor Mariana Gheorghiu și
drd. Steluța Manolache. Fără ele, as fi încă pierdut în documente administrative. Multe
mulțumiri tuturor colegilor și prietenilor mei care au contribuit la colectarea datelor:
Lajos Berde, dr. George Bouroș, Joska Both, Nadia Chiriac, Alina Dragomir, dr. Matei
Dragomir, drd. Csaba Domokos, dr. Andrea Gazzola, Liviu Matei, Lucian Pătrașcu,
Alexandra Sallay, Radu Mihai Sandu, drd. Teodora Sin, Cosmin Stângă, Szilard Szabo,
George Vlad. Mulțumesc tuturor pentru timpul petrecut în pădure sau la birou. Multe
mulțumiri lui Cristian Remus Papp de la WWF România și doamnei Anca Stîlpeanu de
2
la Consiliul Județean Buzău pentru sprijinul și încrederea lor. Vreau să adresez
mulțumiri pentru sprijinul oferit paznicilor de vânătoare și cinegeticienilor din
Covasna, Harghita, Vrancea, Maramureș și Buzău, de la care învăț foarte mult în ultimii
12 ani.
Aceste lucrare este dedicată copiilor mei Victor și Maia dar și părinților mei, Ioana și
Petre cărora le cer iertate pentru că nu am fost prezent mereu, așa cum ar trebui să fie
un părinte și un copil bun. Surorii mele Viorica, îi mulțumesc din toată inima pentru
sfaturile despre cum să fi un om mai bun. Pentru Gabriela, soția mea, nu mai sunt
cuvinte. Va trebui să-i mulțumesc zilnic, pentru tot sacrificiul făcut și pentru răbdarea
arătată, de când am început să merg pe acest drum al conservării vieții sălbatice.
Lista lucrărilor publicate sau în curs de publicare
1. Popescu, V.D., Artelle, K., Pop M., Manolache S., and Rozylowicz L. (2016),
Assessing biological realism of wildlife population estimates in data-poor systems.
Journal of Applied Ecology 53(4): 1248-1259 (FI=5.74)
2. Popescu V.D., Iosif R., Pop M.I., Chiriac S., Bouroș G., Furnas B.J. (2017)
Integrating sign surveys and telemetry data for estimating brown bear (Ursus arctos)
density in the Romanian Carpathians. Ecology and Evolution, 7(18): 7134-7144
https://doi.org/10.1002/ece3.3177 (FI=2.4)
3. Pop I.M., Bereczky L., Chiriac S., Iosif R., Nita A., Popescu V.D., Rozylowicz
L. (2018) Movement ecology of brown bears (Ursus arctos) in the Romanian Eastern
Carpathians, Nature Conservation 26: 15-31, doi:
10.3897/natureconservation.26.22955. (FI=1.220)
4. Pop, M. I., Iosif, R. , Miu, I. V., Rozylowicz, L. and Popescu, V. D. (2018),
Combining resource selection functions and home-range data to identify habitat
conservation priorities for brown bears. Anim Conserv, 21: 352-362.
doi:10.1111/acv.12399 (FI=3.048)
5. Popescu V., Pop M., Chiriac S., Rozylowicz L. (2019) Romanian carnivores at
a crossroads. Science 364 (6445): 1041. (FI=41.037)
6. Iosif, R., Pop M.I., Rozylowicz L., Chiriac S., Sandu R.M., Berde L., Szabó S.,
Popescu V.D. (2019) Den structure and selection of denning habitat by brown bears in
the Romanian Carpathians. Ursus (accepted) (FI=1.25)
3
1. INTRODUCERE
1.1. Conservarea ursului brun în România
În contextul românesc, starea de conservare a ursului brun (Ursus arctos, Linnaeus
1758), specie cheie în ecosistemele forestiere din România (Rozylowicz et al. 2011) a
fost influențată direct de managementul centralizat și strict controlat al speciilor de
interes cinegetic (Micu 1998, Cotta et al. 2001), de modul de utilizare a terenurilor și
de prezența habitatelor corespunzătoare (Maanen et al. 2006, Pop et al. 2012b, Roellig
et al. 2014). Indirect, acceptarea de către oameni a urșilor și mijloacele tradiționale de
protecție a fermei au contribuit la menținerea unui nivel de coexistență între urși și
oameni (Salvatori et al., 2002) mai mare decât în alte părți ale Europei (Pop et al.,
2013a). Riscul actual pentru specie îl reprezintă faptul că nivelul de coexistență între
oameni și urși va fi dificil de păstrat în lipsa unor argumente accesibile atât factorilor
de decizie, cât și publicului (Hartel et al., 2019), argumente care ar trebui să se refere
nu numai la aspectele ecologice, dar și la cele sociale și economice.
Un pilon important în conservarea speciei este faptul că orice planificare a activităților
de conservare a ursului brun necesită o integrare mai profundă cu activitățile umane
(Linnell et al. 2007, Rozylowicz et al. 2011, Blanco 2012, Chapron et al. 2014, Boitani
et al. 2015) iar, pentru a menține statutul de conservare a speciei, activitățile umane ar
trebui să ia în considerare prezența speciei (Di Minin et al. 2016). Pentru aceasta este
necesară o abordare îmbunătățită: (1) Populația de urs din România trebuie văzută și
analizată pe scară largă și în mod transdisciplinar (Di Minin et al. 2016, Nita et al. 2016,
Hartel et al. 2019), indiferent de limitările administrative (Blanco 2012) impuse de
existența limitelor unităților de management a faunei sălbatice, comunelor sau județelor
(Pop et al. 2013b, Popescu et al. 2016) și (2) strategiile trebuie planificate folosind o
abordare de jos în sus (Davis et al. 2002) având în vedere în primul rând aspectele
ecologice și sociale. Pentru a atinge scopul de dezvoltare a unui model de conservare
adecvat, procesul necesită cel puțin trei etape: (1) obținerea unor informații științifice
solide (Di Minin et al. 2016, Popescu et al. 2016, Hartel et al. 2019) (2) obținerea unui
acord între părțile interesate (Linnell et al. 2007) și (3) implicarea publicului și a
investitorilor în promovarea noilor politici (Can et al. 2014).
1.2. Estimarea prin metode tradiționale a populației de urs brun în România
În prima jumătate a anilor '50, populația de urși a fost estimată la aproximativ 1.500 de
indivizi în Munții Carpați (Cotta et al. 2001). Datorită restricțiilor impuse asupra
vânătorii în timpul regimului comunist, populația de urși a fost estimată la aproximativ
8.000 de persoane în 1990 (Micu 1998). Începând cu 2007, după câțiva ani de tendință
negativă, mărimea populației a devenit stabilă (Kaczensky et al. 2012). În ciuda
populației stabile raportate, estimată constant din 2007 la aproximativ 6.500 de
exemplare (Kaczensky et al. 2012, the 2013 Romanian report on Article 17 of the
Habitats Directive) au fost exprimate îndoieli cu privire la precizia metodelor utilizate
(Pop et al. 2013b, Chapron et al. 2014, Szemethy et al. 2016, Popescu et al. 2016).
4
Metoda de numărare a urmelor pe zăpadă implementată în România pentru estimarea
populației de urși bruni a fost dezvoltată la începutul anilor 80, când sistemul de
gestionare a vânatului a fost puternic centralizat și existau doar două organizații
responsabile la nivel național implicate în estimarea populațiilor de vânat, inclusiv a
ursului brun.
Această metodă constă în utilizarea drumurilor forestiere sau a culmilor pentru
identificarea, măsurarea și înregistrarea urmelor proaspete de urs, ce pot fi observate cu
ușurință în zăpadă. Conform instrucțiunilor oficiale elaborate în anii '80, colectarea
datelor ar trebui să se efectueze după sezonul somnului de iarnă, în două sau trei ocazii,
în aceleași zile la nivelul unui județ pentru toate fondurile de vânătoare (unitatea
administrativă de bază pentru gestionarea vânatului) unde sunt prezenți urși, iar datele
obținute pe teren ar trebui centralizate la nivel județean. Aceste metode de monitorizare
ignoră incertitudinea și, în combinație cu lipsa supravegherii statistice, se pot obține
estimări nerealiste ale populației, în special în județele cu abundență mare de urși bruni
și cu tradiție în vânătoarea de trofee (Popescu et al. 2016). O altă problemă este că,
indiferent de metoda utilizată, estimarea abundenței și/sau densității, implică o
metodologie standardizată și coerentă pentru a observa schimbările cu precizia necesară
(Linnell et al., 1998), iar planificarea la nivel național necesită un nivel mai ridicat de
cunoaștere decât ce existente la nivelul administrativ actual. În acest context, managerii
faunei sălbatice ar trebui să asigure rigurozitatea și repetabilitatea în timpul colectării
datelor, precum și continuitatea pe termen lung a metodei, astfel permițând o
interpretare pe termen lung a datelor (Gese 2001), care, în cele din urmă, ar trebui să
contribuie la planificarea măsurilor de management în regiunea Carpaților (Szemethy
et al., 2016, Popescu et al., 2016).
1.3. Ecologia deplasării ursului brun
Înțelegerea tiparelor de deplasare a animalelor este esențială pentru gestionarea și
conservarea faunei sălbatice (Kernohan et al. 2001). Analiza datelor privind deplasarea
animalelor conduce la o înțelegere mai profundă a principalelor resurse de mediu
necesare pentru continuitatea populației (Margules și Pressey 2010), ajutând managerii
de resurse în elaborarea strategiilor de gestionare a faunei sălbatice. În ceea ce privește
comportamentul de hrănire al ursului bruni, tipic omnivorelor oportuniste (Bojarska și
Selva 2012, Kavčič et al., 2015), deplasările depind de disponibilitatea sezonieră a
hranei (Štofik et al., 2013, Ciucci et al. 2015). Capacitatea extraordinară a ursului de a
memora rapid, dar pe termen lung, zonele cu resurse trofice de înaltă calitate și/sau
abundente (Dolson 2007) în diferite tipuri de habitate și anotimpuri diferite (Servheen
1983, Davis et al 2002, Roellig et al. 2014, Ciucci et al. 2014), precum și
comportamentul lui de hrănire și explorare, fac din ursul brun o specie cu o amplitudine
ecologică largă.
Utilizarea unui teritoriu de către o specie este cel mai adesea analizată și interpretată
folosind conceptul de home range (HR) (Burt 1943, Kernohan et al. 2001). Pentru a
caracteriza deplasarea și distribuția spațială a unui individ și pentru a interpreta
informațiile în raport cu diferitele variabile de mediu din propriul HR, constând în zone
5
inegale folosite, pot fi distinse "centre de activitate" (CA) (Millspaugh and Marzluff
2001, Morrison et al. 2006) permițând astfel diferențierea utilizării neuniforme a
teritoriului în cadrul HR.
Primele referiri la dimensiunile home range-ului pentru ursul brun din România indică
suprafețe de 15-20 km2 sau chiar mai puțin (Comșia 1961). Folosind termenul de
"micro-areal", alți autori arată că aceste zone variază semnificativ sub impactul
factorilor climatici și al distribuției anuale sau sezoniere a resurselor trofice (Almăşan
et al. 1963). Maanen și colaboratorii au raportat HR-uri de 200 km2 pentru masculi și
50 km2 pentru femele (Maanen et al. 2006). Din datele colectate coliere GPS montate
pe indivizi de urs reabilitați și/sau relocați, s-au înregistrat variații semnificative ale HR,
cum ar fi 165.7-6,390.0 km2 utilizând metoda poligonului convex MCP95% si 39.6-
392.0 km2 utilizând metoda kernel density (95% isopleth) (Pop et al. 2012b).
Cunoscând informații de bază despre HR și distribuția animalelor, este posibil să se
dezvolte studii detaliate care să vizeze utilizarea habitatului și selecția resurselor, dar
de asemenea, informațiile sunt importante în planificarea oricărui program de
monitorizare a populației.
1.4. Habitatul ursului brun: un obiectiv de cercetare neglijat
Înțelegerea modului de selecție a habitatului de către fauna sălbatică este esențială
pentru gestionarea și conservarea acesteia. Funcțiile de selectare a resurselor (FSR)
(RSFs) (Boyce and McDonald 1999) sunt relații care descriu utilizarea habitatului în
raport cu disponibilitatea și sunt deseori folosite pentru a obține indicatori pentru
contribuția relativă a tipurilor de habitat la persistența speciilor (Martin et al. 2012),
prin dezvoltarea modelelor spațiale de favorabilitate a habitatelor (Boyce and
McDonald 1999). Indiferent de modelul utilizat, analiza și cartografierea favorabilității
habitatului furnizează, de asemenea, informații despre distribuția probabilă (prezentă
sau viitoare) a unei specii într-o anumită zonă (Gontier 2007, Cristescu et al. 2019). În
contextul creșterii populațiilor de urs în Europa (Chapron et al. 2014), se pune
întrebarea cu privire la modul în care exemplarele de urs brun vor folosi un spațiu
limitat într-un peisaj dominat de om. Orice planificare a activităților de conservare a
ursului brun necesită integrarea cu activitățile umane, deoarece mediul natural este în
prezent dominat de factorul antropogen (Linnell et al. 2007), iar modificările habitatului
sunt din ce în ce mai accelerate (Di Minin et al. 2016).
În România, ultimele trei decenii au adus schimbări rapide în toate tipurile de habitate
(Maanen et al. 2006), inclusive în cele forestiere (Rozylowicz et al. 2011), dar nu s-au
efectuat studii de amploare privind impactul lor asupra faunei sălbatice în general și
asupra ursului brun în particular. Dezvoltarea socio-economică accelerată amenință
neselectiv habitatul ursului (Maanen et al., 2006), iar pericolul pierderii habitatului
reprezintă o nouă perspectivă negativă pentru conservarea pe termen lung a speciilor
(Kaczensky et al. 2012). Nu există nici o îndoială că habitatele forestiere compacte și
neperturbate din Carpați (Rozylowicz et al. 2011) sunt habitate cheie în care populația
actuală viabilă de urși a supraviețuit în această parte a Europei. Cu toate acestea, este
important să știm ce tipuri de păduri sunt selectate de ursul brun și dacă selecția se
6
schimbă sezonier. În Carpații nord-estici ai României pădurile mixte reprezintă
habitatul cel mai frecvent selectat de urșii bruni (Pop et al. 2012c). Dar disponibilitatea
lor este de asemenea ridicată în regiune, deoarece Carpații Orientali găzduiesc cea mai
mare suprafață de păduri mixte în România, comparativ cu Carpații Meridionali și
Occindetali (Doniță et al. 1981). Cât de importante sunt pădurile mixte pentru urșii
bruni, având în vedere că Carpații Orientali au cea mai mare densitate de urs în România
(frază incompletă și în original) este una din întrebările la care trebuie să aflăm răspuns.
1.5. Coexistența om-urs: piatra de temelie a succesului conservării
În general, populațiile de carnivore mari nu sunt în stare să reziste în contextul
schimbării accelerate a utilizării terenurilor (Karanth and Chellam 2009). Cu toate
acestea, ele pot fi prezente în peisaje extrem de fragmentate, constând dintr-un mozaic
de habitate constituite din terenuri agricole și păduri (Chapron et al. 2014), deși în mare
parte la densități mici și cauzând adesea pagube proprietăților oamenilor (Linnell et al.
2007). Conflictele dintre oameni și urși (Hopkins et al. 2010) sunt o realitate a prezenței
în același peisaj atât a oamenilor, cât și a urșilor (Dorresteijn et al. 2016), ambele fiind
specii agresive și imprevizibile (Craighead and Craighead Jr 1972). Conflictele între
urs și om au dus la pierderi economice și victime umane în timp și spațiu și au condus
adesea la represalii majore (Can et al. 2014, Penteriani et al. 2018). Coexistența ursilor
și a comunităților rurale este o problemă controversată, care se schimbă în timp ca
răspuns la schimbările în resursele naturale sau la impactul animalelor asupra
proprietății umane (Dorresteijn et al. 2016). Distribuția neuniformă a resurselor trofice,
determinată de diferite modele de peisaj (Primack et al. 2008), coroborată cu alți factori
de mediu și antropici determină atractivitatea unor zone care devin astfel favorabile
apariției conflictelor (Wilson et al. 2006, Penteriani et al. 2018).
Istoric, în România, planificarea obiectivelor de management, inclusiv atenuarea
conflictelor, se realizează la nivel național (Kaczensky et al. 2012), iar unele părți
interesate la nivel local/instutuții locale interesate, trebuie să se angajeze în
"managementul activ", bazat în principal pe reducerea diferenței dintre populația
optimă și populația estimată de către gestionarii fondurilor de vânătoare (Cazacu et al.
2014). Această perspectivă se bazează pe ipoteza că un număr mare de conflicte
(Hopkins et al. 2010) sunt rezultatul numărului mare de urși prezenți în România
(aproximativ 6.000 de indivizi (Kaczensky et al. 2012) cu o tendință de creștere ușoară
(Cazacu et al. 2014)). Cu toate acestea, în multe cazuri, un singur urs brun poate
provoca daune considerabile fermelor (Swenson 1999, Bereczky et al. 2011), iar
documentarea inexactă a tiparelor de conflict om-animale sălbatice nu va contribui la
succesul unui program de atenuare a conflictelor (Morehouse and Boyce 2017), dar va
conduce la decizii de management inadecvate. În aceste condiții, interpretarea și
managementul conflictelor pot fi folosite ca instrument de îmbunătățire a
managementului general aplicat populațiilor și habitatelor, managementului vânătorii
și abordărilor umane asupra aceastei specii de pradă (Can et al. 2014).
7
2. OBIECTIVE
Scopul acestei teze este îmbunătățirea semnificativă a cunoștințelor privind populația
de urs brun din Carpații României, îmbogățirea fondului științific al ecologiei specie și
contribuția la managementul acestei specii reprezentative.
Obiectivele cercetării sunt:
Obiectivul 1: Dezvoltarea metodelor actuale de monitorizare a ursului brun și evaluarea
unei abordări alternative pentru estimarea densității ursului brun la nivelul unui fond de
vânătoare sau a unui sit Natura 2000. Pentru a demonstra demersul nostru am folosit
înregistrări repetate ale urmelor și informații cu privire la home range-ul speciei (1)
pentru a cuantifica densitatea ursului brun la nivelul unui fond de vânătoare prin
integrarea măsurătorii urmelor și a datelor de home range colectate independent și (2)
pentru identificarea celor mai buni predictori pentru abundență și pentru probabilitate
de detecție din înregistrări repetate de semne pentru două perioade distincte de studiu
(înainte și după hibernare).
Obiectivul 2: Investigarea ecologiei deplasării ursului brun și a utilizării spațiului în
Carpații Orientali, și în dealurile din împrejurimi (Subcarpații). Evaluăm următoarele:
(1) dacă există diferențe în ceea ce privește dimensiunile în home range între masculi
și femele, precum și între adulți și subadulți; (2) mișcările zilnice, sezoniere și de
altitudine ale urșilor bruni în patru sezoane diferite cu disponibilitate de hrană variată,
și 3) suprapunerea dintre intervalele individuale de home range, centrele de activitate
și fondurile de vânătoare.
Obiectivul 3: Evaluarea selectării resurselor de către ursul brun în Carpații Orientali.
Evaluăm în mod specific (1) home range-uri sezoniere specifice pe sexe și clase de
vârstă utilizând metoda Brownian Bridge Movement Model (BBMM) și (2)
caracterizarea selecției habitatelor la nivel de populație în cadrul home range-urilor
estimate.
Obiectivul 4: Analiza conflictelor om-urs și a distribuției lor spațiale în Carpații
Orientali din România. Mai exact, (1) se testează dacă distribuția conflictelor este
influențată de factorii de peisaj, în special dacă peisajele eterogene au o predispoziție
mai mare pentru apariția conflictului, (2) se analizează dacă densitatea mare de urs
brun influențează frecvența conflictelor și (3) se analizează dacă habitatele forestiere,
în special pădurile de foioase, reprezintă un factor important pentru producerea
daunelor.
3. SPECIA ȚINTĂ ȘI ARIA DE STUDIU
3.1. Ursul brun în România
Ursul brun (Ursus arctos, Linnaeus 1758), unul dintre cele mai mari mamifere
carnivore terestre, este singura specie de urs prezentă în România. În prezent, în
România, aria de distribuție a ursului brun include întregul lanț al munțiilor Carpați și
părți ale regiunilor subcarpatice ale Moldovei, Subcarpaților de Curbură și Getici și
Podișul Târnavelor (Figura 1). Suprafața ocupată de această specie este estimată la
8
aproximativ 100,000 km2, din care aproximativ 52,000 km2 reprezintă habitate care
sunt cele mai bune pentru specie (Romanian National Report on the Habitats Directive
2013). În 2013 Ministerul Mediului din România a raportat Comisiei Europene o
populație de urși bruni estimată a fi între 5,960 și 6,620 de exemplare, din datele
colectate între 2001 și 2012 (Romanian National Report on the Habitats Directive
2013). Statutul de protecție/specie protejată a fost definit pe baza deciziilor politice și
a fost pus în aplicare prin vânătoarea reglementată (sezoane de vânătoare,
reglementarea nădirii, selecția indivizilor etc.).
Figure 1. Arealul de distribuție a ursului brun (Ursus arctos) în România (sursa
informațiilor: Romanian National Report on the Habitats Directive 2013).
3.2. Aria de studiu
Aria de studiu în care au fost colectate datele a fost Carpatii Orientali din România și
regiunea subcarpatică, activitățile de teren fiind desfășurate în principal în zonele
Vrancea, Buzău, Covasna, Harghita și Maramureș. Axa principală a Carpatiilor
Orientali din România este orientate pe direcia nort-sud între granița cu Ucraina în nord
și Valea Prahovei și regiunea de Subcarpațiilor de Curbură în sud (Oancea et al. 1987).
Întreaga regiune acoperă aproximativ 35,000 km2 (Ielenicz and Pătru 2005). Aria de
studiu este alcătuită din trei etaje de vegetație: etajul de păduri de foioase, reprezentate
în Carpați de subetajele de păduri de foioase și păduri mixte, etajul pădurilor de conifere
și păduri mixte (dominate de molid) (Figura 2) și etajul alpin. Habitatele forestiere
bogate în diversitate biologică (Cotta et al. 2001, Angelstam et al. 2013), reprezintă
habitatele cheie pentru un număr mare de specii, susținând răspândirea naturală și
interacțiunile în cadrul comunității biologice (Maanen et al. 2006, Rozylowicz et al.
9
2011, Angelstam et al. 2013).
Comunitățile de mamifere de
interes economic și social includ
celelalte două mari carnivore
europene: lupul (Canis lupus) și
râsul eurasiatic (Lynx lynx), precum
și speciile pradă: mistreț (Sus
scrofa), căprior (Capreolus
capreolus) și cerb (Cervus elaphus)
(Cotta et al. 2001). În aria de studiu
fost identificate 355 de fonduri de
vânătore, dintre care 272 au
raportate prezența permanentă a
ursului brun.
Figure 2. Distribution of the forest
categories (CORINE land cover
2012) in the Eastern Carpathians.
4. METODE
4.1. Estimarea mărimii populației de urs brun
4.1.1. Colectarea de date pentru estimarea mărimii populației de urs brun
Zonele pilot in care s-au colectate date au fost localizate in sudul Carpaților Orientali,
fiind reprezentate de trei fonduri de vânătoare (FV): Lepșa, cu o suprafață de 111 km2,
Herculian cu o suprafață de 167 km2 și Mădăraș cu o suprafață de 105 km2. În anul
2012, s-au colectat date si în situl de importanță comunitară (SCI) din rețeaua Natura
2000 Dealurile Târnavei Mici-Bicheș cu o suprafață de 379 km2 (
Figura 3).
În etapa de planificare, zonele pilot au fost împărăție în pătrate de 3 × 3 km, în fiecare
pătrat fiind selectat un transect de 2 km amplasat pe drumuri forestiere sau drumuri de
exploatare, ce au servit ca spațiu în care au fost măsurate urmele de urs (
Figura 3). Transectele de 2 km au fost amplasate la o distanță de minim 1.5 km între
ele pentru a minimiza șansele de a înregistra de două ori același exemplar de urs pe
transecte diferite, deoarece măsurătorile au fost realizate fie în aceeași zi fie într-un
interval de 36 de ore (Pop et al. 2013b). S-au realizat parcurgeri repetate (trei, patru sau
cinci) pentru măsurarea urmelor în zăpadă sau nori în trei sezoane pre și post hibernare:
martie-aprilie 2011 (trei parcurgeri repetate a 27 de transecte în trei FV), noiembrie-
decembrie 2011, (patru parcurgeri repetate a 36 de transecte în trei FV) și martie-
aprilie 2012 (patru parcurgeri repetate a 49 de transecte în trei FV și în SCI Dealurile
Târnavei Mici-Bicheș).
10
Figura 3. Distribuția zonelor pilot în care s-au colectat date la nivel de transect
pentru stabilirea abundenței respectiv a densităților de urs brun.
4.1.2. Estimarea populației de urs brun cu metoda N-Mixture for Counting Data
Pentru obiectivul propus s-a utilizat metoda N-mixture counting data (Royle 2004), care
se bazează pe metoda robust design
propusă de Pollock (1982) și Kendall si
colaboratorii (1997). Această metodă
explică detectarea imperfectă atunci
când se estimează abundența pe unitatea
de eșantionare (definită ca un sit sau, în
cazul nostru, un transect) prin integrarea
a două procese: un proces de stare
(abundența animalului pe transect) și un
proces de observare a condițiilor din
unitatea de eșantionare (
Figura 4).
Figura 4. Diagrama etapelor abordate
pentru estimarea densităților ursului
brun în Carpați români, prin
combinarea datelor de prezență
colectate pe transecte cu date de telemetrie GPS (Popescu et al., 2017).
11
Una dintre provocările pentru cuantificarea abundenței animalelor din identificarea
semnelor de prezență este că zona de eșantionare efectivă este adesea necunoscută. Am
considerat incertitudinea privind deplasarea ursului brun, în timpul perioadelor de
colectare a datelor, prin combinarea rezultatelor de abundență cu informațiile
complementare privind mărimea home range-ului, pentru a estima densitatea în zona
de studiu (Figura 4). Am folosit date de telemetrie (obținute de la șase femele și 11
masculii echipați cu coliere GPS) pentru a estima un home range pentru fiecare animal
folosind metoda fixed kernel density (50% isopleth). Pentru a estima densitățile ursului
brun, am calculat mai întâi razele cercurilor egale în medii cu mediana home range-
ului. Am folosit aceste raze pentru a construi zone de buffer în jurul transectelor de 2
km, rezultând o serie de suprafețe de eșantionaj efectiv pentru perioada parcurgerilor
noastre (numitorul din ecuația de mai jos). Ulterior, am împărțit predicțiile medii ale
modelului de abundență pe transect, derivate din datele colectate, cu mediana
suprafețelor efective calculate pe baza datelor de home range, obținând in final o
estimare a densității ursuli brun (ecuația de mai jos).
D = 100×abund/(hr + 2 × t.length × √(hr/π )) ,
unde D este densitatea (indivizi/100 km2), abund este abundența media obținută la nivel
de transect, hr este mediana izopletei de 50% din suprafața home-range-ului și t.length
este lungimea transectului. Am calculat varianța în jurul estimării densității prin
combinarea incertitudinilor atât în abundența pe transect, cât și în estimările efective
ale zonei eșantionate, utilizând metoda delta (Link and Nichols 1994, Powell 2007).
4.2. Ecologia deplasării ursului brun și selecția habitatelor
4.2.1. Date utilizate pentru analiza ecologiei deplasării ursului brun și pentru selecția
habitatelor
4.2.1.1 Colectarea datelor de prezență
Datele de prezență utilizate au fost obținute prin monitorizarea a 18 urși bruni, echipați
cu coliere GPS în Carpații Orientali din România în perioada 2004-2015 (Tabel 1).
4.2.1.2.Stabilirea sezoanelor pentru studiu
Pentru a analiza variațiile sezoniere în cazul home range-ului și al distanțelor zilnice
parcurse, s-au considerat in decursul unui an următoarele sezoane (Szabó et al. 2013):
somnul de iarnă (sezon 1, 15 noiembrie-31 martie), ieșirea din bârlog și reproducere
(sezon 2; 1 aprilie – 15 iunie), sezonul fructelor de pădure (sezon 3; 16 iunie – 31
august) și sezonul de hiperfagie (sezon 4; 1 septembrie – 14 noiembrie). Această
clasificare surprinde perioada petrecută în bârlog și variația sezonieră a disponibilității
resurselor trofice, cu posibilele influențe in comportamentul ursului.
12
Tabel 1. Urși cu coliere GPS monitorizați în Carpații Orientali și Subcarpați, codificați
pentru categoria de studiu, respectiv pentru ecologi deplasării și selecția habitatelor
(codul utilizat: M-urs utilizat pentru studiul deplasării; H-urs utilizat în studiul selecției
habitatelor).
4.2.1.3.Date privind categoriile de terenuri considerate în analiza selecției
habitatelor
Ca și informație spațială privind categoriile de terenuri s-a utilizat CORINE land cover
2012 (CLC) în format raster cu o rezoluție de 100 x 100 m (EEA 2015), fiecare celulă
fiind considerată ca o unitate individuală pentru o categorie de resursă. Pentru a
simplifica analiza, clasificarea CLC originală a fost reclasificată in următoarele clase
de habitat spațiu urban/suprafețe artificiale; suprafețe agricole, pășuni, păduri de
foioase, păduri de conifere, păduri mixte, fânețe și zone cu vegetație rară, zone de
tranziție cu arbuști, stâncării și zone umede/cursuri de apă. Se așteaptă ca pădurile
conifere și mixte să fie utilizate pentru consumul fructelor de pădure în timpul verii și
toamnei și pentru rădăcini și furnici în timpul sezonului de reproducere (Cicnajak et al.
1987, Ciucci et al. 2014), iar pădurile de foioase să fie utilizate intensiv în perioada de
toamnă datorită existenței fructificațiilor de jir și ghindă (Naves et al. 2006). Zonele de
tranziție cu arbuști (incluzând și pădurile în curs de regenerare) și tufărișurile ar putea
fi favorabile, din cauza fructelor de pădure, pe perioada verii (Ciucci et al. 2014).
Terenurile agricole și livezile reprezintă o resursă de hrană importantă in sezonul de
hrănire intensivă (hiperfagie) (Roellig et al. 2014). Vegetație ierboasă și mușuroaiele
Nr.
urs
Sex Clasa
de
vârstă
Codul ursului Zile de
monito-
rizare
Numărul
locațiilor
fără erori
Număr locații
utilizate pentru
selecția habitatelor
1 F A bearM0H1 24 498 64
2 M S bearM2H2 233 4836 609
3 M S bearM0H3 23 530 67
4 F S bearM4H4 368 8413 1056
5 M A bearM5H5 300 3969 451
6 M A bearM6H6 405 8392 1049
7 F A bearM0H7 63 929 114
8 F A bearM8H8 738 12313 1520
9 M A bearM10H9 324 5646 674
10 M A bearM0H10 49 1164 145
11 M A bearM12H11 420 6107 756
12 F S bearM13H12 386 1231 563
13 M S bearM14H13 309 2021 709
14 M A bearM15H14 387 1781 333
15 F A bearM16H15 360 1725 520
16 M A bear M17H16 270 1024 174
17 M S bear M18H17 308 2444 554
18 M A bear M0H18 466 533 553
13
de furnici reprezintă până la 20-30% din dieta ursului brun in primăvară și vara timpurie
(Roellig et al. 2014, Ciucci et al. 2014).
4.2.2. Metode pentru analiza deplasării și estimarea home range-ului
S-a analizat distanța zilnică parcursă (m/zi) pentru 13 urși echipați cu coliere (Tabel 1),
estimată ca distanța euclidiană dintre două locații înregistrate de colier într-un interval
de 12 de ore (Huber and Roth 1993). Utilizând testul non-parametric Mann-Whitney,
am verificat diferențele de deplasare zilnice și altitudinale, în diferite sezoane, între
urșii din clase de vârstă și de sexe diferite. Am estimat mărimea home range-ului (HR)
pentru fiecare individ utilizând metoda poligonului convex pentru 95% din locații
(MCP95%), și mărimea zonelor centrale in interiorul home range-ului folosind metoda
kernel density (KDE) pentru izopleta de 50% folosindu-ne de pachetul “adehabitatHR”
din softul R (Worton 1989, Calenge 2006). După clasificare datelor pe bază de sezon,
sex și vârstă, am testat diferențele sezoniere și de gen / vârstă în ceea ce privește
mărimea home range-ului utilizând testele non-parametrice Mann-Whitney și/sau
Kruskal-Wallis (Kernohan et al. 2001). Am analizat, de asemenea, suprapunerea
spațială între HR-urile individuale și limitele fondurilor de vânătoare (FV), pentru a
evalua din perspectiva dimensiunilor acestora din urmă, potențialul pentru
monitorizarea și gestionarea ursului brun în aceste unități de bază pentru management.
Pentru analizele de suprapunere spațială a HR-FV, am luat în considerare numai FV, în
care cel puțin 5% din suprafață s-a suprapus cu fiecare HR individual.
4.2.3. Metode utilizate pentru selecția habitatelor
Având în vedere dimensiunea potențial redusă a home range-ului sezonier în raport cu
întreaga zonă de studiu, precum și numărul mic de urși cu coliere pentru care avem date
suficiente despre prezență în anumite habitate, am analizat selecția habitatului în cadrul
modelului II propus de Thomas și Taylor (2006). Acest model propune considerarea
habitatelor utilizate separat pentru fiecare individ, însă consideră că disponibilitatea
este aceeași pentru întreaga populație (denumită în continuare selecție la nivel de
populație). Pentru această analiză am estimat home range-urile sezoniere pentru fiecare
individ de urs folosindu-ne de metoda Brownian Bridge Movement Model (BBMM;
Horne et al. 2007) pentru sezoanele: somnul de iarnă (13 indivizi), ieșirea din
bârlog/reproducere (14 indivizi), fructelor de pădure (16 indivizi) și hiperfagie (14
indivizi). S-a evaluat selecția habitatelor folosind-ne de indicele de selecție Manly
pentru fiecare sezon, separat pentru femele și masculi, (i.e., coeficientul Wi calculându-
se ca și proporție intre utilizarea și disponibilitatea fiecărei clase de habitat (Manly et
al. 2002)) deoarece este cunoscută existența unor tipare diferite de utilizare a resurselor
de către ursul brun în funcție de sex (Rode et al. 2006). Indicele de selecție Manly se
calculează folosind următorul raport:
𝒘𝒊 = 𝒖𝒊
𝒂𝒊
unde ui reprezintă proporția de utilizare a unui habitat din clasa i iar ai este proporția
disponibilității habitatului din clasa i. Rezultatele permit ierarhizarea claselor de habitat
pe baza dimensiunii selecției (Wi > 1) sau evitării acestora (Wi < 1; Manly et al. 2004).
14
4. 3. Date și metode in analiza conflictelor urs-om
4.3.1. Colectarea datelor privind pagubele provocate de ursul brun
S-a analizat și cartografiat distribuția spațială a aproximativ 85% din pagubele raportate
între 2007 și 2016 către Agențiile de Protecție a Mediului Covasna, Harghita și
Vrancea, fiind luate în considerare numai incidentele cu locația corectă. În cazul
daunelor provocate șeptelului, din totalul de 800 de înregistrări (Tabelul 2), au fost
incluse doar 779, deoarece s-au observat (în datele neutilizate) unele incertitudini în
descrierea contextului în raport cu locația spațială.
Tabelul 2. Numărul incidentelor raportate și verificate în județele Covasna, Harghita
și Vrancea între 2007 și 2016.
Județ Pagube
în șeptel
Pagube
în
culturi
Pagube
în livezi
Pagube
la
stupine
Total
Covasna 412 286 25 25 748
Harghita 324 34 15 23 396
Vrancea 64 0 0 0 64
Total 800 320 40 48 1208
4.3.2 Analiza conflictelor om-urs
S-a analizat distribuția spațială a conflictelor înregistrate utilizând un instrument GIS,
respectiv "Optimized Hot Spot Analysis" din ArcMap (Esri, SUA) și, ca rezultat, au
fost cartate zonele fierbinți (hot spot) în distribuția pagubelor. Fiecare locație unde a
avut loc o pagubă a fost repartizată într-o rețea cu pătrate de 2 × 2 km ce a fost suprapusă
cu județele Covasna, Harghita și Vrancea. Pentru fiecare pătrat din grilă, am calculat
statisticile Getis-Ord Gi * atribuind un scor Z și o probabilitate fiecărui pătrat, așadar
cartografiind pătrate cu frecvențe ridicate ale conflictelor care se aflau în imediata
apropiere unul de celălalt (rezultând scoruri ridicate, caracterizate ca probabilitate
semnificativă din punct de vedere statistic al hot spot-ului). De asemenea, am verificat
corelația dintre diferitele variabile de mediu și frecvența apariției daunelor.
5. REZULTATE ȘI DISCUȚII
5.1. Mărimea populației de urs in Carpații Orientali
5.1.1. Detecție, abundența pe transect și estimarea densității
Probabilitatea medie de detecție a urmelor a fost 0.478 (SE = 0.115) in martie-aprilie
2011, 0.264 (SE = 0.104) in noiembrie-decembrie 2011 și 0.363 (SE = 0.105) în martie-
aprilie 2012. Succcesul în detectarea urmelor a variat de asemenea și între zonele pilot
(Table 3). Abundența medie estimate pe transect, pe baza măsurării urmelor a fost
uniform între cele trei sezoane (i.e., 1.264 (SE = 0.094), 1.235 (SE = 0.117) și 1.363
(SE = 0.069) indivizi pe transect), și a variat între zonele pilot. Densitatea medie de urși
(și intervalul de încredere de 95%) obținute din abundențele pe transect și estimarea
home range-ului, au fost similare în cele trei sezoane: 11.5 (95% CI = 7.8-
15
15.3indivizi/100 km2 in martie-aprilie 2011, 11.3 (95% CI = 7.4-15.2) indivizi/100 km2
în noiembrie-decembrie 2011 dar ușor mai mari până la 12.4 (95% CI = 8.6-16.3)
indivizi/100 km2 in martie-aprilie 2012.
Table 3. Parcurgeri in zonele pilot cu cel putin o urmă de urs identificată
Zone pilot
FV
Herculian
FV Lepșa FV Mădăraș SCI
Târnave
# detectii 46 33 58 43
# non-detectii 104 71 77 21
% detectii 40.3% 33.1% 46.0% 67.2%
Table 4. Densitățile ursului (indivizi/100 km2) și intervale de încredere de 95% (în
paranteze), estimate din abundențele medii de model bazate pe detecție pe transect și
home range KDE50% obținut din datele de telemetrie pe 17 urși din Carpați. Am folosit
mediana estimărilor KDE50%, calculată pentru perioadele in care s-au realizat
parcurgeri (noiembrie-decembrie și aprilie-mai), pentru a descrie zona de eșantionare
efectivă.
Zona
pilot
Suprafața
(km2)
Mar-Apr
2011
Noi-Dec
2011
Mar-Apr
2012
Densitatea
Medie
(urși/100
km2) Sezon 1 Sezon 2 Sezo 3
Herculian 163.9 10.0
(95%CI
=6.2 – 13.8)
7.5
(95%
CI=4.1 –
10.9)
12.7
(95%
CI=8.1 –
17.3)
10.1
(95%
CI=6.8 -
13.4) Lepsa 110.6 9.8
(95%
CI=6.0 –
13.6)
12.1
(95%
CI=6.8 –
17.3)
10.7
(95%
CI=6.8 –
14.6)
10.8
(95%
CI=7.2 -
14.5) Madaras 117.7 14.8
(95%
CI=9.1 –
20.5)
14.2
(95%
CI=8.3 –
20.2)
11.7
(95%
CI=7.6 –
15.8)
13.7
(95%
CI=9.1 -
18.0) Tarnave
SCI
370.8 14.7
(95%
CI=9.6 –
19.7)
14.7
(95%
CI=9.6 –
19.7) Densitatea
medie
(urși/100
km2)
11.5
(95%
CI=7.8 –
15.3)
11.3
(95%
CI=7.4 –
15.2)
12.4
(95%
CI=8.6 –
16.3)
Între FV, densitatea medie a variat între 7.5 indivizi/100 km2, (i.e., Herculian in
noiembrie-decembrie 2011) și 14.8 indivizi/100 km2, (i.e., Mădăraș in martie-aprilie
2011). SCI Târnave a avut cea mai mare densitate 14.7 (95% CI = 9.6-19.7 indivizi/100
km2), în timp ce Mădăraș a avut cea mai mare densitate considerând toate cele trei
16
sezoane: 13.7 (95% CI = 9.1-18.0 indivizi/100 km2) (Table 4). Valoarea mediană (±
bootstrapped SE) a home range-ului utilizat în calculul densității a fost 5.58 km2 (SE =
1.08 km2) (estimate pentru 17 urși pe perioada noiembrie-decembrie și martie-aprilie).
Cea mai importantă variabilă predictoare pentru detecție a fost grosimea stratului de
zăpadă pentru martie-aprilie 2011 și noiembrie-decembrie 2011, fiind invers corelată
cu rata de detecție. Pentru aceste două sezoane, cea mai mare probabilitate de detecție
a fost înregistrată atunci când stratul de zăpadă a avut grosimi variind între 1 si 10 cm.
Pentru sezonul martie-aprilie 2012, variabila predictoare a fost substratul (cea mai mare
detecție când substratul a fost zăpada).
Intervalele de încredere calculate pentru densitățile de urs brun in zonele pilot (între
șapte și 16 indivizi/100 km2 fără femele cu pui) se încadrează în valori ale densităților
prezentate în alte zone din centrul și estul Europei, obținute totuși cu alte metodologii.
In Slovenia, Jerina și colaboratorii (2013) au integrat patru tipuri de date privind
distribuția spațială (observații la punctele de hrănire, date din cota realizată, date de
telemetrie GPS și analize genetice) obținând densități medii de 13 indivizi/100 km2 în
regiunea Munților Dinari (local densitățile ajungând la 40 indivizi/100 km2). In
Slovacia, Rigg și Adamec (2007) au alăturat informații de la observații directe și din
estimarea urmelor pe zăpadă, obținând valori între cinci si 11 indivizi/100 km2, în timp
ce în Grecia Karamanlidis și colaboratorii (2015) au utilizat analize genetice de la probe
colectate sistematic obținând densități între unu si 5.4 indivizi/100 km2.
Problema rezolvată prin această abordare este una tipică studiilor de monitorizare ce
vizează indivizi nemarcați/neidentificați (Linnell et al. 1998) și rezidă în dificultatea de
a extrapola abundențe înregistrate punctual, (i.e., în locația observatorului) sau linear,
(i.e., înregistrări pe transecte) la densități cât mai apropiate de realitate. Plecând de la
premisa că numărul de detecții este proporțional cu gradul de utilizare a unei zone și
prin urmare detecția crește de la marginea home range-ului către zonele centrale de
activitate (Popescu et al. 2014), am inclus în modelul de estimare a densității modelul
de variație al deplasărilor ursului brun, exprimat ca variabilitate în dimensiunea HR
(estimat folosind KDE50%) pe perioada de parcurgere a transectelor. Prin combinarea
analizelor urmelor pentru a estima abundența pe transect și informații despre HR pentru
a estima zona efectivă a transectelor, studiul nostru demonstrează o modalitate mai
precisă de estimare a densității care include intervale de încredere și care reflectă
incertitudinile provenite din ambele surse de date. Deoarece populațiile de urși bruni
nu variază foarte mult în intervalele de mai multe luni dintre perioadele considerate,
această constatare indică faptul că abordarea noastră este robustă și că monitorizarea
înainte și după hibernare este de natură să producă rezultate similar (Popescu et al.
2017). Noutatea metodei noastre constă în integrarea datelor de utilizare a spațiului
(estimări de HR) cu seturi de date independente privind prezența ursului (urme)
colectate în locații specifice (transecte).
17
5.2. Ecologia deplasării ursului brun în Carpații Orientali
5.2.1. Estimarea deplasărilor zilnice
Media distanțelor zilnice parcurse, calculate pentru urss, considerând date din
sezoane este de 1,818.78 m/zi (s.d. = 2,338.29 m/zi, max. = 20,833.7 m/zi).
deplasărilor sezoniere arată diferențe semnificative statistic între valorile
pentru cele patru sezoane (Kruskal-Wallis = 82.87, df = 3, p < 0.001),
sezonul somnului de iarnă și restul sezoanelor. Sezonul cu cea mai amplă
intermeni de distanță zilnică a fost sezonul de hiperfagie (
Figura 4) cu o valoare medie de 2,097 m (s.d. = 2,855.72). Sezonul ce cuprinde ieșirea
din somnul de iarnă și reproducerea este de asemenea un sezon activ pentru urs, fiind
estimată o deplasare zilnică de 1,884 m (s.d. = 2,257.21). Distanțele medii zilnice
estimate in sezonul fructelor de pădure (1,842 m, s.d. = 1,917.60) și în sezonul somnului
de iarnă (1,274 m, s.d. = 1,848.58) au fost cele mai reduse. Urșii echipați cu coliere
GPS s-au deplasat între a altitudine minim de 2334 m și una maximă de 1,634 m. Media
anuală a altitudiniilor înregistrate a fost de 886 m (s.d. = 242.56), iar media altitudinilor
înregistrate în cele patru sezoanee au fost: 933 m pentru somnul de iarnă (s.d. =
196.35), 932 m pentru ieșirea din bârlog și reproducere (s.d. = 204.86), 968 m pentru
sezonul fructelor de pădure (s.d. = 239.12) și 761 m pentru hiperfagie (s.d. = 246.27).
Cea mai mica altitudine (234 m) a fost înregistrată în sezonul de hiperfagie, iar cea mai
mare altitudine a fost înregistrată în sezonul somnului de iarnă. (1,634 m) (Figura 5).
Testul Kruskal-Wallis arată o diferență semnificativă statistic intre altitudinile
înregistrate in cele patru sezoane, (Kruskal-Wallis = 252.03, df = 3, p < 0.001),
respective între cele înregistrate în sezonul de hiperfagie și cele din restul sezoanelor.
Figura 5. A- Variația sezonieră a deplasării medii zilnice a urșilor bruni ; B-Variația
sezonieră a altitudinii în Carpatii Orientali din România și regiunea Subcarpatică. I -
somn de iarnă, II – ieșire din somnul de iarnă și reproducere, III - fructe de pădure și
IV - hiperfagie. Linia orizontală = valoarea mediană, cutia = intervalul interquartilic,
lățimea verticală = densitatea datelor în timpul unui sezon și punctele = valori
excepționale.
Distanțele zilnice medii înregistrate în studiul nostru sunt similar cu cele obținute în
alte studii – media distanțelor zilnice de 1,500 m in Croatia (Huber and Roth 1993) și
18
o medie de 2,450 m in Grecia (Mertzanis et al. 2005). Având în vedere atât deplasarea
zilnică, cât și rezultatele analizei altitudinii, am observat variabilitatea mișcărilor
zilnice, sezoniere și altitudine ale urșilor bruni, ce pot fi relaționate cu disponibilitatea
resurselor de hrană naturale sezoniere și distribuția lor altitudinală.
5.2.2. Estimarea home range-ului pentru exemplare de urs din Carpații Orientali
folosind metoda poligonului minim convex.
Mediana home range-urilor calculate cu metoda MCP95% în Carpații Orientali și
Subcarpați a fost de 629.92 km2 (IQR = 925.66-131.12). Cel mai mic și cel mai mare
HR au fost înregistrate pentru masculi adulți (max. = 3,142.94 km2, min. = 73.35 km2)
(Figure 6). Nu am identificat diferențe semnificative statistic între HR-ul masculilor și
femelelor de urs (Mann-Whitney W = 17, p = 0.94) dar în cazul masculilor au fost
înregistrate diferențe ample ale HR-ului. De asemenea nu am constatat diferențe
semnificative între adulți si subadulți (Mann-Whitney W = 14, p = 0.44), dar HR estimat
pentru urșii subadulți au arătat variații individuale mai mari.
Cel mai mic HR calculat cu metoda MCP 95%, pentru fiecare sezon (2.98 km2) a fost
estimat pentru sezonul somnului de iarnă, în cazul unui mascul subadult, iar cel mai
mare (2,036.11 km2) a fost estimat pentru un mascul adult în sezonul de hiperfagie
(Table 5). În plus, nu am înregistrat diferențe semnificative statistic între HR-urile
sezoniere estimate prin MCP95% (Kruskal-Wallis = 3.86, df = 3, p = 0.28).
Table 5. Home range-ul sezonier calculate cu metoda MCP95% în Carpații Orientali
și Subcarpați (n = 10, F – femelă, M – mascul, A – adult, S – subadult).
Cod urs Sex Clasa
de
vârstă
MCP95% (km2)
Somnul
de iarnă
Ieșirea din
bârlog și
reproducere
Fructe de
pădure
Hiperfagie
BearM2H2 M S 29.88 22.98 24.04 54.50
BearM4H4 F S 2.98 6.54 425.66 69.52
BearM5H5 M A 56.95 49.79 16.71 23.89
BearM6H6 M A 344.92 54.95 109.88 854.02
BearM8H8 F A 77.30 94.59 57.87 85.71
BearM10H9 M A 27.25 115.11 188.43 113.39
BearM12H11 M A 252.72 211.75 1195.78 2036.11
BearM14H13 M S 46.82 34.24 210.78 1222.29
BearM15H14 M A 177.14 14.36 201.84 79.06
BearM18H17 M S 7.76 1561.42 3.03 1047.06
Mediana
IQR
CI
51.88
152.18-
27.90
52.37
109.98-
25.79
149.155
208.54-
32.49
99.55
998.8-71.90
Analiza noastră privind HR-ului ursului brun și utilizarea spațiului din datele de
telemetrie GPS a arătat că predicțiile anterioare ale ecologiei deplasării ursului și ale
19
HR-urilor din Carpații români nu au fost realiste. Mediana HR-ului MCP95% (~ 630
km2) și mediana centrelor de activitate (KDE50%) (~ 36 km2) au fost de peste trei ori
mai mari decât în informațiile publicate. Dimensiunile HR-urilor mai mari din studiul
nostru ar putea fi cauzate de factori externi, cum ar fi deranjul uman datorat activităților
de exploatare forestieră, peisajele eterogene sau disponibilitatea resurselor de hrană. În
special, dimensiunile HR și a centrelor de activitate pot fi influențate de prezența
punctelor de hrănire (de la trei la cinci puncta la 100 km2 în zona de studiu) (estimarea
personală a autorului).
I. II.
Figure 6. Variația ale I – Home range (MCP95%) pe clase de vârste (A) și sexe (B) și
II.- centre de activitate (KDE50) pe clase de vârste (A) și sexe (B) în Carpații Orientali
și Subcarpați (cutie = intervalul interquartilic, linia orizontală = mediană, whiskers =
1,5 × intervalul interquartilic și punctele = valori excepționale).
Home range-urile individuale sezoniere au variat de la câțiva kilometri pătrați până la
peste 2000 km2, iar pentru sezonul de hiperfagie HR-urile au avut valori mai mari (vezi
Figura 6). Cu toate acestea, nu am detectat diferențe semnificative între sezoane.
Rezultatele noastre arată, de asemenea, că nu există diferențe între clasele de vârstă sau
între masculi și femele, ceea ce diferă față de concluziile altor studii europene (Dahle
și Swenson 2003). Cu toate acestea, am detectat variații mai mari în dimensiunile HR
pentru masculi și subadulți.
5.2.3. Identificare centrelor de activitate în interiorul home range-urilor
Numărul centrelor de activitate estimate î interiorul HR, utilizând metoda kernel density
(KDE50), a variat între un minim 1 și un maxim de 4 (mediana=2). Mediana suprafeței
centrelor de activitate a fost de 36.37 km2 (IQR = 84.71-11.91), cu un minim si un
maxim înregistrate pentru masculi adulți de 1.04 km2 respectiv 363.81 km2. Variația
anuală a numărului de centre de activitate (între 1 și 4) și valoarea mediană a
suprafețelor centrelor de activitate (KDE50), estimată aproximativ la 40 km2, arată că
ursii pot utiliza mai intens mai multe zone pe parcursul anului și astfel de zone pot să
fie mai mari decât suprafața unui fond de vânătoare.
20
5.2.4. Suprapunerea între home range-ul urșilor și suprafața fondurilor cinegetice
Suprafața medie a unui număr de 272 FV din zona de studiu a fost de 126.97 km2 (s.d.
= 32.56 km2, min. = 70.56 km2, max. = 294.56 km2). Numărul de FV ce s-au suprapus
cu HR calculate cu MCP95% a variat între două și 32 de FV (median = 8, IQR = 17-4),
cu observația că HR-urile masculilor s-a suprapus cu mai multe FV decât HR-urile
femelelor, iar HR-urile subadulților cu mai multe FV decât cele ale adulților (Figure
7). Numărul de FV ce s-au suprapus cu centrele de activitate din interiorul HR calculate
cu KDE50 a variat între 1 și 10 FV (median = 3, IQR = 7-2), cu observația că centrele
de activitate ale masculilor s-a suprapus cu mai multe FV decât cele ale femelelor.
Numărul median de opt FV care se suprapun cu HR (MCP95%) și numărul mediu de
trei FV care se suprapun cu centrele de activitate (KDE50) sugerează că dimensiunea
fondurilor de vânătoare din aria noastră de studiu (media=126,97 km2) ar putea să nu
fie potrivită pentru planificarea gestionării ursului, mai ales ca unitate de bază a
evaluării populației, așa cum se întâmplă în prezent.
I. II.
Figure 7. I.-Numărul de fonduri de vântoare (GMUs) suprapuse cu HR-ul anual
MCP95% al urșilor subadulti/adulti (A) și HR urșilor femele/masculi (B) și II.- .
Numărul de fonduri de vântoare (GMUs) suprapuse cu centrele de activitate anuale
KDE50 al urșilor subadulti/adulti (A) și al urșilor femele/masculi (B) în Carpații
Orientali și Subcarpați (cutie = intervalul interquartilic, linia orizontală = mediană,
whiskers = 1,5 × intervalul interquartilic și punctele = valori excepționale).
Deoarece ursul brun pot utiliza mai multe FV pe an sau în timpul unui singur sezon,
este posibil ca o abordare regională a monitorizării bazate pe camerele cu senzori și
măsurarea urmelor pe transecte (Popescu et al., 2017) sau tehnicile non-invazive de
ADN (Proctor et al. 2010) poate oferii rezultate mai bune.
5.3. Habitate cheie pentru conservarea ursului brun în Carpații Orientali
5.3.1. Mărimea home range-urilor sezoniere estimate cu metoda Brownian Bridge
Movement Model
Estimarea a identificat o variație sezonieră între HR-uri, sezonul somnului de iarnă
având HR-ul cel mai mic (median (IQR) = 28.2 (9.8-42.4) km²) iar sezonul de
hiperfagie cel mai mare (127.3 (62.2-288.5) km²). Masculi au avut cele mai mari
teritorii în toate cele patru sezoane. În general, au existat variații mari în utilizarea
21
spațiului între urșii individuali, suprafețele variind de la 34,4 la 550,6 km² în timpul
sezonului de hiperfagie.
5.3.2. Selecția sezonieră a habitatelor
Selecția habitatului la nivel de populație, pe baza raportului de selecție ale lui Manly,
diferă de selecția aleatorie în toate anotimpurile atât pentru masculi, cât și pentru femele
(p <0,01 pentru testul chi-pătrat). Urșii masculi au selectat pădurile mixte pe perioada
somnului de iarnă (Wi = 4.46, SE = 0.74); pădurile mixte (Wi = 3.20, SE = 0.51), zonele
de tranziție cu arbuști (Wi = 2.56, SE = 0.77) și pădurile de conifere (Wi = 1.71, SE =
0.46) în sezonul ieșirii de bârlog și reproducere (Wi = 1.71, SE = 0.46); zonele de
tranziție cu arbuști (Wi = 3.24, SE = 0.76) și pădurile mixte (Wi = 2.20, SE = 0.54) în
sezonul fructelor de pădure; si pădurile mixte (Wi = 1.84, SE = 0.35) și zonele de
tranziție cu arbuști (Wi = 1.63, SE = 0.76) în sezonul de hiperfagie (Figura 8). Selecția
habitatelor de către femele s-a limitat la pădurile mixte și de conifere în perioada
somnului de iarnă (Wi = 3.44, SE = 0.76 și Wi = 1.86, SE = 0.99),după ieșirea din
bârlog și reproducere (Wi = 2.84, SE = 0.72 și Wi = 1.61, SE = 1.08) și sezonul fructelor
de pădure (Wi = 2.7, SE = 0.80 și Wi = 1.15, SE = 0.38). Femelele și masculi au avut
un tipar al selecției habitatelor apropiat pentru sezonul de hiperfagie (Figura 8).
Figura 8. Selecția habitatelor la nivel de populație pe baza rapoartelor de selecție ale
lui Manly.
22
Analiza selecției habitatelor la nivel de populație utilizând raportul de selecție Manly
(Manly et al. 2004), a permis identificare unei selecții semnificative de către ursul brun
a pădurilor mixte și a pădurilor de foioase, dar de asemenea și a zonelor de tranziție cu
arbuști, în mod similar cu alte studii din Carpați (Ziółkowska et al. 2016) sau din Pirinei
(Martin et al. 2012). Analiza noastră confirmă selectivitatea sezonieră a diferitelor tipuri
de habitate. În cazul indivizilor de urși masculi, a fost identificată o selecție
semnificativă a zonelor de tranziție cu arbuști, asociată cu cantitățile mari de fructe de
pădure (de exemplu, afine, mure, zmeură etc.) în sezonul fructelor de pădure (Figura
8). În sezonul hiperfagiei, asociat cu sfârșitul verii și toamnei, selecția habitatelor de
către masculi sa manifestat către pădurile de foioase asociate cu prezența fagului și
stejarului; specii ale căror fructe sunt o resursă de bază în dieta ursului (Micu 1998).
Masculii și femelele au prezentat modele de selecție diferite, masculii manifestând o
selecție mai generalistă în toate sezoanele (cu excepția iernii) și femelele selectând în
cea mai mare parte a anului pădurile mixte (mai puțin selectate în timpul sezonului de
hiperfagie).
5.4. Conservarea ursului brun în contextul conflictelor dintre om și animalele
sălbatice
5.4.1. Prezentare generală a conflictelor urs-om în aria de studiu Covasna-Harghita-
Vrancea
Daunele cauzate de ursul brun nu au avut aceași frecvență ani succesivi din perioada de
timp luată în considerare, prima observație fiind că numărul de incidente variază de la
an la an. În plus, frecvența pagubelor variază de la o lună la alta, numărul maxim de
incidente fiind înregistrat între iulie și septembrie. Cu toate acestea, trebuie subliniat că
fluctuațiile în conflictele raportate anual pot fi influențate de cadrul administrativ. În
ceea ce privește numărul incidentelor raportate, 66 % dintre acestea au implicat
uciderea animalelor domestice și 26% distrugerea culturilor de către urșii bruni
(Tabelul 2). Cu toate acestea, urșii pot avea mai multe șanse de a consuma recolte (în
special porumb) în perioada hiperfagiei, având în vedere rezultatele analizei de selecție
a habitatelor, dar prezența în culturilor nu este confirmată uniform sau de existența unor
daune semnificative, cu mențiunea că e dificil de animalul care a produs paguba
datorită prezenței mistrețului în același areal. Analiza daunelor asupra animalelor
domestice arată că principalele specii țintă ale atacului au fost bovinele și ovinele
(Tabelul 6).
5.4.2 Principalele arii de conflict ce implică atacuri asupra animalelor
În urma analizei distribuției spațiale, am identificat clasele de habitate în care au avut
loc incidentele. Doar 43.9% din incidente(n = 342) au avut loc în pășuni și fânețe și în
zone cu vegetație rară, adică principalele suprafețe utilizate de fermieri pentru creșterea
animalelor, în timp ce în habitatele forestiere au avut loc 13.7% din incidente (n=106).
Alte 134 incidente au avut loc în alte clase de habitat, dar fiind situate în apropierea
23
pădurii forestiere (la mai puțin de 50 m). În plus, 15.4% (n = 120) dintre conflicte au
avut loc în spațiul urban.
A. B.
Figura 9. A- Localizarea incidentelor raportate în județele Covasna, Harghita și
Vrancea între 2007 și 2016; B- Zonele fierbinți (hot spot) pentru incidentele raportate
în județele Covasna, Harghita și Vrancea între 2007 și 2016
Tabel 6. Animale ucise sau rănite între 2007 și 2016 în județele Covasna, Harghita și
Vrancea
Specia
atacată
Număr de
incidente*
Animale
domestice
ucise sau
rănite
Media
numărului de
animale ucise
sau
rănite/incident
Mediana
numărului de
animale ucise
sau
rănite/incident
Numărul
minim
de
animale
ucise
Numărul
minim
de
animale
ucise
Bovine 430 487 1.13 (1) 1 1 4
Cai 23 27 1.2 (1) 1 1 3
Iepuri 15 132 8.8 (6) 6 2 30
Oi și
capre
226 939 4.27 (2) 2 1 72
Găini 33 434 13.15 (8) 8 2 57
Porci 72 124 1.7 (1) 1 1 8
Câini 1 7 - - -
* Totalul de 800 de incidente corespunde tuturor incidentelor înregistrate; numărul
incidentelor incluse în analiza spațială a fost de 779.
24
Pentru fiecare pătrat de 2 x 2 km habitatele din clasificare CLC pentru a verifica dacă
diversitatea habitatelor ar putea fi un factor în apariția conflictului. Comparând valoarea
SHDI între pătrate cu conflicte în afara zonelor fierbinți și valorile SHDI din zonele
fierbinți, nu am putut observa nici un fel de diferențe (Figura 10 B).
A B
Figure 10. A – Frecvența incidentelor (axa vertical) pentru valori diferite ale indicelui
de diversitate Shannon (SHDI) calculat pentru clasele de habitate CLC suprapuse cu
o grilă de pătrate de dimensiunea 2x2 km ca unitate de esantionaj și B – SHDI în toate
pătratele de 2x2 km cu incidente neincluse in zonele fierbinți respective SHDI în
pătratele incluse in zonele fierbinți
5.4.3. Evaluarea altor caracteristici spațiale ale distribuției spațiale a conflictelor
În sezonul de hiperfagie au fost selectate de către urs habitate de pădure, în special
pădurile mixte (Figura 8) existând astfel premisa ca frecvența incidentelor să fie mai
mare în vecinătatea acestora. La analiza prezenței (în procente) a tipurilor de păduri
(păduri de foioase, conifere și mixte ) în unitățile de eșantionare de 2x2 kilometri în
raport cu numărul de conflicte înregistrate, nu s-au observat nici un fel de corelații
(Tabelul 7).
Table 7. Verificarea corelației dintre numărul de conflicte înregistrate în cadrul
suprafețelor de eșantionaj de 2x2 m și tipul de pădure dominant în aceste suprafețe
(procentaj).
Păduri mixte Păduri de conifere Păduri de foioase
Pearson
Correlation
0.298 -0.234 0.111
Cu toate acestea, pentru diferite tipuri de conflicte, distanțele medii de la marginea
pădurii (Figura 11 A) au variat între 251 m (pentru uciderea animalelor) și 1.370 m
(pentru culturi), indicând diferite strategii la diferite exemplare de urși. Pentru a se
hrăni în culturile de porumb sau într-o stupină, urșii au călătorit pe distanțe mai mari
(până la 7.800 m) în afara habitatului lor preferat.
25
A. B.
Figure 11. A-Graficul frecvențele incidentelor in raport cu distanța față de liziera
păduri pentru atacurile asupra animalelor; B - Graficul frecvențele incidentelor in
raport cu distanța față de localități pentru atacurile asupra animalelor.
De asemenea, 200 de incidente (25.7%) au avut loc în interiorul localităților (144) sau
la o distanță mai mică de 100 m. Distanța medie față de localități (în linie dreaptă)
pentru toate locațiile (n = 779) a fost de 1.559 m (SD = 1671.56 m). Incidentele au avut
loc la altitudini cuprinse între 280 și 1.540 m, cu o medie a altitudinilor pentru cele 779
incidente estimată la 768 m (SD = 207.43 m). Analiza abundenței urșilor in raport cu
numărul conflictelor arată că există o mare varietate de abundențe raportate (la nivel de
FV în 2016) în raport cu frecvențele conflictelor înregistrate, iar o corelație slabă (r =
0,217, p <0,001) a fost observată între numărul de conflicte și abundența de urși
(estimare realizată pentru suprafețele de eșantionaj de 2 x 2 km). Distribuția conflictelor
din rețeaua de arii protejate arată că 103 de conflicte (13%) au avut loc în interiorul
siturilor Natura 2000 în care ursul brun este prezent în formularul standard.
5.4.2. Interpretarea distribuției conflictelor în raport cu habitatele și prezența omului.
Variabilele utilizate în analiză, pentru a identifica acele elemente care pot contribui la
apariția unei frecvențe mai mari a daunelor, nu au confirmat ipoteza studiului privind
influența factorilor de mediu asupra apariției daunelor. În cazul uciderii animalelor
domestice, 30% din incidente au avut loc în pădure sau la marginea pădurii (50 m,
Figura 11), sugerând două posibilități: managementul necorespunzător al șeptelului
sau atacurile oportuniste ale urșilor. Prezența unui anumit tip de pădure (de exemplu,
pădurile mixte) nu explică frecvențele ridicate ale conflictelor, deși zonele cu un
procent ridicat de acoperire a pădurilor (valoare SHDI scăzută) au avut cifre de conflict
mai mici. Frecvența înaltă a daunelor în interiorul sau în apropierea localitățile ridică
întrebări privind adaptarea comportamentului de hrănire (Smith et al. 2005), în special
pentru acele localități aflate la distanțe mai mari de păduri. În studiul nostru, numărul
de urși la nivel de fond de vânătoare nu a explicat un număr mai mare de incidente.
Astfel, putem susține rezultatele prezentate de Bereczky et al. (2011), care arată că,
pentru o zonă, un număr mic de urși au fost responsabili de aproximativ 30% din
26
incidentele înregistrate. Luând în considerare, de asemenea, zonele fierbinți, care includ
54% din daune dar acoperă doar 7.5% din suprafața studiată, putem specula că tehnicile
de creștere a animalelor reprezintă principalul factor care conduce la apariția
conflictelor, numărul de urși și caracteristicile peisajului având roluri secundare și
imprevizibile. Astfel, pot apărea conflicte în tot arealul de prezență a ursului brun, în
zone în care exista diverși factori favorizanți, alții decât elementele de peisaj.
6. CONCLUZII
Primul nostru obiectiv, care abordează problema dezvoltării unei metode standardizate
bazate pe metoda de monitorizare tradițională pentru ursul brun și evaluarea unei
abordări alternative pentru estimarea densității ursului brun, a condus la rezultate
pozitive, respectiv la valori relativ constante ale densității ursului brun pe parcursul
studiului. Metoda noastră s-a bazat pe un sistem menit să reducă posibilitatea numărării
duble a aceluiași individ/exemplar (slăbiciunea principală a actualei metode), folosind
o metodă standardizată pentru măsurarea și înregistrarea urmelor de urs, menținând în
același timp variația adecvată în probabilitatea de detectare pentru utilizarea în modelul
de N-mixture. Pentru a aborda problema identificării suprafeței efective de eșantionare
și a proiectării lungimii și distribuției transectelor, am luat în considerare atât mișcările
zilnice și sezoniere, cât și mărimea home range-ului la planificarea studiului de
monitorizare.
Prin combinarea înregistrării standard urmelor pe transecte definite (abundența estimată
la nivel de transect) cu selecția habitatului și a informațiilor despre home range, putem
obține o estimare mai precisă a densității în zona de interes, estimare care ar putea fi
caracterizată prin rezultat coerent și prin intervalele de încredere ce reflectă
incertitudinile surselor de date (Popescu et al., 2017). Cu toate acestea, limitările
studiului nostru, de exemplu femele cu puii ce nu au fost prezente/identificate în
perioada colectării datelor cu condiții optime de acoperire a terenului, ce ar putea duce
la o subestimare a abundenței, împreună cu alte surse suplimentare de incertitudine,
cum ar fi zona efectivă de eșantionare și intervalele largi de încredere rezultate în jurul
valorilor densității estimate, sugerează că metoda noastră poate fi privită ca o soluție
temporară. Aplicată pe larg în mai multe fonduri de vânătoare, metoda de monitorizare
descrisă aici are potențialul de a oferi o evaluare mai bună a tendinței populației pe
termen scurt, comparativ cu metodele actuale; prin urmare, recomandăm evitarea
utilizării fondurilor de vânătoare ca unități de eșantionare. Deoarece managerii faunei
sălbatice din România sunt încă constrânși de lipsa resurselor (financiare, tehnice și
umane) atunci când pun în aplicare metode de monitorizare bazate pe identificarea de
urme, este necesar să fie înțeleasă importanța modului în care este planificată
colectarea datelor, utilizând ipoteze biologice și ecologice referitoare la specie și
habitatul acesteia.
Estimările noastre arată că mărimea HR a ursului brun din România este comparabilă
cu mărimea HR calculată pentru populațiile de urs din Bulgaria (Gavrilov et al. 2015),
Suedia (Dahle et al. 2006) și Italia (Preatoni et al. 2005), dar în mod surprinzător, este
27
mai mare decât dimensiunile înregistrate în aceste țări. Cu toate acestea, trebuie să fim
conștienți de faptul că utilizarea peisajelor este dinamică (Penteriani et al. 2018) și acest
lucru se reflectă în mărimea și forma HR. Un HR larg crește probabilitatea de a avea
un număr mai mare de habitate disponibile, sporind potențialul de a acoperi mai multe
fonduri de vânătoare și, probabil, crescând utilizarea în comun cu oamenii a habitatelor.
În studiul nostru privind ecologia deplasării ursului brun și a utilizării spațiului în
Carpații Orientali și în regiunea subcarpatică nu am identificat diferențe semnificative
în HR între masculi și femele sau între adulți și subadulți. Numărul centrelor de
activitate identificate pentru fiecare urs a variat între unul și patru, în timp ce suprafața
medie a fost estimată la doar 36,37 km2, ceea ce demonstrează că urșii pot folosi
intensiv mai multe zone pe parcursul anului și că aceste zone pot fi mai mari decât un
fond de vânătoare.
Variabilitatea dimensiunilor HR în diferite anotimpuri ca urmare a deplasărilor se
reflectă și în selecția diferitelor tipuri de habitate în diferite sezoane (Wilson et al. 2005,
Ciucci et al. 2014, Penteriani et al. 2018). Rezultatele noastre confirmă această ipoteză,
așa cum s-a propus în cel de-al treilea obiectiv al tezei, și anume evaluarea selecției
resurselor de către ursul brun în Carpații Orientali din România pentru a caracteriza
selecția habitatului la nivel de populație. Pădurile mixte reprezintă un tip de habitat
selectat în toate anotimpurile (Pop et al. 2018b), inclusiv iarna (Iosif et al. 2019), atât
de către femelele, cât și de masculii din Carpații Orientali și regiunea subcarpatică. Într-
un habitat forestier de tranziție, zonele cu arbuști reprezintă o atracție importantă pentru
urși și s-a identificat o selecție semnificativă a acestui tip de habitat. De aceea, mișcările
sezoniere ale ursului brun din Carpați ar trebui analizate în raport cu schimbările
sezoniere ale dietei ursului brun. Acest factor este adesea folosit în alte studii (Štofik
et al. 2013, Ciucci et al. 2014) pentru a explica schimbările în ceea ce privește
deplasarea și selecția habitatului ursului brun. Perturbările umane cauzate de activități
tradiționale, cum ar fi silvicultura, vânătoarea și agricultura, ar trebui luate în
considerare în studii suplimentare.
Deoarece coexistența este determinată de utilizarea aceluiași peisaj atât de către oameni
cât și de urși, cu conflicte minime, integrarea rezultatelor monitorizării urșilor și
monitorizării daunelor indică o suprapunere a habitatelor utilizate pentru creșterea
animalelor cu habitatele folosite de urs, în principal pentru hrană. Mărimea populației
de urs este considerată de mai mulți factori interesați ca fiind principalul motiv pentru
apariția conflictelor, prin urmare aceeași abundență de urși ar trebui să fie direct
proporțională cu daunele în diferite zone, o situație neconfirmată de datele privind
conflictele analizate. Deși am luat în considerare distribuția daunelor în relație cu
habitatele selectate de ursul brun, nu am descoperit un complex de factori structurali ai
peisajului care să favorizeze apariția conflictelor, de aceea sugerăm ca apariția
conflictelor să fie interpretată în primul rând ca rezultat al oportunismului unor
specimene de urs brun de a consuma hrană de origine antropică și al incapacității
omului de a asigura o protecție eficientă a fermei. Interpretarea datelor de selecție a
habitatului (fără o selecție semnificativă a terenurilor agricole) și a datelor privind
distribuția terenurilor agricole sugerează că daunele asupra recoltelor sunt cauzate doar
de un segment al populației de urs, reprezentat în principal de urși tineri subadulți, în
28
dispersie (Penteriani et al. 2018). Putem concluziona că conflictele apar în principal din
cauza (1) comportamentului oportunist al urșilor combinat cu gestionarea slabă a
fermelor și (2) comportamentul specific al unor indivizi. Din această perspectivă, un
model strategic de rezolvare a conflictelor ar trebui să stabilească în mod clar cauza
conflictelor și să ajungă la o soluție eficientă, fără a alimenta dezbaterile politice prin
promovarea unor soluții strict reactive (Hartel et al. 2019). O slăbiciune a sistemului
rezultă din neînțelegerea mecanismelor ecologice care stau la baza producerii daunelor,
respectiv utilizarea informațiilor ecologice învechite sau nerealiste, care alimentează în
continuare conflictele dintre părțile interesate. Trebuie să subliniem faptul că numai
perspectiva ecologică, prezentată parțial în această teză referitoare la managementul
ursului, nu este suficientă pentru a menține coexistența urs brun-om. Aspectele sociale,
generate de păgubirea proprietăților, trebuie, de asemenea, să fie abordate în mod
obiectiv, pentru a oferi soluții eficiente (Hartel et al. 2019).
Pledoaria noastră privind necesitatea de a reduce subiectivismul actual existent în
relație cu cele trei subiecte menționate mai sus este susținută de rezultatele prezentate
în această teză. Cheia ecologică de integrare a acestora într-o strategie de conservare a
urșilor bruni în regiunea Carpaților din România este reprezentată așadar de mișcările
individuale ale urșilor din cadrul habitatelor existente care beneficiază (teoretic) de
același sistem de management. Mai exact, studiul nostru susține implementarea
monitorizării ursului brun la scară regională, mai degrabă decât concentrarea asupra
fondurilor de vânătoare asimilată unei unități de eșantionaj în monitorizare (Popescu
et al. 2016). În plus, inițiativele de conservare ar trebui să acopere suprafețe mari, ceea
ce pare dificil în România, având în vedere tendința celor implicați de a lucra la nivel
local (Nita et al. 2016). Această teză oferă informații importante pentru principalele
grupuri interesate din România de a începe colaborarea pentru a conserva pe termen
lung nu doar populația de urs brun, ci și coexistența ursului cu oamenii. Știința
transparentă, acceptată de toate părțile, ar putea fi catalizatorul în România pentru
reconcilierea strategiilor de conservare a carnivorelor mari (Popescu et al., 2019). Mai
mult, rezultatele noastre pot fi utilizate pentru îmbunătățirea și planificarea viitoarelor
cercetări, cum ar fi studiile de selecție a habitatelor, studiile de conectivitate a
habitatelor și estimările populației de urs brun din România.
29
BIBLIOGRAFIE
1. Aebischer, N. J., P. A. Robertson, and R. E. Kenward. 1993. Compositional
Analysis of Habitat Use From Animal Radio-Tracking Data. Ecology 74:1313–1325.
2. Almăşan, H., T. Babuţia, V. Cotta, and C. Popescu. 1963. Contribuţii la
cunoaşterea răspăndirii şi biologiei ursului (Ursus arctos L. ) în R.P.R. Studii şi
Cercetări INCEF 23:51–70.
3. Almpanidou, V., A. D. Mazaris, Y. Mertzanis, I. Avraam, I. Antoniou, J. D.
Pantis, and S. P. Sgardelis. 2014. Providing insights on habitat connectivity for male
brown bears: A combination of habitat suitability and landscape graph-based models.
Ecological Modelling 286:37–44.
4. Angelstam, P., M. Elbakidze, R. Axelsson, P. Čupa, H. Luboš, Z. Molnar, I.
Pătru-Stupariu, K. Perzanowski, L. Rozylowicz, T. Standovar, M. Svoboda, and J.
Törnblom. 2013. Maintaining Cultural and Natural Biodiversity in the Carpathian
Mountain Ecoregion : Need for an Integrated Landscape Approach. Page in J. Kozak,
K. Ostapowicz, A. Bytnerowicz, and B. Wyżga, editors. The Carpathians: Integrating
Nature and Society Towards Sustainability. Springer-Verlag, Berlin Heidelberg.
5. Artelle, K. A., S. C. Anderson, A. B. Cooper, P. C. Paquet, J. D. Reynolds, and
C. T. Darimont. 2013. Confronting uncertainty in wildlife management: Performance
of grizzly bear management. PLoS ONE 8:e78041.
6. Bartoń, K. A., T. Zwijacz-Kozica, F. Zięba, A. Sergiel, and N. Selva. 2019. Bears
without borders: Long-distance movement in human-dominated landscapes. Global
Ecology and Conservation 17:e00541.
7. Bereczky, L. 2016. PhD Thesis. Individual distinctiveness in juvenile brown
bears - have personality constructs predictive power across time and situations?
University of Sopron.
8. Bereczky, L., I. M. Pop, and S. Chiriac. 2011. Trouble-Making Brown Bear Ursus
Arctos Linnaeus, 1758 (Mammalia: Carnivora) - Behavioral Pattern Analysis of the
Specialized Individuals. Travaux du Muséum National d’Histoire Naturelle Grigore
Antipa 54:541–554.
9. Berns, V. D., and R. J. Hensel. 1972. Radio Tracking Brown Bears on Kodiak
Island. Pages 19–25 Bears: Their Biology and Management. International Bear
Association.
10. Blanco, J. C. (Ed). 2012. Towards a population level approach for the
management of large carnivores in Europe. Challenges and opportunities. Brussels.
11. Boitani, L., F. Alvarez, O. Anders, H. Andren, E. Avanzinelli, V. Balys, J. C.
Blanco, U. Breitenmoser, G. Chapron, P. Ciucci, A. Dutsov, C. Groff, D. Huber, O.
Ionescu, F. Knauer, I. Kojola, J. Kubala, M. Kutal, J. Linnell, A. Majic, P. Mannil, R.
Manz, F. Marucco, D. Melovski, A. Molinari, H. Norberg, S. Nowak, J. Ozolins, S.
Palazon, H. Potocnik, P.-Y. Quenette, I. Reinhardt, R. Rigg, N. Selva, A. Sergiel, M.
Shkvyria, J. Swenson, A. Trajce, M. Von Arx, M. Wolfl, U. Wotschikowsky, and D.
Zlatanova. 2015. Key actions for Large Carnivore populations in Europe. Institute of
Applied Ecology (Rome, Italy). Report to DG Environment, European Commission,
Bruxelles. Contract no. 07.0307/2013/654446/SER/B3
12. Boitani, L., and R. A. Powell. 2012. Carnivore Ecology and Conservation. A
Handbook of Techniques. Oxford University Press, New York.
13. Bojarska, K., and N. Selva. 2012. Spatial patterns in brown bear Ursus arctos diet:
the role of geographical and environmental factors. Mammal Review 42:120–143.
14. Boyce, M. S., and L. L. McDonald. 1999. Relating populations to habitats using
resource selection functions. Trends in Ecology & Evolution 14:268–273.
30
15. Burnham, K. P., and D. Anderson. 2002. Model Selection and Multimodel
Inference: A Practical Information-theoretic Approach. Second Edi. Springer-Verlag
New York, New York.
16. Burt, W. H. 1943. Territoriality and Home Range Concepts as Applied to
Mammals. Journal of Mammalogy 24:346–352.
17. Calenge, C. 2006. The package “adehabitat” for the R software: A tool for the
analysis of space and habitat use by animals. Ecological Modelling 197:516–519.
18. Calenge, C., and A. B. Dufour. 2006. Eigenanalysis of selection ratios from
animal radio-tracking data. Ecology 87:2349–2355.
19. Campbell, L. A., R. A. Long, and W. J. Zielinski. 2008. Integrating Multiple
Methods to Achieve Survey Objectives. Pages 223–237 in R. A. Long, M. Paula, W. J.
Zielinski, and C. R. Justina, editors. Noninvasive Survey Methods for Carnivores.
Island Press, London.
20. Can, Ö. E., N. D’Cruze, D. L. Garshelis, J. Beecham, and D. W. Macdonald.
2014. Resolving Human-Bear Conflict: A Global Survey of Countries, Experts, and
Key Factors. Conservation Letters 7:501–513.
21. Cazacu, C., M. C. Adamescu, O. Ionescu, G. Ionescu, A. Coţovelea, R. Jurj, M.
Popa, and R. Cazacu. 2014. Mapping trends of large and medium size carnivores of
conservation interest in Romania. Annals of Forest Research 57:97–107.
22. Chapron, G., P. Kaczensky, J. D. C. Linnell, M. Von Arx, D. Huber, H. Andrén,
J. Vicente López-Bao, M. Adamec, F. Álvares, O. Anders, L. Balčiauskas, V. Balys, P.
Bedő, F. Bego, J. C. Blanco, U. Breitenmoser, H. Brøseth, L. Bufka, R. Bunikyte, P.
Ciucci, A. Dutsov, R. W. Mysłajek, S. Nowak, J. Odden, J. Ozolins, G. Palomero, M.
Paunović, J. Persson, H. Potočnik, P.-Y. Quenette, G. Rauer, I. Reinhardt, R. Rigg, A.
Ryser, V. Salvatori, T. Skrbinšek, A. Stojanov, J. E. Swenson, L. Szemethy, A. Trajçe,
E. Tsingarska-Sedefcheva, M. Váňa, R. Veeroja, P. Wabakken, M. Wölfl, S. Wölfl, F.
Zimmermann, D. Zlatanova, and L. Boitani. 2014. Recovery of large carnivores in
Europe’s modern human-dominated landscapes Guillaume. Science 346:1517.
23. Ciarniello, L. M., M. S. Boyce, D. R. Seip, and D. C. Heard. 2007. Grizzly bear
habitat selection is scale dependent. Ecological Applications 17:1424–1440.
24. Cicnajak, L., D. Huber, H. U. Roth, R. L. Ruff, and Z. Vinovrski. 1987. Food
habits of brown bears in Plitvice Lakes National Park, Yugoslavia. Pages 221–226
Bears: Their Biology and Management. International Bear Association.
25. Ciucci, P., E. Tosoni, G. Di Domenico, F. Quattrociocchi, and L. Boitani. 2014.
Seasonal and annual variation in the food habits of Apennine brown bears, central Italy.
Journal of Mammalogy 95:572–586.
26. Clevenger, A. P., F. J. Purroy, and M. R. Pelton. 1992. Food Habits of Brown
Bears (Ursus arctos) in the Cantabrian Mountains, Spain. Journal of Mammalogy
73:415–421.
27. Comșia, A. M. 1961. Biologia si principiile culturii vânatului. Editura Academiei
Republicii Socialiste România, București.
28. Cotta, V., M. Bodea, and I. Micu. 2001. Vânatul și Vânătoarea în România.
Editura Ceres, București.
29. Cozzi, G., M. Chynoweth, J. Kusak, E. Çoban, A. Çoban, A. Ozgul, and H.
Şekercioğlu. 2016. Anthropogenic food resources foster the coexistence of distinct life
history strategies: year-round sedentary and migratory brown bears. Journal of Zoology
300:142–150.
30. Craighead, J. J., and F. C. Craighead jr. 1972. Grizzly Bear-Man Relationships in
Yellowstone National Park. International Conference on Bear Research and
Management 2:304–332.
31
31. Craighead jr, F. C., and J. J. Craighead. 1972. Data on grizzly bear denning
activities and behavior obtained by using wildlife telemetry. International Conference
on Bear Research and Management 2:84–106.
32. Cristescu, B., C. Domokos, K. J. Teichman, and S. E. Nielsen. 2019. Large
carnivore habitat suitability modelling for Romania and associated predictions for
protected areas. PeerJ 7:e6549.
33. Dahle, B., O.-G. Støen, and J. E. Swenson. 2006. Factors influencing home-range
size in subadult brown bears. Journal of Mammalogy 87:859–865.
34. Dahle, B., and J. E. Swenson. 2003. Home ranges in adult Scandinavian brown
bears (Ursus arctos): Effect of mass, sex, reproductive category, population density and
habitat type. Journal of Zoology 260:329–335.
35. Darimont, C. T., P. C. Paquet, A. Treves, K. A. Artelle, and G. Chapron. 2018.
Political populations of large carnivores. Conservation Biology 32:747–749.
36. Davis, H., D. Wellwood, and L. Ciarniello. 2002. “Bear Smart” Community
Program: Background Report. BC Ministry of Water, Land and Air Protection,
Victoria.
37. Dice, L. R. 1938. Some Census Methods for Mammals. The Journal of Wildlife
Management 2:119–130.
38. Dolson, S. 2007. Responding to Human-Bear Conflict. A guide to non-lethal
management techniques. Get Bear Smart Society. Whistler, BC, Canada.
39. Doniță, N., C. Chiriță, and C. Roșu. 1981. Formațiile forestiere și condițiile lor
naturale de viață. Page in C. Chiriță, editor. Pădurile României. First Edit. Editura
Academiei Republicii Socialiste România, București.
40. Donita, N., A. Popescu, M. Paucã-Comãnescu, S. Mihãilescu, and I.-A. Biris.
2005. Habitatele din Romania. Editura Tehnică Silvică, București.
41. Dorresteijn, I., A. I. Milcu, J. Leventon, J. Hanspach, and J. Fischer. 2016. Social
factors mediating human–carnivore coexistence: Understanding thematic strands
influencing coexistence in Central Romania. Ambio 45:490–500.
42. Elfström, M., A. Zedrosser, O. G. Støen, and J. E. Swenson. 2014. Ultimate and
proximate mechanisms underlying the occurrence of bears close to human settlements:
review and management implications. Mammal Review 44:5–18.
43. Fahlman, Å., J. M. Arnemo, J. E. Swenson, J. Pringle, S. Brunberg, and G.
Nyman. 2011. Physiologic Evaluation of Capture and Anesthesia with Medetomidine–
Zolazepam–Tiletamine in Brown Bears (Ursus arctos). Journal of Zoo and Wildlife
Medicine 42:1–11.
44. Fiske, I., and R. Chandler. 2011. Unmarked : An R Package for Fitting
Hierarchical Models of Wildlife Occurrence and Abundance. Journal of Statistical
Software 43.
45. Garshelis, D. L., S. Baruch-Mordo, A. Bryant, K. A. Gunther, and K. Jerina.
2017. Is diversionary feeding an effective tool for reducing human–bear conflicts? Case
studies from North America and Europe. Ursus 28:31–55.
46. Gavrilov, G. V., D. P. Zlatanova, V. V. Spasova, K. D. Valchev, and A. A.
Dutsov. 2015. Home range and habitat use of brown bear in Bulgaria: The first data
based on GPS-Telemetry. Acta Zoologica Bulgarica 67:493–499.
47. Gazzola, A., C. Capitani, L. Mattioli, and M. Apollonio. 2008. Livestock damage
and wolf presence. Journal of Zoology 274:261–269.
48. Gese, E. 2001. Monitoring of terrestrial carnivore populations. Pages 372–396 in
J. L. Gittleman, S. M. Funk, D. W. MacDonald, and R. K. Wayne, editors. Carnivore
Conservation. Cambridge University Press & The Zoological Society of London,
Cambridge ; New York.
32
49. Gontier, M. 2007. Spatial ecological models - an overview. Pages 10–12 in S. M.
Brainerd, L. Kastdalen, and A. Seiler, editors. Habitat modelling-A tool for managing
landscapes? Report from a workshop held in Sunnersta, Sweden, 14-17 February 2006.
Oslo.
50. Güthlin, D., F. Knauer, T. Kneib, H. Küchenhoff, P. Kaczensky, G. Rauer, M.
Jonozovič, A. Mustoni, and K. Jerina. 2011. Estimating habitat suitability and potential
population size for brown bears in the Eastern Alps. Biological Conservation
144:1733–1741.
51. Hamer, D., and S. Herrero. 1987. Grizzly Bear Food and Habitat in the Front
Ranges of Banff National Park, Alberta. Bears: Their Biology and Management 7:199–
213.
52. Hartel, T., B. C. Scheele, A. T. Vanak, L. Rozylowicz, J. D. C. Linnell, and E. G.
Ritchie. 2019. Mainstreaming human and large carnivore coexistence through
institutional collaboration. Conservation Biology:cobi.13334.
53. Hayne, D. W. 1949. Calculation of Size of Home Range. Journal of Mammalogy
30:1–18.
54. Hopkins, J. B., S. Herrero, R. T. Shideler, K. A. Gunther, C. C. Schwartz, and S.
T. Kalinowski. 2010. A proposed lexicon of terms and concepts for human–bear
management in North America. Ursus 21:154–168.
55. Van Horne, B. 1983. Density as a Misleading Indicator of Habitat Quality. The
Journal of Wildlife Management 47:893–901.
56. Horne, J. S., E. O. Garton, S. M. Krone, and J. S. Lewis. 2007. Analyzing animal
movements using Brownian bridges. Ecology 88:2354–2363.
57. Huber, D., and H. U. Roth. 1993. Movements of European brown bears in
Croatia. Acta Theriologica 38:151–159.
58. Ielenicz, M., and I. G. Pătru. 2005. Geografia fizică a României. Editura
Universitară, București.
59. Illés, I., Z. Gál, F. Erdősi, I. Fodor, Z. Gal, W. Glowacki, Z. Hajdú, L. Hrubi, I.
Illes, L. Kotula, T. Kovács, K. Kuczynska, G. Lux, P. Pola, and Z. Raffay. 2007. Socio-
economic analysis of the Carpathian area. Transdanubian Research Institute, Pecs.
60. Iosif, R., M. I. Pop, S. Chiriac, R. M. Sandu, L. Berde, S. Szabó, L. Rozylowicz,
and V. D. Popescu. 2019. Den structure and selection of denning habitat by brown bears
in the Romanian Carpathians. Ursus (accepted).
61. Jerina, K., M. Jonozovič, M. Krofel, and T. Skrbinšek. 2013. Range and local
population densities of brown bear Ursus arctos in Slovenia. European Journal of
Wildlife Research 59:459–467.
62. Johnson, D. H. 1980. The Comparison of Usage and Availability Measurements
for Evaluating Resource Preference. Ecology 61:65–71.
63. Kaczensky, P., G. Chapron, M. von Arx, D. Huber, H. Andrén, and J. Linnell.
2012. Status, management and distribution of large carnivores-bear, lynx, wolf &
wolverine-in Europe, Part 2. Brussels.
64. Karamanlidis, A. A., M. de G. Hernando, L. Krambokoukis, and O. Gimenez.
2015. Evidence of a large carnivore population recovery: Counting bears in Greece.
Journal for Nature Conservation 27:10–17.
65. Karanth, K. U., and R. Chellam. 2009. Carnivore conservation at the crossroads.
Oryx 43:1–2.
66. Kavčič, I., M. Adamič, P. Kaczensky, M. Krofel, and K. Jerina. 2013.
Supplemental feeding with carrion is not reducing brown bear depredations on sheep
in Slovenia. Ursus 24:111–119.
67. Kavčič, I., M. Adamič, P. Kaczensky, M. Krofel, M. Kobal, and K. Jerina. 2015.
33
Fast food bears: brown bear diet in a human-dominated landscape with intensive
supplemental feeding. Wildlife Biology 21:1–8.
68. Kendall, W. L., J. D. Nichols, and J. E. Hines. 1997. Estimating temporary
emigration using capture-recapture data with Pollock’s robust design. Ecology 78:563–
578.
69. Kernohan, B. J., R. A. Gitzen, and J. J. Millspaugh. 2001. Analysis of animal
space use and movements. Pages 126–166 in J. J. Millspaugh and J. M. Marzluff,
editors. Radio tracking animal populations. Academic Press, San Diego.
70. Lindstedt, S. L., B. J. Miller, and S. W. Buskirk. 1986. Home range, time, and
body size in mammals. Ecology 67:413–418.
71. Link, W. A., and J. D. Nichols. 1994. On the Importance of Sampling Variance
to Investigations of Temporal Variation in Animal Population Size A. Oikos 69:539–
544.
72. Linnell, J. D. C., J. E. Swenson, A. Landa, and T. Kvam. 1998. Methods for
monitoring European large carnivores. A worldwide review of relevant experience.
NINA Oppdragsmelding 549:1–38.
73. Linnell, J., V. Salvatori, and L. Boitani. 2007. Guidelines for Population Level
Management Plans for Large Carnivores. A Large Carnivore Initiative for Europe
report prepared for the European Commission. Rome.
74. Long, R. A., P. MacKay, J. C. Ray, and W. J. Zielinski. 2008. Synthesis and
Future Research Needs. Pages 313–328 in R. A. Long, P. MacKay, W. J. Zielinski, and
J. C. Ray, editors. Noninvasive Survey Methods for Carnivores. Island Press,
Washington.
75. Lute, M. L., N. H. Carter, J. V. López-Bao, and J. D. C. Linnell. 2018.
Conservation professionals agree on challenges to coexisting with large carnivores but
not on solutions. Biological Conservation 218:223–232.
76. Maanen, E. van, G. Predoiu, R. Klaver, M. Soulé, M. Popa, O. Ionescu, R. Jurj,
S. Negus, G. Ionescu, and W. Altenburg. 2006. Safeguarding the Romanian Carpathian
Ecological Network. A vision for large carnivores and biodiversity in Eastern Europe.
ICAS / A&W ecological consultants, Brașov.
77. Manea, G., A. Tișcovschi, I. Vijulie, E. Matei, R. Cuculici, M. Preda, and O.
Cocoș. 2018. Inter-specific relationships within protected areas of Romania-Case
study: the cohabitation between Homo sapiens sapiens and Ursus arctos arctos in
Harghita Mountains. Journal of Environmental and Tourism Analyses 5:5–18.
78. Manly, B. F. J., L. L. McDonald, D. L. Thomas, T. L. McDonald, and W. P.
Erickson. 2004. Resource selection by animals. Statistical design and analysis for field
studies. Kluwer Academic Publishers, New York.
79. Martin, J. 2009. Habitat selection and movement by brown bears in multiple-use
landscapes. Université Claude Bernard Lyon 1 & Norwegian University of Life
Sciences.
80. Martin, J., M. Basille, B. Van Moorter, J. Kindberg, D. Allainé, and J. E.
Swenson. 2010. Coping with human disturbance: spatial and temporal tactics of the
brown bear ( Ursus arctos ) . Canadian Journal of Zoology 88:875–883.
81. Martin, J., B. van Moorter, E. Revilla, P. Blanchard, S. Dray, P. Y. Quenette, D.
Allainé, and J. E. Swenson. 2013. Reciprocal modulation of internal and external
factors determines individual movements. Journal of Animal Ecology 82:290–300.
82. Martin, J., E. Revilla, P. Y. Quenette, J. Naves, D. Allainé, and J. E. Swenson.
2012. Brown bear habitat suitability in the Pyrenees: Transferability across sites and
linking scales to make the most of scarce data. Journal of Applied Ecology 49:621–631.
83. McLellan, B. N., and F. W. Hovey. 2001. Natal dispersal of grizzly bears.
34
Canadian Journal of Zoology 79:838–844.
84. Mclellan, B. N., M. F. Proctor, D. F. Huber, and S. & Michel. 2017. Ursus arctos.
The IUCN Red List of Threatened Species.
85. Membretti, A., and B. Iancu. 2017. From Peasant Workers to Amenity Migrants.
Socialist Heritage and the Future of Mountain Rurality in Romania. Revue de
géographie alpine 105–1.
86. Mertens, A., and O. Ionescu. 2001. Ursul – ecologie, etologie, management. Haco
International.
87. Mertzanis, Y., I. Ioannis, A. Mavridis, O. Nikolaou, S. Riegler, A. Riegler, and
A. Tragos. 2005. Movements, activity patterns and home range of a female brown bear
(Ursus arctos, L.) in the Rodopi Mountain Range, Greece. Belgian Journal of Zoology
135:217–221.
88. Micu, I. 1998. Ursul brun. Aspecte eco-etologice. Editura Ceres.
89. Millspaugh, J. J., and J. M. Marzluff. 2001. Radio Tracking and Animal
Populations. Page (J. J. Millspaugh and J. M. Marzluff, Eds.) Radio Tracking and
Animal Populations. Academic Press, San Diego.
90. Di Minin, E., R. Slotow, L. T. B. Hunter, F. Montesino Pouzols, T. Toivonen, P.
H. Verburg, N. Leader-Williams, L. Petracca, and A. Moilanen. 2016. Global priorities
for national carnivore conservation under land use change. Scientific Reports 6.
91. Morehouse, A. T., and M. S. Boyce. 2017. Troublemaking carnivores: conflicts
with humans in a diverse assemblage of large carnivores. Ecology and Society 22:4.
92. Morris, D. W. 2003, June. Toward an ecological synthesis: A case for habitat
selection.
93. Morrison, M. L., B. G. Marcot, and R. W. Mannan. 2006. Wildlife-habitat
relationships : concepts and applications. Third Edit. Island Press, London.
94. Nakajima, A., S. Koike, T. Masaki, T. Shimada, C. Kozakai, Y. Nemoto, K.
Yamazaki, and K. Kaji. 2012. Spatial and elevational variation in fruiting phenology of
a deciduous oak (Quercus crispula) and its effect on foraging behavior of the Asiatic
black bear (Ursus thibetanus). Ecological Research 27:529–538.
95. Nathan, R., W. M. Getz, E. Revilla, M. Holyoak, R. Kadmon, D. Saltz, and P. E.
Smouse. 2008. A movement ecology paradigm for unifying organismal movement
research. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of
America 105:19052–9.
96. Naves, J., A. Fernández-Gil, C. Rodríguez, and M. Delibes. 2006. Brown Bear
Food Habits at the Border of its Range: A Long-Term Study. Journal of Mammalogy
87:899–908.
97. Nielsen, S. E., G. B. Stenhouse, and M. S. Boyce. 2006. A habitat-based
framework for grizzly bear conservation in Alberta. Biological Conservation 130:217–
229.
98. Nita, A., L. Rozylowicz, S. Manolache, C. M. Ciocănea, I. V. Miu, and V. D.
Popescu. 2016. Collaboration networks in applied conservation projects across Europe.
PLoS ONE 11:e0164503.
99. Oancea, D., Valeria Velcea, N. Caloianu, Ş. Dragomirescu, Gh. Dragu, Elena
Mihai, Gh. Niculescu, V. Sencu, I. Velcea 1987 Capitol 2 Carpații Orientali pag 46-
211 în Geografia României, Vol. III, Carpaţii Româneşti şi Depresiunea Transilvaniei
(1987), Editura Academiei, Bucureşti.
100. Penteriani, V., M. D. M. Delgado, M. Krofel, K. Jerina, A. Ordiz, F. Dalerum, A.
Zarzo-Arias, and G. Bombieri. 2018. Evolutionary and ecological traps for brown bears
Ursus arctos in human-modified landscapes. Mammal Review 48:180–193.
35
101. Pollock, K. H. 1982. A Capture-Recapture Design Robust to Unequal Probability
of Capture. The Journal of Wildlife Management 46:752–757.
102. Pop, I. M., L. Bereczky, S. Chiriac, R. Iosif, A. Nita, V. D. Popescu, and L.
Rozylowicz. 2018a. Movement ecology of brown bears (Ursus arctos) in the Romanian
Eastern Carpathians. Nature Conservation 26:15–31.
103. Pop, I. M., S. Chiriac, L. Bereczky, L. Berde, R. M. Sandu, and S. Szabó. 2013a.
Metodologie standard pentru echipele de evaluare a riscului-Risk Assessment Team
(RAT). Green Steps, Brașov.
104. Pop, I. M., R. Iosif, I. V. Miu, L. Rozylowicz, and V. D. Popescu. 2018b.
Combining resource selection functions and home-range data to identify habitat
conservation priorities for brown bears. Animal Conservation 21:352–362.
105. Pop, I. M., V. D. Popescu, S. Chiriac, and R. M. Sandu. 2013b. Ghid pentru
estimarea populației de urs brun. Green Steps, Brașov.
106. Pop, I. M., A. Sallay, L. G. Berde, and L. Bereczky. 2012a. An equivocal relation
between bear harvest and damage occurrence in the Eastern Romanian Carpathian
Mountains. 21st International Conference on Bear Research and Management 26-30
November. International Bear Association, New Dehi, India.
107. Pop, I. M., A. Sallay, L. Bereczky, and S. Chiriac. 2012b. Land use and
Behavioral Patterns of Brown Bears in the South-Eastern Romanian Carpathian
Mountains: A Case Study of Relocated and Rehabilitated Individuals. Procedia
Environmental Sciences 14:111–122.
108. Pop, I. M., S. Szabó, and S. Chiriac. 2012c. The brown bear habitat suitability in
the North-Eastern part of Maramureş, Romania. Acta Oecologica Carpatica V:151–
162.
109. Popescu, V. D., K. A. Artelle, M. I. Pop, S. Manolache, and L. Rozylowicz. 2016.
Assessing biological realism of wildlife population estimates in data-poor systems.
Journal of Applied Ecology 53:1248–1259.
110. Popescu, V. D., R. Iosif, M. I. Pop, S. Chiriac, G. Bouroș, and B. J. Furnas. 2017.
Integrating sign surveys and telemetry data for estimating brown bear (Ursus arctos)
density in the Romanian Carpathians. Ecology and Evolution 7:7134–7144.
111. Popescu, V. D., P. de Valpine, and R. A. Sweitzer. 2014. Testing the consistency
of wildlife data types before combining them: The case of camera traps and telemetry.
Ecology and Evolution 4:933–943.
112. Popescu V., Pop M., Chiriac S., Rozylowicz L. 2019 Romanian carnivores at a
crossroads. Science 364 (6445): 1041.
113. Powell, L. A. 2007. Approximating variance of demographic parameters using
the delta method: a reference for avian biologists. The Condor 109:949–954.
114. Preatoni, D., A. Mustoni, A. Martinoli, E. Carlini, B. Chiarenzi, S. Chiozzini, S.
Van Dongen, L. A. Wauters, and G. Tosi. 2005. Conservation of brown bear in the
Alps: Space use and settlement behavior of reintroduced bears. Acta Oecologica
28:189–197.
115. Primack, R. B., C. Ioja, M. Pătroescu, and L. Rozylowicz. 2008. Fundamentele
conservarii diversitatii biologice. Editura A.G.I.R, București.
116. Proctor, M., B. McLellan, J. Boulanger, C. Apps, G. Stenhouse, D. Paetkau, and
G. Mowat. 2010. Ecological investigations of grizzly bears in Canada using DNA from
hair, 1995–2005: a review of methods and progress. Ursus 21:169–188.
117. Pulliam, R. H. 1988. Sources, Sinks, and Population Regulation. The American
Naturalist 132:652–661.
118. Rigg, R., and M. Adamec. 2007. Status, ecology and management of the brown
bear (Ursus arctos) in Slovakia. Page (Slovak Wildlife Society, Ed.) Status, ecology
36
and management of the brown bear (Ursus arctos) in Slovakia. Liptovský Hrádok.
119. Rigg, R., S. Find̂o, M. Wechselberger, M. L. Gorman, C. Sillero-Zubiri, and D.
W. MacDonald. 2011. Mitigating carnivore-livestock conflict in Europe: Lessons from
Slovakia. Oryx 45:272–280.
120. Rode, K. D., S. D. Farley, and C. T. Robbins. 2006. Sexual dimorphism,
reproductive strategy, and human activities determine resource use by brown bears.
Ecology 87:2636–2646.
121. Roellig, M., I. Dorresteijn, H. von Wehrden, T. Hartel, and J. Fischer. 2014.
Brown bear activity in traditional wood-pastures in Southern Transylvania, Romania.
Ursus 25:43–52.
122. Royle, J. A. 2004. N-Mixture Models for Estimating Population Size from
Spatially Replicated Counts. Biometrics 60:108–115.
123. Rozylowicz, L., and V. D. Popescu. 2013. Habitat selection and movement
ecology of eastern Hermann’s tortoises in a rural Romanian landscape. European
Journal of Wildlife Research 59:47–55.
124. Rozylowicz, L., V. D. Popescu, M. Pǎtroescu, and G. Chişamera. 2011. The
potential of large carnivores as conservation surrogates in the Romanian Carpathians.
Biodiversity and Conservation 20:561–579.
125. Salvatori, V., H. Okarma, O. Ionescu, Y. Dovhanych, S. Find’o, and L. Boitani.
2002. Hunting legislation in the Carpathian Mountains: implications for the
conservation and management of large carnivores. Wildlife Biology 8:3–10.
126. Schlaepfer, M. A., M. C. Runge, and P. W. Sherman. 2002. Ecological and
evolutionary traps. Trends in Ecology and Evolution 17:474–480.
127. Scott, J. M., P. J. Heglund, and M. L. Morrison. 2002. Predicting species
occurrences – issues of Accuracy and Scales. Island Press, Washington.
128. Seaman, D. E., J. J. Millspaugh, B. J. Kernohan, G. C. Brundige, K. J. Raedeke,
and R. A. Gitzen. 1999. Effects of sample size on kernel home range estimates. Journal
of Wildlife Management 63:739–747.
129. Selva, N., C. S. Teitelbaum, A. Sergiel, T. Zwijacz-Kozica, F. Zięba, K. Bojarska,
and T. Mueller. 2017. Supplementary ungulate feeding affects movement behavior of
brown bears. Basic and Applied Ecology 24:68–76.
130. Servheen, C. 1983. Grizzly Bear Food Habits , Movements , and Habitat
Selection in the Mission Mountains , Montana. The Journal of Wildlife Management
47:1026–1035.
131. Sin, T., S. Chiriac, I. M. Pop, L. Patrascu, A. Gazzola, and G. Rîșnoveanu. 2014.
Long-term fluctuation of Romanian Large Carnivore populations: a multifactor
analysis. in, National Academy of Sciences of Belarus editor. European large
carnivores: problems of small-sized populations, study on reproduction and challenges
of reintroduction programs. NiktagraphicsPlus Minsk.
132. Smith, T. S., S. Herrero, and T. D. DeBruyn. 2005. Alaskan brown bears, humans,
and habituation. Ursus 16:1–10.
133. Stenset, N. E., P. N. Lutnæs, V. Bjarnadóttir, B. Dahle, K. H. Fossum, P. Jigsved,
T. Johansen, W. Neumann, O. Opseth, O. Rønning, S. M. J. G. Steyaert, A. Zedrosser,
S. Brunberg, and J. E. Swenson. 2016. Seasonal and annual variation in the diet of
brown bears Ursus arctos in the boreal forest of southcentral Sweden . Wildlife Biology
22:107–116.
134. Steyaert, S. M. J. G., J. Kindberg, J. E. Swenson, and A. Zedrosser. 2013. Male
reproductive strategy explains spatiotemporal segregation in brown bears. Journal of
Animal Ecology 82:836–845.
135. Štofik, J., J. Merganič, K. Merganičová, and M. Saniga. 2013. Seasonal changes
37
in food composition of the brown bear (Ursus arctos) from the edge of its occurrence –
Eastern Carpathians (Slovakia). Folia Zoologica 62:222–231.
136. Swenson, J. E. 1999. Does hunting affect the behavior of brown bears in Eurasia?
Ursus 11:157–162.
137. Szabó, S., J. Both, M. I. Pop, S. Chiriac, and R. M. Sandu. 2013. Ghid practic
pentru prevenirea degradării şi fragmentării habitatului ursului brun şi asigurarea
conectivităţii siturilor Natura 2000 în România. Green Steps, Brașov.
138. Szemethy, L., I. Kovács, Z. Biró, M. Heltai, L. Szabó, L. Patkó, M. Pop, R. Rigg,
V. Bjedov, M. Strnad, Y. Dovhanych, and K. Katona. 2016. The background for
common integrated management of large carnivores and herbivores in the Carpathians.
North-Western Journal of Zoology 12:122–129.
139. Thomas, D. L., and E. J. Taylor. 2006. Study Designs and Tests for Comparing
Resource Use and Availability. The Journal of Wildlife Management 70:324–336.
140. Trouwborst, A., L. Boitani, and J. D. C. Linnell. 2017. Interpreting ‘ favourable
conservation status ’ for large carnivores in Europe : how many are needed and how
many are wanted ? Biodiversity and Conservation 26:37–61.
141. Ugarković, D., S. Mikac, and N. Kelava Ugarković. 2014. Denning ecology of
brown bear (Ursus arctos L.) in the Nature Park Velebit, Croatia. 49th Croatian & 9th
International Symposium on Agriculture. Dubrovnik, Croatia.
142. Vucetich, J. A., D. Burnham, E. A. Macdonald, J. T. Bruskotter, S. Marchini, A.
Zimmermann, and D. W. Macdonald. 2018. Just conservation: What is it and should
we pursue it? Biological Conservation 221:23–33.
143. Ware, J. V., O. L. Nelson, C. T. Robbins, P. A. Carter, B. A. J. Sarver, and H. T.
Jansen. 2013. Endocrine rhythms in the brown bear (Ursus arctos): Evidence supporting
selection for decreased pineal gland size. Physiological Reports 1:e00048.
144. West, G., D. Heard, and N. Caulkett. 2007. Zoo Animal & Wildlife
Immobilization and Anesthesia. Blackwell Publishing.
145. Wilson, S. M., M. J. Madel, D. J. Mattson, J. M. Graham, J. A. Burchfield, and J.
M. Belsky. 2005. Natural landscape features, human-related attractants, and conflict
hotspots: a spatial analysis of human–grizzly bear conflicts. Ursus 16:117–129.
146. Wilson, S. M., M. J. Madel, D. J. Mattson, J. M. Graham, and T. Merrill. 2006.
Landscape conditions predisposing grizzly bears to conflicts on private agricultural
lands in the western USA. Biological Conservation 130:47–59.
147. Worton, B. J. 1989. Kernel Methods for Estimating the Utilization Distribution
in Home-Range Studies. Ecology 70:164–168.
148. Ziółkowska, E., K. Ostapowicz, V. C. Radeloff, T. Kuemmerle, A. Sergiel, T.
Zwijacz-Kozica, F. Zięba, W. Śmietana, and N. Selva. 2016. Assessing differences in
connectivity based on habitat versus movement models for brown bears in the
Carpathians. Landscape Ecology 31:1863–1882.
149. http://cdr.eionet.europa.eu/Converters/ro/eu/art17/envurmdya/ - Romanian
Report on progress and implementation on Article 17 of Habitats Direct ive, 2013,
accessed on 27.12.2018
