Pełen tekst pdf - Instytut Badawczy Leśnictwa

Transkrypt

PRACE INSTYTUTU BADAWCZEGO LEŚNICTWA, Seria A
2001/ 1
Nr 912
Józef ZWOLIŃSKI
Instytut Badawczy Leśnictwa
Gospodarki Leśnej Rejonów Przemysłowych
ul. Św. Huberta 35, 40-952 Katowice
c-mail: [email protected]
Zakład
REAKCJA BORÓW SOSNOWYCH NA KWAŚNE OPADY
I. GLEBA I APARAT ASYMILACYJNY DRZEW
RESPONSE OF PINE FORESTS TO ACID DEPOSITlON
I. THE SOIL AND ASSIMILATION APPARATUS OF TREES
Abstract: Soi! cherYfistry, soi! microbial activity, and nutritional status o[Scots
pine stands locateą at difJerent distances [rom pol/ution sources (a coal-jired
power plant and er nilrogen works) were investigated. Based on threshold
(critical) values [ąr parameters relaled to acid-induced ejJects on soi! and
needle chemistry, ;n index o[[orest degradation (WDL) was constructed. lts
values were [oundio be correlated with soi! microbial variabIes, implying that
it may be a good indication o[ deterioration o[[orest sile caused by acid
deposition.
Key words: Pin~ [orests, podzols, acidification parameters, nutrient
imbalance, soi! microorganisms.
Prac. Inst. Bad.
Leś.,
A, 2001,1(912): 113- 137.
1.
WSTĘP
Kwaśne
opady powstają w wyniku uwalniania S02 i NO x w czasie spalania
paliw kopalnych, a następnie ich utlenienia i hydratacji w powietrzu atmosferycznym. W krajach, gdzie prowadzi się intensywną hodowlę bydła (np. Holandia,
Dania), istotnym prekursorem kwaśnych opadów jest ponadto NH 3 . Do
najważniejszych emitorów tlenków siarki i azotu należą elektrownie i elektrociepłownie, zakłady przemysłowe, kotłownie przyzakładowe i komunalne. Duży
udział w emisji tlenków azotu ma także transport drogowy oraz ciągniki i maszyny
rolnicze.
Od kilkudziesięciu lat notuje się systematyczny wzrost zakwaszenia siedlisk
leśnych w zachodniej Europie i Skandynawii (GLATZEL i in. 1985; GUSTAFSSON i
in. 1993 ; STEINNES i in. 1993; SVERDRUP i in. 1995; DE VRIES i in. 1995), a wynikające z tego zakłócenie bilansu pokarmowego w glebie i roślinach uważa się za
poważne zagrożenie dla normalnego funkcjonowania lasów (ULRICH 1985;
SVERDRUP, WARFVINGE 1993). Badania ostatnich lat wydają się ponadto
potwierdzać hipotezę NIHLGARDA (1985) sugerującą poważny udział związków
azotu w degradacji lasów w Europie. Konsekwencją nadmiernej depozycji azotu
może być bowiem intensywniejszy przyrost drzew (KAUPPI i in. 1992; ERIKSSON,
JOHANSSON 1993; PERSSON, MAJDI 1995), co pociąga za sobą zwiększone zapotrzebowanie na inne składniki pokarmowe. Po pewnym czasie, szczególnie na
uboższych siedliskach, powoduje to niedobór, z wyjątkiem azotu, podstawowych
składników odżywczych (KATZENSTEINER i in. 1992; HOUDIJK, ROELOFS 1993).
Eutrofizacja siedlisk azotem prowadzi także do translokacji produkcji biomasy z
korzeni do części nadziemnych drzew (spadek wartości stosunku masy korzeni do
masy części nadziemnych), mogącej być przyczyną większej wrażliwości drzewost~mów na naturalne stresy środowiskowe, jak susze czy mrozy (BOBBINK i in.
1992; PERSSON 1990; MATZNER, MURACH 1995). Brak udokumentowanego
pełnego rozpoznania pozwala jedynie przypuszczać, że zakwaszenie gleb leśnych
w Polsce było dotychczas znacznie słabsze aniżeli w zachodniej Europie z powodu
neutralizacji "kwaśnych" gazów (S02, NO x) przez .alkaliczne związki zawarte w
pyłach, emitowanych w ogromnych ilościach. W ostatnim dwudziestoleciu emisja
pyłów w Polsce była bowiem ponad trzykrotnie wyższa niż w najbardziej
uprzemysłowionych krajach Europy zachodniej (RFN, Francja, Włochy, W. Brytania), przy zbliżonym poziomie emisji S02 i NO x (EMEP 1998; Ochrona Środo
wiska 1999). Obecnie nastąpiły w Polsce zmiany składu emitowanych
zanieczyszczeń, polegające na istotnym zmniejszeniu ilości pyłów w stosunku do
gazów. Jest to skutek zróżnicowanej efektywności stosowanych urządzeń ochrony
powietrza w zatrzymywaniu i neutralizacji składników emisji: pyłów o ponad
90%, a tlenków siarki i azotu o odpowiednio 39 i 12% (Ochrona Środowiska
1999), co w konsekwencji może powodować intensywniejsze zakwaszanie gleb.
Daje to podstawę do stwierdzenia, że pomimo systematycznego ograniczania
emisji zanieczyszczeń przemysłowych, kwaśne opady stanowić będą nadal po-
Reakcja borów sosnowych na kwaśne opady. 1. Gleba i aparat asymilacyjny drzew
115
ważne zagrożenie
dla lasów w Polsce, dominującej w Europie (nie licząc Rosji) w
emisji S02 oraz znajdującej się w czołówce krajów emitujących tlenki azotu
(EMEP 1998; Ochrona Środowiska 1999).
Przypisywanie widocznych objawów uszkodzeń drzewostanów oddziaływa
niu zanieczyszczeń przemysłowych budzi wątpliwości, ze względu na brak metod
umożliwiających określenie związków przyczynowo-skutkowych. Nie pozwala
na to stosowana obecnie w Europie, w tym także i w Polsce, metoda zalecana przez
ICP-Forest (Forest International Cooperative Programme on Assessment and Monitoring of Air Pollution Effects on Forests), przyjmująca jako kryterium stopień
przerzedzenia koron - symptomu, mogącego być efektem wpływu szeregu czynników abiotycznych i biotycznych (np. susza, silne wiatry, zanieczyszczenia
przemysłowe, patogeny grzybowe, owady). Konieczne jest zatem opracowanie
bardziej miarodajnej metody, opartej na wymiernych wskaźnikach, których wartości są istotnie zależne od stopnia przemysłowego zanieczyszczenia siedlisk
leśnych i pozostają w relacji do produkcyjności drzewostanów.
..
Celem pracy była ocena ~aI'unków glebowych, stanu odżywienia drzew oraz
rozwoju drzewostanów sosnowych na powierzchniach znajdujących się w
różnych odległościach od emitorów tlenków siarki i azotu oraz wybór wskaźników
umożliwiających określenie stopnia degradacji siedlisk spowodowanej kwaśnymi
opadami.
W pracy* przedstawiono wyniki analiz chemicznych gleb i aparatu asymilacyjnego drzew, badań mikrobiologicznych gleb oraz ocenę stopnia zakwaszenia
siedlisk badanych powierzchni, wyrażonego wartością wskaźnika degradacji lasu.
2. OBIEKT i METODYKA BADAŃ
Reakcję
ekosystelTIU na kwaśne opady określono na podstawie badań gradientowych, prowadzonych na poyvierzchniach obejmujących lite drzewostany sosnowe (Pinus sylvestris L.), chanikteryzujących się zbliżonymi warunkami glebowosiedliskowymi i klimatycznymi, lecz różniących się stopniem przemysłowego zanieczyszczenia wynikającym z ich usytuowania (odległości i kierunku dominujących wiatrów) względem stacjonarnych źródeł emisji (tab. 1). Badania takie
pozwalająprzyjąć, że ilość deponowanych związków siarki i azotu, determinująca
stopień zakwaszenia siedlisk, jest podstawową przyczyną zróżnicowania badanych powierzchni pod względem właściwości chemicznych gleb i aparatu asymilacyjnego drzew oraz aktywności mikrobiologicznej gleb.
*
PracQ wykonano w ramach tematu BLP 973 , sfinansowanego przez Dyrekcję Generalną Lasów Państwowych
Tabela l
Table 1
.......
.......
0\
Wykaz i charakterystyka powierzchni badawczych
Specification ofthe experime!ltal plots
Pow.
(nr)
Plot
(No.)
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
l3
14
15
16
17
18
19
20
21
22
Nadleśnictwo
Obręb
Oddział
Forest district
Forest range
Compartment
Kuźnia
Rudy
Raciborskie
Raciborska
Rybnik
Paruszowiec
. Kędzierzyn
.
Kę€lzierzyn '
.
124 b
161 b
124 a
l31 f
28j
75 b
29 c
179 c
133 a
168 P
156 b
125 .d
195 a
176 a
196 d
174 c
142 a
148 g
172 a
170 b
90 i
229 d
Wiek drzewostanów
w 1998 (lata)
Stand age
in 1998 (years)
73
93
103
42
39
72
72
87
87
102
102
48
48
74
73
73
73
89
88
93
91
103
,
Położenie wzgłędem głównych źródeł
Position towards
elektrownia oower olant
odległość (km)
kierunek
distance (km)
direction
24,9
NW
18,0
"
249
"
4,4
NE
6,4
N
4,4
N
6,8
N
3,5
SE
3,9
NE
2,6
SE
61
E
29,3
NW
26,6
"
27,9
"
26,4
"
27,6
"
27,6
"
28,5
"
27,3
"
27,0
"
28,8
"
22,9
"
emisji
the main emission sources
zakłady azotowe nitrogen works
odłegłość (km)
kierunek
distance (km)
direction
10,5
S
14,7
"
10,5
"
28,7
SE
24,3
"
24,9
"
23 ,7
"
30,5
"
29,2
"
30,3
"
327
"
2,4
NE
3,4
E
1,8
E
3,0
E
2,8
E
4,5
NE
1,7
E
3,5
E
4,5
E
6,3
NE
6,4
SE
~
~
o-.
S:
-.
~
Reakcja borów sosnowych ha kwaśne opady. l. Gleba i aparat asymilacyjny drzew
2.1. Charakterystyka terenu
117
badań
Powierzchnie badawcze, które znajdują się na terenie nadleśnictw Rudy Raci. borskie, Rybnik i Kędzierzyn (woj . śląskie) narażone były na wieloletni wpływ zanieczyszczeń pochodzących ze zlokalizowanych w pobliżu emitorów, w tym
szczególnie Zakładów Azotowych "Kędzierzyn" (od lat pięćdziesiątych) i Elektrowni "Rybnik" (od lat siedemdziesiątych), a poza tym z zakładów azotowych
i elektrowni w Blachowni w pobliżu Kędzierzyna oraz napływających z dalszej
odległości, od strony południowej i wschodniej, zanieczyszczeń emitowanych
przez zakłady przemysłowe Górnośląskiego Okręgu Przemysłowego i Rybnickiego Okręgu Węglowego.
Klimat terenu badań charakteryzuje średnia roczna temperatura 7,8 oC, roczna suma opadów 510 mm i dominujące wiatry z kierunku zachodniego
i południowo-zachodniego (dane IMiGW Katowice za lata 1988-1998).
Gleby badanych powierzchni należą do gleb bielicowych właściwych o budowie profilu O-A-Ees-Bhfe-C (pow. nr 1-11, 14, 15, 18, 21, 22) lub bielicowordzawych z układem poziomów O-AEes-BfeBv-C (pow. nr 12, 13, 16, 17, 19,20),
wytworzonych z piasków pochodzenia wodnolodowcowego. Gleby te charakteryzują się próchnicą typu moder-mor i tworzą siedliska boru mieszanego świeżego.
2.2. Analizy chemiczne i mikrobiologiczne gleb
Z poziomu organicznego (Oth) i górnego mineralnego (A lub AEes) każdej
powierzchni pobrano w październiku 1999 r. mieszane próby glebowe (z 10 losowo wybranych punktów) za pomocą laski glebowej (o średnicy 5 cm), co
pozwoliło na oznaczenie ich masy.
Zawartość kationów zasadowych Ca2+, Mg2+, K+, Na+ oznaczono po ekstrakcji gleby In octanem amonu, a glinu wymiennego Ae+ po ekstrakcji In KCl- metodą absorpcji atomowej.
Z sumy kationów zasadowych LBC i kwasowości wymiennej EA - oznaczonej po ekstrakcji gleby In KCl, obliczono pojemność wymienną gleb CEC oraz
stopień wysycenia kompleksu sorpcyjnego zasadami BS.
Odczyn gleby oznaczono metodą potencjometryczną w In KCl- stosunek
gleby do roztworu (w/v) 1: 1O(poziom Ofh) i l :2,5 (poziom A lub AEes), a zawartość węgla organicznego Corg . na analizatorze węgla SC 132 Leco.
Analizy mikrobiologiczne przeprowadzano następnego dnia po pobraniu prób
glebowych, według metod opisanych dokładnie wcześniej (ZWOLIŃsKI 1995),
oznaczając:
-
intensywność
oddychania gleb (!lI CO 2/g glebyh) na aparacie Warburga,
biomasę drobnoustrojów (C biom ) metodą indukowanej substratem (glukozą) respiracji (ANDERS ON, DOMSCH 1978; BEARE i in. 1990),
- iloraz metaboliczny drobnoustrojów (qC0 2 = !lg C-C0 2/mg Cbiom.·h) - z
wyników intensywności oddychania gleb i wielkości biomasy drobnoustrojów
(ANDERSON, DOMSCH 1986).
118
J
Zwoliński
2.3. Analiza chemiczna aparatu asymilacyjnego sosny
powierzchni pobrano we wrześniu 1999 r. igły jednoroczne
(ubiegłoroczne) z górnej części korony (2-3 okółek) z trzech wybranych losowo
przeciętnych drzew. Po przemyciu igieł chlorofonnem, metodą opisaną wcześniej
(ZWOLIŃSKI i in. 1998), wysuszeniu do stałej wagi w temp. 80°C i zmieleniu przeprowadzono oznaczenia:
- zawartości metali alkalicznych (Ca, Mg, K, Na) i metali ciężkich (Zn, Pb,
Cu, Cd) - metodą absorpcji atomowej, po uprzednim spopieleniu igieł (450 oC
przez 24 h) i rozpuszczeniu popiołu w 10% HCl.
- zawartości azotu metodą Kjeldahla na aparacie Biichi B-324, siarki na analizatorze siarki SC 132 Leco, a fosforu - metodą molibdenową (OSTROWSKA i in.
1991).
Z
każdej
3. WYNIKI I DYSKUSJA
3.1.
Wskaźniki
zakwaszenia siedlisk
Wpływ kwaśnych
opadów na gleby borów sosnowych badano analizując poziomy organiczne (Oili) i górne poziomy mineralne (A, AEes) . Mają one kluczowe znaczenie w odżywianiu i produkcyjności ekosystemu, tam bowiem
zgromadzona jest większość substratów odżywczych oraz, w przypadku drzewostanów sosnowych rosnących na ubogich siedliskach, znajduje się większość
(ponad 80%) drobnych korz~ni biorących udział w transporcie składników pokarmowych z gleby do rośliny (BRAEKKE 1996). Pozą tym, w poziomach tych nastę
puje wyraźna reakcja na oddziaływanie czynników stresowych, przejawiająca się
m. in. zmianami właściwości chemicznych i aktywności biologicznej .
. Poziomy organiczne i mineralne gleb badanych powierzchni charakteryzują się:
. a) niskim pH, w granicach od 3,00 do 3,64,
b )słabym wysyceniem kompleksu sorpcyjnego kationami zasadowymi (BS),
wynoszącym w większości przypadków <20% w poziomach organicznych i < 10%
w poziomach mineralnych,
c) dużym udziałem glinu w kompleksie sorpcyjnym (%Al w CEC),
przekraczającym w wielu przypadkach 40% zarówno w poziomach organicznych
jak i mineralnych,
d) niską wartością stosunku sumy wymiennych kationów zasadowych (Z::BC)
do glinu wymiennego (tab. 2).
W odniesieniu do sugerowanych przez niektórych autorów (REUSS 1983;
LYON, SHARPE 1999) wartości krytycznych dotyczących BS i Z::BCIAI+3 , uzyskane wyniki świadczą o silnym zakwaszeniu badanych gleb, w czym znaczny udział,
poza naturalnymi procesami kwasotwórczymi (wytwarzanie CO2 w wyniku oddychania gleb oraz kwasów organicznych, pobór kationów zasadowych przez rośli-
119
ny) może mieć nadmierna depozycja związków siarki i azotu. Przemawia za tym,
notowana w igłach sosny wysoka zawartość siarki (>0,15%), przekraczająca po,nad dwukrotnie naturalny jej poziom, wynoszący około 0,06% (DMUCHOWSKI,
BYTNEROWICZ 1995) oraz - w mniejszym stopniu - obserwowana na niektórych
powierzchniach zawartość azotu w igłach wynosząca powyżej 1,8%, wskazująca
na nadmiar tego pierwiastka (DE VRIES, HEIJ 1991; HOUDIJK, ROELOFS 1993)
(tab. 3). Biorąc pod uwagę wymagania pokannowe sosny (INGESTAD 1962;
BONNEAU 1988), przeprowadzone analizy wykazały słabe zaopatrzenie igieł w
niektóre z pozostałych składników odżywczych, a mianowicie w magnez «600
mglkg) - na większości powierzchni w Nadl. Kędzierzyn oraz wapń «2000
mg/kg) - na kilku powierzchniach w nadleśnictwach Kędzierzyn i Rybnik.
Stwierdzono jednocześnie stosunkowo niską zawartość metali ciężkich: Zn w granicach od 29 do 52 mg/kg, Pb - od 3 do 7 mg/kg, Cu - od 3 do 5 mg/kg, Cd - od
0,38 do 0,75 mg/kg (tab. 3). Ilości te wskazują na ograniczoną emisję wymienionych metali przez działające w pobliżu zakłady przemysłowe i nie powinny
wpływać w sposób znaczący na rozwój ekosystemu (BALSBERG-PAHLSSON 1989;
ZWOLIŃSKI 1995).
.
Stopień zagrożenia badanych powierzchni leśnych ze strony kwaśnych
opadów oceniono na podstawie wartości wskaźnika degradacji lasu WDL. Do jego
wyznaczenia wykorzystano wartości progowe (krytyczne) parametrów okreś
lających właściwości chemiczne gleb i aparatu asymilacyjnego drzew na siedliskach borowych (tab. 4), których przekroczenie, jak się powszechnie uważa,
sygnalizuje nadmierne zakwaszenie siedlisk, mogące prowadzić do zakłócenia
prawidłowego funkcjonowania ekosystemu. Wartości progowe dla lasów charakteryzujących się zbliżonymi do badanych powierzchni warunkami glebowo-siedliskowymi ustalono konfrontując uzyskane wyniki badań (tab. 2 i 3) z danymi
publikowanymi w licznych doniesieniach na ten temat (cytowanymi poniżej).
Przy ich ustalaniu uwzględniono zróżnicowaną zdolność gleb do buforowania
napływających do nich kwaśnych kationów, stąd podane wartości progowe parametrów glebowych odnoszą się jedynie do gleb o pH zbliżonym do oznaczonego
w glebach badanych, tj. obejmującym zakres działania buforu glinowego (pH
2,8--4,2). Zweryfikowano zatem podawane w literaturze wartości progowe dla BS,
%AI+3 w CEC i LBC/AI+3 (MEIWES i in. 1986; LYON, SHARPE 1999), kierując się
publikowanymi danymi dotyczącymi bie1icoziemnych gleb leśnych w Europie
(UGGLA H., UGGLA Z. 1978; KATZENSTEINER i in. 1992; KUKKILA i in. 1994;
KREUTZER 1995; LUKINA, NIKONOV 1995; NISSINEN 1995; THELIN i in. 1998;
ZWOLIŃSKI, ORZEŁ 2000). Ponadto, zamiast w roztworze glebowym - jak zwykle
podaje się w literaturze (MEIWES i in. 1986; SVERDRUP, WARFINGE 1993), przyjęto wartość progową dla LBC/AI+3 w kompleksie sorpcyjnym, gdzie zawartość
kationów, w tym AI 3+, jest bardziej stabilna, niezależna np. od opadów atmosferycznych a pozostająca w równowadze z ich zawartością w roztworze glebowym
(MEIWES i in. 1986; FALKENGREN-GRERUP i in. 1995).
"-
;...-o
Tabela 2
Table 2
N
O
Charakterystyka kompleksu sorpcyjnego gleb
Characteristics of soil sorption properties
Pow. (nr)
Plot (No.)
1
Poziom
Horizon
Oth
A
2
Oth
AEes
3
Oth
A
4
Oth
. AEes
5
Oth
A
6
Oth
AEes
7
Oth
AEes
'8
Oth
AEes
9
Oth
AEes
10
Oth
AEes
11
Oth
AEes
pH
(KCl)
3,05
3,00
3,i3
3,38
3,l3
307
3,32
3,31
3,26
3,l3
3,38
3,43
3,29
3, l3
3,46
3,45
3,31
3,37
3,60
3,46
3,40
3,33
Kationy wymienne (męq/l00 g)
Exchangeable cations (meqll 00 g)
IBC
(meqIlOOg)
Na+
~
Ca++
M!!++
A 1+++
0,04
0,01
0,04
0,01
0,03
0,01
0,06
0,01
0,05
0,01
0,05
0,01
0,05
0,01
0,06
0,01
0,05
0,01
0,06
0,01
0,07
0,01
0,35
0,05
0,37
0,08
0,34
006
0,28
0,05
0,29
0,04
0,40
0,05
0,35
0,04
0,35
0,05
0,31
0,06
0,28
0,04
0,37
0,05
3,14
0,34
5,98
0,38
3,04
030
2,52
0,25
2,56
0,40
2,55
0,24
2,00
0,43
1,58
0,19
2,62
0,19
1,49
0,22
2,83
0,34
0,42
0,04 .
0,79
0,06
0,49
0,04
0,31
0,03
0,33
0,04
0,36
0,03
0,34
0,05
0,29
0,03
0,26
0,04
0,24
0,03
0,33
0,04
6,58
1,71
3,54
2,21
7,22
20O
5,96
1,64
7,86
1,87
7,30
1,61
7,91
1,89
7,64
1,75
7,41
2,36
6,67
1,61
8,35
2,16
3,95
0,44
7,18
0,53
3,90
041
3,17
0,34
3,23
0,49
3,36
0,33
2,74
0,53
2,28
0,28
3,24
0,30
2,07
0,30
3,60
0,44
EA
CEC
(meqllOOg (meqIlOOg)
')
15,93
4,48
10,47
4,82
15,57
4,81
14,37
4,30
16,14
3,96
16,00
3,72
16,93
4,00
15,01
3,89
16,39
5,22
15,12
4,03
18,56
4,94
19,88
4,92
17,65
5,35
19,47
5.22
17,54
4,64
19,37
4,45
19,36
4,05
19,67
4,53
17,29
4,17
19,63
5;52
17,19
4,33
22,16
5,38
BS
(%)
%Ae+wCEC
%AI 3+in CEC
IBC/Ae+
19,87
8,94
40,68
9,91
20,03
785
18,07
7,32
16,68
11 ,01
17,36
5,82
13,93
11 ,70
13,19
6,71
16,51
5,43
16,51
6,93
16,24
8,18
33,10
34,76
20,06
41,31
37,08
3831
33,68
35,54
40,58
42,02
37,71
39,75
40,21
41,72
44,19
41,97
37,75
42,75
38,22
37,18
35,68
40,15
0,60
0,26
2,03
0,24
0,54
021
0,53
0,21
0,41
0,26
0,46
0,20
0,35
0,28
0,33
0,16
0,44
0,13
0,31
0,19
0,43
0,20
~
~
o""-
S:
c"
....;>;--
12
Oth
13
Oth
A
A
14
Oili
AEes
15
Oth
AEes
16
Oth
A
17
Oth
A
18
Oth
AEes
19
Oth
A
20
Oth
A
21
Oth
AEes
22
Oth
AEes
3,27
3,30
3,29
3,46
3,45
3,64
3,24
3,28
3,21
3,33
3,42
3,28
3,31
3,39
3,27
3,19
3,29
3,35
3,30
3,09
3,16
3,15
0,05
0,01
0,06
0,01
0,05
0,01
0,06
0,02
0,05
0,01
0,05
0,01
0,04
0,01
0,05
0,01
0,05
0,01
0,06
0,02
0,05
0,01
0,27
0,06
0,33
0,08
0,26
0,03
0,3 1
0,07
0,39
0,11
0,3 3
0,09
0,30
0,08
0,34
0,09
0,32
0,05
0,29
0,09
0,3 1
0,05
1,44
0,13
4,33
0,27
1,25
0,11
1,64
0,23
1,84
0,28
2,79
0,22
2,75
0,43
2,91
0,60
2,64
0,26
2,53
0,28
3,60
0,28
0,34
0,04
0,66
0,06
0,29
0,03
0,29
0,05
0,49
0,07
0,38
0,05
0,52
0,08
0,42
0,06
0,57
0,03
0,87
0,07
0,52
0,04
Uwaga: grubą czcionką oznaczono wyniki przekraczające wartość
Note: Vałues exceeded threshołd are indicated in bołd print
"LBC - sum"a kationów zasadowych sum of base cations
EA - kwasowość wymienna exchangeabłe acidity
CEC - pojemność wymienna (cation exchange capacity)
BS - wysycenie kompleksu sorpcyjnego zasadami (base saturatio,n)
8,33
3,26
8,27
3,83
7,52
2,07
7,01
3,79
8,12
3,57
7,99
3,29
8,37
3,68
8,18
2,93
7,97
2,13
7,82
2,89
7,56
1,94
2,10
0,24
5,38
0,42
1,85
0,18
2,30
0,37
2,77
0,47
3,55
0,37
3,61
0,60
3,72
0,76
3,58
0,3 5
3,75
0,46
4,48
0,3 8
16,20
5,99
15,10
6,77
14,70
4,48
15,67
7,20
16,83
6,88
17,71
5,97
16,53
6,81
15,27
5,33
16,79
4,81
15, 18
4,73
16,81
4,52
18,3 0
6,23
20,48
7,19
16,55
4,66
17,97
7,57
19,60
7,35
21 ,26
6,34
20,14
7,41
18,99
6,09
20,37
5, 16
18,93
5,19
21,29
4,90
11,48
3,85
26,27
5,84
11,18
3,86
12,80
4,89
14,13
6,39
16,70
5,84
17,92
8,10
19,59
12,48
16,59
6,78
17,11
8,86
21,04
7,76
45,52
52,33
40,38
53,27
45,44
44,42
39,01
50,07
41,43
48,57
34,50
51,89
41,56
49,66
43,08
48,11
39,13 "
41,28
41,31
55,68
35,51
39,59
0,25
0,07
0,74
0,11
0,25
0,09
0,33
0,10
0,34
0,13
0,44
0,11
0,43
0,16
0,45
0,26
0,42
0,16
0,48
0,16
0,59
0,20
~
(\)
~
~
~"
g~
o,
~
v,
~
;:s
o
~
()
;:s-.
;:s
~
~~'
(\)
.g
~
~
:-..
~
c::r~
{;
progową
~
.....
ą
1
~
/
~
~"
~
ą.
~
~
.......
N
.......
Tabela 3
TabJe 3
--
N
N
Skład chemiczny jednorocznych igieł sosny
Chemical composition of previous-year needles of Scots pine
Nadleśnictwo
Zawartość
Pow. (nr)
Plot (No .)
Zn
Pb
Cu
Cd
Mg
Ca
K
Rudy
Raciborskie
1
2
3
43 ,8
41,5
42,5
5,0
5,0
0,50
0,50
0,50
649
724
518
2995
3059
2308
Rybnik
4
5
6
7
8
9
10
11
32,8
45,3
39,4
51,9
28,8
43,8
33,8
40,3
5
3, l
5,0
5,0
5,0
5,0
7,5
6,3
38
3,4
4,1
35
3,4
3,5
3,5
3,6
3,1
3,9
4,0
3,0
0,50
0,75
0,50
0,75
0,3 8
0,50
0,75
0,50
474
736
586
693
480
705
643
711
12
13
14
15
16
17.
18
19
20
21
22
36,5
27,1
35,3
36,5
44,0
34,0
39,0
38,8
38,8
48,1
46,3
5,0
3,8
3,8
5,0
5,6
5,0
6,3
5,0
5,0
5,6
5,0
3,9
3,8
3,0
4,0
4,4
4,8
4,4
4,8
3,5
4,0
3,9
0,50
0,25
0,50
0,50
0,50
0,50
0,50
0,75
0,50
0,63
0,38
436
443
411
505
658
399
530
592
473
761
601
Forest district
Kędzierzyn
°
metali (m!!/k!! s.m.)
Metal content (mg/kg d.w.)
Uwaga: grubą czcionką oznaczono wyniki przekraczające wartość progową
Note: values exceeded threshołd are indicated in bołd print
P
N
S
Na
(%)
(%)
(%)
4560
3779
4529
31
40
41
0,126
0,110
0,132
1,774
1,551
l 760
0, 167
0,158
0162
2383
1158
2277
2808
1245
2152
2120
933
4123
3948
3841
3748
3248
4290
4141
3273
20
31
31
26
51
46
61
31
0,130
0,136
0,104
0,114
0,123
0, 126
0,140
1,656
1,435
1,542
1,599
1,536
1,850
1,673
1,419
0, 159
0,155
0,155
0,163
0,162
0,178
0,169
1497
997
1528
2059
2403
2247
2522
2807
2120
2195
1745
4091
3216
2966
3623
4748
4460
3948
4310
4560
4404
5029
44
31
39
39
55
52
75
33
38
99
58
°
118
0,091
0,120
0,112
0,108
0,125
0, 118
0,097
0,131
0,120
0,126
0, 130
1,971
1,809
1,815
1,792
1,977
1,878
1,775
1,812
1,612
1,62 1
1,699
°
159
0, 160
0,150
0,151
0,150
0,163
0,158
0,160
0,151
0,151
0,150
O, 155
~
~
S:
--.
c
~
Reakcja borów sosnowych na kwaśne opady. I. Gleba i aparat asymilacyjny drzew
123
Tabela 4
Table 4
Wartości
progowe parametrów wykorzystane do oceny zagrożenia lasu przez kwaśne opady
Threshold values of parameters used for assessment of the aeid deposition threat to forests
Parametr
Gleba
Parameter
Soi ł
poziom organiczny
BS
3
%At w CEC
LBC/Ał+ 3
P (%)
Ca (%)
Mg (%)
NIP
NICa
N/Mg
KIP
KICa
SICa
S/Mg
poziom mineralny
minerał
orllanie horizon
<20
>40
<0,4
horizon
<10
>40
<0,2
<0,1
<0,2
<0,06
> 12
>7
>30
>4
>2
>0,5
>3
stopień
wysycenia kompleksu sorpcyjnego kationami zasadowymi (%)
base saturation (%)
%Ał+3 . w CEC - stopień wysycenia kompleksu sorpcyjnego glinem wymiennym
% exchangeable Al in CEC
L:BC/Ał+3 - stosunek zasad wymiennych do glinu wymiennego (w równoważnikach)
sum ofbase cations to Al exchangeable ratio (eq/eq)
BS -
parametrów ustalono korzystając z publikowanych danych dotyczących wymagań
pokarmowych i proporcji pomiędzy składnikami od- żywczymi sosny (Pinus sy lvestris) i świerka (picea abies) (INGESTAD 1962, 1979; BONNEAU 1988; VAN DUK,
ROELOFS 1988; NffiLGARD 1989; ZOETIL i in. 1989; CAP E i in. 1990; HOTIL 1990;
HOUDIJK, ROELOFS 1993; JOHANSSON 1995; LINDER 1995; SRAW, Me LEOD 1995;
BRAEKKE 1996; ICP Forest 1996), uwzględniając zróżnicowane zapotrzebowanie na
podstawowe składniki odżywcze (głównie Ca, Mg i P) obu powyższych gatunków
drzew. Przekroczenie wartości progowych tych parametrów świadczy o zakłóceniu
bilansu pokarmowego drzew.
Odnosząc uzyskane wyniki analiz chemicznych gleb i aparatu asymilacyjnego sosny do wartości progowych wybranych parametrów (tab. 4), określono stopień zagrożenia badanych powierzchni leśnych ze strony kwaśnych opadów,
wyznaczając wartości wskaźnika degradacji lasu WDL wg wzoru:
124
J
Zwoliński
WDL=-1 (Pg
_+_1
p.
2 Tg
T;
J
gdzie:
Pg i Pi -liczba parametrów w glebie g i igłach sosny i z przekroczonymi wartościami progowymi,
Tg i Ti -liczba parametrów testowanych w glebie g i igłach i.
Przyjęto, że rozmiar zaistniałych niekorzystnych zmian określa liczba
przekroczonych wartości progowych determinująca wartość WDL:
od O- przy braku oznak wpływu kwaśnych opadów, tj. gdy żaden z parametrów nie przekracza wartości progowej (sytuacja odnosząca się do terenów
znajdujących się poza zasięgiem oddziaływania zanieczyszczeń przemysłowych) ,
do 1 - przy przekroczeniu waIiości progowych wszystkich testowanych parametrów.
Badania kompleksu sorpcyjnego gleb (tab. 2) wykazały przekroczenie wartości progowych BS w poziomach organicznych - na prawie wszystkich, a w poziomach mineralnych - na większości powierzchni w nadleśnictwach Rybnik
i Kędzierzyn . W nadleśnictwach tych notowano także przekroczenia wartości progowych dotyczących %AI w CEC i :LBC/AI+3 , a mianowicie na kilku powierzchniach w Nadl. Rybnik oraz na większości w Nadl. Kędzierzyn. Powierzchnie w
N adl. Rudy Raciborskie charakteryzuj ą się natomiast słabszym zakwaszeniem
gleb; przekroczenie wartości progowej notowano głównie w przypadku BS w poziomach mineralnych.
Na podstawie pararnetrów określających stan odżywienia drzew stwierdzono
niedobór magnezu, szczególnie wyraźny w Nadl. Kędzierzyn, słabe zaopatrzenie
w wapń niektórych powierzchni w nadleśnictwach Kędzierzyn i Rybnik oraz niską
zaw'artość fosforu na dwu powierzchniach w Nadl. Kędzierzyn (tab. 3). W ocenie
stanu odżywienia drzew większe znaczenie diagnostyczne, niż zawartość poszczególnych makroskładników w aparacie asymilacyjnym, ma relacja pomiędzy
nimi, ponieważ · do optymalnego stanu niezbędne są wszystkie podstawowe
składniki odżywcze w odpowiednich proporcjach. Ponadto, w odróżnieniu od
składu ilościowego makroskładników, wykazującego dużą zmienność spowodowaną m. in. warunkami atmosferycznymi, właściwościami chemicznymi gleb,
wiekiem igieł (EVERS 1986; RAUTIO 1995), wartości stosunków pomiędzy poszczególnymi składnikami pokarmowymi są stałe i niezależne od wpływu naturalnych czynników środowiskowych (LINDER 1995). Zakłócenie proporcji po- .
między pierwiastkami notowano na wszystkich badanych powierzchniach (tab. 5),
przede wszystkim w przypadkach stosunku azotu do fosforu, wapnia i magnezu,
siarki do wapnia oraz w mniejszym stopniu stosunku potasu do fosforu i wapnia.
Uzyskane wyniki dotyczące zawartości oraz proporcji między makro składni
karni W aparacie asymilacyjnym sosny wskazują na zakłócenie bilansu pokarmowego drzew, w czym istotny udział mają prawdopodobnie kwaśne opady. Za takim
stwierdzeniem przemawia mechanizm ich oddziaływania na środowisko leśne,
Reakcja borów sosnowych na kwaśne opady. l. Gleba i aparat asymilacyjny drzew
125
Tabela 5
Table 5
Proporcje pomiędzy zawartością pierwiastków w jednorocznych igłach sosny
Ratios between elements in previous year needles of Scots pine
Pow. nr
Plot (No.)
Nadleśnictwo
Oddział
Forest district
Compartment
l
2
3
Rudy
Raciborskie
124b
161b
124a
14,08
14,10
13,33
4
5
6
7
8
9
10
11
Rybnik
131f
28j
75b
29c
179c
133a
168p
156b
12
13
14
15
16
17
18
19
20
21
22
Kędzierzyn
125d
195a
176a
196d
174c
142a
148g
172a
170b
90i
229d
N:P · N:Ca
N:Mg
K:P
K:Ca
S:Ca
S:Mg
5,92
5,07
7,63
27,33
21,42
33,98
3,62
3,44
3,43
1,52
1,24
1,96
0,56
0,52
0,70
2,57
2,18
3,13
12,74
10,55
14,83
14,03
12,44
14,68
11 ,95
12,03
6,94
12,39
6,77
5,69
12,34
8,60
7,89
15,21
34,94
19,50
26,31
23,07
32,00
26,24
26,02
19,96
3,17
2,90
3,69
3,29
2,64
3,40
2,96
2,77
1,73
3,41
1,69
1,33
2,61
1,99
1,95
3,51
0,67
1,34
0,68
0,58
1,30
0,83
0,80
1,70
3,35
2,11
2,65
2,35
3,38
2,52
2,63
2,24
21,66
15,08
16,21
16,59
15,82
15,92
18,30
13,83
13,43
12,87
13,07
13,17
18,14
11,88
8,70
8,23
8,36
7,04
6,46
7,60
7,38
9,74
45,21
40,84
44,16
35,49
30,35
47,07
33,49
30,61
34,08
21,30
28,27
4,50
2,68
2,65
3,3 5
3,80
3,78
4,07
3,29
3,80
3,50
3,87
2,73
3,23
1,94
1,76
1,98
1,98
1,57
1,54
2,15
2,01
2,88
1,07
1,50
0,99
0,73
0,68
0,61
0,63
0,54
0,71
0,68
0,89
3,67
3,39
3,67
2,97
2,48
3,96
3,01
2,55
3,19
1,97
2,58
Uwaga: grubą czcionką oznaczono wyniki przekraczające wartość progową
Note: values exceeded threshold are indicated in bold print
skutkujący wzmożonym
wymywaniem kationów zasadowych z górnych poziomów gleb (FALKENREN-GRERUP i in. 1987; ROSEN i in. 1992) i aparatu asymilacyjnego drzew (SCHIER, JENSEN 1992; LOVET 1994) oraz uwalnianiem
toksycznych jonów glinu, powodujących uszkodzenie korzeni i zanik mikoryz
(BLASCHKE 1986; TAYLOR 1988), a w rezultacie zakłócenie transportu składników
pokarmowych z gleby do rośliny (GODBOLD 1991). Ponadto, notowane przekroczenia wartości progowych analizowanych parametrów, określających stan odżywienia
drzew, wynikają z nadmiernej depozycji związków azotu i siarki i będącego tego
następstwem niedoboru magnezu, wapnia i fosforu. Na niewystarczające zaopatrzenie
drzew w składniki pokarmowe wskazuje także stosunek potasu do wapnia i fosforu; w
warunkach niedoboru niektórych makro składników zawartość potasu wzrasta, co wynika z jego istotnej roli w utrzymaniu równowagi jonowej oraz regulacji wielu procesów fizjologicznych w roślinie (CAPE i in. 1990; SLOVIK i in. 1996).
126
J
Zwoliński
Tabela 6
Table 6
Stopień degradacji lasu spowodowanej kwaśną depozycją
Degree of [orest degradation caused by acid deposition
Pow. (nr)
Plot (No.)
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
15
16
17
18
19
20
21
22
Nadleśnictwo
Forest district
Rudy
Raciborskie
Rybnik
Kędzierzyn
,
Oddział
Liczba przekroczonych wartości progowych
Compartment Number of values exceeded threshhold
w glebie in soil
w igłach in needles
124b
2
2
16lb
2
2
124a
l
6
2
13lf
5
28j
3
4
75b
2
3
29c
4
2
l79c
6
8
l33a
4
3
4
168p
2
l56b
3
5
125d
6
10
195a
4
8
176a
6
7
196d
5
5
l74c
6
4
142a
4
6
148g
5
8
l72a
3
4
170b
4
7
90i
5
4
229d
l
5
WDL'
0,267
0,267
0383
0,417
0,450
0,3 17
0,433
0,900
0,483
0,433
0500
1,000
0,733
0,850
0,667
0,700
0,633
0,817
0,450
0,683
0,617
0,333
• WDL - wskaźnik degradacji lasu
index of forest degradation
Liczbę
parametrów, których wartości progowe zostały przekroczone w glebie
i aparacie asymilacyjnym sosny, oraz obliczone na ich podstawie wartości
yvskaźnika degradacji lasu WDL dla badanych powierzchni przedstawia tabela 6.
Z danych tych wynika, że rozmiar .negatywnych skutków oddziaływania
kwaśnych opadów na las jest wyraźnie związany z odległością od źródła emisji
zanieczyszczeń gazowych oraz typem emitora. Zdecydowanie najbardziej
zdegradowane są powierzchnie w Nad!. Kędzierzyn, charakteryzujące się
największą liczbą przekroczonych wartości k.rytycznych, z wartością WDL
kształtującą się w granicach od 0,333 do 1,000 (x -0,680), a w dalszej kolejności
powierzch!lie w Nadleśnictwie Rybnik z wartościami WDL odpowiednió od 0,317
do 0,900 (x - 0,492). Niewielka liczba przekroczonych wartości krytycznych i stąd
mała wartość WDL w zakresie 0,267-0,383 (x -0,306) wskazuje, że wpływ
kwaśnych opadów na powierzchnie w Nadleśnictwie Rudy Raciborskie jest słabiej
zaznaczony. Usytuowane są one bowiem w dalszej odległości od stacjonarnych
źródeł emisji oraz poza kierunkiem dominujących wiatrów (tab. 1).
3.2.
Aktywność
127
mikrobiologiczna gleb
Negatywne oddziaływanie kwaśnych opadów na aktywność mikrobiologiczną gleb, na co wskazują wyniki licznych badań (prace przeglądowe:
ALEXANDER 1980; FRANCIS 1986), ma istotny wpływ na funkcjonowanie lasu, ze
względu na kluczową rolę drobnoustrojÓw glebowych w procesach mineralizacji
oraz unieruchamiania i uwalniania składników pokarmowych, gwarantujących
niezakłócony obieg pierwiastków w ekosystemie.
Ocenę aktywności mikrobiologicznej gleb przeprowadzono na podstawie badań intensywności oddychania gleb (wydzielania CO 2 w warunkach laboratoryjnych) oraz oznaczenia biomasy (C biom ) i ilorazu metabolicznego (qC0 2)
drobnoustrojów. Z uwagi na zróżnicowaną zawartość substancji organicznej w
glebach badanych powierzchni, mającej istotny wpływ na rozwój drobnoustrojów
glebowych, uzyskane wyniki przeliczano na gram węgla organicznego (C org).
Pomiary oddychania gleb wykazały około dwukrotnie niższą intensywność
tego procesu w poziomach mineralnych niż w organicznych. Znaczne także były
różnice w ilości wydzielanego CO 2 przez całą badaną warstwę gleby, pomiędzy
powierzchniami zlokalizowanymi w poszczególnych nadleśnictwach; średnie
ważone wahały się w granicach od 23 do 43 /lI CO 2 /g Corg.·h (tab. 7). Negatywny
wpływ zakwaszenia siedlisk na ten proces był natomiast słabo zaznaczony, co nie
jest w pełni zgodne z doniesieniami niektórych autorów (PERSSON, WlREN 1989;
SALONIUS 1990), sugerujących wyraźne zahamowanie procesu oddychania gleb
w wyniku oddziaływania kwaśnych opadów. Przeprowadzona analiza korelacyjna
wykazała bowiem, że intensywność oddychania gleb spada wraz ze wzrostem
wartości WDL, lecz nie jest to zależność statystycznie istotna (tab. 8).
Analizując wyniki oznaczeń biomasy drobnoustrojów stwierdzono, że jest
ona, w przeliczeniu na g Corg., zbliżona w poziomach organicznych i mineralnych.
Znaczne różnice notowano natomiast pomiędzy powierzchniami. Średnie ważone
odnoszące się do całej badanej warstwy gleby były najwyższe w Nadl. Rudy Raciborskie i wahały się w granicach od 4,95 do 6,52 mg Cbiom/g Corg. (x mg Cbiom/ g
Corg ), niższe w Nadl. Rybnik - od 3,30 do 5,07 mg Cbiom/g Corg. (x mg Cbiom/g Corg )
i naj niższe w Nadl. Kędzierzyn - od 2,57 do 5,61 Ing Cbiom/g Corg. (x mg Cbiom/g
Corg ) Bardziej wyraźne różnice pomiędzy powyższymi nadleśnictwanli dotyczą
ogólnej biomasy drobnoustrojów w górnych poziomach gleb wyrażonej w kg
Cbiom/ha, która wynosiła od 416 do 514 (X) w Nadl. Rudy Raciborskie, od 295 do
375 (X) w Nadl. Rybnik i od 125 do 313 (x) w Nadl. Kędzierzyn (tab. 7). Wielkość
biomasy była istotnie (statystycznie) zależna od stopnia zakwaszenia siedlisk, na
co wskazują wartości współczynników korelacji dotyczące relacji Cbiom . - WDL
(tab. 8). Uzyskane wyniki są zgodne z doniesieniami wielu autorów,
wskazujących na spadek biomasy drobnoustrojów w glebach narażonych na oddziaływanie kwaśnych opadów (np. BEWLEY, PARKINSON 1986; VISSER,
PARKINSON 1989).
Wyniki pomiarów intensywności wydzielania CO 2 przez gleby oraz biomasy
drobnoustrojów pozwoliły na oznaczenie ilorazu metabolicznego drobnoustrojów
Aktywność
Tabela 7
I--'
Table 7
00
N
biologiczna gleb
Soi l biological activity
,
Pow.
(nr)
Nadleśnictwo
WDL
Forest district
Poziom
Oddychanie gleb
Biomasa d.·obnoustrojów
Horizon
Soil respiration
Microbial biomass
(Cbiom)
Plot
(No.)
l
(11 1 CO 2/g Corg.'h)
img/~ c'ro )
Rudy
Raciborskie
2
0,267
Oth
A
0,267
Oth
AEes
3
0,383
Oth
A
4
Rybnik
0,417
Oth
AEes
5
0,450
Oth
A
6
0,317
Oth
AEes
7
0,433
Oth
AEes
8
0,900
Oth
AEes
9
0,483
Oth
AEes
10
0,433
Oth
AEes
11
0,500
Oth
AEes
(kcr/ha)
a
b
a
b
a
37, 19
27,60
32,34
13,99
44,06
38 13
40,29
26,38
39,94
22,52
36,04
18,74
42,64
15,32
34,22
19,97
45,76
31 ,93
42,93
29,98
33,29
16,35
35 ,90
4,84
5,69
5, 19
4,31
6,40
713
4,95
351 ,29
64,47
360,45
94,60
421 ,06
9305
231 ,29
84,40
242,37
66,45
263 ,91
58,95
319,23
55,37
183,70
56,40
227,25
67,45
267 ,44
76,74
215 ,49
61 ,73
27 ,93
43 ,08
36,82
36,29
32,77
35,83
30,44
41 ,69
40,26
29,95
4,92
4,40
4,51
4,66
4,70
4,50
5,47
2,86
3,59
3, 13
5, 16
3,67
4,96
5,47
3,20
3,73
qC0 2
(Ilg C-C0 2/mg
Cbiom·h)
4,98
6,52
5,04
4,54
4,66
4,82
3,47
4,72
5,07
3,30
415,76
455,05
514,11
315,69
308,82
322,86
374,60
240, 10
294,70
344, 18
277,22
a
b
4,12
2,60
3,34
1,74
3,69
2,87
3,91
4,40
2,62
4,75
2,59
4,12
2,23
4,18
2,87
5, 12
3,42
4,76
4,67
4,65
2,94
5,58
2,35
3,96
2,96
3,55
~
~
-o
5:
4,30
3,76
3,85
4,68
4,73
4,30
4,94
-.
~
12
Kędzierzyn
1,000
Ofh
0,733
Ofh
A
13
A
14
0,850
Ofh
AEes
15
0,667
Ofh
AEes
16
0,700
Ofh
A
17
0,633
Ofh
A
18
0;817 .
Ofh
AEes
19
0,450
Ofh
A
20
0,683
Ofh
A
21
0,617
Ofh
AEes
22
0,333
Ofh
AEes
28,62
25,68
28,85
15,89
35,83
23,3 1
39,09
12,71
41 ,3 4
18,47
43,07
17,90
39,3 5
27,40
35,77
16,16
31 ,77
25 ,11
29,10
17,32
40,15
20,73
27,46
23,29
33,56
30,44
33,69
36,29
36 ,2ł
32,07
29,97
26,65
37,36
3,25
3,64
2,66
2,45
3,37
3,45
3,71
2,23
3,72
2,66
4,59
2,69
4,36 .
3,40
3,51
2,95
3,95
3,32
3,66
2,47
5,82
4,33
3,40
2,57
3,38
3,22
3,37
4,08
4,11
3,40
3,80
3,41
5,61
97, 14
7 1,09
74, 13
51 ,28
157,48
35,64
118,87
34,83
132,54
47,67
204,07
44,06
203,26
54,71
227,17
44,4
205 ,64
53 ,65
232,92
41 ,20
278,20
34,68
168,23
125,4 1
4,73
3,79
5,82
4,36
4,82
3A8
193, 12
153,70
180,2 1
248,13
257,97
271 ,57
259,29
274,12
3 12,88
WDL - wskaźnik degradacji lasu: (index offorest degradation) :
a - w poziomie, b - średnia ważona dla całej badanej wartswy (poziomy Ofb + A), L-zawartość w poziomach Ofb+A
a - in horizon, b - weighted mean for whole investigated layer (horizons Oth+A), L - contents in horizons Oth+A
5,71
3,63
5,65
3,06
5,96
3,73
5,04
3,57
4,84
4,33
5,47
2,94
4,32
4,06
4,27
3,76
3,84
2,57
5,33
4.80
5,21
~
~
~
~.
g-
'c,~"
~
~
4,64
c
~
~
~
~
4,7 1
t:l
4,99
1
t., ,
~
~
4,26
4, 16
3,66
.g
t:l
-}
~
c;')
~
~
t:l
-§
t:l
~
~:ł
~
~
<.;;: .
~
~
~
~
tv
\O
130
J
Zwoliński
Tabela 8
Table 8
degradacji lasu WDL x
Zależność pomiędzy aktywnością biologiczną gleb y a wskaźnikiem
i wiekiem drzewostanu z
Relationships between the soil biological activity y and the index of forest degradation WDL x
and stand age z
Y
Oddychanie gleb
soi l respiration (J.ll CO 2/g Corg .· h)
Biomasa drobnoustrojów
microbial biomass
a) mg Cbiom/ g Corg.
b) kg Cbiom./ha
qCO z
R
2
Ty.>:
Tyz
Tyx.z
Tyz.x
-0,418
0,233
-0,384
0,155
- 0,194
-o,702'"
-O ,774'"
0,274
0,388
-0,682'"
-O ,764'"
0,161
0,339
0506"
,
0646'"
,
0650"
,
-0,138
0641
, "
0,017
0,422'
y.xz
(J.lg C-C0 2/mg Cbiom .· h)
Zależność istotna przy p:
Significant atp:
* <0,05
** <0,01
*** <0,001
(qC0 2). Odzwierciedla on specyficzne tempo respiracji biomasy, które związane
jest z zapotrzebowaniem energetycznym drobnoustrojów w procesach biosyntezy.
Wyższa wartość qC0 2 świadczy o mniejszej wydajności wzrostu, tzn. że większa
ilo'ść węgla organicznego wykorzystywana jest w metabolizmie energetycznym
(respiracji), a mniejsza wiązana w biomasie. Sytuacja taka ma miejsce w wyniku
oddziaływania różnych czynników stresogennych, jak np. kwaśnych opadów
(KILLHAM 1985; ANDERSON, DOMSCH 1993). Wartość qC02 związana jest także
ż sukcesją drobnoustrojów zachodzącą w trakcie kolejnych stadiów rozkładu i mineralizacji substancji organicznej, a prowadzącą do tworzenia się zespołów charakteryzujących się coraz bardziej ekonomicznym metabolizmem (INSAM,
bOMSCH 1988; INSAM, HASELWANDTER 1989). Stąd obliczone wartoici qC0 2 w
poziomach
mineralnych, kształtujące się w granicach od 1;74 do 4,67 (x - 3) 7) ~g
,.
C-COi mg Cbiom.·h, były wyr~źnie niższe aniżeli w poziomach organicznych, gdzie
wynosiły od 3,34 do 5,96 (x - 4,74) ~g C-C0 2/mg Cbiom.·h, na wszystkich badanych powierzchniach (tab. 7). Stwierdzone różnice pomiędzy nadleśnictwami dotyczące średnich wartości qC0 2 dla całej badanej warstwy gleby, które wynoszą
3,47,4,32 i 4,63 ~g C-C0 2/mg Cbiom.·h, odpowiednio dla nadleśnictw Rudy Raciborskie, Rybnik i Kędzierzyn, można z kolei uważać za wynik reakcji drobnoustrojów .na zróżnicowaną degradację gleb spowodowaną kwaśnymi opadami.
W skazuj e na to stwierdzona istotna korelacj a pomiędzy wartością ilorazu metabolicznego drobnoustrojów a wartością WDL (tab. 8). Zakłócenie metabolizmu
drobnoustrojów spowodowane pogorszeniem się warunków glebowych, a przejawiające się zwiększoną respiracją biomasy (wyższa wartość qC0 2), jest prawdopodobnie przyczyną notowanej słabej zależności pomiędzy intensywnością
wydzielania CO 2 a stopniem zakwaszenia siedlisk. Biorąc również pod uwagę
.
'
Reakcja borów sosnowych nC! kwaśne opady . 1. Gleba i aparat asy milacyjny drzew
131
dużą zmienność
tego procesu w zależności od warunków atmosferycznych można
stwierdzić " że wyniki pomiarów oddychania gleb niekoniecznie odzwierciedlają
. rzeczywisty stan aktywności mikrobiologicznej , zwłaszcza w przypadku gleb
narażonych na czynniki stresowe, co podają także autorzy niektórych doniesień
(SANTRUCKOVA, STRASKRABA 1991; ZWOLIŃSKI 1996).
Z pomiarów aktywności mikrobiologicznej gleb wynika · także, że reakcja
drobnoustrojów glebowych na zakwaszenie siedlisk była niezależna od wieku
drzewostanów sosnowych, na, co wskazuje przeprowadzona analiza korelacyjna
(tab. 8).
Aktywność drobnoustrojów glebowychjest ściśle związana z warunkami glebowymi, w tym szczególnie właściwościami chemicznymi determinującymi przebieg procesów mikrobiologicznych - gwarantujących dostarczanie niezbędnych
dla roślin składników pokarmowych. Aktywność mikrobiologiczna gleb uważana
jest więc za miarodajny wskaźnik jakości gleb, a jej pomiary są często
wykorzystywane do oceny żyżności gleb oraz ich reakcji na czyml iki stresowe.
Otrzymane wyniki oznaczeń mikrobiologicznych można zatem traktować jako odzwierciedlenie rozmiaru negatywnych zmian właściwości chemicznych gleb
spowodowanych kwaśnymi opadami, a stwierdzona istotna korelacja pomiędzy
biomasą i ilorazem metabolicznym drobnoustrojów a wartością WDL podkreśla
przydatność zastosowanego wskaźnika do oceny stopnia degradacji siedlisk
leśnych.
4. UWAGI KOŃCOWE I WNIOSKI
Z uwagi na szeroki zasięg rozprzestrzeniania się emitowanych związków siarki i azotu, oddziaływaniem kwaśnych opadów objęty jest cały obszar Polski. Brak
jest zatem możliwości wyboru porównywalnej powierzchni kontrolnej , d<? której
można by odnieść uzyskane wyniki badań. Z tego powodu ocenę wpływu
kwaśnych opadów na środowisko leśne przeprowadzono na podstawie badań gradientowych, prowadzonych na zbliżonych pod względem warunków glebowosiedliskowych i klimatycznych powierzchniach, zróżnicowanych natomiast stopniem przemysłowego skażenia, wynikającym z ich położenia (odległości
i kierunku) względem głównych źródeł emisji. Rozmiar negatywnych zmian,
zarówno właściwości chemici nych gleb jak składu chemicznego aparatu asymilacyjnego drzew, spowodowańych kwaśną depozycją określono na podstawie parametrów, których wartości progowe (krytyczne) ustalono korzystając
z publikowanych danych oraz wyników uzyskanych w trakcie prowadzenia
niniejszych badań. Można przyjąć, że brak przekroczeń ustalonych wartości progowych jest stanem, jakim charakteryzowałby się "normalnie" funkcjonujący
ekosystem, pozostający poza z~sięgiem oddziaływania kwaśnych opadów. Należy
zaznaczyć, że proponowane wartości progowe odnoszą się do konkretnego typu
siedliskowego lasu, stąd w inn'ych warunkach powinny być weryfikowane.
132
1.
Zwoliński
Z przeprowadzonych badań wynika, że wieloletnie oddziaływanie emitowanych zanieczyszczeń na lasy spowodowało silne zakwaszenie gleb, prowadzące
do ubytku kationów zasadowych i wzrostu zawartości jonów glinu w ich górnych
poziomach (organicznych i mineralnych) oraz zakłócenie bilansu pokruIDowego
drzew, na co wskazują wyniki dotyczące zawartości makroskładników
i stosunków pomiędzy nimi w igłach sosny. Rozmiar tych niekorzystnych zmian,
wyrażony wartością wskaźnika degradacji lasu WDL, jest szczególnie duży na powierzchniach znajdujących się w pobliżu źródeł emisji, zwłaszcza sąsiadujących
z zakładami azotowymi (Nadl. Kędzierzyn), co potwierdzają także wyniki badań
mikrobiologicznych gleb.
Krótki okres badań, ograniczonych ponadto tylko do jednego typu siedliskowego lasu, nie daje podstaw do traktowania proponowanego w niniejszej pracy
sposobu określania rozmiaru negatywnych zmian w środowisku leśnym jako ostatecznie opracowanej, uniwersalnej metody oceny stopnia degradacji lasu spowodowanej kwaśnymi opadami. Sprawą otwartą pozostaje właściwe ustalenie
wartości progowych (krytycznych) parametrów określających stan zakwaszenia
siedlisk. Konieczna jest zatem zarówno weryfikacja wartości przyjętych w niniejszej pracy jak i ich ustalenie dla gleb charakteryzujących się odi:niennymi
właściwościami buforowymi - wymaga to dalszych badań prowadzonych w innych kompleksach leśnych. Poza tym, przedstawiona propozycja nie zamyka listy
parametrów charakteryzujących się wyraźną reakcją na zakwaszanie siedlisk
leśnych. Znaczną poprawę precyzji oceny mogłoby dać włączenie parametrów
mikrobiologicznych. W tym celu konieczne byłoby jednak wyselekcjonowanie
najbardziej przydatnych (czułych) wskaźników, oznaczanych wg standaryzowanych metod. Stwierdzona natomiast istotna zależność pomiędzy aktywnością
mikrobiologiczną gleb a stopniem degradacji lasu, określonym wartością WDL,
podkreśla przydatność proponowanej metody do oceny jakości siedlisk leśnych
narażonych na oddziaływanie kwaśnych opadów.
Wyniki przeprowadzonych badań pozwalają na przedstawienie nastę
pujących wniosków:
l. Wyznaczanie wskaźnika degradacji lasu WDl;- w oparciu o wartości progowe (krytyczne) parametrów określających warunki glebowe oraz stan odżywienia
drzew, umożliwia wymierną ocenę zagrożenia lasów przez kwaśne opady.
2. Ustalanie wartości progowych parametrów glebowych musi być przeprowadzone dla konkretnego typu gleby, tj. z uwzględniehiem j ej zdolności buforowej.
3. Dużą wartość przy ocenie stopnia degradacji gleb przez kwaśne opady mają
badania mikrobiologiczne, np. biomasy i ilorazu metabolicznego drobnoustrojów;
w tym kontekście, mało przydatne wydają się, powszechnie stosowane jako
wskaźnik aktywności biologicznej, pomiary intensywności oddychania gleb.
Praca została złożona 30 sierpnia 2000 r. i przyjęta przez Komitet Redakcyjny 20 stycznia 200 l r.
133
RESPONSE OF PINE FORESTS TO ACID DEPOSITlON.
I. THE SOIL AND ASSIMILATION APPARATUS OF TREES
Summary
The effects of acid deposition on soi I chemistry, soil microbial activity and nutritionaI status of trees were investigated. Twenty-two study pIots were located in homogenous, 39- 103
year-old, Scots pine (Pinus sylvestris L.) stands on podzol soils at various distances (exposed to
different pollution concentrations) from two main pollution sources of sulphur and nitrogen oxides in the studied area (Upper Silesia, southwestem Poland), i.e. a coal-fired powerpIant and nitrogen works (table 1).
Results of chemical analyses of organic (Ofh) and uppermost mineral (A, AEes) soil horizons showed a strong acidification of examined sites . This was manifested as a distinct decreasing trend of exchangeable base cations and increasing concentration of exchangeable Al with
decreasing distance from the emission sources (table 2). SimultaneollsIy, a deficiency of some
major nutrients, mainly Mg (tabIe 3), and disturbances in nutrient ratios in needIes (table 5)
..
were observed, suggesting the nutiient imbalance in the Scots pine trees.
As a response of soi I microorganisms to soiI acidification a significant redllction in microbial biomass as well as an elevation of metabolic qllotient (qC0 2) were noted (tabIe 7). The latter suggests the disturbance in microbial metabolism, i.e., increased diversion of carbon from
biosynthesis to maintenance energy requirements. In contrast, a weak effect of acid deposition
on soil respiration was found.
Taking into account the literature data as weB as obtained results, the threshold (critical)
values of parameters related to acid-induced effects on soil chemistry and nutritional status of
pine trees were chosen (tabIe 4) to construct an index of forest degradation WDL. Its vaIue express the degree of forest deterioration due to acid deposition, defined as:
where
Pg and P; - number ofthresholds exceeded in soil g and in needles i,
Tg and T; - number oftested parameters in soil g and in needles i. WDL has a value between
Oto 1, where Odenotes no threshold value exceeded and 1 denotes threshoId value exceeded of
all tested parameters .
Calculated WDL vaIues for examined sites (tabIe 6) were found to be significantly correIated with microbial variabies (soiI microbial biomass, metaboli c quotient [qC0 2]) (tabIe 8) what
imply that this index give an indication of site quality deterioration caused by acid deposition .
However, to assess the usefulness of this index for estimating the magnitude of negative effects
of acid deposition on forest environment further investigations are necessary. In addition, the
WDL as defined above may be valid onI y for forests on podzols soils with apH range 2,8-4,2.
For soils tharacterized by other buffer ranges, the verification ofthreshold (critical) values, especially for soil parameters, should be done.
134
J
Zwoliński
PIŚMIENNICTWO
ALEXANDER M . 1980: Effects of acidity on micro-organisms and microbial processes in soil. W: Effects of acid precipitation on terrestrial ecosystems, T.C. Hutchinson, M. Havas eds., Plenum
Press, London, 363-373 .
ANDERSON 1.P.E., DOMSCH K.H. 1978: A physiological methQd for the quantitative measurement of
microbial biomass in soi!. Soil Biol. Biochem., 10: 215-221.
ANDERSON T.H., DOMSCH K.H. 1986: Carbon assimilation and microbial activity in soil. Z. Pflanzenernahr. Bodenk., 149: 457-486.
ANDERSON T.H., DOMSCH K.H. 1993: The metabolic quotient for CO 2 (qC0 2) as specific activity
param eter to assess the effects of environmental conditions, su ch as pH, on the microbial biomass offorest soils. Soil Bio!. Biochem., 25: 393-395.
BALSBERG-PAHLSSON A.M. 1989: Toxicity ofheavy metais (Zn, Cu, Cd, Pb) to vascular plants. A
literature review. Water, Air, Soil Pollut., 47: 287-319.
BEARE M.H., NEELY c.L., COLEMAN D.C., HARGROVE W.L. 1990: A substrate-induced respiration (SIR) method for measurement offungal and bacterial biomass on plant residues. Soi I Biol.
Biochem., 22: 585-594.
BEWLEY R.J .F., PARKINSON D. 1986: Monitoring the impact af acid deposition on the soil microflora, using glucose and vaniline decomposition. Water, Air, Soil Pollut. , 27: 57-68.
BLASCHKE H. 1986: Einfluss von saurer Beregnung und Kalkung auf die Biomasse und Mykorrhizierung der Feinwurzeln von Fichten. Forstwiss. Central., 105: 324-329.
BOBBINK R., BOXMAN D., FREMSTAD E., HEIL G., HOUDIJK A., ROELOFS 1. 1992: Criticalloads for
nitrogen eutrophication ofterrestrial and wetland ecosystems based upon changes in vegetation
and fauna. W: Criticalloads for nitrogen - report from a workshop, P. Greenfeld and E. ThorneIOf(eds.), Lokeberg, Sweden, Nord 1992, Nordic COlUlcil ofMinisters, 41:111-161.
BONNEAU M. 1988: Le diagnostic foliaire. Revue foresticre franyaise, Special issue Diagnostic en
foręt, 40: 19-23.
BRAEKKE F.H. 1996: Needle analyses and graphic vector analyses ofNorway spruce and Scots pine
stands. Trees, 11: 23-33.
CAPE J.N. , FREER-SMITH P.H., PATERSON I.S., PARKINSON J.A., WOLFENDEN J. 1990: The nutriti'onal status of Picea abies (L.) Karst. across Europe, and implications for 'forest decline'.
Trees, 4: 211-224.
DE VRIES W., HEIJ G.L. 1991: Criticalload and criticallevels for the environmental effects ofair pollution. W : Dutch priori ty programme on acidification, Q.H. Heij, T. Schneider eds., Rep. No
299"-09. National Institute of Public Health and Environmental Protection. Bithoven (Netherlands), 180-190.
DE VRIES W., LEETERS E.E.J.M., HENDRIKS C.M.A. 1995: Effects of acid deposition on Dutch forest ecosystems. Water, Air, Soil Pollut. , 85: 1063- 1069.
DMUCHOWSKI W., BYTNEROWICZ A. 1995: Monitoring environmental pollution in Poland by chemical analysis of Scots pine (Pinus sylvestris L.) needles. Environ. Pollut., 87: 87-104.
EMEP (Co-operative programme for monitoring and evaluation ofthe long range transmission of air
pollutants in Europe) 1998 : Transboundary acidifying air pollution in Europe. MSC-W Status
Report 1998 - Part l : Estimated dispersion of acidifying and eutrophying compounds.and comparison with observations. Langenbrtigge, Germany, s. 150.
ERIKSSON H. , JOHANSSON U. 1993 : Yields ofNorway spruce (Picea abies (L.) Karst.) in two consecutive rotations in south-western Sweden. Plant and Soil, 154: 239-247.
EVERS F.H. 1986: Die Blatt- und Nadelanalyse aIs Instrument der Bioindikation. Allg. Forstzeitung
1986, 6-9.
Reakcja borów sosnowych na kwaśne opady. l. Gleba i aparat asymilacyjny drzew
135
FALKENGREN-GRERUP U., BRUNET J., QUIST M.E., TYLER G. 1995: Is the Ca:Al Tatio superior to
pH, Ca or Al concentrations of soiłs in accounting for the distribution of plants in deciduous forests? Plant and Soil, 177: 2 J-3 J.
FALKENGREN-GRERUP U., L1NNEMARK N., TVLER G. 1987: Changes in acidity and cation pools of
South Swedish soils between 1949 and 1985. Chemosphere, 16: 2239-2248.
FRANCIS AJ. 1986: The ecological effects of acid deposition, part 2. Acid rain effects on so ił and
aquatic microbial processes. Experientia, 42 : 455-465.
GLATZEL G., KI LIAN W., STERBA H., STOHR D. 1985: Waldbodenversauerung in Osterreich: Ursachen-Auswirkungen. Allgem. Forstzeitung, 96: 35- 36.
GODBOLD D.L. 1991 : Aluminium decreases root growth and calcium and magnesium uptake in Picea abies seedlings. W: Plant-soił interactions at low pH, l R. Wright, V. C. Baligar, R.P. Murrmann (eds.), Kluwer, Dordrecht, 747- 753 .
GUSTAFSSON lP.,JACKS G., STEGMANN B., Ross H.B. 1993: Soił acidity and adsorbed anions in
Swedish forest soiłs -Iong-term changes. Agrie. Ecosyst. Environ. 47: 103-115.
HOUDJJK A.L.F.M., ROELOFS lG.M. 1993: The effects ofatmospheric nitrogen deposition and soi!
chemistry on the nutritional status of Pseudotsuga menziensii, Pinus nigra and Pinus sylvestris.
Environ. Pollut., 80: 79- 84.
HDTTL R.F. 1990: Nutrient supply and fertilizer experiments in view ofN saturation. Plant and Soił ,
128: 45- 58.
ICP Forest. 1996: Forest condition in Europe. 1996 Report, UN/ECE, Brussels, Geneva, 127 s.
INGESTAD T. 1962: Macro element nutrition ofpine, spruce, and birch seedlings in nutrient solutions.
Medd. Stat. Skogsf., 51: l- 50.
INGESTAD T. 1979: Mineral nutrition requirements of Pinus sylvestris and Picea abies seedlings.
Physiol. Plant., 45: 373-380.
INSAM H., DOMSCH K.H 1988: Relationship between soił organie matter and microbia! biomass on
chronosequences ofreclamation sites. Microbial Ecology, 15: 177-188.
INSAM H., HASELWANDTER K. 1989: Metabolic quotient ofthe microflora in relation to plant succesion. Oecologia, 79: 174-179.
JOHANSSON M.B. 1995: The chemical composition of needle and leaf litter from Scots pine, Norway
spruce and white birch in Scandinavian forests. Forestry, 68: 49-62.
KATZENSTEINER K. , GLATZEL G., KAzDA M., STERBA H. 1992: Effects ofair pollutants on mineral
nutrition of Norway spruce and revitalisation of declining stands in Austria. Water, Air, Soił
Pollut., 61: 309-322.
KAUPPI P.E. , MIELlKAINEN K., KUUSELA K. 1992: Biomass and carbon budget ofEuropean forests,
1971 to 1990. Science. 236: 1-74.
KIIKKILA O., MIKKOLA K. , MVLL YVIRTA T., FRITZE H. 1994: Soi! acidity status in polluted and
non-polluted areas in southern Finland. Scand. J. For. Res ., 9: 193-202.
KILLHAM K. 1985: A physiological determination of the impact of environmental stress on the activity of mierobial biomass. Envlron. Pollut., 38: 283-294.
KREUTZER K 1995: Effects offorest Iiming on soil processes. Plant and Soi!, 168/169: 447-470.
LINDER S. 1995: Foliar analysis for detecting and correcting nutrient imbalances in forest stands.
EcoL BulL, 44: 178- 190.
LOVETT G. 1994: Atmospheric deposition of nutrients and pollutants in North America: an ecological perspective. Ecot. AppL, 4: 629-650.
LUKINA N, NIKONOV V. 1995: Acidity ofpodzolic soiłs subjected to sulphur pollution near a Cu-Ni
smelter at Kola Peninsula. Water, Air, Soił Pollut., 85 : 1057- 1062.
LYON 1., SHARPE W. 1999: An assessment of the Ca:Al ratios of selected Pennsylvania forest soils.
Water, Air, Soił Pollt., 109: 53-65 .
MATZNER E., MURACH D. 1995: Soił changes induced by air pollutant deposition and their implication for forests in central Europe. Water, Air, Soił Pollut., 85: 63- 76.
136
J
Zwoliński
MEIWES K.J ., KHANNA P.K , ULRlCH B. 1986: Parameters for describing soil acidification and their
relevance to the stability offorest ecosystems. For. Ecol. Manage., 15 : 161- 179.
NIHLGARD B. 1985: The ammonium hypothesis - an additional explanation of the forest dieback in
Europe. Ambio, 14: 2- 8.
NIHLGARD B. 1989: Nutrient and structural dynamics of conifer needles in south Sweden 19851987. Medd. Nor. inst. skogforsk, 42: 157-165.
NISSINEN A 1995: Simulated effects ofacid deposition on podzolic soils: consequences ofprocess
and parameter aggregation. Water, Air, Soi I Pollut., 85 : 1107- 1112.
Ochrona Środowiska 1999: Główny Urząd Statystyczny, Warszawa.
OSTROWSKA A , GAWLlŃSKI S., SZCZUBIAŁKA Z. 1991: Metody analizy i oceny właściwości gleb i
roślin . Instytut Ochrony Środowiska, Warszawa.
PERSSON H. 1990: Above and below-ground interactions in forest trees in acidified soils. Air Pollut.
Res. Rep. , 32: 1-258.
PERSSON H., MAJO I H. 1995: Effect of acid deposition on tree roots in Swedish forest stands. Water,
Air, Soil Pollut., 85: 1287-1292.
PERSSON T., WlREN 1989: Microbial activity in forest soils in relation to aeid/base and earbon/nitrogen status. Medd. Nor. inst. skogforsk., 42: 83- 94.
RAUTIO H. 1995: Chemieal needle analysis as a diagnostic and monitoring method. W: Nutrient uptake and eycłing in forest eeosystems, L.O. Nilsson, R.F. Hlittl eds., CEC/IUFRO-symposium
in Halmstad June 7-10 1993, Eeosystem Report No 13, EUR 15465, 197-206.
REuss lO. 1983: Implieations ofthe calcium-aluminium exehange system for the effeet ofaeid precipitation on soils. J. Environ. Qual., 12: 531-595.
ROSEN K. , GUNDERSEN P., TEGNHAMMAR L., JOHANSSON M. , FROGNER T. 1992: Nitrogen enriehment ofNordic forest eeosystem- the coneept of eritiea1 loads. Ambio, 21: 364-368.
SALONIUS P.O. 1990: Respiration rates in forest soil organie horizon materials treated with simulated
aeid rain. Can. J. For. Res., 20: 910-913 .
SCHłER G.A , JENSEN KF. 1992: Atmospheric deposition effects on foliar injury and foliar leaehing
in red spruee. W: Eeology and decłine ofred spruee in the eastern United States, C. Eagar and
- M. Adams (eds.), Springer-Verlag, New York, 271-294,
SHAW P.J.A , MCLEOD AR. 1995 : The effeets of S02 and 0 3 on the foliar nutrition of Seots pine,
Norway sptuce and Sitka spruee in the Liphook open-air fumigation experiment. Plant Celi Environ., 18: 237-245.
SLOVIK S., HOVE K., KrNDERMANN G., KAISER W.M. 1996: SOrdependent eation eompetition and
compartmentalization in Norway spruce needles. Plant Celi Environ., 19: 813-824.
STEINNES E., FLATEN T.P., VARSKOG P., LAG J., BOLVIKEN B. 1993 : Acidifieation status ofNorwegian forest soils as evident from large seale studies of humus sampies. Seand. J. For. Res., 8:
291 - 304.
SVERDRUP H., WARFVINGE P. 1993 : The effeet ofsoil acidifieation on the growth oftrees, grass and
herb s as expressed by the (Ca+Mg+K)/AI ratio. Reports in Ecology and Environmental Engineering, Lund University, Sweden, 108 s.
SVERDRUP H., WARFVINGE P., BLAKE L. , GOULDING K 1995: ModelIing reeent and historie soil
data from Rothamsted Experimental Station, UK using SAFE. Agrie. Eeosyst. Environ., 53:
161-177.
SANTRUCKOVA H., STRASKRABA M. 1991 : On the relationship between speeifie respiration aetivity
and soil microbial biomass. Soil Biol. Bioehem., 23: 525-532.
TAYLOR G.L. 1988: The physiology ofaluminium phytotoxicity. W: Metal ions in biological systems, vol. 24, Aluminium and its role in biology, H. Sigel and A. Sigel (eds.), Dekker, New
York, 123-163.
THELlN G., ROSENGREN -BRlNCK U. , NIHLGARD B., BARKMAN A 1998: Trends in needle and soil
chemistry ofNorway spruce and Seots pine stand s in South Sweden, 1985- 1994. Environ. Pollut. , 99: 149-158.
,-
137
. UGGLA H. , UGGLA Z. 1978: Gleboznawstwo leśne . PWRiL, Warszawa, 527 s.
ULRICH B. 1985: Interaction ofindirect and direct effects ofair pollutants in forests. W: Air pollution
and plants, C. Troyanowsky ed., Gesellschaft Deutsche Chemiker, VCH Verlagsgesellschaft,
Weinheim, 149-181.
VAN DUK H.F.G., ROELOFS J.G.M. 1988: Effects ofexcessive ammonium deposition on the nutritional status and condition of pine needles. Physiol. Plant. 73: 494- 501.
VISSER S., PARKINSON D. 1989: Microbial respiration and biomass in soil of lodgepole pine stand
acidified with elemental sulphur. Can. J. For. Res., 19: 955- 961.
ZOETTL H.W., HUETTL R.F. FINK S., TOMLINSON GJ-I. , WrSNIEWSKI J. 1989: Nutritional disturbance and histo10gical changes in dec1ining forests . Water, Air, Soil Pollut. 48: 87- 109.
ZWOLIŃSKI J. 1995 : Wpływ emisji zakładów przemysłu metali nieżelaznych na środowisko leśne
rola metali ciężkich w degradacji lasów. Prace Inst. Bad. Leś. , ser A, nr 809, 1- 86.
ZWOLIŃSKI J. 1996: Ocena przemysłowego zagrożenia lasów na podstawie aktywności biologicznej
gleb. W: Reakcje biologiczne drzew na zanieczyszczenia przemysłowe . Mat. III Krąjowego
Symp. Kórnik 1994, R. Siwecki ed., t. 2, 569- 576.
ZWOLIŃSKI l , MATUSZCZYK 1. , ZWOLIŃSKA B. 1998 : Accumulation ofsulphur and metais in and
on pine (Pinus sy/vestris L.) and spruce (Picea abies [L.] Karst.) needles in industrial regions in
southern Poland. Folia For. Pol., 40: 47- 57.
ZWOLIŃSKI l , ORZEŁ S. 2000: Produkcyjność drzewostanów sosnowych (Pinus sy/vestris L.) w gradiencie skażeń przemysłowych . Prace Inst. Bad. Leś . , 1 (892): 75- 98.

Pełen tekst pdf - Instytut Badawczy Leśnictwa

Transkrypt

Podobne dokumenty

Ulotka informacyjna

in Polish - Instytut Badawczy Leśnictwa

Hasło wegiel-organiczny-w