dr hab. Sabina Nowak

W dyskusjach nad sposobami zarządzania populacją wilka w Polsce, pojawiają się postulaty powrotu do polowań na ten gatunek. Miałoby to przywrócić wilkowi „wartość” jako zwierzęciu, które dostarcza pożądane trofeum, a tym samym zmniejszyć negatywne nastawienie myśliwych i leśników do tych drapieżników polujących na zwierzynę łowną oraz ograniczyć nielegalne odstrzały i inne formy kłusownictwa, a także zmotywować koła łowieckie i leśników do włączania się w monitoring chronionych drapieżników. Polowania na wilki miałyby również zmniejszyć szkody w inwentarzu i tym samym zapobiec konfliktom z hodowcami.
Ponieważ wilk jest gatunkiem priorytetowym w świetle Dyrektywy Siedliskowej (92/43/EWG), gdzie znajduje się w załączniku II i IV (wilki z populacji polskiej w załączniku II i V), ich odstrzał może być realizowany na podstawie derogacji, jednak tylko wówczas, gdy nie ma to negatywnego wpływu na właściwy stan ochrony gatunku.

W Polsce, pomimo iż wilki są chronione, w Ustawie z dnia 16 kwietnia 2004 r. o ochronie przyrody (Dz.U. 2004 Nr 92 poz. 880 z późn. zmianami) istnieje zapis (art. 56 ust. 1. p. 1), który pozwala Generalnemu Dyrektorowi Ochrony Środowiska wydać zgodę na odstrzał wilków, które powodują istotne szkody w inwentarzu, lub w ocenie lokalnych samorządów stanowią zagrożenie dla bezpieczeństwa ludzi. Zgody mogą być wydane w przypadku braku rozwiązań alternatywnych, jeżeli nie są szkodliwe dla zachowania we właściwym stanie ochrony populacji wilków, a zastosowane metody ochrony inwentarza okazały się nieskuteczne. Wnioski na odstępstwa od zakazów z zakresu ochrony gatunkowej zawsze rozpatrywane są indywidualnie. Rocznie wydaje sporo takich zezwoleń.  W 2023 roku Generalny Dyrektor Ochrony Środowiska wydał blisko 40 zezwoleń na zabicie 114 wilków w całym kraju, były wśród nich także zgody na eutanazję osobników chorych lub rannych.  Większość zezwoleń miało okres realizacji do końca 2023 r., kilka do grudnia 2024 r. a jedno do końca 2026 r. Do stycznia 2024 r. zabito 16 wilków.

Analiza artykułów naukowych opublikowanych w renomowanych czasopismach oraz raportów i opracowań przygotowanych w krajach, gdzie na wilki się poluje, pozwoliła zebrać szereg kontrargumentów dla polowań na wilki. 

Oto one:

1. Legalne polowania nie powstrzymują kłusownictwa na wilkach, co więcej mogą zwiększyć nielegalne odstrzały, a także akceptację społeczną dla tych szkodliwych działań (Browne-Nuñez i in. 2015, Treves i in. 2013).
2. Wbrew powszechnemu przekonaniu, tam gdzie poluje się na wilki, poziom szkód w inwentarzu nie spada, a może nawet wzrastać (Wielgus i Peebles 2014). Ocalałe młodociane wilki pozbawione wsparcia rodziców, nie umiejąc jeszcze polować na większą i trudną zdobycz (jelenie, dziki), żeby przeżyć polują na mniejsze i łatwiejsze ofiary, w tym zwierzęta gospodarskie. W Słowacji, w latach 2014-2019 w obszarach największych odstrzałów wilków, szkody w inwentarzu były równie istotne, jak tam, gdzie zabijano mniej wilków (Kutal i in. 2024). Natomiast w Łotwie, w latach 2004-2022, coroczne odstrzały 40% populacji (czyli około 300 wilków), nie zmniejszały szkód w zwierzętach hodowlanych, a w niektórych obszarach przyczyniały się do ich nasilenia (Šuba i in. 2023). W 2022 roku, w tym blisko pięciokrotnie mniejszym od Polski kraju, głównie podczas sezonu polowań na wilki, drapieżniki te zabiły około 500 zwierząt hodowlanych (jedną czwartą tego co w Polsce). W Estonii, w której populacja wilka szacowana była na 15-25 grup rodzinnych (do 250 osobników), w latach 2007-2010, wraz ze wzrostem liczby odstrzelonych wilków (z 27% do 55%), wzrosła liczba zabitego inwentarza (z 148 do 565 zwierząt gospodarskich) (Mannil i Kont 2012).
3. Śmiertelność powodowana przez ludzi, w tym wskutek odstrzałów, nie ma charakteru kompensacyjnego, lecz addytywny (Creel i Rotella 2010). Mówiąc prościej, odstrzały nie redukują naturalnej śmiertelności drapieżników, lecz dokładają się do niej i to w bardzo istotny sposób. Co oznacza, że w obszarach, gdzie poluje się na wilki, liczba martwych osobników jest sumą wilków odstrzelonych, potrąconych przez samochody, zabitych przez kłusowników oraz osobników padłych z przyczyn naturalnych, np. na skutek chorób, zranień podczas zdobywania pokarmu, niedożywienia, konfliktów z innymi wilkami itp.
4. Odstrzał selektywny wilków jest praktycznie niemożliwy. Ponieważ u wilków brak jest wyraźnie zaznaczonego dymorfizmu płciowego (Okarma 2015), a młode osobniki rosną na tyle szybko, że w drugim roku życia osiągają często wzrost rodziców (Packard 2003), istnieje poważna trudność w rozpoznaniu osobników rozmnażających się od niebiorących udziału w rozrodzie. Zatem w odróżnieniu do dzikich ssaków kopytnych, nie da się odstrzeliwać osobników z określonej kategorii wiekowej lub płciowej. W praktyce wilki zabija się “na chybił trafił”, a podczas polowań zbiorowych często zabija się wszystkie wykryte osobniki.
5. Ponieważ ogromna większość wilków żyje w grupach rodzinnych, odstrzały powodują zaburzenia struktury socjalnej grupy rodzinnej, która opiera się na bliskim pokrewieństwie osobników (grupa składa się najczęściej z pary rodzicielskiej i jej potomstwa), warunkującej współpracę w grupie i dzielenie się pokarmem. Wzrasta wówczas poziom konfliktów w grupach i konkurencji o dostęp do rozrodu, co odzwierciedla zwiększony poziom hormonów stresu i hormonów płciowych u ocalałych wilków (Bryan i in. 2014). Częstsze jest też wówczas przyłączanie się obcych wilków do rozbitych rodzin, co negatywnie wpływa na spójność grupy i na lokalne adaptacje do warunków środowiska (Rutledge i in. 2010).
6. Odstrzał pary rodzicielskiej w grupie rodzinnej wilków, ale także jednego z rodziców, ma ogromny wpływ na trwałość tej grupy. Jest to szczególnie widoczne w grupach mniejszych. Dane na ten temat zebrano zarówno w Europie (Brainerd i in. 2008), jak i w Kanadzie (Borg i in. 2014). Przykładem jest los 134 grup rodzinnych śledzonych telemetrycznie w różnych częściach Europy, w których nastąpiło odstrzelenie jednego lub obu wilków z pary rodzicielskiej (Brainerd i in. 2008).  Gdy oba wilki z pary rodzicielskiej zostały zabite: 85% grup rozpadało się, a ocalałe osobniki opuszczały terytorium Tylko 9% grup miało potomstwo w następnym roku Gdy jeden wilk z pary rodzicielskiej został zabity: 26% grup rozpadało się, a ocalałe osobniki opuszczały terytorium Tylko 50% grup miało potomstwo w następnym roku Po upływie 3 lat od odstrzału tylko w połowie przypadków ocalałe wilki wróciły i odtworzyły terytorium. W 21 % przypadków terytorium było zajmowane przez sąsiednią watahę.
7. Odstrzały nierozmnażających się członków grupy rodzinnej, pomagających w opiece nad młodszym rodzeństwem, powoduje mniejszą przeżywalność szczeniąt w porównaniu do grup, w których pomocnicy są obecni (64% w porównaniu do 91%) (Brainerd i in. 2008).
8. Tam, gdzie na wilki się poluje grupy rodzinne są mniejsze (zwykle są to pary, lub grupy 3 wilków), a ich terytoria są mniejsze (mała grupa nie jest w stanie utrzymać rozległego terytorium), co skutkuje większą liczbą miotów w populacji i na jednostkę powierzchni (Creel i Rotella 2010, Jędrzejewska i in. 1996, Sidorovich i in. 2007).
9. Tam gdzie odstrzały są szczególnie duże, skutkując niskim zagęszczeniem wilków, mioty szczeniąt są większe (średnio 7,7 szczenięcia na miot) i udział samic w tych miotach jest większy (średnio 70% samic w miocie), niż w tam, gdzie na wilki poluje się mniej intensywnie i ich zagęszczenie jest wyższe (4,8 szczeniąt na miot, 50% udział samic w miocie) (Sidorovich i in. 2007).
10. W populacjach wilków eksploatowanych łowiecko wzrasta udziału osobników młodocianych w stosunku do dorosłych (Sidorovich i in. 2007).
11. Liczebność dzikich ssaków kopytnych, pomimo wzrostu populacji wilka, zwiększyła się znacząco w ostatnich 10 latach w Polsce: liczba jeleni wzrosła o 56%, dzika o 64%, a sarny o 26% (dane z Roczników Statystycznych, w oparciu o dane z inwentaryzacji łowieckich). Trzeba też pamiętać, że inwentaryzacje łowieckie, z uwagi na metodykę i trudność w liczeniu zwierząt kopytnych zwykle niedoszacowują ich liczby (Pucek i in. 1975). Nieuzasadnione są zatem obawy myśliwych i próby oskarżania wilków o wybijanie lokalnych populacji zwierząt roślinożernych.
12. Wbrew intencjom myśliwych, w wyniku odstrzałów presja wilków na dzikie zwierzęta kopytne może wzrastać zamiast maleć. Wynika, to z tego, że para wilków zabija tyle samo zwierząt kopytnych, co grupa 6 wilków (Jędrzejewski i in. 2002). Co więcej, para wilków konsumuje z dużego roślinożercy znacznie mniej mięsa, niż duża grupa rodzinna, tracąc znaczną część ofiary na rzecz padlinożerców, takich jak kruki, bieliki, lisy, borsuki, kuny i itd. (Wilmers i in. 2003, Vucetich i in. 2004, Kaczensky i in. 2005).
13. Tam, gdzie wilki się zabija częściej pojawia się problem hybrydyzacji z psami, bardzo niekorzystny dla ochrony puli genowej gatunku. Odstrzelenie samca w sezonie zimowym, może doprowadzić do skrzyżowania się osamotnionej, będącej w rui samicy wilka z psem. Rodzą się wówczas mieszańce, wychowywane przez matkę w środowisku naturalnym, które po osiągnięciu dojrzałości mogą się dalej krzyżować z wilkami lub psami (Hindrikson i in. 2010).
14. W populacjach eksploatowanych łowiecko pojawia się też niebezpieczeństwo chowu wsobnego, gdy partner zabitego wilka krzyżuje się z osobnikiem blisko spokrewnionym, np. ojciec z córką lub matka z synem. Ich szczenięta mogą mieć wady genetyczne, zapadać na choroby o podłożu genetycznym oraz mieć zmniejszoną odporność na inne choroby (Jędrzejewski i in. 2005, Liberg i in. 2005, Räikkönen i in. 2013).
15. Obszary, w których poluje się na wilki działają jak pompa, „zasysając” wilki z obszarów sąsiednich. Populacje na sąsiednich obszarach stają się szybko populacjami źródłowymi dla tej eksploatowanej, a gdy odstrzały są intensywne, efekt „źródła” i „pompy” jest bardzo dotkliwy dla populacji źródłowej (Kutal et al. 2016).
16. Jeśli populacje źródłowe wilków są poddane intensywnej presji łowieckiej, może to zahamować dyspersje młodych osobników na inne, niezasiedlone przez wilki obszary, a tym samym długotrwale ograniczać zasięg występowania gatunku. Taka sytuacja miała miejsce w Polsce, gdy wilk był gatunkiem łownym (1975-1997). Jego zasięg występowania ograniczał się wówczas do wschodniej i karpackiej części kraju, chociaż w zachodniej Polsce było znacznie więcej siedlisk przydatnych dla bytowania tych drapieżników (Jędrzejewski i in. 2008). Radykalnie zmieniło się to po objęciu wilka ochroną w 1998 r. Po kilku zaledwie latach wilki ze wschodniej Polski spontanicznie zaczęły rekolonizować zachodnią część kraju (Nowak i Mysłajek 2016).
17. Zabijanie wilków wiąże się ze zmniejszaniem rozmiaru wielu usług ekosystemowych dostarczanych przez tego drapieżnika. Wśród usług tych wymienić należy ograniczanie liczebności gatunków powodujących istotne szkody w gospodarce rolnej (np. dzik i bóbr) oraz redukcja liczby wałęsających się w lasach psów i kotów (Nowak i in. 2005, 2011, Jędrzejewski i in. 2012) mających negatywny wpływ na lokalną faunę (Krauze-Gryz i in. 2012, Krauze-Gryz i Gryz 2014). Wilki eliminują również z populacji zwierzęta osłabione chorobami, przyczyniając się tym samym do ograniczania epizoocji (Orłowska i in. 2017).

Literatura

Borg B.L., Brainerd S.M., Meier T.J., Prugh L.R. 2014. Impacts of breeder loss on social structure, reproduction and population growth in a social canid. Journal of Animal Ecology 84: 177–187.

Brainerd S.M., Andrén H., Bangs E.E., Bradley E.H., Fontainee J.A., Hall W., Iliopoulos Y., Jimenez M.D., Jozwiak E.A., Liberg O., Mack C.M., Meier T.J., Niemeyer C.C., Pedersen H.C., Sand H., Schultz R.N., Smith D.W., Wabakken P., Wydeven A.P. 2008. Effects of breeder loss on wolves. Journal of Wildlife Management 72: 89–98.

Brewczyński P. 2013. Ochrona wilka a gospodarka łowiecka w Polsce – konflikt nieunikniony? Chrońmy Przyrodę Ojczystą 69: 204–220.

Browne-Nuñez C., Treves A., MacFarland D., Voyles Z., Turng C. 2015. Tolerance of wolves in Wisconsin: A mixed-methods examination of policy effects on attitudes and behavioral inclinations. Biological Conservation 189: 59–71.

Bryan H.M, Smits J.E.G., Koren L., Paquet P.C., Wynne-Edwards K.E., Musiani M. 2014. Heavily hunted wolves have higher stress and reproductive steroids than wolves with lower hunting pressure. Functional Ecology 29: 347–356.

Creel S., Rotella J.J. 2010. Meta-analysis of relationships between human offtake, total mortality and population dynamics of gray wolves (Canis lupus). PLoS ONE 5(9): e12918.

GUS. 2016. Leśnictwo 2016. Główny Urząd Statystyczny, Warszawa.

Hindrikson M., Männil P., Ozolins J., Krzywinski A., Saarma U. 2012. Bucking the trend in wolf-dog hybridization: first evidence from Europe of hybridization between female dogs and male wolves. PLoS ONE 7(10): e46465.

Jędrzejewska B., Jędrzejewski W., Bunevich A.N., Miłkowski L., Okarma H. 1996. Population dynamics of wolves Canis lupus in Białowieża Primeval Forest (Poland and Belarus) in relation to hunting by humans, 1847-1993. Mammal Review 26: 103–126.

Jędrzejewski W., Schmidt K., Theuerkauf J., Jędrzejewska B., Selva N., Zub K., Szymura L. 2002. Kill rates and predation by wolves on ungulate populations in Białowieża Primeval Forest (Poland). Ecology 83: 1341-1356.

Jędrzejewski W., Branicki W., Veit C., Medugorac I., Pilot M., Bunevich A.N., Jędrzejewska B., Schmidt K., Theuerkauf J., Okarma H., Gula R., Szymura L., Förster M. 2005. Genetic diversity and relatedness within packs in an intensely hunted population of wolves Canis lupus. Acta Theriologica 50: 1–22.

Jędrzejewski W., Jędrzejewska B., Zawadzka B., Borowik T., Nowak S., Mysłajek R.W. 2008. Habitat suitability model for Polish wolves Canis lupus based on long-term national census. Animal Conservation 11: 377–390.

Jędrzejewski W., Niedziałkowska M., Hayward M. W., Goszczyński J., Jędrzejewska B., Borowik T., Bartoń K.A., Nowak S., Harmuszkiewicz J., Juszczyk A., Kałamarz T., Kloch A., Koniuch J., Kotiuk K., Mysłajek R.W., Nędzyńska M., Olczyk A., Teleon M., Wojtulewicz M. 2012. Prey choice and diet of wolves related to ungulate communities and wolf subpopulations in Poland. Journal of Mammalogy 93: 1480–1492.

Kaczensky P., Hayes R.D., Promberger C. 2005. Effect of raven Corvus corax scavenging on the kill rates of wolf Canis lupus packs. Wildlife Biology 11: 101–108.

Kutal M., Váňa M., Suchomel J., Chapron G., López-Bao J.V. 2016. Trans-boundary edge effects in the Western Carpathians: the influence of hunting on large carnivore occupancy. PLoS ONE 11(12): e0168292.

Kutal M., Duľa M., Royer Selivanova A., López-Bao J.V. 2024. Testing a conservation compromise: No evidence that public wolf hunting in Slovakia reduced livestock losses. Conservation Letters 17: e12994.

Krauze-Gryz D., Gryz J. 2014. Free-ranging domestic dogs (Canis familiaris) in Central Poland: density, penetration range and diet composition. Polish Journal of Ecology 62: 183–193.

Krauze-Gryz D., Gryz J., Goszczyński J. 2012. Predation by domestic cats in rural areas of central Poland: an assessment based on two methods. Journal of Zoology 288: 260–266.

Liberg O.,  Andrén H.,  Pedersen H., Sand H., Sejberg D., Wabakken P., Åkesson M., Bensch S. 2005. Severe inbreeding depression in a wild wolf (Canis lupus) population. Biology Letters 1: 17–20.

Mannil P., Kont R. (red.). 2012. Action plan for conservation and management of large carnivores (wolf Canis lupus, lynx Lynx lynx, brown bear Ursus arctos) in Estonia 2012-2021. Estonian Game 12. Estonian Theriological Society, Tartu.

Nowak S., Mysłajek R.W. 2016. Wolf recovery and population dynamics in Western Poland, 2001-2012. Mammal Research 61: 83–98.

Nowak S., Mysłajek R.W., Jędrzejewska B. 2005. Patterns of wolf Canis lupus predation on wild and domestic ungulates in the Western Carpathian Mountains (S Poland). Acta Theriologica 50: 263–276.

Nowak S., Mysłajek R.W., Kłosińska A., Gabryś G. 2011. Diet and prey selection of wolves Canis lupus recolonising Western and Central Poland. Mammalian Biology 76: 709–715.

Okarma H. 1997. Wilk. Wydawnictwo H2O, Kraków.

Okarma H., Gula R., Brewczyński P. 2011. Program ochrony wilka Canis lupus w Polsce – projekt. Krajowa strategia ochrony wilka warunkująca trwałość gatunku w Polsce. Szkoła Wyższa Gospodarstwa Wiejskiego, Warszawa.

Orłowska B., Augustynowicz-Kopeć E., Krajewska M., Zabost A., Welz M., Kaczor S., Anusz K. 2017. Mycobacterium caprae transmission to free-living grey wolves (Canis lupus) in the Bieszczady Mountains in Southern Poland. Eur J Wildl Res (2017) 63: 21. doi:10.1007/s10344-017-1079-4

Packard J.M. 2003. Wolf behawior: reproductive, social, and inteligent. W: Mech L.D., Boitani L. (red.). Wolves. Behavior, ecology, and conservation. University of Chicago Press, Chicago-London: 35–103.

Pucek Z., Bobek B., Łabudzki L., Miłkowski L., Morow K., Tomek A. 1975. Estimates of density and number of ungulates. Polish Ecological Studies 1: 121–136.

Räikkönen J., Vucetich J.A., Vucetich L.M., Peterson R.O., Nelson M.P. 2013. What the inbred Scandinavian wolf population tells us about the nature of conservation. PLoS ONE 8(6): e67218.

Reinhardt I., Kluth G., Nowak S., Mysłajek R.W. 2015. Standards for the monitoring of the Central European wolf population in Germany and Poland. BfN-Skripten 398. Bundesamt für Naturschutz, Bonn.

Rutledge L.Y., Patterson B.R., Mills K.J., Loveless K.M., Murray D.L., White B.N. 2010. Protection from harvesting restores the natural social structure of eastern wolf packs. Biological Conservation 143: 332–339.

Sidorovich V.E., Stolyarov V.P., Vorobei N.N., Ivanova N.V., Jędrzejewska B. 2007. Litter size, sex ratio, and age structure of gray wolves, Canis lupus, in relation to population fluctuations in northern Belarus. Canadian Journal of Zoology 85: 295–300.

Šuba J., Žunna A., Bagrade G., Done G., Ornicāns, A., Pilāte D., Stepanova A., Ozoliņš J. 2023. Does wolf management in Latvia decrease livestock depredation? An analysis of available data. Sustainability 15: 8509.

Vucetich J.A., Peterson R., Waite T.A. 2004. Raven scavenging favours group foraging in wolves. Animal Behaviour 67: 1117–1126.

Wielgus R.B., Peebles K.A. 2014. Effects of wolf mortality on livestock depredations. PLoS ONE 9(12): e113505.

Wilmers C.C., Crabtree R.L., Smith D.W., Murphy K.M., Getz W.M. 2003. Trophic facilitation by introduced top predators: grey wolf subsidies to scavengers in Yellowstone National Park. Journal of Animal Ecology 72: 909–916.