OPERA CORCONTICA 40: 105–200, 2003 RESTORATION OF FOREST ECOSYSTEMS IN THE KRKONOŠE NATIONAL PARK, CZECH REPUBLIC Obnova lesních ekosystémů v Krkonošském národním parku, Česká republika IGINO M. EMMER, J. SEVINK, JOSEF FANTA Section of Physical Geography and Soil Science, The Netherlands Centre for Geo− Ecological Research (ICG), University of Amsterdam, Nieuwe Achtergracht 166, 1018 WV Amsterdam, The Netherlands Phone: +31 (0)20 5257451, Fax: +31 (0)20 5257431, E−mail:
[email protected] Funded by the Face Foundation (the Netherlands), the Czech Ministry of Environment, the Netherlands Ministry of Agriculture and the University of Amsterdam. This report focuses on the restoration of the seriously degraded forest ecosystems in the Krkonoše National Park (Czech Republic). It is largely based on the research programmes executed during the period 1992–1998 by the University of Amsterdam, which was funded by the Face Foundation, the Czech Ministry of Environment, the Netherlands Ministry of Agriculture and the University of Amsterdam. Předložená souhrnná zpráva pojednává o obnově silně degradovaných lesních ekosystémů v Krkonošském národním parku (Česká republika). Vychází především z výsledků vý− zkumných projektů uskutečněných v letech 1992–1998 pracovníky Univerzity v Amsterdamu, s finanční podporou nadace Face, Ministerstva životního prostředí ČR, nizozemského Ministerstva zemědělství, pěstování přírody a rybářství a Univerzity v Amsterdamu. Keywords: Klíčová slova:
forest ecosystems, restoration, soil, management, Giant Mts. lesní ekosystémy, obnova, zalesňování, půda, řízení, Krkonoše
1 SCOPE AND AIM OF THE PROJECT In conjunction with the Face–KRNAP reforestation project in the Krkonoše National Park (KRNAP), a programme was set up to provide scientific backup for the park management. This programme ran during the period 1992–1998 and was funded by the Face Foundation, the Czech Ministry of Environment, the Netherlands Ministry of Agriculture and the University of Amsterdam. Broadly speaking, the programme was guided by the four key questions listed below: 1. What are the environmental conditions at the onset of the reforestation project? 2. What kind of knowledge and information does the Krkonoše National Park for a sound implementation of the Face reforestation schemes require? 3. What kind of knowledge and information can be provided by the University of Amsterdam to support the Krkonoše National Park? 4. How should the acquired knowledge be implemented in the reforestation and conservation management of the Krkonoše National Park?
105
This report describes the historical and regional setting of the environmental problems in the project area (Chapters 2 and 3, respectively) and the attempts to cope with these problems at the operational level (Chapter 4) and in research (Chapter 5). Subsequently, the results of the programme have been summarised (Chapter 6), related achievements of the programme described (Chapter 7) and suggestions made for implementation of the results in the management of the Krkonoše National Park (Chapter 8). An extensive list of publications is provided in Chapter 9. The Krkonoše Mts. (51°N–15°E) are part of the Sudetes, with altitudes ranging between about 400 and 1600 m a.s.l. The mountains are situated inside the ‘Black Triangle’, which covers the area along the joint borders of former Eastern Germany, Poland and the Czech Republic. The Giant Mts. were declared a National Park in 1959 (Polish side) and 1963 (Czech side). In 1992, the entire mountain range became a Unesco Biosphere Reserve. For more information see Flousek 1994, Sýkora 1983 and partial reports of this project listed in Chapter 9.
Germany
Poland Krkonoše National Park
Prague
Czech Republic
Austria
Slovak Rep.
Fig. 4.1. Location of the Krkonoše Mts. in the Czech Republic Obr. 4.1. Poloha Krkonoš v České republice
2 HISTORICAL PERSPECTIVE 2.1 The ‘Black Triangle’ The core area of Central Europe is a chain of mountain ranges with elevations between 400–1,600 m a.s.l. Acid crystalline and metamorphic bedrock gives rise to acidic and nutrient−poor soils. Forests in this area have been most severely affected by industrial pollutants emanating from industrial agglomerations in adjacent lowlands along the Czech−German−Polish borders, recently known as the ‘Black Triangle’. In the 1980s, the power plants in the area emitted some 3.5 million tonnes SO2 yr−1. In the Czech part of the area, acid deposition achieved values of 120 tonnes of SO2 and 42 tonnes of NOX km−2 yr−1 (KUBÍKOVÁ 1991). Air pollution, soil degradation and the accompanying phenomena (especially insect infestations) killed some 80,000 ha of montane forest in the Sudete mountain ranges, leaving extensive areas of chemically degraded soils covered by grassy vegetation. Not only forests, but also entire landscapes have been degraded and disturbed.
106
Photo 2.1. A heavily declined spruce forest with numerous dead trees near Kamenec – Krkonoše National Park Foto 2.1. Těžce zasažený smrkový porost s četnými odumřelými stromy na lokalitě Kamenec – Krkonošský národní park
2.2 Early changes in primeval Central European mountain forests Central European montane vegetation belts are believed to have comprised mainly beech and mixed beech−spruce forests before human settlement in the Middle Ages. A reconstruction of the primeval vegetation based on pollen analyses suggests that beech and mixed beech−spruce forests covered the major part of the area, while mountain climax spruce forests were limited to a narrow zone just below the timber line at 1,250 to 1,350 m a.s.l. Since the 13th century, primeval forests in Central Europe have been exploited. Initially, this was for local use (construction, domestic heating, mining and glass furnaces), but since the 15th century extensive commercial fellings also took place. An example is the production of timber for silver mines in Central Bohemia (Kutná Hora). Logs were generally transported to the early industrial areas by rafting on the larger rivers, including the Elbe River that served as transport way for the Krkonoše and Orlické hory Mountains and their Bohemian hinterland. In many cases, vast logged−over areas were changed into pastures and meadows, or left to natural regeneration (LOKVENC 1978). The beginning of Central European forestry dates from the end of the 17th and the first decades of the 18th century. In that period, the need was clearly recognised to replace the disorderly and devastating forest exploitation by systematic forestry planning and management. The efforts to maximise the output from forested land led to the establishment of commercial forestry aiming at highly productive monocultures of fast−growing tree species. As a consequence, clear−cuts were reforested with Norway spruce (Picea abies), of which the timber was used for various purposes. The result was a spectacular decrease throughout Central Europe of the area of broad−leaved and mixed forests in all altitudinal vegetation belts. In the Czech Republic, the area covered by Norway spruce stands increased from 10 to
107
55 % of the forests, while that of European beech (Fagus sylvatica) decreased from 40 to 5 %. Silver fir (Abies alba) decreased from 20 to 1 % and oak (Quercus sp.) from 20 to 5 % (Forest Management Institute, 1995). The first figures, reflecting the original situation, are based on historical evidence and vegetation reconstructions, the last on recent forest inventories. Central European forestry developed further as a commercial activity aiming at high timber yields and profits. The Giant Mts. form the highest mountain range in Central Europe to the north of the Alps (summit at 1,602 m a.s.l.). It is part of the Sudeten mountain chain along the Czech−German−Polish borders. The medieval destruction of primeval forests mostly affected the central and eastern part of the area, while in the western part intensive forest exploitation started in the beginning of the 18th century. In the latter area, remnants of the original beech and mixed beech−spruce forests still exist. In the Krkonoše National Park (KRNAP), the montane belt today comprises only about 0.6 % beech stands (by definition consisting of more than 50 % beech), about 0.1 % in the supra−montane zone.
2.3 Recent changes in forest ecosystems Since the 1950s, when large−scale industrialisation programmes started in former Czechoslovakia, Eastern Germany and Poland, emission of pollutants increased virtually without limits and culminated in the 1980s. During that period, some 80,000 ha of forests died off in the area along the Czech−German− Polish borders, referred to as the ‘Black Triangle’. In the northern part of the Czech Republic, of all forests about 60 % exhibited a decline in vitality. The proportion of calamity fellings of the total cut indicates to what extent vitality decreased, which between 1960–1988 was 61 %, with a maximum of 84 % in 1985. In the Giant Mts., 8,000 ha of mountain forest at higher altitudes died off as a result of acid deposition and accompanying phenomena, such as wind and snow break, and insect plagues. In declining stands and on clear−cuts, the grasses Calamagrostis villosa and Deschampsia flexuosa became dominant species, reducing species diversity of the herbal layer and eliminating characteristic and rare species. There has been a recurrence in calamities with a periodicity of about 100 years, originating in stands restocked centuries ago after the before−mentioned extensive harvesting for local mining and glass industries. The recurrence of large calamities would not cease in the business−as−usual scenario, while, in addition, air pollution particularly affects spruce stands, even at a young age. The latter is evidenced by recent dieback of stands 20 years of age due to a combination of drought and high sulphur concentrations in the air (Czech Ministry of Agriculture, 1996). During the last three decades, foresters were preoccupied with salvage management of forest decline, involving the cutting and replanting of forest stands. Lesprojekt, the Czech Forest Management Institute, provided management plans based on quite rigid schemes for cutting and planting of predominantly Norway spruce. In recent years, restoration management has been instituted in recognition of the need for a more nature−based approach to replace the inappropriate traditional silvicultural techniques, based on the silviculture of monospecies spruce stands throughout the middle and higher zones of the mountains. Local managers now are free to take decisions based on the ecosystem approach and local site conditions.
3 RESTORATION OF MOUNTAINOUS FOREST ECOSYSTEMS 3.1 Earlier restoration attempts After 300 years of growing monocultures of commercial coniferous tree species and more than 50 years of severe acid deposition, the present situation in Central European forests must be seen as a long−term and even chronic attrition of ecosystems by both intrinsic and external factors (BENNECKE 1990, FÜHRER 1990). The result is an overall physical and ecological instability of forests, leading to
108
extensive casual fellings. Under these circumstances, regular forestry is hardly possible, the sustainability of forests is at stake and forests do not fulfil any function properly. The need for a specific approach to forestry in the affected areas was already obvious in the 1950s, when extensive forest dieback started in the Czech Ore Mountains. But instead, foresters attempted to remedy the situation by applying various technical measures. Liming, drainage, ploughing and/or extensive removal of the topsoil using bulldozers (almost 4,000 ha of clearings in the Czech Ore Mts.; KUBELKA 1992) were broadly applied. Declining stands and dead trees were harvested. The decline resulted in fragmented forests and extensive grassy clearings. These clearings were replanted – with varying success – mostly again with Norway spruce or with exotic conifers more tolerant to pollution. The proportion of indigenous broad−leaved species was negligible. However, none of the measures applied could remedy the situation (cf. JIRGLE 1984, ŠACH 1990). On the contrary, the ‘technical amelioration’ mostly led to the complete destruction of the last remnants of original ecosystems. The above approach is an example of the failure to understand that forest ecosystems are functional systems of ecological relations between forest organisms and their physical environments. A failure to understand that forest decline is not a technical issue, but an ecological problem, which must and can be solved primarily by applying ecological management methods and measures.
3.2 A new impetus for restoration The awareness of the need for international action to reduce industrial emission in the area dawned in the 1960s. However, the political situation in Central Europe prevented a co−ordinated approach. In the 1980s, the European Community started to develop environmental programmes to get the alarming situation in the area under control. But not until after the political change in 1989 a favourable situation was created to tackle the problem effectively, primarily as a result of pressure from outside, i.e. the environmental policy of the EU. This was rapidly followed by measures at the national level in the field of environment, nature conservation and forestry. Nowadays, at the end of the 1990s, the air pollution by German and Czech power plants has sharply declined through full implementation of SO2 filters and abandoning the use of low−quality fuels. Polish power plants are lagging behind though. Nevertheless, the emission of SO2 in the area has decreased to 25 % of the highest level in the 1980s. This positive achievement and subsequent changes in management policies made it possible to start effective restoration planning. The restoration of degraded and destabilised forests in the Black Triangle cannot be considered in isolation. It forms part of the European environmental and nature protection policy aiming at sustainability of ecosystems and landscapes. It must be emphasised that this restoration can hardly be achieved within the traditional concept of forestry oriented on timber production. This concept must be replaced by an ecologically motivated forest restoration policy based on the environmental conditions and the various functions of the forests in Central European landscapes. Forests form an irreplaceable part of the ‘green space’ and are an important component of its ecological infrastructure, with a vital function for the quality of nature and environment. It is not the sustainable yield but the existence of self−sustaining forest ecosystems that is the first prerequisite to ensure that forests have various beneficial functions for people, environment, landscape and wildlife. This means that the concept of restoration forestry must be outward looking and be seen as part of a trans−sectoral vision bringing an evident and specific contribution to regional policy aiming at protection of nature and the environment.
109
3.3 Restoration ecology and restoration research Ecologically motivated restoration management needs appropriate scientific information. Hence, research must form an inherent part of the restoration policy. Restoration practice raises specific questions addressing the functioning of ecosystems. Restoration research is ecosystem research par excellence. At the same time, it is research with a clearly applicable mission: the results of investigations on processes in disturbed and recovering forest ecosystems can be immediately applied in restoration planning and management. The modelling of restoration processes and alternative scenario studies by the decision− makers will be of the utmost importance in this respect. Also monitoring of elements and processes indicative of ecosystem recuperation must become an indispensable part of restoration research programmes. Monitoring not only checks on the measures taken and the progress (both success and failure) of restoration attempts; it also gives relevant information about very fundamental questions on the functioning of recovering ecosystems. All this information, both fundamental and practical, is necessary to develop restoration management models in support of decision making.
4 RESTORATION OF FOREST ECOSYSTEMS IN KRKONOŠE NATIONAL PARK 4.1 Restoration during the past 2 decades The Krkonoše National Park has been established in 1963. Until 1993, the Administration of the National Park had authority over nature protection only, whereas forests and forest management were under authority of the State Forest Service. Since 1993, the Krkonoše National Park has a dual authority, the State Forest Service tasks and responsibilities being transferred to the Krkonoše National Park. The State Forest Service applied standard forest management measures in compliance with the Czechoslovak Forest Law and regulations prescribed by forest management plans. Forests of the National Park were managed as a fully controlled technical system. This for example included rules as clearings up to 5 ha in size (for approved exceptions even larger) to be reforested within 2 years, replanting with Norway spruce as dominant tree species and obligatory removal of dead trees. Forest dieback in the area started in the middle of the 1970s and culminated in the 1980s. Old forests in higher mountain zones (800 m a.s.l. and onwards) were affected first and heaviest by winter fogs, while valley forests also declined in vitality. Dying off stands and stands with decreased vitality were cleared entirely, including surviving and still vital individual trees. As a result of this approach, hundreds of hectares of clearings were formed, covered with grassy vegetation (esp. Calamagrostis villosa and Deschampsia flexuosa). The prevailing plant material used for reforestation of clearings was Norway spruce (Picea abies), often of non−native origin. To some extent also exotic species such as Picea engelmannii and Pinus contorta were used, in combination with Larix decidua. Though site conditions within clearings varied considerably in relation to local differences in e.g. exposition, soil depth and drainage, these clearings were commonly replanted using only one species and standard planting grids, not taking into account any small−scale variation in site conditions. Due to the harsh climatic conditions (mountain climate) and inappropriate planting techniques, reforestation often failed over large areas and had to be repeated, sometimes several times on the same spot. To avoid soil erosion on mountain slopes, the dwarf mountain pine (Pinus mugo), which is a native high altitude tree species in the area, was also planted in the forest belt below the timberline. Until the middle of the 1980s, the approach in forest management was fully technical and hardly any ecological criteria were applied. The policy in planting was production oriented and it was only by the second half of the 1980s that some rowan (Sorbus aucuparia) and white birch (Betula sp.) were used for reforestation by sowing seeds or planting saplings together with Norway spruce. The above ‘strategy’
110
was a result of the short−sighted, environmentally destructive policy of the ancient regime. It promoted energy production by coal and lignite combustion in spite of its ecological consequences and harvesting timber at the cost of nature conservation in the National Park. As a result of this policy, the Krkonoše National Park appeared on the list of the ten most endangered national parks of the world. In 1992, the Face Foundation programme was introduced and in February 1993 management of forests in the national park was transferred from the State Forest Service to the Administration of the National Park. These two steps created a favourable situation for the introduction of a more ecology− based forest management (planting broad−leaved tree species, conversion of young Norway spruce stands into mixed stands, supporting natural processes and natural regeneration of native species, etc.). However, existing forest management plans, which originated in the previous period and which reflected the earlier policy, often thwarted these initiatives. These plans remained operational until recently and constituted a serious psychological and practical obstacle to the introduction and implementation of ecology−based management methods working with natural processes in forest and nature development. Currently, new forest management plans are being developed by the Krkonoše National Park, which will be operative from 2002 onwards. It is necessary to base these plans on a sound ecological strategy for forest and nature management, aiming at nature conservation and restoration.
4.2 The Face Foundation programme in the Krkonoše National Park 4.2.1
Joint implementation
Since the agreement on the Framework Convention on Climate Change (FCCC) at Rio de Janeiro in 1992, a variety of ‘Joint Implementation’ projects to mitigate carbon dioxide have been set up. In the early 1990s, the Face Foundation (Forests Absorbing Carbon dioxide Emission) was one of the very few players in this field. It was funded in 1990 on a voluntary basis by the Dutch Electricity Generating Board (Sep) to offset the estimated 75 M tonnes of carbon dioxide emitted during the life−time of a 600 MW coal−fired power plant, by planting about 150,000 hectares of new forest. The criteria and strategy developed by the Face Foundation complied with all the requirements formulated for Joint Implementation at that time. The first Conference of the Parties to the Convention, held in Berlin in 1995, decided that the criteria for JI could best be based on experience with specific projects. Later on these projects were formally termed ‘Activities Implemented Jointly under the pilot phase’ (AIJ). The Face Foundation reports directly to the Conference of the Parties in respect of three of these registered AIJ pilot projects, which are funded by the Face Foundation, namely reforestation in the Czech Republic, Uganda and Ecuador. Detailed information on the methodology of project identification and implementation, criteria adopted and monitoring is provided by EDROMA and OKONYA (1997), VERWEIJ (1997, 1998a and b) and VERWEIJ and EMMER (1998). After the third conference, in December 1997 in Kyoto, yet another instrument in cross−border mitigation activities has emerged. This is the ‘Clean Development Mechanism’. CDM is to operate between industrialised and developing countries, whereas JI is now identified as involving projects among developed countries and countries in transition, such as the Czech Republic. Face projects are executed on the basis of a memorandum of understanding and a letter of intent between the Dutch and the host country’s governments (under auspices of the UNFCCC) and between the Face Foundation and the host country’s (local) government. The Face Foundation does not buy land or trees, but only invests in the ability of the forest to sequester carbon dioxide. The Face Foundation is contractually entitled to sell its share – the carbon dioxide sequestered as well as the capacity of carbon dioxide sequestration – to third parties. Face contracts run for 99 years. The forest owner must guarantee to maintain the forest’s capacity to sequester carbon dioxide during this period. Therefore, the Face Foundation selects areas where maintaining the natural forests is in the interest of the landowner and the local community while the landowner has insufficient funds to undertake reforestation.
111
4.2.2
The KRNAP – Face programme
In 1991, the Face Foundation showed its interest to contribute to funding of forest restoration in the Krkonoše National Park. Negotiations followed between the Face Foundation and Czech participating bodies, involving the Ministry of Environment, the Administration of the National Park, the Ministry of Agriculture, the State Forest Service and the Forest Enterprises active on the territory of the National Park (Horní Maršov, Vrchlabí, Harrachov). Based on the new Landscape Protection and Nature Conservation Act 141/1991, the Administration of the National Park acquired the responsibility for forest management on the territory of the National Park in 1993. Herewith, the Czech Ministry of Environment and the Administration of the National Park remained the only partners to negotiate with the Face Foundation. The co−operation between the Face Foundation and the Czech counterpart started in 1992, based on the earlier achieved agreement valid for three years and the first plan of operations for 1992–1994. At the beginning of this co−operation in 1992, the environmental situation in the National Park was roughly as follows: −
Some 7,000 ha of forests at higher altitude had died off or were heavily affected by acid deposition and accompanying phenomena and they had been mostly cleared;
−
Some 5,000 ha of the above area had been reforested with about 90 % Norway spruce according to standards operative at that time;
−
Most clearings and soils of affected old forests at high altitude were covered with grassy vegetation (mainly Calamagrostis villosa and Deschampsia flexuosa);
−
The process of forest deterioration and dying off continued due to high acid deposition, wind blow and snow break, and bark beetle infestation;
−
Forests at higher altitude were fully destabilised;
−
Forests at lower altitude were in poor condition due to long−lasting delay in maintenance (thinnings, regeneration fellings, etc.).
The participation of the Face Foundation in the restoration of the forests in the National Park has been based on the following conditions: −
Additionality: The Ministry of Environment and the Administration of the National Park will cover the basic costs of restoration of the forests. The contribution of the Face Foundation will be additional, to cover activities, which under ongoing conditions and without this contribution, would not be carried out by the Czech counterpart (e.g. production of planting stock and reforestation with broad− leaved species; conversion of young plantings of Norway spruce, etc.);
−
Ecological criteria: All restoration activities must be ecologically sound to restore the ecological potential of nature and forests of the National Park;
−
Genetic criteria: All planting stock must be explicitly produced from autochthonous seed sources;
−
Reasonable game−keeping and hunting regime: To reduce damage to newly planted forests, the deer population in the area must be reduced to a level enabling to grow plants of native broad−leaved species and European fir and their natural regeneration without specific and costly protection measures.
The Face Foundation declared to contribute to the establishment of some 1,000 ha of new forest per year. All reforestation activities will be based on operation plans negotiated 3−yearly. The Face Foundation also supports research to reveal consistent scientific information necessary to support reforestation activities in the National Park.
112
5 RESTORATION RESEARCH IN THE KRKONOŠE NATIONAL PARK 5.1 Research of Czech institutions in the area Science has a long tradition in the area, reflected in a large number of studies on its flora, fauna and geology (see e.g. the parks periodical ‘Opera Corcontica’, since 1964). Forest decline, obvious in the area since the 1970s, also attracted considerable attention by scientists, leading to various studies focusing on both general and specific phenomena connected with forest decline. In the proceedings of the 1996 Conference on ‘Monitoring, research and management of ecosystems in the Krkonoše National Park region’, a review of more recent studies on forest decline has been published (VACEK 1996). Various research reports and papers have been published in Czech journals and periodicals (e.g. Práce VÚLHM, Lesnictví−Forestry). In studies from the 1980s and early 1990s, various aspects of forest decline received attention: defoliation and vitality of stands of Norway spruce and beech (VACEK and JURÁSEK 1985, VACEK and LEPŠ 1987, VACEK 1995); flowering and fructification of forest trees under pollution stress (LOKVENC and ŠTURSA 1985, LOKVENC 1990, VACEK and JURÁSEK 1986); natural regeneration of trees under emission loads (e.g. TESAŘ and TESAŘOVÁ 1996a,b); effects of deforestation and subsequent remedial liming on soil chemistry in clearings and mixed stands (PODRÁZSKÝ 1994, VACEK and PODRÁZSKÝ 1994); the influence of remedial liming on soil chemistry (e.g. PODRÁZSKÝ 1990, PODRÁZSKÝ 1994), etc. The need for large− scale reforestation stimulated research on planting stock production, technology of reforestation and monitoring of tree growth on clearings (e.g. JURÁSEK and MARTINCOVÁ 1996, LOKVENC et al. 1992). Research on intraskeletal erosion (PAŠEK 1994, ŠACH and PAŠEK 1996, PODRÁZSKÝ 1996) brought insight into the extreme ecological conditions in skeletal soils (‘block fields’) and information on how to recover forest on such soils by reforestation in order to avoid irreversible changes in the mountain landscape. Although measurements of air quality (especially S concentrations) have been carried out at several stations within the National Park since the 1980s, measurements of deposition in support of forest and nature research and management started to be executed much later. In 1994, monitoring of atmospheric deposition of pollutants (S, N, and heavy metals) in forests started, providing insight into the spatial variability of such deposition in the area (HOŠEK and KAUFMAN 1995a,b). Furthermore, retrospective monitoring of forest decline and an assessment of forest vitality using satellite imagery has been carried out (ŠÍMA 1994 a,b,c). Since the beginning of forest decline in the area, various institutions took part in monitoring and research of particular aspects of forest decline, their activities being mostly part of their own working programmes or induced by their scientific interest. A consistent and co−ordinated research approach and programme however were not developed. In general, research in the 1980s and first half of the 1990s can be characterised as unsystematic, haphazardous and sometimes even of disputable quality. General features of the approach applied were: −
No demand−driven scientific questions and no consistent research programme
−
No co−ordination of ongoing activities
−
Hardly any co−operation among researchers
−
Insufficient funding in combination with an ad hoc approach
−
No responsibility accepted for the results produced and for their application
−
Lack of co−operation between research institutions and forest management bodies
−
Character of research: mostly descriptive analyses, no integration and synthesis.
113
Most of the above features have their roots in the structure, planning and working methods of research organisations under the former regime. Most research themes, for example, have been put forward by research workers themselves. Some change in this situation could be observed when the Ministry of Environment started funding of research in its sector via its own funding agency. Nevertheless, research planning driven by a sophisticated information policy was lacking. The result was a scattered information field with various, non−systematic data of very diverse content, depth and scientific value.
5.2 The Face research programme 1992–1995 5.2.1
Introduction
Forest decline has been monitored in the area since the late 1970s when the first signs of it became evident. In the 1980s, the Czech authorities developed a monitoring programme involving a few Czech research institutions. The intention of the Face project, starting in 1992, was to set up a research programme in a close co−operation between Dutch and Czech research institutions. The costs for this research should not exceed 5 % of the Face contribution for reforestation within the first 3−years planning period. The first action undertaken in this direction was bringing together the existing information on afforestation in the Krkonoše National Park, published in a special publication at the beginning of the programme (LOKVENC et al. 1992). The programme was based on the input−output analysis and consequent modelling of processes of forest decline. However, the functioning of forest ecosystems under stress and specific ecological processes in particular compartments of forest ecosystems would be left out of consideration (the ‘black−box approach’). With respect to the seriousness of the problem and the necessity of forest restoration, a complementary research programme was developed oriented towards qualitative aspects of forest decline and functioning of forest ecosystems under emission load. The main aim of the programme was the qualitative analysis of ecological processes in the herbal synusia and in the humus forms of mountain forests under emission load, and the interrelation between these two compartments. It was assumed that processes that take place in these two compartments and their interrelations are essential for understanding of: 1. The change in chemical properties of the forest topsoil resulting in heavy acidification and degradation, and consequent dieback of forest trees; 2. The change in species composition of the herbal synusia, resulting in extensive growth of grasses and their heavy competition with and/or exclusion of natural forest regeneration. The Department (currently Section) of Physical Geography and Soil Science of the University of Amsterdam had extensive experience in both research fields given above, namely research in forest succession and in humus forms and their development. This experience and research methodology had been developed in its research programme concentrated on semi−natural ecosystems (forests and substituting communities). The proposed research project was anticipated to take the central position among the on−going projects carried out in the Krkonoše National Park, and to have an integrative role among research projects aiming at increasing the resistance of existing forests against acid deposition and at forest restoration. This kind of ecosystem compartment analysis had not yet been applied in the area. 5.2.2
Recommendations for reforestation planning
Based on the findings in the first phase of the research programme, the following recommendations for further planning of the reforestation activities were devised: 1
114
Priority has to be given to reforestation of areas where site deterioration may be irreversible. These sites are found on ‘block fields’ with intraskeletal erosion.
2
Reforestation of sites at high altitude infested with Calamagrostis villosa grass should not be given priority. The complex mechanisms in soil development and vegetation succession under acid load call for more detailed scientific research before the success rate of reforestation can be substantiated for these sites.
3
Priority in reforestation should be given to sites with limited or no acidification and those with extensive natural regeneration of tree species.
4
Given the adverse effects of Norway spruce on site conditions at lower and intermediate altitudes, the programme should refrain from planting this species in monocultures.
5
Natural regeneration of indigenous broad−leaves such as birch (Betula sp.), Mountain ash (Sorbus aucuparia) and others should be stimulated and facilitated because of their favourable effects on soil conditions, vegetation succession, biodiversity and costs of ecosystem rehabilitation.
6
Reforestation activities on grass−infested sites should focus on Deschampsia flexuosa and Vaccinium myrtillus covers rather than those of Calamagrostis villosa because of the high competitive vigour of the latter. This will exclude large areas at high altitude (particularly the peaty sites and peats) from early reforestation activities.
7
A further reduction of game will be required to allow natural regeneration of indigenous trees to play a significant role in ecosystem rehabilitation.
5.3 Integrated restoration research Face−CME 1995–1998 The recommendations listed in the previous section brought about a change in the orientation of the research activities associated with the reforestation programme. Moreover, the Face Foundation required that the goals of the subsequent research should be demand−driven. The Administration of the National Park in 1995 therefore formulated the requirements for further research in a document, which was dispatched among the potential participants of the research programme, also including the University of Amsterdam. Evidently, the aims of the Krkonoše National Park management were to be in compliance with the aims of the Face reforestation projects, i.e. to establish stable forest ecosystems that sequester and store carbon for at least 99 years. In the requirement defined by the Administration of the National Park a series of topics were mentioned. The proposed research by the UvA related to a number of these topics, which were grouped under the headings ‘Inventory studies’, ‘Special studies’ and ‘GIS application’. 5.3.1
Inventory study
The aim of the study was to provide empirical knowledge based on a thorough comparative study of the succession of soil and vegetation in the various vegetational zones. As regards the topics defined by the Krkonoše National Park, the research related to: –
Trends in spontaneous succession, providing empirical knowledge essential for management, especially aiming at controlled natural regeneration;
–
General trends in soil chemistry in relation to succession under various emission regimes, and the effects of past liming. It must be emphasised that parts of the area have been limed in the past, as a result of which current and future successional trends may deviate from those in non−limed areas.
115
Results concern the following: −
Trends in vegetation succession in the herbal synusia during disturbance of Norway spruce stands;
−
Properties of the successional stages, including biomass production, humus form profile and nutrient status, and plant strategies of herb species in successional phases (spruce stands);
−
The effect of liming on succession (spruce stands);
−
The role of pioneer tree species in the ecosystem, in particular their potential ameliorative effect on soil nutrient status (spruce stands);
−
Patterns in humus form properties and herbal vegetation in semi−natural forests;
−
Conclusions regarding trends, mechanisms and patterns of ecological succession.
5.3.2
Special studies
While the inventory study was comparative in nature and provided empirical knowledge on the successional processes, the ‘Special studies’ aimed at: −
A fundamental understanding of the soil processes relevant for the successional trends observed, and their quantification using deterministic models;
−
A quantitative assessment of the possibilities for regeneration of the various soils upon reduction of the acid atmospheric deposition or changes in the vegetation, through the application of deterministic models.
The research related to: −
Biological activity of soils, as evidenced by litter decomposition and organic matter dynamics;
−
Changes in soil properties in representative successional and catenary series, related to acid buffering and nutrient cycling, based on assessment of process rates and mathematical modelling of the processes involved;
−
Translation of results into the influences of the soil environment on natural regeneration and possibilities of natural regeneration control.
The output of the proposed research by the UvA has been a quantification of process rates concerning acid buffering, organic matter and element dynamics, using mathematical models that were already available. Based on the knowledge thus obtained, a model for site assessment under current and future emission loads can be developed. Site assessment refers to the organic matter and element dynamics in the ecosystems concerned. This model should serve as a tool for the evaluation of current forest management in the area and of alternative management practices. 5.3.3
GIS application
The information available at Krkonoše National Park as of 1995 consisted of: −
An inventory (by remote sensing) of changes in forest vitality, basically at the level of stands;
−
A site survey at scale 1:10,000 (forest type map);
−
A three−dimensional model of the park, allowing for the assessment of slope angle, exposition and other topographical characteristics.
116
A combination of the above data and additional data was used to identify ecological zones. This part of the research has been carried out in collaboration with the Czech firm IFER (Institute of Forest Ecosystem Research) and the GIS department of Krkonoše National Park (ČERNÝ et al. 1998).
5.4 Involvement of the Netherlands Ministry of Agriculture Funding of reforestation programmes by the Face Foundation is particularly aimed at the forestry activities involved. The Face Foundation also has allocated funds for research to be carried out on behalf of the reforestation programme. The funding, however, has been limited to a certain percentage of the total yearly budget. For the current research programme additional funding was requested from the Netherlands Ministry of Agriculture. The subsidy applied for pertained to the costs of the yearly salary of 1 researcher at the University of Amsterdam, appointed to the research project in the Krkonoše National Park. A separate report has been sent to the Netherlands Ministry of Agriculture in December 1999 and served to describe the background and the setting of the Face−KRNAP research programme and to acknowledge the use of the subsidy in the year 1996. The Face Foundation has covered the salary costs for the researcher in 1995, whereas the University of Amsterdam has covered the costs in 1997.
6 SUMMARY OF THE SCIENTIFIC REPORTS 6.1 Introduction With reference to the key questions of the programme (Chapter 1), the issues listed below have been addressed in a number of reports and papers. 1.
The environmental conditions at the onset of the KRNAP−Face reforestation project, pertaining to soils and forest sites.
2.
The relation between forest and site deterioration and environmental factors.
3.
Expected future changes in site conditions.
4.
The natural development of heavily degraded forest ecosystems and clear−cuts.
5.
The general approach to restoring montane forest ecosystems.
6.2 Soil conditions and soil changes in the Giant Mts. 6.2.1
Soil patterns in the Giant Mts.
Both geology and altitude to a large extent determine soil type. As a result, in the Giant Mts. 4 major soil groups can be distinguished, viz. brown forest soils (Cambisols), podzols, peat soils (Histosols) and debris soils (Leptosols – formerly Rankers and Lithosols), which can be generally found in a catenary relation.
117
Tab. 6.1. Grouping of major soil types in the Giant Mts. according to altitudinal zone and ecological series. Soils in forest types with an areal cover of less than 0.5 % and soils associated with streams and rivers have been left out. (EMMER 1996a) Setřídění hlavních půdních typů v Krkonoších podle výškových zón a ekologických řad. Půdy v lesních typech s plošným pokryvem menším než 0,5 % a půdy asociované s vodními toky byly vypuštěny. (EMMER 1996a) Ecological series Zone Y
Z
9 9 8 7 6 5
V K K K
V Pd Pz
N
Pzn Pzn Zn Hon
M
K
Pz Pz Z Ho
V Pd Pz Pz Z Ho
S
F
Pz Ha Ha Ha
B
Pz Ha Ha Ha
D
A
T
G
R
Gr
Gr
T
Pzn Ha Ha Ha
Ha Ha Ha
Han Han
Legend: Code Description V Debris soils on block fields K Rankers Ha Brown soils, mesotrophic Ho Brown soils, oligotrophic Z Podzolised brown soils Suffix n: stony
Code Z Y M K N S F B D A J L V P T G R
Series Extreme " Acidic " " Fertile " " Enriched by humus " " Enriched by water " Gleyic Waterlogged " "
Pz Pd Gr T
Category stunted* skeletal* poor normal stony medium fertile on slopes normal clayey stony debris floodplains wet acidic poor in nutrients medium fertile peaty
Podzols Podzols, bare, at high altitudes Gleyic peaty/humic soils Peat soils in highland moor
Areal cover (%) 15.0 1.8 2.3 39.6 17.6 8.4 1.7 1.0 2.4 2.0 0.2 0.1 3.1 0.3 1.4 2.3 0.9
A combination of altitudinal vegetation zones and selected soil parameters is the basis for the forest type (or site) classification. Forest types are the basic units for forest management. Ecological series in the classification are defined based on soil properties controlling site quality and are sub−divided in
118
various categories. The soil map of the Giant Mts. by Lesprojekt has been derived from the forest type map. A key for the translation is provided in Table 6.1. The mesotrophic Cambisols (Ha) are associated with the relatively fertile and humus enriched ecological series in the lower vegetation zones. The oligotrophic and podzolised Cambisols (Ho and Z) conform to the acidic ecological series in the lowest two vegetation zones. Podzols (P) also belong to the acidic ecological series, but are found at higher altitudes. They also involve more and less fertile types in the 8th vegetation zone. At higher altitude, Podzols alternate with Leptosols. Peaty soils and peat bogs (blanket bogs) are associated with the waterlogged sites at high altitudes. The Dystric Cambisol (brown forest soil) and Umbric Leptosol (skeletal debris soil) combine some favourable characteristics, i.e. a higher pH and base saturation, and a lower C/N ratio. After including other parameters, viz. rootable volume and soil drainage, a provisional pedo−ecological classification is possible (Table 6.2).
Tab. 6.2. Pedo−ecological classification of major soil groups in the Giant Mts. Pedo−ekologická klasifikace hlavních půdních skupin v Krkonoších
Soil type Cambisols Umbric Leptosols (rankers) Podzolic soils Lithic Leptosols Histosols
6.2.2
Soil chemistry +/+/-
Rooting volume + +/+ -
Drainage + + + + -
Human−induced soil changes in the Giant Mts.
For many decades soils have undergone unnatural changes due to the input of three groups of air− borne pollutants, viz. heavy metals, alkaline particles and acid or acidifying substances. The occurrence of changes due to the former two has been limited to areas near local sources, i.e. industries and liming practice. Acid deposition has had a greater areal dispersion and has affected a larger area. Acidification of soils due to acid rain therefore applies to the entire area of the Giant Mts. Moreover, soils may be affected by other human activities, such as tree−logging and monospecies silviculture giving rise to ‘borealisation’. Soil changes due to borealisation Borealisation is defined as enhanced soil acidification and litter accumulation, retarded nutrient cycling and changed forest climate in planted coniferous forest ecosystems. An additional effect of borealisation is a major decline in biodiversity of the stands. It may not be easy to quantify the long−term effects of borealisation on soil properties, because historical data covering the past two or three centuries are lacking. However, based on a comparative study of Norway spruce and European beech stands in the Krkonoše National Park, conclusions can be drawn as to the effects of spruce on ecosystem properties, compared to close−to−nature stands. Seven forest communities were found on the basis of the botanical inventory of 150 relevées, ranging from species−rich spruce stands to species−rich beech stands, with intermediate species−poorer spruce and beech stands (Table 6.3).
119
Tab. 6.3. Community grouping according to TWINSPAN ordination of 150 relevées in the Krkono− še National Park (EMMER et al. 1998a/b) Vegetační typy smrkových a bukových porostů podle TWINSPAN ordinace 150 vegetačních snímků v Krkonošském národním parku (EMMER et al. 1998a/b) Group Stand type 1 2 3 4 5 6 7
Species-rich spruce Spruce Species-poor dense spruce Species-poor beech Species-poor beech Species-rich beech Species-rich beech
Major undergrowth species A. filix-femina, Oxalis acetosela, Senecio nemorensis ssp. fuchsii, Luzula luzuloides A dense vegetation of C. villosa, D. flexuosa and Vaccinium myrtillus Scarce C. villosa A dense vegetation of C. villosa, D. flexuosa and V. myrtillus V. myrtillus, juvenile Sorbus aucuparia and F. sylvatica Polygonatum verticilatum and Gymnocarpium dryopteris Galium odoratum or Paris quadrifolia without C. villosa, D. flexuosa and V. myrtillus
Photo 6.1. Dense spruce forest with poor species diversity and strongly acidified soils – Krkonoše National Park Foto 6.1. Hustý smrkový porost s minimální druhovou diverzitou na silně okyselené půdě – Krkonošský národní park
Species−related indicators used in this study to evidence borealisation were particularly the diversity indices and Ellenberg’s R (acidity) and N (nitrogen) values. On average, the spruce stands exhibited a lower species diversity, and had less nitrogen indicators (lower N value) and more acidity indicators (lower R value) than beech stands. On average, spruce stands had thicker organic horizons, with a lower pH than beech stands. The major humus form in beech stands was a Moder (88 %). In spruce stands this was 68 %, while Mor humus forms were also well presented (32 %).
120
Regarding chemical differences between soils under spruce and beech, as an indicator for the effect of borealisation on soil properties, only little published information was found. Results show that under beech the pH−KCl in the A and B horizons is about 0.25 unit higher than under spruce, while the base saturation is around 10 % higher. Soil changes due to acid deposition Results of soil chemical analyses in the Giant Mts. since the late 1950s were available from Lesprojekt (Hradec Králové). These data comprise repeated measurements of amongst others pH, CEC and base saturation in genetic horizons of forest soils. Sample periods were 1958–61, 1971, 1981, 1986, 1991. The changes in pH and base saturation since the late 1950s according to the Lesprojekt archive are shown in Figures 6.1 and 6.2. Figure 6.1 shows the change in pH over time for the topsoil (A horizon), while Figure 6.2 shows the change of the base saturation with depth for sampling periods 1956/61 and 1991. In the 1958–61 period, the values for the pH varied considerably among the soils sampled. A strong decrease in the soil pH has occurred during the 1960s, followed by a period of stabilisation or small decline during the 1970s and later on. Moreover, the range of pH values measured decreased significantly, which indicates the converging effect of heavy acid deposition on soil chemical properties in the area. For comparison, the deposition regime is shown in Figure 6.3. The base saturation also shows remarkable changes over the time period considered (Figure 6.2). In 1958–61 the topsoil as well as the subsoil vary strongly, with a maximum just over 50 %. In 1991 only values below 20 % are found in both top and subsoil. The pattern observed (see Emmer, Wessel et al. 1999 and 2000) points at an ongoing loss of adsorbed base cations, starting in the topsoil and progressing into the subsoil. As inferred from the results of the beech−spruce comparison and from the literature, the effect of borealisation on soil pH can be estimated at 0.2–0.3 pH units. For the base saturation the literature shows a difference of up to 10 %. These are significant but relatively small changes in comparison with the effect of acid rain. Results of field measurements and simulations (see Section 6.4) indicate that acid rain caused more than 1 unit decrease in pH, down to values below 3, and a reduction of the base saturation of 5 times or more over the period 1958–1991. The major conclusion from the comparative study of successional stages (SEVINK et al. 1999) is that of the 4 factors involved (atmospheric deposition, drainage, geology, climate), atmospheric input explains most of the variability in soil chemical properties observed at site level, with drainage as a second but distinctly less important factor. This conclusion regarding the role of acid atmospheric input is in line with a number of other observations. Firstly, from the forestry records it is known that forest decline started and has been most prominent in the heavily polluted western and eastern parts of the Krkonoše National Park. This was in particular in condensation zones and where soils have a very limited capacity to buffer the atmospheric input of acid. The latter pertains to soils on block fields and other shallow coarse textured soils, and peat soils. Analysis of the sequential soil data from the 1950s onwards (see above) showed that all soils on acid to intermediate rocks in the Giant Mts. exhibit the same trend in soil acidification. However, rates are distinctly different, the fastest acidification and declining base saturation being observed at sites with higher atmospheric deposition and in soils with lower acid neutralising capacity (coarse textured, shallow soils). In the most recent soil data, a convergence in soil reaction and base saturation can be observed towards very low pH values and low base saturation in the ectorganic and upper mineral horizons. This results from a relatively high input of acids that cannot be buffered by (slow) mineral weathering or other, faster acid neutralising processes such as dissolution of sesquioxides and clay minerals.
121
pH-H2O Top soil
6
5
4
3 1955
1965
1975
1985
1995
Years
Fig. 6.1. Changes in the pH of forest soils in the Giant Mts. during the period 1958–1991 (EMMER, WESSEL et al. 1999/2000) Obr. 6.1. Změna pH lesních půd v Krkonoších v období 1958–1991 (EMMER, WESSEL et al. 1999/ 2000) Base saturation (%) 0
10
20
30
40
50
60
0
Depth (cm)
-20
-40
-60
-80 1958-1961 1991 -100
Fig. 6.2. Changes in the base saturation of forest soils in the Giant Mts. during the period 1958–1991 (EMMER, WESSEL et al. 1999/2000) Obr. 6.2. Změna nasycení lesních půd bázemi v Krkonoších v období 1958–1991 (EMMER, WESSEL et al. 1999/2000)
122
That drainage plays a role is understandable. Poorly drained sites at footslopes and valley bottoms may receive water from overlying slopes, which has been in contact with the regolith for a considerable length of time. Such lithocline water may contain relatively high amounts of base elements freed due to weathering of the regolith. At first sight it seems somewhat surprising that parent material plays a very subordinate role, given the considerable differences in both mineralogical and chemical composition of the major parent materials. However, here too it can be well explained by the limited importance of mineral weathering relative to the atmospheric input of acids in the soils concerned. Soil changes due to liming The poorly recorded and seemingly erratic liming forms a complication for investigations at a regional scale, since liming cannot be identified through field study of soils, but only shows up in soil chemical data and even then can only be identified when mineral Ca stocks clearly exceed natural values. Nonetheless, based on the comparative study, the impact of liming on soil properties seems to be limited to the ectorganic layer and largely concerns the reaction (pH) and base saturation of this layer, while the mineral soil is hardly affected, if at all. Under the prevailing conditions, amounts applied evidently are too small to have a larger impact on the soil properties. In recent studies by others (see Emmer 1996a, and references therein) a comparison was made between the short−term effects of experimental liming with gravelly dolomitic limestone and finely ground limestone of the same origin. It was concluded that at lower doses the changes in the chemistry of the organic layers could not be differentiated from the variation due to other factors (for instance clear− cutting). Although experimental liming with suppletions similar to those occurring in past liming practice did not reveal convincing soil changes, tree growth may still be significantly affected by the various liming methods involved. This suggests that one should be very reserved in drawing conclusions from soil analysis as to the ecological implications of soil changes. This pertains to circumstances in which biota undergo changes, while soil parameters seem to be constant, as well as those in which soil changes are evident but other ecosystem compartments remain seemingly unaltered.
6.3 Site conditions in the Giant Mts. 6.3.1
Quality of information
As a derived map, the soil map reflects a complex of site conditions used in forest type mapping. These conditions are notably drainage, soil depth, fertility, organic matter content and acidity. The forest type map is therefore a better source of such relatively detailed information. The accuracy of the soil map has been checked in the field (EMMER et al. 1997). In general, the map accurately reflects the soil mosaic, but it fails in particular cases. It is conspicuous that a number of mis−classifications involve over−ratings of soil conditions: Near Medvědí Koleno podzolised brown soils have been mapped were Podzols are found; mesotrophic brown soils have been mapped instead of podzolised brown soils; stony slopes with Histosols and Leptosols have been classified as young Podzols. Near Fučíkovy boudy very shallow soils on hard rock have been classified as Podzols, instead of stony Podzols or Rankers. The reason for mis−classification may be two−fold: Firstly, the forest type map may contain unreliable information. Secondly, the translation key for the soil map is inadequate for certain soil types, as there may be a less close relation between soil types and soil properties included in the forest typology. Boundaries between soil types seemed to be mapped accurately, except for those between peat soils (T) and gleyed soils or peaty gleyed podzols (G and Gr). These boundaries could not be recognised in the field.
123
Conclusions about the reliability and usefulness of the available geographical information are: a. The forest type map and the soil map provide information on spatial patterns of forest site factors, which is very well applicable in forest site classification. These maps give information about drainage, rootable depth, and the type of soils found at different sites. An important limitation of both maps is that only relatively large−scale patterns are indicated, i.e. above a scale of 1:10,000. Observed smaller scale patterns, which are relevant with regard to forest vitality, cannot be derived from the maps. b. The map of forest altitudinal vegetation zones describes the distribution of forest types in relation to temperature. Together with the forestry map, this map may be used to describe temperature patterns in the area. c. Monitoring data on acid deposition is scarce. Therefore, the appropriateness of data for describing spatial patterns of acid deposition is low. A rough indication for deposition patterns can be derived from a) the geomorphological map/digital terrain model which gives insight into the distribution of wet deposition under influence of anemo−orographic systems, in combination with b) the forestry map, which describes the present−day distribution of forest types. Available monitoring data should be elaborated more thoroughly. d. Satellite image interpretations provide the most elaborated information about spatial patterns in forest vitality. However, their reliability is not exactly known. Of different authors interpretations are available, showing differences in patterns and gradations. 6.3.2
Site classification for the Krkonoše National Park
Within the area, large differences in forest vitality occur. An appropriate forest site classification should be able to explain these observed differences and to predict forest vitality for specific stands, provided that information is available on the various factors determining forest site conditions. An adequate forest site classification might be used for the following aims: 1. Explanation of observed forest vitality or forest decline at different sites in the Giant Mts., and predictions regarding impacts of atmospheric deposition on forest vitality. 2. Identification of ‘problem areas’. This is especially important for inventories on the extent and location of such areas. 3. Insight in large scale and small−scale patterns of abiotic conditions, necessary for the identification and implementation of an adequate reforestation strategy and management. Forest site factors that are expected to play an important role in determining forest vitality in the Giant Mts. include temperature, drainage, rootable depth, acid buffering capacity and acid deposition. Individual site factors might be evaluated in qualitative terms and subsequently be combined into a qualitative overall evaluation of forest site quality. Outcomes of such a procedure could be checked against data on measured parameters for forest vitality, such as net biomass production or stand vitality. The procedure described is that for qualitative or semi-quantitative land evaluation (FAO, 1976). Based on the information described in the preceding sections, it is not possible to construct a quantitative forest site classification. The main reasons are that it is not possible to rate values for individual factors other than in a subjective, qualitative way, nor to quantify the contribution of individual factors to overall site quality. Moreover, systematic data on parameters for forest vitality that can be used to check the results of an evaluation are not available. Therefore, only an attempt has been made to evaluate individual site factors and even such evaluation is open for improvement based on expert judgements. Results could be applied in a GIS system, using overlay techniques and checking the results versus patterns in forest vitality, once available.
124
Tab. 6.4. Criteria for a forest site classification of the Giant Mts. Kritéria klasifikace lesních stanovišť v Krkonoších Site description Factor: Temperature A1-An altitudinal vegetation zones Factor: Drainage B1 peats (Sphagnum ssp. and Sedge ssp. B2 peaty podzols, wetter (C. villosa (D. flexuosa)) B3 peaty podzols, drier (V. myrtillus (D. flexuosa)) Factor: Rootable depth C1 syrozems C2 shallow podzols or brown soils at high altitude Factor: Acid buffering capacity of soils D1 brown soils D2 podzolised brown soils D3 podzols D4 peaty podzols D5 peats D6a syrozems on Phyllites and Schists D6b syrozems on Granites and Gneisses Factor: Acid deposition E1 higher altitude and lee-side of mountains under forest E2 higher altitude and lee-side of mountains, non-forested E3 lower altitude under coniferous forest E4 lower altitude under deciduous forest E5 lower altitude, non-forested
Site conditions (tentative)
poor - very good very poor poor intermediate very poor intermediate good relatively good intermediate to poor poor very poor poor to very poor very poor very poor poor intermediate relatively good good
At different sites in the Giant Mts., the site conditions with regard to forest vitality are tentatively classified on the basis of the five forest site factors described in the previous section. The scheme for forest site classification (see Table 6.1) gives an indication for the patterns of site conditions that should be distinguished to be able to explain patterns of forest vitality. Spatial patterns of the classified forest sites in the Krkonoše National Park can be partly derived from the available GIS−based data. Only patterns at scales above 1:10,000 can be derived from the available data. Especially at poorly drained sites and sites where shallow soils are characteristic, smaller scale patterns are important in determining forest vitality and possibilities for forest regeneration. The influence of forest site factors on forest vitality is very complex. It is therefore necessary to evaluate whether indeed the most relevant aspects have been identified and included in a forest site classification. In order to analyse the reliability of a classification system, one might compare such classification with the actual forest decline, either in the field or on the basis of geographical information, such as the satellite images. In such case, two methods are possible: 1. Starting from a tentative forest site classification. On the basis of such a classification, an estimation of forest vitality or forest decline at a certain location in the Krkonoše National Park can be made. This estimation can be checked in the field or with the help of the satellite image interpretations. 2. Starting from the observed patterns of forest vitality. The forest site classification can be used to try to explain these patterns.
125
6.4 EXPECTED FUTURE CHANGES IN SITE CONDITIONS IN THE GIANT MTS. 6.4.1
Scenario analysis
Soil changes in response to changes in atmospheric input of acidifying substances were studied using the deterministic model Smart that can be used to assess the long−term effects of acid deposition on soils. The advantages of this model are that it is a) process−oriented, implying that soil processes are explicitly included, b) it is simple, requiring only little input data and making it applicable on a regional scale, and c) it is dynamic, which makes it suitable to analyse the long−term behaviour of soils. The model calculates the soil solution in equilibrium with a given deposition rate, while interactions in the soil are accounted for. These interactions are notably growth uptake, soil weathering, Al dissolution and N transformations. The parameters required to run the model are: –
Precipitation excess, i.e. precipitation minus evapotranspiration;
–
Atmospheric deposition of Nox, NHx, SOx and base cations (BC);
–
Soil characteristics: C, C/N, CEC, Al(OH)3, and BC, Al, H in the adsorption complex, thickness and bulk density of the rooted zone. The starting and ending year of simulation were 1900 and 2050. In the Czech Republic, acidifying deposition was relatively small in 1900. Although it had increased already threefold since 1860, it was still about one sixth of the deposition measured in the 1980s (Figure 6.3). Hence, the situation in 1900 can be considered as more or less undisturbed by acidifying pollution. Simulations are continued until 2050 to assess the effects in the future. The simulation is based on the scenario that acid rain reduces by 50 % over the next 5 decades. Simulation with the Smart model shows a strong acidification of the soil (Figure 6.4). The pH decreases, the base saturation approaches zero, and the Al/base cation ratio strongly increases. Once the acidifying deposition decreases again, the pH and the base saturation increase somewhat and the Al/base cation ratio decreases substantially. The changes in base saturation and pH are quite well in agreement with the measurements carried out between 1958 and 1991 by Lesprojekt (Figures 6.1 and 6.2). During that period the base saturation decreased to values under 0.1, as in the simulation. The scenario analysis indicates the relative unimportance of soil weathering to counteract the acidification by acid rain. It also shows that, given a 50 % reduction of the acidifying deposition by the year 2050, the pool of plant−available metal cations will not be restored. Deposition scenario 0.35
-2
molc m y
-1
0.3 0.25
SO2
0.2 0.15 Base cations
0.1 NH3
0.05
NOx
0 1900
1930
1960
1990
2020
2050
Time (years)
Fig. 6.3. Deposition scenario for the Giant Mts., including sulphur and nitrogen compounds and base cations (EMMER, WESSEL et al. 1999/2000) Obr. 6.3. Scénář vývoje depozice síry, dusíku a bázických složek pro Krkonoše (EMMER, WESSEL et al. 1999/2000)
126
Fig. 6.4. Selected output of the Smart model, showing the deposition scenario over the period 1900– 2050 and the course of the Al/base cation ratio, the pH and the base saturation (EMMER, WESSEL et al. 1999/2000) Obr. 6.4. Modelové řešení (Smart) depozice v období 1900–2050 a odpovídající vývoj poměru Al/ bázické kationy, pH a nasycení bázemi (EMMER, WESSEL et al. 1999/2000)
6.5 THE NATURAL DEVELOPMENT OF HEAVILY DEGRADED FOREST ECOSYSTEMS AND CLEAR−CUTS 6.5.1
Vegetation development of heavily degraded forest ecosystems and clear−cuts
A reconnaissance was performed (KOOIJMAN et al. 1999) to trace general trends occurring in disturbed ecosystems. Due to time limitations, instead of a long−term monitoring (longitudinal) programme, a short−term comparative (transversal) approach was chosen to evaluate ecosystem development. In addition, no baseline could be defined as a starting point of changes observed in declining forests and on clearings, because undisturbed areas are lacking. The field study was conducted on the most affected sites of the supra−montane zones (i.e. 7 and 8 of the Czech forest typological system). The study focussed on ecosystem compartments having a high indicative value for ongoing changes, i.e. the herbal synusia and the organic soil profile. The main questions to be answered were: 1. Which changes (if any) can be traced in the herbal layer in declining forests and on clearings following forest decline in the above vegetation zones? 2. Which changes (if any) take place in morphological humus profile characteristics on clearings in both altitudinal zones?
127
3. When and under which conditions does establishment of natural regeneration (if at all) take place on clearings in both altitudinal zones and is it successful? 4. Is there any relation among the development of the organic layer, herbal vegetation and natural regeneration of tree species on clearings, which would indicate the self−regulation and rehabilitation capacity of these disturbed ecosystems, as a starting point of natural forest succession?
Photo 6.2. Clear−cut area at Čertova strouha, Krkonoše National Park, after a bark beetle attack. This has been a research site of VÚLHM VS Opočno (Plot 18). The surrounding forest was killed by the beetle and felled by the end of the 1990s. Foto 6.2. Holina na lokalitě Čertova strouha, Krkonošský národní park, vzniklá po napadení lesa kůrovcem. Tato lokalita byla jednou z výzkumných ploch VÚLHM VS Opočno (plocha 18). Okolní porosty byly napadeny kůrovcem a vytěženy koncem devadesátých let.
In the upper supra−montane zone 8 the declined Norway spruce forest has undergrowth dominated by Calamagrostis villosa, Vaccinium myrtillus and Deschampsia flexuosa. Upon clearing, C. villosa, V. myrtillus and D. flexuosa remain in most cases. C. villosa is dominant over the other two in declined forests and remains dominant during vegetation development on clear−cuts. The ordination diagram (Figure 6.5) suggests that V. myrtillus is to some extent correlated with (declined) forest, whereas C. villosa points in the direction of early clear−cut stages and D. flexuosa may have some preference for later clear−cut and forest stages. D. flexuosa increases in cover, especially in the third stage of vegetation development on clear−cuts. These patterns are further illustrated in Figure 6.5, where V. myrtillus is correlated with forest and D. flexuosa with clear−cut areas. Vitality indices further support the changes in species performance (KOOIJMAN et al. 1999). The vitality of V. myrtillus is significantly lower in the first clear−cut stage, the vitality of D. flexuosa is significantly higher during vegetation development on clear−cuts, while the vitality of C. villosa does not change.
128
Differences in the establishment of pioneer trees between the upper and lower supra−montane zones are remarkably small. All tree species occurring in zone 7, except Larix decidua, are also found in zone 8. Salix caprea was somewhat more frequent at higher altitude. Fagus sylvatica has more juveniles at lower altitude, but it rejuvenates at higher altitude as well. In the upper supra−montane zone 8, Sorbus aucuparia and Betula pendula and to some degree S. caprea, Populus tremula and F. sylvatica increase during vegetation development on clear−cuts. Their frequency has strongly increased in older clear−cut stages, i.e. after 7 years. Cover values of B. pendula accordingly increase from less than one percent to a 40 % cover in older clear−cuts (Figure 6.6). Cover values of S. aucuparia remain low in all stages. In the lower supra−montane zone 7, more or less similar response patterns emerge: S. aucuparia, B. pendula, S. caprea, P. tremula and F. sylvatica become more frequent on older clear−cuts. The cover of B. pendula already increases in intermediate stages and reaches values of approximately 20 % in old clear−cuts (Figure 6.6). Also in this vegetation zone an increasing trend in natural regeneration of pioneer tree species in time can be clearly observed. Cover values of S. aucuparia remain low throughout. In the lower supra−montane zone 7, all three main herb species occur as well, but here C. villosa is not the dominant species. Changes in frequency during vegetation development on clear−cuts occur for V. myrtillus, which shows a decrease in early clear−cut stages. The cover of V. myrtillus is approximately 25 % in the forest, declines in the first clear−cut stage and increases in cover later on. The establishment of B. pendula and S. aucuparia manifests the regeneration potential of the forest ecosystems in the Krkonoše Mts. It is however also supported by the regeneration of P. tremula, S. caprea and especially F. sylvatica. The latter species was common until the 16th century and persisted in scattered small remnants in the area. F. sylvatica is a species of lower altitude, but occasionally occupies outposts up to 1,250 m. The observed beech rejuvenation in the upper supra−montane zone should be seen as a promising sign. This study suggests that dense grass carpets – developed in past decades during forest decline and on clearings – do not impede the establishment of pioneer trees, except perhaps on micro−habitat scale. In combination with the inference of the positive effect of pioneers on soil due to improving litter quality, enhancing decomposition and increasing nutrient turnover, this indicates that self−regulating mechanisms still exist and are active. This includes both the lower and upper supra−montane zone, although in the latter at a somewhat reduced rate. The conditions for a natural conversion to indigenous forest communities are thus present. The delay of five or more years in the establishment of pioneer trees may be due to the initial lack of seed sources. A reduced deer population is required to stimulate natural development. In addition, pioneers may be planted or sown to accelerate forest development on clear−cuts. Based on the results achieved, trends of ongoing development can be traced and interpreted towards natural ecosystem rehabilitation processes and restoration management methods in support of restoration of indigenous forest ecosystems in the Giant Mts.
129
Zone 8. Fig. 6.5. Distribution of herbal species (Vaccinium myrtillus, Calama− grostis villosa and Deschampsia flexuosa) and pioneer trees (Betula pendula and Sorbus aucuparia) in relation to forest development in the upper and lower supra−montane zone (zones 8 and 7). Clearing I = 1–3 year after clear−cut; II = 4– 6 years after clear− cut; III = more than 7 years after clear−cut (KOOIJMAN et al. 1999).
Zone 7.
Obr. 6.5. Distribuce bylinných druhů (Vaccinium myrtillus, Calama− grostis villosa a Deschampsia flexuosa) a pionýr− ských dřevin (Betula pendula a Sorbus aucuparia) ve vztahu k vývoji lesa v 8. a 7. vegetačním stupni. Holina I = stáří 1–3 roky, II = 4–6 let, III = více než 7 let (KOOIJMAN et al. 1999).
130
Mean cover (%)
Betula pendula 100 80 60 40 20 0
zone 8 zone 7
forest
clear-I clear-II clear-III
Mean cover (%)
Sorbus aucuparia 2 1.5 1 0.5 0 forest
clear-I
clear-II clear-III
Fig. 6.6. Cover values of pioneer trees Betula pendula and Sorbus aucuparia during forest development in the upper and lower supra−montane zones (zones 8 and 7). Mean values (if applicable) and standard deviations. Clearing I = 1–3 year after clear−cut; II = 4–6 years after clear−cut; III = more than 7 years after clear−cut (KOOIJMAN et al. 1999). Obr. 6.6. Hodnoty pokryvnosti pionýrských dřevin Betula pendula a Sorbus aucuparia v průběhu vývoje lesa v 8. a 7. vegetačním stupni. Průměrné hodnoty (pokud možné) a směrodatná odchylka. Holina I = stáří 1–3 roky, II = 4–6 let, III = více než 7 let (KOOIJMAN et al. 1999).
6.5.2
Soil changes during succession of heavily degraded forest ecosystems and clear−cuts
Differences in soil properties can be due to differences in site conditions, such as local differences in drainage or soil depth, affecting both litter decomposition and composition of the herbal synusia, or to plant specific uptake of nutrients and litter (de)composition. A typical example of the first is the difference in soil properties between Calamagrostis and Deschampsia dominated soils. Calamagrostis villosa was observed to dominate on relatively poorly drained sites with shallow groundwater and is associated with ectorganic horizons that are less acid and have a higher pH and lower C/N ratio. Close to these sites, where drainage is better but other site conditions are identical, Deschampsia flexuosa often prevails. Under this species, soils are more acid, have a lower pH and a higher C/N ratio. These differences in soil properties are primarily brought about by differences in drainage, though differences in litter composition do occur and may contribute to the differences in soil properties. A direct effect of herbal species composition can be observed when comparing Vaccinium with Deschampsia dominated sites, which often occur in an intricate micro−scale pattern and in which case differences in site conditions are minimal, if existing at all. Under Vaccinium, ectorganic horizons tend to have higher C/N ratios, in accordance with the relatively low N content of Vaccinium biomass and its woody nature. Moreover, these ectorganic horizons also exhibit higher values for both adsorbed and non−extractable Ca, a phenomenon, which has to be attributed to preferential uptake of Ca by Vaccinium. At the same time, values for extractable K are generally relatively low.
131
The question, which should be answered here, is whether general soil trends can be distinguished during succession, and, if so, how to explain these trends. Table 6.5 provides an overview of the successional changes observed after clear−cut. Changes after plantation of spruce, i.e. in young spruce stands are given in Table 6.6.
Tab. 6.5. Summary of the changes in a number of soil parameters for the ectorganic horizons upon clear−cut, relative to old spruce forests (SEVINK et al. 1999) Přehled změn půdních parametrů v ektorganických horizontech na holoseči ve srovnání se sta− rými smrkovými porosty (SEVINK et al. 1999)
Parameter
BS
Site1
Site 2
Site 3
Gneiss Zone 6
Schist Zone 7
Schist Zone 7
+/-
+
0
Site 4
Site 5
Site 6
Gneiss Granite Schist Zone 7 Zone 7 Zone 8 0
+
0
Site 7
Mean
Granite Zone 8 0
(+)
C/N
0
+/0
0
0
0
0
0
0
pH-H 2 O
-/0
+
+
0
+
0
+
(+)
Al/Ca
-/+
-
-
0
-
0/-
0
-
K/NH 4
+
0
0
0
0
0
0
0
SO 4
-
0
0
0
0
0/-
0
0
PO 4
-
+/0
-
+/0
0
+
0
0
Upon clear−cut, base saturation and pH increase in most plots, whereas the ratio of extractable Al/Ca decreases. Other properties are either invariable or no clear trend can be distinguished. The changes observed clearly point to an overall improvement of the chemical soil fertility. This improvement can be attributed a) to a lesser atmospheric input of acids because of the lower LAI (leaf area index) resulting from the clear−cut, b) to an improved litter decomposition and decreasing production of organic acids because of the changed light and drainage conditions, and c) to an improved quality of the litter input (grass instead of needles), or to a combination of all of these. Changes in soil properties between old forest stands and young, dense spruce stands are summa− rised in Table 6.6. When compared to clear−cuts, soil acidity commonly increases to reach overall higher values than in old forest. Al/Ca ratios and BS values are back at the level of old forests, pointing to an increased acidification and declining chemical fertility. Furthermore, SO4 values increase, suggesting that atmospheric deposition increased. Young spruce stands are very dense with a low herbal cover and the most extreme situation as to light and drainage conditions, i.e. dark and relatively moist, and concurrently with poor conditions for litter decomposition because of both climatic conditions and litter composition. Moreover, because of the high LAI, atmospheric deposition will be relatively high. That base saturation and Al/Ca ratios do not change relative to the old forest stands might well be explained by the fact that in the old stands these parameters have already reached quite extreme values (very low and very high respectively), the hori− zons concerned being beyond the Al−buffering range. The improvements after clear−cutting have thus been insufficient to build up a buffer. A higher atmospheric input of acid, as suggested by the higher SO4 values, in combination with a poor litter decomposition (needles in stead of grasses), however, may well lead to a further soil acidification as indeed observed.
132
General observations on soil development were also done during an extensive reconnaissance of herbal synusia in forests and clear−cuts in the Giant Mts. (KOOIJMAN et al. 1999). The ectorganic profiles are dominated by the H horizon, which is up to 8–10 cm thick in the lower supra−montane zone 7 and significantly thicker (9–16 cm) in the upper supra−montane zone 8 (Table 6.7). Soils are significantly wetter in the upper supra−montane zone (Table 6.8). Tab. 6.6. Summary of changes in soil parameters for the ectorganic horizons in young spruce stands, relative to old spruce stands (SEVINK et al. 1999) Přehled změn půdních parametrů v ektorganických horizontech v mladých smrkových porostech ve srovnání se starými smrkovými porosty (SEVINK et al. 1999)
Parameter
Site 1
Site 2
Site 3
Site 4
Site 6
Site 7
Mean
Gneiss Schist Schist Gneiss Schist Granite Zone 6 Zone 7 Zone 7 Zone 7 Zone 8 Zone 8 BS
-
0
-
0
+
0
C/N
0
0
0
0
0
0
0 0
pH H 2 O
0
+
-
-
-
0
(-)
Al/Ca
0
0
+
0
-
0
0
K/NH 4
0
+
0/+
-
-
0
0
SO 4
+
+
+
0
+
0
+
PO 4
+
+
0
0
+
0
(+)
Tab. 6.7. Thickness of organic horizons in altitudinal zones 7 and 8 and different stages of forest development. Mean values (in cm) and standard deviations. Significantly thicker organic horizons in particular stages of forest development are indicated in bold (p<0.05) (KOOIJMAN et al. 1999). Tlouštka organických horizontů v 7. a 8. vegetačním stupni v jednotlivých stadiích vývoje lesa. Průměrné hodnoty (v cm) a směrodatná odchylka. Výrazně mocnější organické horizonty v jed− notlivých stadiích vývoje lesa jsou vyznačeny silně (p<0,05) (KOOIJMAN et al. 1999). Thickness LF1
Thickness F2
Thickness H
Thickness Ah
Zone 8 Declined forest Clearing 1-3 y old Clearing 4-6 y old Clearing >7 y old
4.2 3.6 4.5 4.4
(1.4) (0.9) (1.4) (1.8)
0.7 1.9 0.6 1.0
(1.0) (1.6) (1.3) (2.2)
9.3 9.4 10.8 15.6
(5.7) (4.4) (4.5) (4.4)
4.0 5.8 3.3 1.0
(6.1) (5.3) (4.1) (2.2)
4.4 4.5 4.5 3.0
(2.2) (2.1) (1.5) (1.4)
1.7 1.5 1.0 0.9
(2.0) (1.7) (1.4) (1.5)
7.6 8.3 7.9 9.8
(4.6) (2.5) (5.3) (6.0)
3.7 3.0 2.1 2.2
(4.1) (4.7) (2.9) (3.4)
Zone 7 Forest Clearing 1-3 y old Clearing 4-6 y old Clearing >7 y old
133
In the upper supra−montane zone, no significantly different horizon thicknesses are found, although trends of an increasing thickness of the H horizon from forest to clear−cuts older than 7 years are detectable. Also, the share of the LF1+F2 in the total ectorganic layer decreases during forest development and is highest in old clear−cut stage, although not significantly so. Changes in soil moisture status during clear−cut development are also significant, but do not reflect a gradual decrease of soil moisture. Instead, the forest and clear−cut stage 4–6 years are significantly drier than younger or older clear−cuts. In the lower supra−montane zone, the humus profile is significantly affected by clear−cut development (Table 6.7, Figure 6.7). The absolute and relative thickness of the LF1 horizon was lowest in old clear− cuts, the relative contribution of H material was highest at this stage. Soil moisture status did not change during clear−cut development (Table 6.8).
Zone 8 100% Percentage LF1
80%
percentage F2
60%
percentage H
40% 20% 0% declined
clear-I
clear-II
clear-III
Zone 7 100% 80% 60% 40% 20% 0% forest
clear-I
clear-II
clear-III
Fig. 6.7. Distribution of organic material over LF1, F2 and H horizons in different stages of forest development in the upper (zone 8) and lower supramontane zone (zone 7). Values are mean percentages of the total thickness of the ectorganic profile (KOOIJMAN et al. 1999). Obr. 6.7. Distribuce organického materiálu v horizontech LF1, F2 a H v různých vývojových stadiích lesa v 8. a 7. vegetačním stupni. Hodnoty představují průměrné procento celkové mocnosti organického profilu (KOOIJMAN et al. 1999).
134
Tab. 6.8. Soil moisture index in different stages of forest development in altitudinal zones 7 and 8. Mean values and standard deviations. Scale: 1 = dry, 2 = moist, 3 = wet. Significantly higher moisture indices in a particular stage of forest development are given in bold (KOOIJMAN et al. 1999). Index půdní vlhkosti v různých stadiích vývoje lesa v 7. a 8. vegetačním stupni. Střední hodnoty a směrodatná odchylka. Stupnice: 1 = suchý, 2 = vlhký, 3 = mokrý. Výrazně vysoké indexy půdní vlhkosti jsou vyznačeny silně (KOOIJMAN et al. 1999). n
Soil moisture index
Zone 8, high altitude Declined forest Clearing 1-3 y old Clearing 4-6 y old Clearing >7 y old
n
Soil moisture index
Zone 7 27 8 19 5
1.5 1.9 1.4 1.8
±0.6 ± 0.6 ±0.5 ±0.8
Forest Clearing I Clearing II Clearing III
10 4 17 13
1.0 1.0 1.2 1.0
±0.0 ±0.0 ±0.4 ±0.0
6.6 Ageneral approach to restoring forest ecosystems: reversing borealisation 6.6.1
The ameliorative role of pioneer tree species
The approach of the research on the ameliorative effect of broad−leaved pioneer tree species on soil (EMMER, SEVINK et al. 1997, EMMER et al. 1998a/b) involved a comparison of soil characteristic of stands of different age bearing more or less even−aged pioneers with adjacent monoculture spruce. Antecedent similarity of soil properties of adjacent plots of pioneers and spruce was assumed, based on their vicinity, in addition to information from forest archives. The effect on the humus form of naturally established stands of pure rowan and of mixed stands of rowan with birch was investigated by comparison of such stands with adjacent pure Norway spruce stands. The assessment involved 7 plot pairs in vegetation zones 6, 7 and 8, with altitudes ranging from 660 to 975 m a.s.l. Stand ages ranged from about 20 to 50 years for pure pioneer stands, and from about 40 to 120 years for spruce. There is a substantial difference in horizon morphology between humus forms under pioneers and spruce. Under pioneer trees, the horizons are much less compact or matted, and show a considerably higher degree of faunal activity. Under pioneer species, the pH (CaCl2) in the LF horizon is up to 1.3 units and on average 0.7 units higher than under spruce. For the H horizon the difference is smaller, which must be ascribed to the fact that the H horizons under young pioneer trees are built−up from Norway spruce litter. Pioneer species thus improve growth conditions towards pH ranges which are suitable or optimal to other indigenous tree species: European fir, European beech: >3 (suitable) and >4 (optimal). The results summarised in Table 6.9 clearly show that effects on soil organic matter quality by pioneer growth are indeed the case in the soils studied. Concentrations of base elements (of which between 54 and 88 % is Ca), Mg and Al in LF horizons under spruce are quite constant, but under pioneers concentrations of bases increase with age. Furthermore, in the LF and H horizons under pioneers higher NH4 and lower exchangeable acidity were found. In the H horizons, total bases and Mg increase with age. Concentrations of total bases and Mg in the LF horizon of pioneers stands are 2 to 4 times higher than under spruce, while Al is lower. Similar features are found for H horizons, where Al concentrations are much higher and total bases much lower than in the LF. Trends in the stock of base cations for the entire organic layer (LFH) are unclear (see Emmer, Sevink et al. 1997), as they are largely determined by differences in organic matter stock. However, the LF horizon under pioneers shows an age related increase in base elements, attributed to its closer relation to
135
above−ground litter dynamics. Other studies indicate that broad−leaved pioneers strongly affect element pools in organic matter and, to a lesser degree, amounts of accumulated organic matter. This implies the redistribution of nutrients from poorly to readily accessible pools in the soil. This will depend on the length of time during which pioneers have pursued their influence, with longer time spans related to greater effects on stocks of organic matter. Under pioneers there is a gradual increase in the values for Ca and Mg during the first 50 years.
Tab. 6.9. Concentrations of base elements (sum of Na, K, Ca and Mg), Mg and Al in the LF and H horizon of Norway spruce and pioneer stands (EMMER, SEVINK et al. 1997, EMMER et al. 1998a/b) Koncentrace bázických prvků (suma Na, K, Ca a Mg), Mg a Al v LF a H horizontech v porostech smrku a pionýrských dřevin (EMMER, SEVINK et al. 1997, EMMER et al. 1998a/b) -1
mmolc kg Mg
Age
Horizon
Base cations
Spruce
38-118
LF H
74 25
Pioneers
20
LF H
132 62
24 8
4 33
52
LF H
262 132
42 26
2 4
(30) (8)
10 4
(4) (1)
Al 17 62
(8) (11)
It can be concluded that broad−leaved pioneer trees significantly affect the chemical properties of the LF horizon within 20 years after their establishment, and these properties continue to improve later on. For the H horizon a longer period seems required for significant changes to take place. Roughly between 40 ad 50 years after pioneer establishment marked and ecologically significant changes can be observed in the H horizon. 6.6.2
Restoration of montane ecosystems in the Giant Mts.
The comparison of broad−leaved pioneer and spruce stands reveals that the sustenance of pioneer species may be an effective tool to prevent or even reverse site deterioration, without the need to adopt liming or fertilisation. The introduction of these pioneer tree species in Norway spruce stands or clear− cuts causes an increase in pH, plant−available elements, and biological activity in the humus form, and concordantly a higher variability in humus form properties. The foregoing is in close agreement with the conclusions of other authors, who stated that birch and rowan are soil improvers and ‘nursing crops’, that they enhance decomposition and nutrient release, and that they prevent site deterioration or even improve sites. Given the fact that humus form restoration under broad−leaved pioneer trees is a matter of several decades in unmixed stands, a high cover percentage of broad−leaved pioneers should be maintained as long as possible, preferably up to the length of a generation (i.e. about 50–90 years). A high cover percentage of broad−leaved pioneers can be easily achieved in patches of pioneers to obtain age differentiation in new plantations. At sites of good quality, with a high recovery potential under a scenario of reduced air pollution, considerations as to the optimal areal coverage of pioneer trees are less essential. However, allowing a natural development including the establishment of broad−leaved pioneer trees improves site diversity and biodiversity. A cost−effective nature management therefore should omit in any case the removal of those species by cleaning of stands.
136
Particularly important could be the role of broad−leaved pioneer trees at sites severely deteriorated during the course of air pollution impact and borealisation. These sites are found particularly at high altitude (zone 8), where air pollution is more severe than in lower areas, decomposition of organic matter and weathering of mineral substrate is slow and growth conditions are poor.
Photo 6.3. Stand of pioneer trees at Pomezní hřeben – Krkonoše National Park Foto 6.3. Porost pionýrských dřevin na Pomezním hřebenu – Krkonošský národní park
6.7 Main conclusions −
There is a clear pattern in soil types exhibiting a strong relation with forest site factors soil chemistry, rooting depth and drainage.
−
Of the 4 major factors influencing soil chemical properties (atmospheric deposition, drainage, geology, climate), atmospheric input explains most of the variability in soil chemical properties observed at site level, with drainage as a second but distinctly less important factor. The importance of acid deposition in determining soil chemical properties is confirmed using deterministic modelling.
−
Upon clear−cutting an improvement of soil chemical properties can be observed. Under young spruce stands a deterioration of these properties is again manifest due to the unfavourable nature of organic matter and acid input.
−
Soil changes over the past decades are due to borealisation and acid rain, of which the former is subordinate. The effect of borealisation on soil pH can be estimated at 0.2–0.3 pH units. For the base saturation there is a difference of up to 10 %. Acid rain caused more than 1 unit decrease in pH, down to values below 3, and a reduction of the base saturation of 5 times or more over the period 1958–1991.
−
Soil weathering is relatively unimportant to counteract the acidification by acid rain. Given a 50 % reduction of the acidifying deposition by the year 2050, the pool of plant−available metal cations will not be restored.
137
−
The main forest site factors are temperature, drainage, rooting depth, intensity acid rain and acid buffering capacity. With the current available information, a forest site classification is only feasible at scales of 1 to more than 10,000. This is suited not for significant but local (within−compartment) changes in site factors.
−
During the next decades forest management will not be only reacting on calamities anymore. Instead, management should be facilitating favourable development of ecosystems. The current transitional stage affects the nature of forest management. A forest site classification reflecting current conditions for tree growth should include acid deposition patterns. A future classification may omit this kind of information, as air pollution tends to decrease.
−
Vegetation development of heavily degraded forest ecosystems and clear−cuts is such that in most cases a natural development of pioneer forests can be expected. Pioneer trees establishing on older clear−cuts are birch and rowan, but also poplar and beech appear. Sowing of these species may accelerate the succession. There seem to be only small differences between zones 7 and 8.
−
Under pioneer species, the pH (CaCl2) in the LF horizon is up to 1.3 units and on average 0.7 units higher than under spruce. For the H horizon the difference is smaller, which must be ascribed to the fact that the H horizons under young pioneer trees are built−up from Norway spruce litter. Pioneer species thus improve growth conditions towards pH ranges which are suitable or optimal to other indigenous tree species: European fir, European beech: >3 (suitable) and >4 (optimal).
−
Concentrations of base elements (of which between 54 and 88 % is Ca), Mg and Al in LF horizons under spruce are quite constant, but under pioneers concentrations of bases increase with age. Furthermore, in the LF and H horizons under pioneers higher NH4 and lower exchangeable acidity were found. In the H horizons, total bases and Mg increase with age. Concentrations of total bases and Mg in the LF horizon of pioneers stands are 2 to 4 times higher than under spruce, while Al is lower. Similar features are found for H horizons, where Al concentrations are much higher and total bases much lower than in the LF.
−
It can be concluded that broad−leaved pioneer trees significantly affect the chemical properties of the LF horizon within 20 years after their establishment, and these properties continue to improve later on. For the H horizon a longer period seems required for significant changes to take place. Roughly between 40 ad 50 years after pioneer establishment marked and ecologically significant changes can be observed in the H horizon.
6.8 Summarised recommendations General 1. The introduction of broad−leaved pioneer tree species, such as birch and rowan in Norway spruce stands or clear−cuts, by planting or as a result of natural establishment, causes an ecologically significant increase in pH, plant−available elements, and biological activity in the humus form. This improvement is towards conditions typical for humus forms before the period of strong soil degradation. As a direct consequence, borealisation is reversed and biodiversity promoted and improved. It is therefore recommended to encourage the application of broad−leaved pioneer tree species in forestry as much as possible. 2. Whether upon forest dieback, clear−cut or succession, a natural development including the establishment of broad−leaved pioneer trees improves site diversity and biodiversity. A cost−effective nature management should, therefore, omit in any case the removal of those species by cleaning of stands.
138
3. At poor sites, in traditional spruce silviculture a strong admixture of broad−leaved pioneer trees in spruce plantations may impede stand development and reduce timber yield. This, however, is of subordinate importance in the current situation of the Krkonoše National Park, where ecosystems degraded as a combined result of borealisation and acid atmospheric deposition, and where timber reduction must be subordinate to ecological functions of the forest. 4. The application of the above principles implies a new approach in forest management in the area, in which nature values and biodiversity prevail, sustainability based on natural processes is a key−issue and priority is given to soil and site restoration. Effects of broad−leaved pioneers 5. Pioneer trees after their establishment affect the chemical properties of the LF horizon within 20 years and of the H horizon roughly between 40 and 50 years. Given the fact that humus form restoration under broad−leaved pioneer trees is a matter of several decades in unmixed stands, management should aim at the creation of a high cover percentage of broad−leaved pioneers in all forest stands. Furthermore, such a high cover should be maintained for a prolonged period of time, preferably up to the length of one entire generation (i.e. about 50–90 years). 6. The rates of change brought about by pioneer trees (see 5) as estimated in this study refer to stands of about 50 years at 700 m altitude in vegetation zone 6. For areas located at higher altitude, in zones 7 and 8, the time required to improve the entire ectorganic layer by introducing pioneer species will be longer, given the more adverse soil conditions and lower growth rates. It is therefore recommended that in zone 7 pioneer tree species are given priority and acidifying species such as spruce are reduced significantly. The alpine timberline in zone 8 can only be preserved through the conservation of the Norway spruce, as less spruce and more pioneers may enhance the development of avalanche tracks. 7. In the harsh climate at high altitude pioneer broad−leaves are continually subjected to snow and ice breaks. Despite this, each shrub, tree or cluster of pioneer broad−leaves must be spared here because of its ecological functions. Forest management 8. The new approach to obtain age differentiation in new plantations that is already to some extent being implemented in the Krkonoše National Park, involves the propagation of broad−leaved pioneers in patches, which later on will be planted with target species or left for succession. In this approach, a high cover percentage of broad−leaved pioneers can be easily achieved. Site amelioration, however, will not proceed beyond these patches, and thus it is recommended to maintain a high cover of scattered individuals as well. This will also prevent glazed ice in zones 7 and 8 to damage stands as a whole. 9. At sites where the natural establishment of broad−leaved pioneer seedlings in the early stages after forest dieback or clear−cut is impeded by a dense grass vegetation (mainly zones 7 and 8), planting of broad−leaved pioneer trees should be considered since this will speed up vegetation development and concomitant soil amelioration. 10. It is recommended to establish broad−leaved pioneers (through planting or sowing) at least 10–15 years before clear−cutting stands, because seed production takes that long. This implies that a proper use of broad−leaved pioneers in forestry also affects the planning of clear−cutting in regular silvicultural schemes. 11. In the national park clear−cutting stands should be limited to exceptions. Small−scale patchy cuttings followed by sowing or planting of broad−leaved tree species and underplanting should be preferred to establish the first generation of seed trees to enhance future natural regeneration.
139
12. It is to be stressed that deer numbers should not be allowed to remain or become an impediment, obstructing the path to a successful restoration. Attention should therefore be given to wildlife management, allowing for proper development of stands. 13. Management aiming at forest restoration can be active, involving planting of broad−leaved species and other often relatively expensive measures, or passive, i.e. using natural processes. The observations in the Krkonoše National Park indicate that much more attention should be paid to such passive management, implying that advantage should be taken of the natural vegetation development after decline and clear−cut. This may prove to be an effective tool to cope with future financial cutbacks, while at the same time rehabilitating degraded sites.
7 OTHER ACHIEVEMENTS OF THE FACE−CME PROGRAMME 7.1 Results In recent years, restoration management has been instituted in recognition of the need for a more nature−based approach in place of inappropriate traditional techniques based on the silviculture of mono− species Norway spruce stands throughout the middle and higher zones of the mountains. A major aim of the project has been to reintroduce ecological thinking in the minds of the local foresters. These now also have greater opportunity since the centralisation characteristic of the pre−1986 era to make decisions based on science and local conditions rather than centralised control oriented towards maximum short−term profitability. The Krkonoše National Park has built up a large database held as layers on a GIS, including geo−referenced abiotic data such as geology, soils, site features and terrain. This resource used to be sadly under−utilised by forest managers, possibly due to lack of confidence and training in the use of this technology and the information it contains. Now the GIS department at Krkonoše National Park is involved in several integrating projects utilising geo−referenced data from the area (e.g. ČERNÝ et al. 1998). Applied research has no significance without application. Both researchers and managers have to find or develop ways to communicate relevant information and how to put recommendations into effect. Particular aspects of this process include semantics, relationships, relevance and applicability. The role of applied research in forestry decision making in the Krkonoše National Park has been and still is to address these issues. Collaboration has been sought during workshops organised in the region and in shared research proposals (EMMER 1995, 1997b, 1998, EMMER and PODRÁZSKÝ 1995, EMMER et al. 1996, FAJFR et al. 1996, SEVINK 1997) thus building capacity in relevant sectors of forestry research. Apart from scientific or technical problems, a major pitfall to be encountered when operating at the research−management interface is the lack of motivation to implement new ecological knowledge. Foresters may be reluctant for various reasons, including silvicultural traditions and poor co−operation, or even negative experiences with scientists in the past. This can be observed in any country, but is particularly the case in the Czech Republic. It can be concluded that the application of research results in management requires extra steps. One of the main tasks in the Face research project was therefore to persuade decision−makers in forestry to make use of the information platform we provide. A good example of such a platform is GIS, a tool with obvious potential as an aid to site sensitive forest management. The two− step approach to meet our goals started with a synthesis of existing geo−referenced information with particular focus on the relationship between forest vitality and abiotic factors, which is important ecological information relevant to tree growth and the success rate of replanting. The second step was to give guidance in the integration of GIS tools in forestry management (ČERNÝ et al. 1998). A major challenge of this research project was to change the way of thinking in forestry practice. In the Netherlands, for example, integration of information from science, politics and forestry practice is co− ordinated by an institution that is positioned between these three bodies. Although this institution lubricates the research−management interface, a strong bilateral interaction between scientists and foresters seems to be crucial in projects aiming at building management support systems. We hope that the Face programme in the Giant Mountains will serve as a similar example for other forest areas in Central Europe.
140
8 IMPLEMENTATION 8.1 Introduction Strategic management: Define the primary aims of the National Park: 1. General/fundamental: requirements and criteria of IUCN, Face, Nature Conservation Act 114/1991 2. Specific/long-term: Restoration of natural ecosystems and biodiversity; sustainable development of nature 3. Specific/short-term: Elimination of consequences of ecological deterioration; stabilisation of forests; enhancing natural processes
Tactical management: Analyse and evaluate: 1. State of affairs: environment; forests; soils; management methods; harmful agents; game stocks; biodiversity; … 2. Opportunities and limitation: sites and localities; natural regeneration; financial costs; qualifications of staff; … 3. Risks: wind and snow; bark beetle; weeds; … 4. Available information
Choose working methods and approaches: 1. Elaborate a general management plan 2. Set up successive targets, parameters and indicators 3. Choose appropriate methods, approaches and tools 4. identify gaps in knowledge; elaborate research programme; organise research
Operational management: Organise and implement: 1. Elaborate and realise operational plan 2. Organise field management and implement research results 3. Organise technical staff training 4. Organise project approach 5. Co-operate with stakeholders and the public
Monitor and report
Feedback to aims, working methods and techniques
Fig. 8.1. Management strategy for Krkonoše National Park
141
This report summarises the main results of the research carried out to support the activities of the Face Foundation in the Krkonoše National Park. The results are of significance for the management of the national park as they fill up a number of gaps in knowledge as outlined in the “Requirements for research” formulated by the park management. Given the historically poor communication between management and research in the national park and in the Czech forestry sector in general, it seems essential to provide a framework for implementation of the results. The results should be incorporated into all levels of the national park management, as outlined in Figure 8.1. This scheme will be elaborated in the following sections. It is emphasised that this report focuses on the managerial issues pertaining to the natural environment of the national park, omitting other matters that should concern park managers. It is also stressed that the model described here is an example of how to organise this part of the management, but that alternatives exist. However, the concept is regarded to be imperative for a successful restoration of nature in the Giant Mts. and only allows deviations on details. The management structure of the national park can be divided into three hierarchical levels: − Strategic management − Tactical management − Operational management Strategic management: The aim of the strategic management is defining strategic aims. General aims are based upon the criteria of IUCN and Face, upon the Czech Nature Conservation Act and other legal prescriptions. Specific goals are derived from the specific situation of the Krkonoše National Park developed under the impact of acid deposition on mountain ecosystems in past decades. Based on the set of criteria provided, both long−term and short−term aims can be defined for the national park. Forest and nature development in the national park have essentially a long−term character. However, in order to arrive at long−term goals, a series of short−term ones must be defined and executed. Such short−term activities may be based on knowledge of current processes and aim at facilitating future developments. Tactical management: The purpose of the tactical management is to realise strategic goals. The work tactics (i.e. working methods, approaches, etc.) depart from the given situation and will direct future development to the set strategic targets. Therefore, once the long−term and short−term aims have been set, an analysis of the current state−of−affaires is required as a starting point for future operations. Next to the analysis of environment, nature, forest, etc., the analysis of opportunities and limitations must be considered also. The situation developed under the impact of acid deposition is an extraordinary one; it cannot be solved using usual measures. It is a challenge to change the approach and high attention must be paid to the analysis of risks and to a critical evaluation of the existing and identification of missing information. The second part of the tactical management focuses on working methods, approaches and measures. The basic tool of the management tactics is the general management plan containing progressive targets, and parameters and indicators needed to evaluate results achieved. In accordance with the targets, appropriated working methods, approaches, measures and specific management tools must be chosen. In case of identified gaps in knowledge, a research programme must be elaborated and research projects initiated. Operational management: The purpose of the operational management is to use the chosen tactics in the field to complete the strategic goals. The specific situation in the Krkonoše National Park needs a fully operational and
142
flexible organisational structure for both general and field management. A horizontal organisational structure integrating fields of expetise should be preferred instead of the existing vertical one with quite independent departments. The basic working tools are operational plans involving and applying research results. In the extraordinary situation, usual and traditional measures and techniques can be used for new purposes. An important part of the operational management is management of human resources. Education of technical staff is an investment into ones own development. Co−operation with stakeholders and public is an investment into external relations of the national park. Monitoring and reporting have an important function of feedback from measures applied in the field to working methods and defined goals.
8.2 Strategic management: requirement for and limitations to the primary aims of the national park 8.2.1
Stakeholders
The primary aims of the national park are guided by a number of stakeholders, viz the national and regional governmental bodies (Nature Conservation Act 114/1991), the UNESCO (concerning the Biosphere Reserve status), IUCN (concerning the national park status), and the Face Foundation. As regards the nature and forest management, the IUCN and the Face Foundation particularly set requirements and limitations. IUCN: Due to the improved environmental situation, i.e. a substantial reduction of the pollution load in the recent past, the national park has been taken off the IUCN list of the 10 most endangered national parks of the world. Now, thought ranked as protected area, the national park management should be as far as possible adapted to the basic IUCN requirement for national parks of the largest possible part of the park area to be governed by natural processes, without or with only minimum management intervention. This change in the park management practice should be anchored in the general park management plan and implemented step by step, under the direct responsibility of the director, within the next decades. Face Foundation: The long−term aim of the foundation is to establish a self−sustaining forest, which provides a better assurance of a permanent carbon stock than the unstable ecosystems in the former business−as−usual scenario. 8.2.2
A concept for the national park
Stages of development Since its establishment in 1963, the Krkonoše National Park went through various stages of development. At first, all – politically induced – focus was on recreation values of the area, while the production function of the forests was maintained. In the second half of the 1970s, forest dieback struck and culminated 10 years later. Due to this adverse ecological situation, Krkonoše National Park was added to the list of the ten most endangered national parks of the world. In 1993, the political conditions and conceptual framework were created to amend this situation and to formulate a new concept of the national park and the goals, methods and measures of park management. Moreover, air pollution has recently decreased to about 10 % of the 1980s level, making such a new concept feasible.
143
Culture
Landscape
Nature
The central concept The landscape of the national park comprises various mountainous relief forms and involves a range of natural, semi−natural and anthropogenic components:
Rock outcrops, block fields Waters Peat bogs Alpine grasslands Shrubs Forests Mountain meadows
Infrastructure, buildings
Natural
Semi-natural
Man-made
The components in the diagram constitute nature in the broadest sense. They form part of various ecosystems, which are in various stages of natural development. Simultaneously, they occur in various degrees of man-induced modification as a result of past management. In many cases, this humaninduced impact (e.g. commercial forest management, acid deposition) has had adverse effects on ecosystems and their functioning. Therefore, central in the new concept of park management must be 1) to minimise those negative effects, and 2) to restore the natural ecosystems. Such a management concept can also be expressed in terms of risks and costs, as shown in Figure 8.2. This diagram serves to demonstrate that the issue of the poor state of the environment in large parts of the Krkonoše National Park can be resolved by consistently adopting the new concept: moving from management based on artificial measures to management based on facilitating and enhancing natural processes, while reducing risks and costs at the same time.
High risk
Monocultures Long rotation periods Age−class forests Low biodiversity Apply IUCN/Face principles Reduce costs Reduce risks
Managed ‘natural’ forests Successional stages High biodiversity
Low risk High costs
144
Low costs
1)
2)
3) 4)
5)
6)
Artificial measures:
Nature−based measures:
• • • •
• • • • • • •
Monospecies plantation Low−thinning Creating uniformity Fertilisers
Enrichment planting Natural succession1 Conversion of monocultures2 Regeneration of indigenous species3
High−thinning Creating natural structures Site improvement3456
KOOIJMAN et al. 1999: Natural development of heavily degraded forest ecosystems and clear−cut in the Krkonoše Mts., Czech Republic [Přirozený vývoj degradovaných lesních ekosystémů a holin v Krkonoších, Česká republika]. EMMER et al. 1998b: Reversing borealization as a means to restore biodiversity in Central−European mountain forests – an example from the Krkonoše Mountains, Czech Republic. [Zvrátit proces borealizace jako prostředek obnovení biodiverzity v horských lesích Střední Evropy – příklad z pohoří Krkonoše, Česká republika]. Excluding alien provenances. EMMER, SEVINK et al. 1997: Restoration of acidified humus form profiles in the Krkonoše Mts. – potentials of Sorbus and Betula. [Meliorace zkyselených humusových profilů v Krkonoších – možnosti využití jeřábu a břízy]. EMMER, WESSEL et al. 1999: A study of past and future soil changes in the Krkonoše Mts. (Czech Republic) based on historical data and scenario analysis. [Výzkum změn půd v Krkonoších (Česká republika) s využitím historických údajů a scénářové analýzy]. This article.
Fig. 8.2. Risks versus costs in national park forest management Obr. 8.2. Souvislost rizik a nákladů v obhospodařování lesů v národním parku
8.3 Goals Restoration, as a central concept for the management of the Krkonoše National Park, should focus on the strengthening of the processes connecting and integrating landscape, nature and ecological values. The goal of restoration management is threefold: 1. To restore natural ecosystems 2. To enhance their biological diversity, and 3. To ensure future sustainable development of nature. Although these are general goals, they are particularly valid for mountain ecosystems intensively manipulated by man in the past, such as forests and subalpine shrub formations (KILIAN and FANTA 1998). For each ecosystem type specific restoration goals and management methods should be formulated, reflecting the ecosystem’s history, the degree of manipulation and the present state. These latter subjects form the starting point for restoration.
145
Re 1. Restoration of natural ecosystems involves the following aspects: − Conversion of Norway spruce monocultures into mixed forests − Elimination of non−indigenous species in and improvement of genetic composition of existing forest ecosystems − Enhancing processes of natural development that were often eliminated in existing ecosystems due to their continuous manipulation − Restoration of soil processes Re 2. Restoration of biological diversity aims at: − Enhancing species richness, often reduced in monoculture stands − Improving the age and spatial structures − Creating multitudes of ecological relations in ecosystems − Improving the resistance and resilience of ecosystems, thus enhancing their stability Re 3. Sustainable nature development relates to: − The vitality of populations and their reproduction ability − The support of characteristic ecosystem dynamics, including natural fluctuations and disturbances, giving rise to a variety of successional stages and their inherent diversity in space and time − Maintenance and re−creation of site and habitat conditions supporting biological diversity and the development of self−sustaining ecosystems. All above−mentioned aspects, when integrated, form the operational framework of the restoration concept of the national park. Enhancing the stability of monocultures and conversion towards mixed and well−structured stands is a long−term task of an adaptive forest ecosystem management. Leaving these stands immediately to natural regulation may result in large−scale disturbances with far−reaching consequences. These stands must still be managed, although with decreasing intensity and towards clearly defined goals. It can be expected, that this transition will take in several decades according to the intensity of taken measures and to the real situation on site and in stands. Traditional forestry techniques have a central position in commercial forestry. Specific nature management techniques and procedures will subsequently replace them. The life−long technical manipulation of forest stands must be replaced by understanding, initiating and stimulating natural ecosystem processes, which will form the core of forest nature management.
8.4 Tactical management: steps towards implementation 8.4.1
Analysis and evaluation
State−of−affairs The first step to the implementation of new management is to analyse the state−of−affairs. In environmental terms this analysis revolves around the still existing, although reduced environmental impact of air pollution, instability of forest ecosystems, soil acidification, and the disconnected components of the ecological infrastructure. Most of the existing forest stands consist of Norway spruce even−aged monocultures. Their stability is low due to their vulnerability to wind break and bark beetle infestation. This is caused by the combined effects of acid deposition, unsuited genetic origin and inadequate management in the past. Forest soils in the Giant Mts. have been chemically changed and heavily acidified due to acid deposition and borealisation. Buffering of soil through natural bedrock weathering is limited. Recovery under the continuation of the past forest management will also be limited, if not absent.
146
The vast forest area is diversified in many ways. Forest instability and acidification, as well as the natural site quality are diverse and scattered within the area. At higher altitudes, forest areas have been disconnected due to extensive clearings. A mapping and classification of the area with regard to main factors conditioning the present state and future development of forests is the starting point for implementation and allocation of both financial means and responsibilities of the staff members. Virtues, opportunities and limitations The change in strategy towards restoration of ecosystems and natural development has to be realised in a somewhat uneasy period. In the time to come, Krkonoše National Park has to be prepared for substantial changes in its budget structure. Also the termination of the Face funding in 2002 means that the park cannot rely anymore on a contribution which was significant in the period of emergency reforestations. It is essential to deal with this by developing management tactics, which allow for cheaper steering mechanisms and practices. This can however be done by moving away from conventional artificial measures in forestry and nature conservation, in favour of natural processes. In a long−term perspective, natural processes should prevail and management should be limited to marginal (regulation) measures only (see fig. 8.2). Risks The above−mentioned change requires a sophisticated approach. The emphasis has to be put on conversion of monocultures, as well as ecosystem restoration, including their soils. This introduces some risks, but their extent is likely to be limited compared to the risks of the obsolete approach. In fact, the present situation brings not only problems, but also a challenge and an enormous impetus for innovation. Potential risks (both abiotic and biotic) must be identified.Parameters must be as to set when and under which conditions ecosystems can be left to natural development and when active measures must be taken. Also a balance between ecological effects and financial costs must be kept in mind: prevention is always cheaper than repairing consequences. Available information During the last three decades, foresters were preoccupied with salvage management of forest decline, involving cutting and replanting of dead and declining forest stands. Lesprojekt, the Czech Forest Management Institute, provided management plans based on quite rigid schemes for cutting and planting of predominantly Norway spruce. In recent years, due to the Face programme, first steps were made to institute restoration management in recognition of the need for a (more) nature−based approach to replace the inappropriate traditional silvicultural techniques. Local managers now are free to take decisions based on the ecosystem approach and local site and stand conditions. In spite of a vast amount of research carried out until today, the need for new information is acute. Not only was the research scattered, unsystematic and not co−ordinated, and not focusing on essential ecosystem processes, it also did not anticipate the ecological problems likely to come up. New research must be co−ordinated by the park management itself and aim at very ecological and managerial problems that need to be resolved.
8.4.2
Working methods and approaches
General management plan In the course of 250 years−long history, Czech forestry developed its own sectoral philosophy (paradigm) and management system. As shown above, the philosophy of the national park and its forest management differ quite a lot from that of the commercial forestry sector. It is also shown that both goals and conditions differ substantially. Development of an innovative approach to forest nature management is indispensable. Goals of the national park cannot be achieved using traditional forestry methods, tools
147
and measures. A general management plan (plán péče) defines goals concerning landscape, nature, biodiversity, restoration of natural ecosystems and soils, introduction of natural processes, but no timber and wood production. Applying the combined methods of natural regulation and adaptive ecosystem management raises the need to identify, classify and localise the actual problems and specific aspects of nature restoration. This is the basis for planning and decision making and for assessing priorities in management. Successive targets, parameters and indicators The traditional approach to forest management included the age−classes forest and silvicultural systematics of thinning and logging of forest stands. Guidance was obtained from the term ‘target forest type’ (cílový typ lesa), a synthesis of ecological and economic considerations, which was the basis unit of forest typology and, consequently, of forestry planning and stand treatment throughout the whole rotation period. The tree species composition of the target forest type in commercial forests dates back to ‘Management recommendations’ edited by the Ministry of Agriculture in 1996. To assure the expected share of the main tree species at the end of the rotation, these species are planted and supported by thinnings and other measures throughout this period. Although the costs of this approach have never been calculated, they are likely to be extensive. The conceptual flaw in this approach to protected forests is obvious and must be avoided by the national park. The practice of its forest and nature management should not start from such a rigid scheme, which virtually excludes natural processes. In the national park concept, on the contrary, not a fixed final goal but ongoing natural processes and ecosystem development occupy the central position within the pending type of the potential natural vegetation. Here the term ‘forest development type’ must be introduced as a basic concept of ecological planning (see further on for details). The forest development type enables successive targets of forest nature development to be set, parameters defined and indicators introduced, which will give aid to follow, guide and govern the restoration process. The parameters and indicators of forest development differ under various forest and site conditions and environmental situation. But principally, they must be derived from: − Potential natural vegetation and its various succession stages − Biodiversity − Extent of site degradation. Hereto the following explanation: – Potential natural vegetation (PNV) The term ‘PNV’ does not relate to the terminal forest stage or type only. It involves forest types of all natural successional stages with their species composition, structure, etc. In this view, the forest type in the terminal stage of development is seen as a one−among−others successional stage, as important and valuable as forest types of the initial or transient stages of forest ecosystem development. Moreover, an initial successional stage with native trees (e.g. birch, rowan, aspen) is more natural and has a higher ecological value than an adult forest with an inappropriate tree species composition. Biodiversity Most foresters understand biodiversity as the species composition of the dominating tree layer. This is a limited and static view of the matter. From an ecological point of view, biodiversity is a rather complex phenomenon: it has a spatial and temporal dimension and various components essential to functioning of forest ecosystems, as shown in Figure 8.3.
148
Species Age Structure Non-forest (stages with herbal vegetation) Forest
Spatial dimension Biodiversity Temporal dimension
Forest successional stages (each with its own dimensions of spatial diversity) Fig. 8.3. Dimensions and components of biodiversity Understanding this complexity is essential to the incorporation of biodiversity as an effective concept supporting nature management. Excluding natural processes, age and structural differentiation in man− made forests implies the reduction of ecosystem diversity to one or several species, not to mention the ‘invisible’ diversity of soil flora and fauna. It also leads to the impoverishment of ecosystem processes. Forest types representing the terminal stage of forest succession are not necessarily the most diverse ones, as shade−tolerant ‘climax’ species often reduce biodiversity. In fact, shade−intolerant pioneer species often dominating initial stages of succession mostly show highest biological diversity, both ‘visible’ and ‘invisible’. The spatial dimension, a mosaic of successional vegetation types, including tree−less stages, adds greatly to the biodiversity values of the national park. Under favourable conditions for forest growth, the tree−less stages are mostly short. On extreme sites, however, an open canopy is a natural phenomenon and a characteristic feature of a natural forest and a forested landscape. Examples include open spruce forests at the timberline, the block−fields and the surroundings of peat bogs. Site degradation The target forest types of the ‘Management recommendations’ do not take account of the actual conditions of forest soils and sites. Due to borealisation and acidification, some physical conditions (microclimate, humidity) of forest sites have been changed together with the chemical and biological properties of soils and humus forms. These changes may be reversible, but may have a considerable effect on the development of the ecosystem. Moreover, the existence of certain climax tree species in initial stages of ecosystem development on degraded, heavily acidified soils (e.g. Norway spruce, but in some cases also beech) may have an inhibiting effect on soil restoration by extending the acidification period. Natural dynamics of forest ecosystems include setbacks filled up by initial and transient stages of succession with tree species and other vegetation that induce a recovery of soil properties and its consolidation. Awareness of this potential of nature under stress is vital to avoid mistakes in decision making in the forest restoration process. Methods, approaches and tools The unifying concept of the traditional forestry is a life−long manipulation of stands, grown in closed canopy, where the structural diversity is very low. This is one of the main causes of forest instability. The new approach must be based on methods allowing open and irregular canopies, in support of structural diversity and physical stability. This may be difficult to achieve in closed young stands (esp. Norway spruce). These stands deserve specific attention, since postponing appropriate treatment introduces risks for the future. Forest typology Forest typology is a very useful tool for forest management. The forest typological documentation at the Krkonoše National Park must be revised and adapted to meet the needs for forest nature management. The typology must be based exclusively on ecological criteria; commercial criteria must be fully removed from the system. The following adaptations may be considered: − The static concept of the forest type should be replaced by a dynamic one, i.e. the natural successional dynamics of particular types and their variants included to support natural processes;
149
−
The target species composition of particular units should be replaced by clearly defined types of potential natural vegetation and their successional stages;
−
The basic information about particular forest type units should be completed by information about changes in site conditions due to acid deposition, risks and limitations to the restoration process and other information forthcoming from inventory studies so far;
−
Management goals for particular forest nature types should be formulated not only in terms of PNV types and tree species composition but also in terms of age and spatial structure, and composition of the herbal layer and fauna populations;
−
In its present form the forest type map is unnecessarily detailed, while hardly any relations are specified among variants of the same forest type. Due to this, the map is less suitable for the national park’s management purposes. The map should be generalised to improve its value as an information source for field managers.
Forest development types In the course of natural succession, each forest ecosystem goes through an initial and one or more transient stages, to arrive at a terminal stage of its development. All these stages constitute the PNV. In all its development stages, the ecosystem can be described in terms of species composition (both trees and herbal synusia), structure (age, space) and time. Man−made forests should be seen as degradation stages of natural ecosystems. Nevertheless, when managed in a proper way, these forests can be converted into (more) natural forest communities, i.e. the intended forest types. The ‘forest development type’ proves to be a useful instrument of conversion planning and management (Landesforstverwaltung Baden−Wuerttemberg, 1999; PERPEET 2000). In a national park the specific aim of forest nature management is a high degree of approximation to the PNV. At a particular site, various forest development types may be distinguished, depending on the starting situation (e.g. planted Norway spruce stands, or mixed stands of birch, rowan, spruce and beech). They should all develop to the same forest matching to the site. All stands with a similar starting situation can be united in the same forest development type. Each of the distinguished forest development types requires its own set of management measures to achieve the final goal. This is why the forest development type is the basic management unit and the forest stand is not. A simplified example of the use of forest development types to develop an intended forest type consisting of the main tree species spruce, beech and fir is given in Figure 8.4. Starting situation
Transient stages
Final goal
Dead forest
birch, rowan, aspen
Birch, rowan, aspen spruce, beech, fir
spruce, beech, fir
Replanted clearing
Spruce
Spruce Birch, rowan,spruce, Birch, rowan, spruce spruce, fir, beech
spruce, beech, fir
Spruce,
Spruce, beech
spruce spruce, beech
Spruce, beech Spruce, beech, fir
Spruce, beech Spruce, beech, fir
spruce, beech, fir spruce, beech, fir
beech, fir: enrichment planting; birch, rowan, spruce, beech: regeneration or sowing
Fig. 8.4. Forest development types for developing an intended forest type consisting of spruce, beech and fir. Species under the lines are added to the system by planting or regeneration.
150
Gaps in knowledge: Future−facing research programme Until recently, research was oriented towards remedial actions. With the shift to natural processes, there is an urgent need of information on natural development trends of (disturbed) ecosystems. Lack of knowledge in this field is obvious. When persisting, it will hinder the application of restoration management. Modelling of ecosystem development will have a high predictive value and will give guidance to alternative methods of field management.
8.5 Operational management 8.5.1
Organisation and implementation
Operational planning Also in the new concept, planning and control will maintain their central position within the management systematics. However, they will become part of another framework, i.e. the forest nature management plan being part of the nature management of the national park. New plans should include details of field management aiming at: –
Maximum use of natural processes
−
Restoration and maintenance of the biodiversity of forest communities
−
Development of self−sustaining forest ecosystems
−
Sustainability of forests as natural and irreplaceable components of the landscape.
The operational plan should also involve ecological indicators and parameters to replace the economic ones. Principal differences to be kept in mind: −
Planning related to ecological goals, not to economic ones (increasing ecological stability and biodiversity and restoring sites and ecosystems)
−
Ecological sustainability instead of sustainable yield of timber
−
Maximum use of natural processes instead of manipulation of forest stands
−
Low costs instead of large investments with a small return.
Management units The basic planning and management unit in commercial forestry is the stand. Due to the fact that commercial activities do not apply to the national park anymore (or at the most only indirectly), stands are redundant as a basic planning and management unit. For sometime, the existing stands can be used as record−keeping units. The new division of the forested area should based on units representing the same forest development type in the framework of natural borders of identified forest sites. Field management As said earlier, the paradigm of commercial forestry does not apply to goals of forest nature management. Instead, a paradigm of an ecologically motivated management must be developed and applied to achieve national park goals. This new management system can be identified as ‘adaptive ecosystem management’. It does not focus on forest trees and stands as timber producers, but on developing and maintaining self−sustaining forest ecosystems. Its adaptive character relates to natural processes, which are central to all measures to be adopted. The goal of the forest nature management is the development of the first generation of native seed trees, to initiate, stimulate and maintain natural processes to increase biodiversity, stability and sustainability of forests in transition from man−made stands to natural forest ecosystems. Research results are instrumental in giving new application to usual measures. Examples include:
151
−
Planting only on clearings where no natural regeneration will occur, e.g. due to heavy competition of grasses.
−
Dead trees to be left standing; later, when laying as dead wood, they have an important function for natural regeneration, snow layer stability, erosion control, humus layer building and protection of young growth against deer browsing.
−
Natural regeneration of pioneer tree species in Norway spruce plantations must be supported and given room to grow (structure, biodiversity, soil rehabilitation). In no case these trees should be removed during thinnings.
−
Medium−aged Norway spruce monocultures should be thinned to enhance and maintain their stability; an irregular but strong thinning is to be preferred, discharging at least into early canopy openings to start conversion.
−
A systematic conversion of older spruce stands is required.
−
Norway spruce stands of alien provenances and ecotypes should be converted by (under) planting with broad−leaves (if possible in combination with natural regeneration of pioneers); natural regeneration of non−indigenous spruce should be prevented.
−
Wet sites (small forest bogs, springs and swamps) should be left without measures of any kind.
−
Disturbances of any kind (wind or snow breaks, insect infestations) should be addressed by developing alternative protocols: from leaving to nature to intensive measures, based on the particular circumstances and size of the event.
The above does not imply that the new concept would exclude treatment of forest stand. However, not the forester but nature is expected to perform the intended work. Forest treatment should be restrained, in the first place initiating and stimulating natural processes. During the period of ongoing site and biodiversity degradation and forest instability, treatment of the existing forest stands is unavoidable and it will remain so for several decades, but with a decreasing intensity. Staff education The majority of technical staff members has an education background of commercial forestry. Their skills may be useful, but they must be placed in a different framework and perspective. Systematic ecological and technical education of the staff is necessary to avoid misunderstandings, mistakes and misplaced measures. Most staff members – foresters are very devoted to their work and to the mountain area, but with some inertia in the technical staff must be reckoned with. Good−practice examples can be recommended to change minds. A project approach The restoration of natural forests of the national park is a complex task demanding an integrated approach. This may be achieved in projects covering specific fields of the matter (e.g. conversion of allochthonous stands; enrichment planting with broad−leaves; deer browsing damage; etc). Within the organisation, the project approach creates the possibility to explore all the expert knowledge of specialists of specific departments to resolve relevant issues. Furthermore, the project approach helps to: −
Create good conditions for co−operation of specialists (foresters with nature conservationists; practitioners and researchers; professionals and stakeholders; etc.)
−
Induce a sphere of involvement, common interest and participation
−
Develop a sphere of responsibility (both individual and common)
−
Enhance the idea of need for change in the matter concerned
−
Brings innovation into the planning and field management practice
−
Create the need for a strong co−ordination and exchange of information.
152
All these aspects are beneficial to develop a strong and innovative planning and management. Project leadership must be in hands of persons responsible for the practical application of project results in the field. Co−operation with stakeholders The national park, its development and its management are public affairs. Open discussion, supplying information, negotiations with non−governmental organisations, municipalities, etc. are parts of public participation in decision making in the national park management. Many local residents are dependent – directly or indirectly – on what happens in the national park. Awareness of participation in national park affairs creates a strong connection between the people and the park. Maintaining good contacts with the public – both local residents and visitors – strengthens the political and public position of the national park.
8.5.2
Monitoring and feedback mechanisms
Continuous monitoring of the condition of forest ecosystems, as well as the results achieved in the course of the planning period is a conditio sine qua non. It enables the managers and the field personnel to perceive changes in factors and conditions, to check whether adequate measures have been adopted and to evaluate their effects. Feedback has an important corrective function, not only with regard to management methods but also with regard to the short−term and long−term goals. More over, it stimulates the development of an investigative curiosity and responsibility for measures taken. In this way, it has a strong capacity building effect for the personnel involved.
8.6 Conclusions The necessity of change in management of forest resources of the national park arises from two viewpoints: 1. The changed position of the national park within the framework of the national environmental policy, which ultimately gives the Krkonoše National Park its deserved place within the national and European ecological networks. 2. The changed situation as for the environmental deterioration in the area, which enables and requires making a step from past emergency measures to an active restoration of forest nature. The new approach can be identified as a change from forest management to forest nature management and restoration. The change to be introduced and developed within the ongoing (2003–2012) planning period of 10 years relates to the entire management hierarchy of the national park and to all activities concerning forests, and should be imbedded in a new conceptual framework for the Krkonoše National Park. To ensure an effective management strategy and a high working standard, all steps should be elaborated in detail and linked to each other. Missing links may cause ruptures in the chain of custody with negative consequences for the whole management process. Due to the ecological breakdown of the past decades, the mountain forests of the Giant Mountains have changed considerably. It should not be the intention to restore forests to their state before the dieback. The new political, social and environmental situation poses the tasks to restore forests as part of nature of the national park. There will be more variety involving initial succession stages with pioneers, transient and terminal stages, stages with decaying old growth, disturbance left to nature and even temporary non−forested places covered with low vegetation.
153
Forests will be less organised but more natural. Restoring forests in their natural shape is a challenge for forest and nature managers. It is however the prerequisite for restoring the status of the Krkonoše National Park as the protected area with its irreplaceable function within the national and European ecological network.
SUMMARY In Chapter 2, forest decline in the Krkonoše National Park is placed in a historical perspective, paying attention to the man−induced changes in vegetation over the past centuries and the more recent strong forest decline related to large scale industrial atmospheric emissions. General backgrounds of concurrent attempts to maintain and restore forests are described in Chapter 3. In Chapter 4, a general review is given of the attempts to restore the forests and the state of these forests in 1992, i.e. at the onset of the KRNAP−Face co−operative programme. This programme, aiming at both restoration of and long term sequestration of carbon dioxide by forest ecosystems, holds a key position in these attempts. A detailed review of the restoration research in Krkonoše National Park by both Czech institutions, the Face 1992–1995 research programme and the Face−Czech Ministry of Environment 1995–1998 research programme is given in Chapter 5. It is concluded that earlier Czech research lacked appropriate research planning, were rather fragmental and not oriented towards integration, synthesis and application of results in management. Results from the Face 1992–1995 research programme provided general recommendations for reforestation planning and served to define the integrated restoration research programme of Face−CME. The latter programme was more clearly demand driven, its results forming the main basis for this report. Summaries of the various scientific reports are presented by topic in Chapter 6. Soil conditions and soil changes in the Krkonoše National Park are dealt with first. It is concluded that in addition to soil acidification resulting from acid atmospheric deposition, long term mono−culture of spruce leads to borealisation, i.e. a soil development negatively impacting on soil fertility and evidenced by e.g. declining base saturation and reduced litter decomposition. Soil degradation was found to largely depend on the acid atmospheric deposition and acid neutralising capacity of the soils. Drainage plays some role, while geology and climate appeared to be of limited importance. The second topic dealt with was the site conditions in the park, which appeared to be less well established than earlier assumed, particularly at the detailed scale required for forest management. A forest site classification is proposed, based on criteria defined during the project and to be tested by observations on forest vitality at detailed scale. Future changes in site conditions are predicted based on scenario analysis and assuming a strong decline in atmospheric deposition. Results show that positive changes will be small, if occurring at all. A next topic was the natural development of the degraded forest ecosystems, which was studied by comparing forest sites with clear cuts of different age, as well as with young spruce plantations. Vegetation changes comprise changes in the composition of the herbal layers but also the establishment of pioneer deciduous trees. Soil changes during succession can be summarised as a slight improvement of soil conditions in clear−cuts, probably largely as a result of lesser atmospheric acid deposition and improved litter decomposition, and a further decline under young spruce stands. Pioneer species were found to provide an important possibility for the restoration of the forest ecosystems by reversing the current borealisation, while a future reduction of atmospheric deposition will have a limited positive impact only. The results from research on the various topics are summarised in a series of conclusions regarding the causes for soil degradation, current soil and site conditions and future developments. Additionally, they are translated into recommendations for future management. In the latter, emphasis is given to the potential role of broad−leaved pioneer species and the possibilities offered by the successional trends in vegetation development. It is furthermore stressed that management should be differentiated based on local differences in site conditions, resulting from differences in climate and drainage.
154
Further achievements of the Face−CME programme are described in Chapter 7, paying particular attention to the introduction of ecological principles in the current KRNAP forest management. Essential for the programme is the implementation of the results into the management strategy and management of the Krkonoše National Park. This is the subject of Chapter 8, which successively pays attention to the primary aims of the National Park, the related management goals to be achieved, the steps towards operationalisation of these goals and the required organisation. It is concluded that a new strategy is required, defined as ‘controlled natural rehabilitation’ based on natural processes and to be achieved through creation of a new organisation and management. Plans and instruments required are extensively dealt with. The report concludes with a list of publications and reports produced by the UvA and its Czech colleagues, participating in the research programmes, and with a reference list.
ACKNOWLEDGEMENTS Thanks are due to the following persons and institutions that were involved in the research: Otakar Schwarz (KRNAP), Mrs. Dr. Lenka Soukupová (Botanical Institute, Academy of Science, Průhonice), Dr. Vilém Podrázský (Forestry Faculty, Czech Agricultural University, Prague), Josef Tomáš (the laboratory at VÚLHM VS Opočno), ÚHÚL–Lesprojekt (Hradec Králové), Czech Hydrometeorological Institute (Hradec Králové), Mrs. Dr. Annemieke Kooijman, Dr. Albert Tietema and Dr. Wim Wessel (University of Amsterdam). The following students deserve credits for their assistance in the research: Ms. Marinette Mul, Ms. Kim Bierhoff, Ms. Linda Wortel, Ms. Pirka Balvers, Michiel Oudendijk, Sander Koning, Tom van Roon, Martin Vlaming, Hans Renssen and Joost Bijlmer. We wish to express our appreciation to Mrs. Hana Petříková (Krkonoše Biosphere Reserve) for her kind support throughout the research period. Thanks are also due to Jiří Novák and Hana Paseková, and the former director of the Krkonoše National Park Mr. O. Lábek, who commissioned the University of Amsterdam to conduct the presented research. Dr. Jiří Flousek and Zdeněk Fajfr are acknowledged for their advice and support, and Zdeněk particularly for his assistance in elaborating and printing various maps and databases. Ms. Irma Lubrecht and Ms. Anita Kobus have conducted a significant part of the botanical fieldwork for which we wish to express our sincere appreciation. We gratefully acknowledge Jan Hřebačka for providing information on forestry practice in the national park and on historical information on particular sites studied. Jan has been of critical importance to the success of the research through logistic support and fruitful discussions about forestry topics. This research was funded by the Face Foundation (The Netherlands), the Czech Ministry of Environment (GA/78/93), the Netherlands Ministry of Agriculture and the University of Amsterdam
REFERENCES BALVERS P. 1996: Investigation of Forests in the Krkonoše National Park, Czech Republic; Analyses of the Information on Spatial Patterns of Forest Site Factors, Relevant to Forest Management and Restoration. MSc. Thesis, Dept. of Physical Geography and Soil Science, University of Amsterdam. BENNECKE P. 1990: Schäden an Waldstandorten. Allgemeine Forstzeitung 24: 597–602. BIERHOFF K. 1995: Died−off Forests in the Krkonoše Mountains, Czech Republic: The Role of the Pioneer Species Rowan and Birch in Restoration of the Soil Organic Profile. MSc. Thesis, Dept. of Physical Geography and Soil Science, University of Amsterdam.
155
BIJLMER J. 1996: Forest Development in the Krkonoše Mountains after Deforestation induced by Acid Deposition: the Role of Rooting Strategies of Calamagrostis villosa and Deschampsia flexuosa. MSc. Thesis, Dept. of Physical Geography and Soil Science, University of Amsterdam. ČERNÝ M., HOLÁ Š., MORAVČÍK P. and EMMER I. M. 1998: Forest damage and related environmental factors in the Krkonoše Mts. A correlative GIS−based synthesising study aimed in support of forestry and nature management. IFER, Jílové u Prahy, University of Amsterdam, Amsterdam. 30 pp. + appendices and maps. Czech Ministry of Agriculture 1996: Report on Forestry of the Czech Republic, Praha, 162 pp. EDROMA E. L. and OKONYA J. 1998: Uganda’s Joint Implementation activities in perspective. In: Riemer P. W. F., Smith A. Y. and Thambimuthu K. V. (eds.), Greenhouse Gas Mitigation. Technologies for Activities Implemented Jointly. Pergamon, Amsterdam, pp. 213–217. EMMER I. M. 1995: An approach to knowledge based forest ecosystem restoration in the Krkonoše Mts.. Proceedings Workshop ‘Forest Ecosystem Restoration’, November 5–9 1995, Opočno, Czech Republic. EMMER I. M. 1996a: Soils and Humus Forms of the Krkonoše Mts. – a Review. (Lesní půdy a humusové formy Krkonoš – přehled.) Report Dept. of Physical Geography and Soil Science, University of Amsterdam, 26 pp. + map. EMMER I. M. 1996b: Forest damage and related environmental factors in the Krkonoše Mts. GIS−supported correlative research in combination with deterministic modelling. In: Vacek S. (Ed.), Monitoring, Research and Management of Ecosystems in the Krkonoše National Park Region. Proceedings Conference Opočno, 15–17 April 1996. VÚLHM VS Opočno, pp. 21–27. (With a Czech summary) EMMER I. M. 1997a: Field Monitoring of Litter Decomposition, Soil Nitrogen Dynamics and Soil Temperatures, 1995–1996. Dept. Physical Geography and Soil Science, University of Amsterdam, 19 pp. + figures. (With a Czech summary) EMMER I. M. 1997b: End user oriented research planning: Krkonoše National Park, Czech Republic. (The research−management interface in the Krkonoše National Park). Proceedings EFERN plenary meeting, October 19–22 1996, Vienna. EMMER I. M. and FANTA J. 1995: An approach to knowledge−based forest ecosystem restoration in the Krkonoše Mts. Workshop “Forest Ecosystem Restoration”, November 5–9, 1995, Opočno, Czech Republic. EMMER I. M., FANTA J., KOBUS A. J. Th., KOOIJMAN A. M. and SEVINK J. 1998a: Reversing borealization as a means to restore biodiversity in Central−European mountain forests – an example from the Krkonoše Mountains, Czech Republic. (Zvrátit proces borealizace jako prostředek obnovení biodiverzity v horských lesích Střední Evropy – příklad z pohoří Krkonoše, Česká republika.) Dept. of Physical Geography and Soil Science, University of Amsterdam, 22 pp. (With a Czech summary) EMMER I. M. and PODRÁZSKÝ V. 1995: Restoration of Forest Ecosystems in the National Park Krkono− še, Czech Republic: Phase 2. Sub−project on organic matter dynamics and N−transformations. Research proposal. EMMER I. M., SEVINK J., FANTA J., BIERHOFF K. and KOOIJMAN A. M. 1997: Restoration of Acidified Humus Form Profiles in the Krkonoše Mts. – Potentials of Sorbus and Betula / (Meliorace zkyselených humusových profilů v Krkonoších – možnosti využití jeřábu a břízy). Dept. of Physical Geography and Soil Science, University of Amsterdam, 42 pp. (With a Czech summary) EMMER I. M., SEVINK J. and BALVERS P. 1997: Spatial Patterns of Forest Site Factors in the Krkonoše National Park, Czech Republic. (Prostorová proměnlivost lesních stanovišť v Krkonošském národním parku, Česká republika.) Report Dept. of Physical Geography and Soil Science, University of Amsterdam, 51 pp. + appendices. (With a Czech summary)
156
EMMER I. M., SCHWARZ O., FAJFR Z. and PETŘÍKOVÁ H. 1996: Forest Damage and Related Environmental Factors in the Krkonoše Mts. A Correlative GIS−supported Synthesising Study Using Remote Sensing Data, Thematical Maps and Data of Selected Sites. Research proposal. EMMER I. M., WESSEL W. W., KOOIJMAN A. M., SEVINK J. and FANTA J. 1999: A study of past and future soil changes in the Krkonoše Mts. (Czech Republic) based on historical data and scenario analysis. [Výzkum změn půd v Krkonoších (Česká republika) s využitím historických údajů a scénářové analýzy.] Dept. of Physical Geography and Soil Science, University of Amsterdam, 23 pp. (With a Czech summary) EMMER I. M., FANTA J., KOBUS A. J. Th., KOOIJMAN A. M. and SEVINK J. 1998b: Reversing borealization as a means to restore biodiversity in Central−European mountain forests – an example from the Krkonoše Mountains, Czech Republic. Biodiversity and Conservation 7: 229–247. EMMER I. M. 1998: Methodology of humus form research. Lesnictví–Forestry, 44: 16–22. (Workshop ‘Organic Matter in Forest Ecosystems’, Faculty of Forestry, Brno, April 1994.) EMMER I. M. 1997: Litter decomposition and soil nitrogen dynamics (1995–1996) in the Krkonoše National Park. [Rozklad opadu a dynamika půdního dusíku v Krkonošském národním parku (1995–1996).] Journal of Forest Science 45: 316–327. (Workshop on Investigation of the Forest Ecosystems and Forest Damage, 4th year – 1998. Methods of Data Processing in the Forest Studies, Forestry and Neighbouring Spheres. Forest Faculty, Czech Agricultural University, Praha Suchdol, March 4, 1998.) EMMER I. M., WESSEL W. W., KOOIJMAN A. M., SEVINK J. and FANTA J. 2000: Restoration of degraded Central−European mountain forest soils under changing environmental circumstances. In: Klimo E., Hager H. and Kulhavý J. (eds.), Spruce Monocultures in Central Europe – Problems and Prospects. EFI Proceedings No. 33, pp. 81–92. FAJFR Z., PETŘÍKOVÁ H., DRDA V. and EMMER I. M. 1996: Report of the First GIS Workshop Held at the Krkonoše National Park, Vrchlabí, October 13, 1995. FANTA J. and KOBUS A. J. Th. 1995: Restoration of forest ecosystems in Krkonoše Mountains: Preliminary results of an inventory study. In: Tesař V. (ed.), Management of Forest Damaged by Air Pollution, Proceedings IUFRO P2.05–07 Workshop, Trutnov, pp. 97–102. FANTA J. and EMMER I. M. 1996: Acid deposition and forest management in the Black Triangle: from decline to restoration. In: Mohren G. M. J. and Černý M. (eds.), Proceedings NATO−ARW ‘Atmospheric Deposition and Forest Management’, Špindlerův Mlýn, April 23–26, 1996. (In review.) FANTA J. 1995: Degradation and restoration of forest ecosystems in Central Europe. NATO− UNESCO Workshop on Restoration of Ecosystems, Tallin, Estonia, October 6–9, 1995. FANTA J. 1995: GIS, spatial structure and ecosystem dynamics during ecosystem disturbance. GIS workshop at KRNAP, October 13, 1995. FANTA J. (Ed.) 1994: Forest ecosystem development on degraded and reclaimed sites. Ecological Engineering 3: 1–57. FANTA J. 1997: Rehabilitating degraded forests in Central Europe into self−sustaining forest ecosystems. Ecological Engineering 8: 289–297. FANTA J. and KOBUS A. 1995: Restoration of forest ecosystems in Krkonoše Mountains: preliminary results of an inventory study. In: Tesař V. (ed.) Management of forests damaged by air pollution. Workshop IUFRO P2.05–07, Trutnov, pp. 97–102. FLOUSEK J. 1994: Krkonoše/Karkonosze Bilateral Biosphere Reserve. In: Jeník J. and Price M. F. (Eds.), Biosphere Reserves on the Crossroads of Central Europe. Empora, Prague, 168 pp. Forest Management Institute 1995: Report on Forestry of the Czech Republic. Prague: Ministry of Agriculture, 174 pp. FÜHRER E. 1990: Forest decline in Central Europe: additional aspects of its cause. Forest Ecology and management 37: 249–257.
157
HOŠEK J. and KAUFMAN R. 1995a: Celková atmosférická depozice ekologicky významných látek na území Krkonošského národního parku a Chráněné krajinné oblasti Jizerské hory (Vegetační období 1994). [Total Atmospheric Deposition of Ecologically Important Substances in the Territory of the National Park Krkonoše Mts. and the Protected Landscape of the Jizera Mts. (Vegetation Period 1994)]. (In Czech) HOŠEK J. and KAUFMAN R. 1995b: Celková atmosférická depozice ekologicky významných látek na území Krkonošského národního parku a Chráněné krajinné oblasti Jizerské hory (Vegetační období 1995). [Total Atmospheric Deposition of Ecologically Important Substances in the Territory of the National Park Krkonoše Mts. and the Protected Landscape of the Jizera Mts. (Vegetation Period 1995)]. (In Czech) HRUŠKA J. & CIENCIALA E. (eds.) 2003: Long−term acidification and Nutriet degradation of forest soils − limiting factors of forestry today. Czech Ministry of Environment, Prague, 165 pp. JIRGLE J. 1984: Příčiny usychání některých porostů náhradních dřevin v Krušných horách (Causes of withering some substitute forest stands in the Krušné hory Mts.) Zprávy les. výzkumu 24: 15–21. JURÁSEK A. and MARTINCOVÁ J. 1996: Problematika aklimatizace a specifického růstu sadebního materiálu horského smrku. (Acclimatisation and specific growth of panting stock of mountain spruce.) In: Vacek S. (Ed.), Monitoring, Research and Management of Ecosystems in the Krkonoše National Park Region. Proceedings Conference Opočno, 15–17 April 1996. VÚLHM VS Opočno, pp. 133–141. (In Czech, with English summary) KILIAN W. and FANTA J. (eds.) 1998: Degradation of forest sites and possibilities for their recovery. Ecological Engineering 10 (1): 1–3. KONING A. B. 1997: Acid Neutralisation Capacity and Plant Nutrient Availability in Relation with Catenary Position and Vegetation Cover in the Krkonoše Mountains. MSc. Thesis, Dept. of Physical Geography and Soil Science, University of Amsterdam. KOOIJMAN A. M., FANTA J., EMMER I. M., KOBUS A. J. Th. and SEVINK J. 1999: Natural Development of Heavily Degraded Forest Ecosystems and Clear−Cuts in the Krkonoše Mts., Czech Republic. (Přirozený vývoj degradovaných lesních ekosystémů a holin v Krkonoších, Česká republika.) Report Dept. of Physical Geography and Soil Science, University of Amsterdam, 25 pp. (With a Czech summary) KUBELKA L. 1992: Obnova lesů v imisemi poškozované oblasti Krušné hory. Dílčí závěrečná zpráva. [Restoration of forests in the damaged area of Krušné hory. Partial research report.] VP−KH, 125 pp. KUBÍKOVÁ J. 1991: Forest dieback in Czechoslovakia. Vegetatio 93: 101–108. Landesforstverwaltung Baden− Württemberg, 1999: Richtlinie Landesweiter Waldentwicklungstypen. Ministerium Ländlicher Raum Baden−Württemberg, Stuttgart. LOKVENC Th. 1978: Toulky krkonošskou minulostí. (Wanderings through the History of the Krkonoše Mountains.) Hradec Králové, Kruh, 267 pp. LOKVENC Th. 1990: Fruktifikace kosodřeviny v imisních podmínkách. (Fructification of dwarf pine under emission load.) In: VIII. Celostátní konference o semenářství a šlechtění lesů v imisních oblastech. Špindlerův Mlýn 1990, VČSL Hradec Králové, pp. 139–144. LOKVENC Th. and ŠTURSA J. 1985: Vliv podmínek prostředí na fruktifikaci kosodřeviny (Pinus mugo TURRA). [Influence of environmental conditions on fructification of Pinus mugo.] Opera Corcontica 22: 121–138. Praha. LOKVENC Th. et al. 1992: Zalesňování Krkonoš. (Reforestation in the Krkonoše Mts.) Správa KRNAP, Vrchlabí and VÚLHM−stanice Opočno, 112 pp. MUL M. J. A. 1996: Geostatistical Analysis on the Shift in Vegetation Pattern after Forest Clear−cut in the Krkonoše Mts., Czech Republic. MSc. Thesis, Dept. of Physical Geography and Soil Science, University of Amsterdam.
158
PAŠEK M. 1994: Introskeletová eroze na Lesních závodech Harrachov, Vrchlabí a Horní Maršov (Introskeletal Erosion in Forest Enterprises Harrachov, Vrchlabí and Horní Maršov.) MSc. Thesis, Faculty of Forestry, Agricultural University Brno. (In Czech) PERPEET M. 2000: Zur Anwendung von Waldentwicklungstypen (WET). Forstarchiv 71: 143–152. PODRÁZSKÝ V. 1989: Vliv vápnění na chemické vlastnosti půd Jizerských hor, Orlických hor a Krkonoš. (The influence of liming on the chemical properties of forest soils of the Jizerské Mts., the Orlické Mts. and the Krkonoše Mts.) Práce VÚLHM 74: 169–205. (In Czech, with English summary) PODRÁZSKÝ V. 1994: Provozní vápnění v Krkonoších. (Large−scale practice liming in Krkonoše Mountains.) Opera Corcontica 31: 59–70. Vrchlabí. (In Czech, with English summary) PODRÁZSKÝ V. 1996: Vliv odlesnění na půdní chemizmus a pedobiologické charakteristiky na lokali− tách ohrožených introskeletovou erozí. (Effect of deforestation on soil chemistry and pedobiological characteristics on sites endangered by the introskeletal erosion). In: Vacek S. (Ed.), Monitoring, výzkum a management ekosystémů na území Krkonošského národního parku. (Monitoring, Research and Management of Ecosystems in the Krkonoše National Park Region.) Proceedings Conference Opočno, 15–17 April 1996. VÚLHM VS Opočno, pp. 101–107. (In Czech, with English summary) RENSSEN H. 1992: Soil Chemical Differences in the Svatý Petr Valley, Krkonoše Mts., Czechoslovakia. Influence of Mountainous Landscapes on the Behaviour of Atmospheric Pollutants. MSc. Thesis, Dept. of Physical Geography and Soil Science, University of Amsterdam. SEVINK J., EMMER I. M. and KOBUS A. J. Th. 1999: Properties of the Soils in the Krkonoše National Park (Czech Republic) in Relation to Succession after Clear−Cut, Liming and Major Site Factors (Geology, Drainage, Climate): a Comparative Transect Study. [Vlastnosti půd v Krkonošském národním parku (Česká republika) ve vztahu k sukcesi po holoseči, vápnění a hlavním stanovištním faktorům (geologickému substrátu, propustnosti půd, klimatu): srovnávací transektová studie.] Report Dept. of Physical Geography and Soil Science, University of Amsterdam. (With a Czech summary) SEVINK J. 1997: Humus forms and ecosystem studies. Lesnictví–Forestry 44: 3–15. (Workshop ‘Organic Matter in Forest Ecosystems’, Faculty of Forestry, Brno, April 1994). SUCHARA I. & SUCHAROVA J. 2000: Distribution of long−term accumulated atmospheric deposition loads of metal and sulphur compounds in the Czech Republic determined through forest floor humus analyses. Acta Pruhoniciana 69, 177 pp. SÝKORA B. (Ed.) 1983: Krkonošský národní park. Prague, 280 pp. (In Czech) ŠACH F. 1990: Nebezpečí vzniku vnitropůdní eroze na kamenitých svazích. (Danger of introskeletal erosion on stony slopes.) Lesnická práce 69: 304–309. (In Czech, with English summary.) ŠACH F. and PAŠEK M. 1996: Rozsah a dynamika introskeletové eroze v Krkonoších. (Extent and dynamics of introskeletal erosion in the Krkonoše Mts.) In: Vacek S. (Ed.), Monitoring, výzkum a management ekosystémů na území Krkonošského národního parku. (Monitoring, Research and Management of Ecosystems in the Krkonoše National Park Region.) Proceedings Conference Opočno, 15–17 April 1996. VÚLHM VS Opočno, pp. 79–88. (In Czech, with English summary) ŠÍMA M. 1994a: Assessing forest cover change−over−time in the Krkonoše National Park using satellite data. In: Flousek J. and Roberts G. C. S. (eds.), Mountain National Parks and Biosphere Reserves: Monitoring and Management. Proc. Int. Conf. IUCN/MAB, Sept. 1993, Špindlerův Mlýn, Czech Republic, p. 101–106. ŠÍMA M. 1994b: (Development of the Decrease of Forests on the Territory of the National Park of the Krkonoše Mts. 1979–1992.) KRNAP Internal Report. (In Czech) ŠÍMA M. 1994c. (Retrospective Monitoring of the Degradation of Forest Cover of the Krkonoše Mts. 1984–1992.) KRNAP Internal Report. (In Czech)
159
TESAŘ V. and TESAŘOVÁ J. 1996a: Přirozené nárosty smrku ve smrkovém lesním vegetačním stupni Krkonoš. (Natural regeneration of spruce in the spruce vegetation zone in the Krkonoše Mts.) In: Vacek S. (Ed.), Monitoring, výzkum a management ekosystémů na území Krkonošského národního parku. (Monitoring, Research and Management of Ecosystems in the Krkonoše National Park Region.) Proceedings Conference Opočno, 15–17 April 1996. VÚLHM VS Opočno, pp. 147–151. (In Czech, with English summary) TESAŘ V. and TESAŘOVÁ J. 1996b: Odrůstání smrku s jeřábem v mladých uměle založených porostech v Krkonoších. (Growth of Norway spruce with rowan tree in young artificially established stands in the Krkonoše Mts.). In: Vacek S. (Ed.), Monitoring, výzkum a management ekosystémů na území Krkonošského národního parku. (Monitoring, Research and Management of Ecosystems in the Krkonoše National Park Region.) Proceedings Conference Opočno, 15–17 April 1996. VÚLHM VS Opočno, pp. 201–209. (In Czech, with English summary) VACEK S. 1995: Decline dynamics in mixed spruce−beech stands of the Krkonoše Mts. In: Matějka K. (Ed.), Investigation of the forest ecosystems and forest damage. Praha, pp. 119–129. VACEK S. (Ed.) 1996: Monitoring, výzkum a management ekosystémů na území Krkonošského národního parku. (Monitoring, Research and Management of Ecosystems in the Krkonoše National Park Region.) Proceedings Conference Opočno, 15–17 April 1996. VÚLHM VS Opočno, pp. 350. (In Czech, with English summaries) VACEK S. and JURÁSEK A. 1985: Olistění jako kritérium hodnocení zdravotního stavu bukových porostů pod vlivem imisí. (Leaf distribution as a criterion of health of beech stands influenced by industrial emission.) Lesnictví 31: 579–600. (In Czech, with English summary) VACEK S. and JURÁSEK A. 1986: Fruktifikace bukových porostů pod vlivem imisí. (Fructification of beech stand under emission load.) Opera Corcontica 23: 111–141. Praha. (In Czech, with English summary) VACEK S. and LEPŠ J. 1987: Changes in the horizontal structure in a spruce forest over a 9−year period of pollutant exposure in the Krkonoše Mts., Czechoslovakia. Forest Ecology and Management 22: 291–295. VAN ROON T. 1993: Spontaneous Regeneration of Trees in The Krkonoše Mountains, Czech Republic. MSc. Thesis, Agricultural University of Wageningen. VERWEIJ J. A. 1997: The approach of the Face Foundation. In: Chatterjee K. (Ed.), Activities Implemented Jointly to Mitigate Climate Change. Developing Countries Perspectives. Development Alternative, New Delhi, pp. 325–331. VERWEIJ J. A. 1998a: The Face Foundation. In: Kohlmaier G. H., Weber M. and Houghton R. A. (eds.), Carbon Dioxide Mitigation in Forestry and Wood Industry. Springer, Berlin, pp. 249–256. VERWEIJ J. A. 1998: Re/afforestation and the market for Joint Implementation. In: Riemer P. W. F., Smith A. Y. and Thambimuthu K. V. (eds.), Greenhouse Gas Mitigation. TechnologR. A. ies for Activities Implemented Jointly. Pergamon, Amsterdam, pp. 159–169. VERWEIJ J. A. and EMMER I. M. 1998: Implementing carbon sequestration projects in two contrasting areas: the Czech Republic and Uganda. Commonwealth Forestry Review 77(3): 203–208. VLAMING M. 1998: Patterns in Forest Dieback in the Krkonoše National Park. Achievements in a GIS, Comparing a Satellite Image (Indicating Clear−cut Areas) with a Digitised Map. MSc. Thesis, Dept. of Physical Geography and Soil Science, University of Amsterdam. WORTEL L. H. 1996: Biological Diversity in Beech and Spruce Forests of the National Park Krkonoše, Czech Republic. MSc. Thesis, Dept. of Physical Geography and Soil Science, University of Amsterdam.
160
1 ZAMĚŘENÍ A CÍL PROJEKTU V rámci projektu obnovy lesů postižených kyselou depozicí v Krkonošském národním parku, realizovaným Správou KRNAP a nadací Face, byl navržen výzkumný program, který měl poskytnout vědecké podklady pro správu parku. Tento program proběhl v letech 1992–1998 za finanční podpory nadace Face, českého Ministerstva životního prostředí, holandského Ministerstva zemědělství a Univerzity v Amsterdamu. Program byl v základu postaven na čtyřech klíčových otázkách: 1.
Jaké jsou ekologické podmínky v okamžiku zahájení projektu obnovy lesních porostů?
2.
Jaké znalosti a informace Krkonošský národní park požaduje, aby mohl zajistit úplnou realizaci plánů zalesnění?
3.
Jaké znalosti a informace může na podporu Krkonošského národního parku poskytnout Univerzita v Amsterdamu?
4.
Jak by měly být nabyté znalosti začleněny do procesu obnovy lesa a ochrany přírody Krkonošského národního parku?
Tato zpráva popisuje historická a topografická východiska problémů životního prostředí v oblasti, která je předmětem zmíněného projektu (kapitoly 2 a 3), a pokusy vypořádat se s těmito problémy na operativní úrovni (kapitola 4) a v oblasti výzkumu (kapitola 5). Jako další krok byly shrnuty výsledky programu (kapitola 6), popsány dosažené výsledky programu (kapitola 7) a předloženy návrhy na způsob zavedení výsledků do procesu řízené obnovy lesů ze strany Správy Krkonošského národního parku (kapitola 8). V kapitole 9 je uveden rozsáhlý seznam literatury, která se vztahuje k tématu.
2 HISTORICKÉ OKOLNOSTI 2.1 „Černý trojúhelník“ Jádro střední Evropy tvoří soustava pohoří o nadmořské výšce 400–1600 m n. m. Kyselé krysta− lické a přeměněné matečné horniny daly vzniknout kyselým a na živiny chudým půdám. Lesy v této oblasti byly a stále jsou velmi vážně postiženy průmyslovým znečištěním, které má původ v průmyslových oblastech nacházejících se v přilehlých nížinách podél česko−německo−polských hranic, pro které se nedávno vžil název „Černý trojúhelník“. V osmdesátých letech vypouštěly elektrárny v dané oblasti do ovzduší kolem 3.5 miliónů tun SO2 ročně. Na české straně tohoto území dosáhla kyselá depozice ročních hodnot 120 tun SO2 a 42 tun NOX na 1 km2 (KUBÍKOVÁ 1991). Znečištění ovzduší, degradace půdy a další průvodní jevy (zejména napadení lesů hmyzími škůdci) zničily kolem 80 000 ha horských lesů sudetských pohoří a zanechaly za sebou rozsáhlé oblasti chemicky znehodnocené půdy pokryté travní vegetací. Postiženy a narušeny nebyly jen lesy, ale celé krajinné celky.
2.2 První změny v původních horských lesích Střední Evropy Má se za to, že před tím, než se zde ve středověku usadil člověk, byly horské lesy střední Evropy tvořeny především bukovými a smíšenými buko−jedlo−smrkovými lesy (FIRBAS 1952, SPERANZA et al. 2000). Rekonstrukce přirozené vegetace založená na pylových analýzách prokázala, že bukové a smíšené buko−jedlo−smrkové lesy pokrývaly nejrozsáhlejší oblast sledovaného území, zatímco klimaxové porosty horského smrku byly omezeny na úzký pruh těsně pod horní hranicí lesa v nadmořské výšce mezi 1250 a 1350 m n. m.
161
Ve 13. století byla v původních lesích střední Evropy zahájena těžba dřeva. Původně bylo toto dřevo používáno pouze pro místní účely (stavby, topení v domácnostech, doly, sklářské pece), ale od 15. století začala nabývat na významu rozsáhlá těžba pro obchodní účely. Jako příklad může posloužit těžba dřeva pro stříbrné doly ve středních Čechách (Kutná Hora). Klády byly nejčastěji dopravovány do průmyslových oblastí plavením po velkých řekách, včetně řeky Labe, která sloužila jako dopravní cesta mezi Krkonošemi a Orlickými horami na straně jedné a jejich českým zázemím ve vnitrozemí na straně druhé. V mnoha případech byly rozsáhlé vytěžené plochy přeměněny na pastviny a louky nebo ponechány přírodní regeneraci (LOKVENC 1978). Počátek lesního hospodaření ve střední Evropě se datuje od konce 17. a prvních desetiletí 18. století. V tomto období byla jasně rozpoznána potřeba nahradit chaotickou a devastující těžbu lesů systematickým lesním plánováním a organizovaným hospodářstvím. Snahy o co možná nejvyšší využití zalesněných ploch vedly ke vzniku komerčního lesního hospodaření, které se zaměřilo na vysoce produktivní monokultury a rychle rostoucí dřeviny. Důsledkem bylo zalesnění vytěžených míst smrkem ztepilým (Picea abies), jehož dřevo se využívalo k mnoha účelům. Výsledkem byl výrazný úbytek listnatých a smíšených lesů ve všech výškových vegetačních stupních po celé střední Evropě. Konkrétně na území nynější České republiky se podíl smrku ztepilého zvýšil z 10 na 55 % všech lesních porostů, zatímco lesů tvořených bukem lesním (Fagus sylvatica) ubylo ze 40 na 5 %. Zastoupení jedle bělokoré (Abies alba) se snížilo z 20 na 1 % a dubu (Quercus sp.) z 20 na 5 % (Ústav pro hospodářskou úpravu lesa, 1995). První čísla v pořadí, která odrážejí původní situaci, jsou založena na historických dokladech a rekonstrukcích vegetace, druhá čísla byla čerpána z údajů nedávných inventur lesních fondů. Lesní hospodářství ve střední Evropě se dále vyvíjelo jako obchodní aktivita zaměřená na vysokou produkci dřeva. Krkonoše jsou nejvyšším pohořím ve střední Evropě na sever od Alp (s nejvyšším bodem ve výšce 1602 m n. m.). Jsou součástí sudetského horského pásma podél česko−německo−polských hranic. Středověká destrukce původních lesů zasáhla především centrální a východní části oblasti, zatímco v západní části začala intenzivní těžba dřeva až na počátku 18. století. V této oblasti se také dosud zachovaly zbytky původních bukových a smíšených buko−smrkových lesů. Horské (montánní) pásmo Krkonošského národního parku (KRNAP) zahrnuje dnes pouze 0,6 % bukových porostů (tj. porostů s více než 50 % podílem buku), zatímco supra−montánní pásmo jich obsahuje pouze asi 0,1 %.
2.3 Nedávné změny v lesních ekosystémech Od 50. let, kdy byly v bývalém Československu, Východním Německu a Polsku zahájeny rozsáhlé industrializační programy, se emise znečisťujících látek zvyšovaly prakticky bez omezení a kulminovaly v 80. letech. Během tohoto období uhynulo na území podél česko−německo−polských hranic zvaném „Černý trojúhelník“ kolem 80 000 ha lesa. V severní části České republiky se u celých 60 % lesních porostů projevilo snížení vitality. O tom, do jaké míry vitalita místních porostů poklesla, svědčí především rozsah nahodilých těžeb dosahující 61 % v období let 1960–1988 s maximem na úrovni 84 % v roce 1985. V Krkonoších odumřelo ve vyšších nadmořských výškách na 8000 ha horských lesů jako přímý důsledek kyselé depozice a průvodních jevů, např. větrných a sněhových polomů a přemnožení hmyzích škůdců. V postižených porostech a na holosečích zaujaly dominantní postavení traviny jako třtina chloupkatá (Calamagrostis villosa) a metlička křivolaká (Deschampsia flexuosa), které snížily druhovou pestrost vegetačního krytu a vytlačily původní a mnohdy vzácné druhy rostlin. Během posledních tří desetiletí měli lesníci plné ruce práce při záchranných akcích na zastavení degradace lesů, které zahrnovaly především kácení a opětovné vysazování mladých lesních porostů. Lesprojekt, ústav pro hospodářskou úpravu lesů, dodával plány na řízení hospodaření, které byly založené na poněkud rigidních scénářích kácení a opětovného vysazování porostů smrku ztepilého. Takový přístup není ale v souladu s cíli národního parku, zaměřenými na obnovu (polo)přirozených lesních ekosystémů. V posledních letech byl na základě poznané potřeby zpracován program ozdravného
162
obhospodařování lesa, který více respektuje ekologickou stránku věci a který si klade za cíl nahradit nevhodné tradiční techniky vycházející z pěstování monokulturních smrkových porostů po celém území středních a vyšších oblastí hor. Místní manažeři mají nyní volný prostor k vlastnímu rozhodování, které bude více vycházet z potřeb místních ekosystémů a lokálních podmínek jednotlivých stanovišť.
3 OBNOVA HORSKÝCH LESNÍCH EKOSYSTÉMŮ 3.1 Rané pokusy o obnovu lesních porostů Po 300 letech pěstování komerčně výhodných monokultur jehličnanů a po více než 50 letech zatížené silnou kyselou depozicí musí být současná situace lesů ve střední Evropě chápána jako stav dlouhodobého a dokonce chronického vyčerpání ekosystémů způsobeného vnitřními i vnějšími faktory (BENNECKE 1990, FÜHRER 1990). Výsledkem je celková fyzická a ekologická nestabilita lesů, která vede k rozsáhlým nahodilým těžbám. Za těchto podmínek je řádné lesní hospodaření prakticky nemyslitelné; lesy neplní správně žádnou ze svých funkcí a jejich schopnost přežít je na hraně. Potřeba zvláštního přístupu k lesnímu hospodaření v postižených oblastech byla zcela zjevná již v 50. letech kdy začalo rozsáhlé odumírání lesů v českých Krušných horách. Místo toho se však lesníci pokusili napravit situaci použitím různých technických prostředků. Šlo zejména o hojné využití vápnění, odvodňování, orby a/nebo odstraňování nadložního humusu za použití buldozerů (téměř 4000 ha holin v Krušných horách v ČR; KUBELKA 1992). Degradované porosty a mrtvé stromy byly vytěženy. Výsledkem tohoto úhynu byla fragmentace lesa a vznik rozsáhlých zatravněných ploch. Tyto mýtiny byly znovu osázeny – s různou úspěšností – většinou opět smrkem ztepilým nebo exotickými jehličnany odolnějšími proti znečištění. Podíl původních listnatých dřevin byl zanedbatelný. Žádný z použitých prostředků však nemohl situaci napravit (cf. JIRGLE 1984, ŠACH 1990). Právě naopak, tato „technická meliorace“ vedla většinou k naprosté devastaci posledních zbytků původních ekosystémů. Výše popsaný přístup je typickým příkladem neschopnosti pochopit fakt, že lesní ekosystémy jsou funkčními systémy ekologických vztahů mezi lesními organismy a jejich fyzickým prostředím. Neschopnosti pochopit fakt, že odumírání lesů není technickou záležitostí ale ekologickým problémem, který musí být řešen především ekologickými metodami hospodaření a tomu odpovídajícími prostředky (FANTA 1997).
3.2 Nový impuls pro obnovu lesních porostů Nutnost mezinárodní akce na snížení průmyslového znečištění v popisované oblasti byla patrná již v 60. letech. Tehdejší politická situace ve střední Evropě však jakýkoliv koordinovaný přístup vylučovala. V 80. letech začala Evropská Unie rozvíjet ekologické programy s cílem dostat alarmující situaci pod kontrolu. Avšak teprve po politickém převratu v roce 1989 bylo vytvořeno vhodné prostředí, aby se problém mohl začít řešit, a to nejprve na základě tlaku ekologické politiky EU. Tento tlak byl rychle následován opatřeními v oblasti prostředí, ochrany přírody a lesního hospodářství na národní úrovni. Na konci 90. let, se znečištění ovzduší způsobované německými a českými elektrárnami značně snížilo díky úplnému zavedení filtrů na SO2 a odstoupení od používání nekvalitních paliv. Polské elektrárny v tomto ozdravném procesu poněkud zaostávají. Emise SO2 ve sledované oblasti v každém případě klesly pod úroveň 25 % nejvyšších hodnot dosahovaných v 80. letech. To je velmi slibný začátek, který spolu s následnými změnami ve strategii obhospodařování postižených lesů umožnil zahájit efektivní plánování obnovy lesních porostů. Obnova degradovaných a destabilizovaných lesů v Černém trojúhelníku nemůže být posuzována izolovaně. Tvoří součást evropské politiky ochrany přírody a životního prostředí, která si klade za cíl zachránit a uchovat příslušné ekosystémy a krajiny. Je třeba zdůraznit, že této obnovy může být jen stěží dosaženo setrváním u tradiční koncepce lesního hospodaření zaměřeného především na produkci dřeva.
163
Tato koncepce musí být nahrazena strategií ekologicky motivované obnovy lesa založené na místních podmínkách životního prostředí a různých funkcích lesů v krajinách střední Evropy. Lesy představují nenahraditelnou součást „zeleného prostoru“ a jsou klíčovým prvkem ekologické infrastruktury s životně důležitou funkcí pro kvalitu přírody a životního prostředí. Nikoliv trvalá produkce dřeva, ale životaschopné lesní ekosystémy jsou prvním předpokladem k zajištění takového stavu, kdy lesy opět začnou naplňovat rozličné funkce přínosné lidem, životnímu prostředí, krajině i divoké přírodě. To znamená, že koncepce lesního hospodářství zaměřená na obnovu lesních porostů musí být zacílená do budoucnosti a musí být chápána jako součást všeobecné strategie vedoucí k ochraně přírody a životního prostředí (FANTA 1977, EMMER et al. 1998 b).
3.3 Restaurační ekologie a výzkum obnovy lesa Ekologicky motivované lesní hospodaření zaměřené na obnovu lesních porostů vyžaduje odpo− vídající vědecké poznatky a informace. Proto musí výzkum představovat neoddělitelnou součást této ozdravné strategie. Postupy vedoucí k rehabilitaci porostů vyvolávají řadu specifických otázek týkajících se fungování příslušných ekosystémů. O tom, že výzkum obnovy lesních porostů je výzkumem ekosystémovým, nemůže být sporu. Tento výzkum má současně také jasně použitelné poslání: výsledky zkoumání procesů v narušených a uzdravujících se lesních ekosystémech mohou být okamžitě použity při plánování a řízení prací na jejich obnově. Proto je tak důležité, aby se osoby s rozhodovací pravomocí v tomto plánování a řízení podílely na modelování ozdravných procesů a studiích alternativních scénářů. Další nepostradatelnou součástí výzkumných programů se musí stát monitorování prvků a procesů, které indikují stupeň zotavování příslušných ekosystémů. Monitoring nepředstavuje pouze kontrolu uskutečněných kroků a postup (úspěch či neúspěch) pokusů o obnovu lesů; poskytuje také relevantní odpovědi na ty nejzákladnější otázky o fungování uzdravujících se ekosystémů. Veškeré tyto informace, ať už se týkají základních principů nebo praktických záležitostí, jsou nezbytné pro vývoj modelů hospodaření, které budou sloužit jako podpora při rozhodování.
4 OBNOVA LESNÍCH EKOSYSTÉMŮ V KRKONOŠSKÉM NÁRODNÍM PARKU 4.1 Hospodaření v posledních 2 desetiletích Krkonošský národní park byl vyhlášen v roce 1963. Až do roku 1993 měla Správa národního parku na starosti pouze ochranu přírody, zatímco lesy a lesní hospodářství byly v kompetenci Státních lesů. V roce 1993 byly veškeré úkoly a zodpovědnosti Státních lesů převedeny na Krkonošský národní park. Státní lesy používaly standardní prostředky lesního hospodaření v souladu s československým zákonem o lesích a předpisy vycházejícími z plánů na obhospodařování lesů. Lesy národního parku byly spravovány jako plně řízený technický systém. Plány obsahovaly například pravidla, která ukládala lesníkům zalesnit holoseče o rozloze až 5 ha (u schválených výjimek dokonce větších) do dvou let porosty smrku ztepilého jako dominantního druhu, přičemž platilo povinné odstraňování uhynulých stromů. Odumírání lesů v této oblasti začalo v 70. a vrcholilo v 80. letech. Nejhůře byly postiženy staré lesy ve vyšších polohách (800 m n. m. a výše), ale i lesy v nižších polohách mají sníženou odolnost a vitalitu. Odumírající porosty a porosty se sníženou životaschopností byly zcela smýceny včetně dosud zdravých a silných stromů. Výsledkem tohoto přístupu byl vznik holin na rozloze mnoha set hektarů, porostlých pouze travní vegetací (zejména třtinou chloupkatou Calamagrostis villosa a metličkou křivolakou Deschampsia flexuosa). Jako převažující výsadbový materiál na opětovné zalesnění vykácených ploch byl používán (často nepůvodní) smrk ztepilý (Picea abies). V určitém rozsahu nalezly uplatnění také exotické druhy jako smrk Engelmannův (Picea engelmannii) a borovice pokroucená (Pinus contorta) v kombinaci s modřínem
164
opadavým (Larix decidua). Ačkoliv se lokální podmínky jednotlivých vymýcených ploch značně lišily co do místních podmínek, tj. například v expozici, hloubce půdy či propustnosti půd, holiny byly shodně zalesňovány stejným druhem dřeviny a pomocí standardních výsadbových postupů bez ohledu na stanovištní podmínky. Vlivem drsných klimatických podmínek (horské podnebí) a nevhodných výsadbových technik skončily pokusy o zalesnění především velkých ploch často neúspěchem a musely být opakovány, někdy i několikrát na témže stanovišti. Na obranu proti erozi půdy na horských svazích byla v pásmu pod horní hranicí lesa vysazována také borovice kleč (Pinus mugo), která je přirozeným druhem vyšších nadmořských výšek této oblasti. Až do poloviny 80. let bylo lesní hospodaření v oblasti vedeno čistě na technické bázi a nebralo v úvahu téměř žádná ekologická hlediska. Politika výsadby a pěstování lesa byla úzce orientována na produkci dřeva a teprve od druhé poloviny 80. let se spolu se smrkem ztepilým začala na zalesňování holosečí používat semena a semenáčky jeřábu ptačího (Sorbus aucuparia) a břízy (Betula sp.). Výše popsaná „strategie“ byla důsledkem krátkozraké a z hlediska životního prostředí destruktivní politiky tehdejšího režimu. Tento režim podporoval výrobu elektrické energie spalováním černého a hnědého uhlí bez ohledu na ekologické dopady a masivní těžbu dřeva na úkor ochrany přírody v Krkonošském národním parku. Důsledkem této politiky je skutečnost, že Krkonošský národní park byl zařazen do seznamu deseti nejvíce ohrožených národních parků celého světa. V roce 1992 se rozběhl program nadace Face a v lednu 1994 byla správa lesů národního parku převedena do kompetence Správy národního parku. Tyto dva kroky vytvořily vhodné prostředí pro zavedení lesního hospodaření založeného na ekologických principech (vysazování listnatých dřevin, přeměna mladých porostů smrku ztepilého na smíšené porosty, podpora přírodních procesů a přirozené obnovy původních druhů, atd.) Existující plány na obhospodařování lesů, které vznikly v minulém režimu a odrážely tehdejší politiku, však často stály těmto iniciativám v cestě. Zůstaly totiž v platnosti až do nedávné doby a vytvořily vážnou psychologickou i praktickou překážku proti zavedení a plné implementaci metod ekologického hospodaření zohledňující a podporující přírodní procesy v lese a jeho přirozený vývoj. V současné době Krkonošský národní park zpracovává nové plány lesního hospodaření, které budou uplatňovány v praxi od roku 2002. Je nezbytné, aby tyto plány byly založeny na nové strategii péče o les a krajinu zacílené na ochranu přírody a obnovu ekosystémů.
4.2 Program nadace Face v Krkonošském národním parku 4.2.1
Společně zaváděná opatření
Od uzavření Rámcové úmluvy o klimatických změnách (Framework Convention on Climate Change – FCCC) v Rio de Janeiro v roce 1992 bylo založeno množství tzv. společně zaváděných opatření (Joint Implementation – dále jen JI) na snížení množství kysličníku uhličitého v ovzduší. Na počátku 90. let byla nadace Face (Forests Absorbing Carbon Dioxide Emission) jednou z několika málo organizací činných v této oblasti. Nadace byla založena na dobrovolné bázi v roce 1990 holandskou Radou pro výrobu elektrické energie (Sep) za účelem kompenzace přibližně 75 Mega tun kysličníku uhličitého vypuštěného do ovzduší během provozu 600 MW uhelné elektrárny. Tato kompenzace měla být provedena prostřednictvím výsadby cca 150 000 hektarů nového lesa. Kritéria a strategie přijatá nadací Face ve všech bodech vyhovovala požadavkům, které byly tehdy formulovány pro realizaci JI. První konference stran úmluvy uskutečněná v Berlíně v roce 1995 stanovila, že bude nejlepší, když budou kritéria pro JI založena na zkušenostech ze speciálních projektů. Později byl těmto projektům přidělen oficiální termín „Aktivity zavedené společně pod pilotním programem“ (Activities Implemented Jointly under the pilot phase – dále jen AIJ). Nadace Face zodpovídá přímo konferenci stran úmluvy, a to tří registrovaných AIJ pilotních projektů. Jedná se jmenovitě o obnovu lesů v České republice, Ugandě a Ekvádoru. Detailní informace týkající se metodologie identifikace a implementace projektů, přijatých kritérií a monitoringu jsou obsaženy v publikacích EDROMA a OKONYA (1997), VERWEIJ (1997, 1998a,b) a VERWEIJ
165
a EMMER (1998). Po třetí konferenci, která se konala v prosinci 1997 v Kyoto, se však objevil ještě další nástroj multilaterálních aktivit. Jde o tzv. „Mechanizmus čistého rozvoje“ (Clean Development Mecha− nism – dále jen CDM). CDM má být uplatňován mezi průmyslově vyspělými a rozvojovými zeměmi, zatímco JI jsou nyní definovány jako projekty mezi vyspělými zeměmi a zeměmi s probíhající transformací, jako je právě Česká republika. Projekty nadace Face jsou realizovány na základě dohody mezi holandskou vládou a vládou hostitelské země (pod záštitou UNFCCC) a mezi nadací Face a místními autoritami (vládou) hostitelské země. Nadace Face nevykupuje žádnou půdu nebo lesy, ale pouze investuje do schopnosti cílového lesa vázat kysličník uhličitý. Nadace Face je smluvně oprávněna prodat svůj podíl – vázaný kysličník uhličitý a kapacitu pohlcování kysličníku uhličitého – třetí straně. Nadace Face uzavírá smlouvy na 99 let. Majitel lesa se musí smluvně zaručit, že během tohoto období uchová kapacitu lesa, která bude kysličník uhličitý pohlcovat. Proto si nadace Face vybírá takové oblasti, kde je zachování přirozených lesů v přímém zájmu majitele pozemků a místní komunity a majitel pozemků má dostatečné finanční prostředky na provádění obnovy lesních porostů. 4.2.2
Program KRNAP – FACE
Spolupráce mezi nadací Face a českou stranou byla zahájena v roce 1992 na základě dříve dosažené dohody uzavřené na období 3 let a s ní souvisejícího prvního operačního plánu na období let 1992–1994. Na počátku této spolupráce v roce 1992 byla situace životního prostředí národního parku taková, jak je stručně popsáno v následujících bodech: −
cca 7000 ha lesů ve vyšších nadmořských výškách uhynulo nebo bylo silně postiženo kyselou depozicí a průvodními jevy a bylo z větší části vykáceno;
−
cca 5000 ha výše uvedených oblastí bylo znovu zalesněno porosty s 90 % podílem smrku ztepilého v souladu s tehdy platnými standardy;
−
většina holin a půda zasažených starých lesů ve vysokých nadmořských výškách byla pokryta travní vegetací (zejména třtinou chloupkatou Calamagrostis villosa a metličkou křivolakou Deschampsia flexuosa);
−
proces degradace lesů a jejich odumírání pokračoval vlivem vysoké kyselé depozice, větrných a sněhových polomů a napadení kůrovcem;
−
lesy ve vyšších polohách byly zcela destabilizovány;
−
lesy v nižších polohách byly ve velmi špatném stavu vlivem dlouhodobé absence údržby (probírky, obnovní těžby, atd.)
Participace nadace Face na obnově lesů národního parku byla postavena na následujících podmínkách:
166
−
Adicionalita: Ministerstvo životního prostředí ČR a Správa národního parku pokryjí základní náklady na obnovu lesních porostů. Příspěvek nadace Face bude doplňkový a bude pokrývat aktivity, které by za současných podmínek a bez jejího přispění nemohly být českou stranou realizovány (tj. produkce sadebního materiálu a zalesňování listnatými dřevinami; přeměna mladých výsadeb smrku ztepilého, atd.);
−
Ekologické kritérium: všechny aktivity na obnovu lesa musí být dostatečně ekologicky účinné na posílení ekologického potenciálu přírody a lesů v národním parku;
−
zdrojů semen;
−
Rozumný režim myslivosti a lovu: aby se snížily škody na nově vysazených lesích, musí být populace vysoké zvěře v oblasti snížena na míru umožňující růst sazenic původních listnatých dřevin a jedle a jejich přirozenou obnovu bez speciálních a nákladných ochranných opatření.
−
Nadace Face se zavázala přispět na založení cca 1000 ha nově vysazených lesů ročně. Všechny rehabilitační aktivity vycházely z operačních plánů schvalovaných každé 3 roky. Nadace Face také podpořila výzkum vedoucí k získávání vědeckých poznatků nutných pro podporu činností na obnovu lesních porostů Krkonošského národního parku.
5 VÝZKUM OBNOVY LESNÍCH POROSTŮ V KRKONOŠSKÉM NÁRODNÍM PARKU 5.1 Výzkumy prováděné českými institucemi Vědecký výzkum má v oblasti dlouholetou tradici, což je patrné z vysokého počtu provedených studií místní flory, fauny a geologie (viz například sborník vědeckých prací „Opera Corcontica“ vydávaný pravidelně už od roku 1964). Odumírání lesů, které bylo v oblasti patrné od 70. let, také přitahovalo značnou pozornost vědců. Tato pozornost vyústila v množství rozličných studií zaměřených na obecné i specifické jevy spojené s úhynem lesních porostů. S souvislosti s konferencí v roce 1996, která se věnovala problematice „Monitorování, výzkumu a správy ekosystémů v oblasti Krkonošského národního parku“ byl vydán sborník novějších studií odumírání lesních porostů (VACEK 1996). Mnohé vědecké zprávy a články byly publikovány také v českých odborných publikacích a časopisech (např. práce VÚLHM, Lesnictví). Pozornost vědeckého bádání byla v 80. a na počátku 90. let věnována rozličným aspektům odu− mírání lesních ekosystémů: defoliace a životaschopnost porostů smrku ztepilého a buku (VACEK a JURÁSEK 1985, VACEK a LEPŠ 1987, VACEK 1995); kvetení a fruktifikace lesních stromů pod tlakem znečištění ovzduší (LOKVENC a ŠTURSA 1985, LOKVENC 1990, VACEK a JURÁSEK 1986); přirozená obnova dřevin v podmínkách imisní zátěže (např. TESAŘ a TESAŘOVÁ 1996a,b); posouzení vlivu odlesnění a následného sanačního vápnění na stav půdy na holinách a ve smíšených porostech (PODRÁZSKÝ 1994, VACEK a PODRÁZSKÝ 1994); vliv sanačního vápnění na chemismus půdy (např. PODRÁZSKÝ 1990, PODRÁZSKÝ 1994) atd. Výzkum na podporu velkoplošného zalesňování byl zaměřen na produkci sadebního materiálu, technologii zalesňování a monitoring růstu stromů na holinách (mj. JURÁSEK a MARTINCOVÁ 1996, LOKVENC a kol. 1992). Výzkum intraskeletové eroze (PAŠEK 1994, ŠACH a PAŠEK 1996, PODRÁZSKÝ 1996) vnesl světlo do problematiky extrémních ekologických podmínek skeletových půd na „kamenných polích“ a poskytl informace o tom, jakým způsobem na takových půdách rehabilitovat les tak, aby nedošlo k nezvratným změnám horské krajiny. Ačkoliv měření kvality ovzduší (především koncentrace síry) byla prováděna na několika stanicích v národním parku již od 80. let, měření depozice, které by značně podpořilo výzkum a pěstování přírody a lesů parku, bylo zahájeno až mnohem později. V roce 1994 byl proveden monitoring atmosférické depozice škodlivin (síry, dusíku a těžkých kovů) v lesích, který poskytl náhled do místních odlišností této depozice ve sledované oblasti (HOŠEK a KAUFMAN 1995a,b). Kromě toho byl prováděn i retrospektivní monitoring úhynu lesa a posuzování jeho životaschopnosti na základě satelitních zobrazení (ŠÍMA 1994a,b,c). Od počátku se monitorování a výzkumu jednotlivých aspektů úhynu lesních porostů v oblasti účastnila řada různých institucí. Jejich aktivity však byly většinou součástí jejich vlastních programů nebo byly vyvolány osobním vědeckým zájmem. Konzistentní a koordinovaný vědecký přístup a program jako např. Program ARINUS ve Schwarzwaldu, NSR (cf. RASPE, FEGER a ZOTTL 1998) však nebyl realizován ani v Krkonoších ani jinde v ČR. Obecně můžeme říci, že výzkum v 80. a první polovině 90. let lze charakterizovat jako nesystematický, namátkový a v některých případech dokonce jako výzkum se spornou kvalitou. Všeobecné rysy tehdejšího pojetí výzkumu: − vědecké otázky nebyly formulovány a chyběl konzistentní výzkumný program − chyběla koordinace probíhajících aktivit
167
− − – − −
nebyla téměř žádná spolupráce mezi vědci příznačný byl nedostatek finančních prostředků v kombinaci s ad−hoc přístupem nebyla přijímána zodpovědnost za výsledky výzkumu a jejich aplikaci chyběla spolupráce mezi výzkumnými institucemi a představiteli správy lesů charakter výzkumů: především popisné analýzy, žádná integrace ani syntéza
Většina z výše vyjmenovaných charakteristik pramenila ze struktury a plánovacích a pracovních metod výzkumných projektů dřívějšího režimu. Některá témata pro výzkum byla například navrhována samotnými vědci. Tato situace se do jisté míry změnila, jakmile Ministerstvo životního prostředí začalo financovat výzkum ve svém sektoru prostřednictvím vlastního fondu a jeho správního orgánu. Stále však chybělo plánování vycházející ze sofistikované informační strategie. Výsledkem bylo roztříštěné pole informací, nesystematický souhrn dat velmi rozdílného obsahu, hloubky a vědecké hodnoty.
5.2 Výzkumný program nadace Face 1992–1995 5.2.1
Úvod
Odumírání lesů bylo v oblasti monitorováno od poloviny 70. let, kdy se objevily první průkazné známky tohoto jevu. V 80. letech vytvořily české úřady monitorovací program, na němž se podílelo několik českých výzkumných institucí. Záměrem projektu nadace Face, zahájeného v roce 1992, bylo vytvoření výzkumného programu, který bude realizován za těsné spolupráce českých a holandských výzkumných institucí. Náklady nadace Face na tento program neměly překročit pětiprocentní (5 %) příspěvek na obnovu lesních porostů v průběhu prvního tříletého plánovacího období. První akcí, která byla v tomto směru podniknuta, bylo shromáždění veškerých existujících informací o zalesňovacích aktivitách v Krkonošském národním parku vydaných ve speciální publikaci na počátku programu (LOKVENC a kol. 1992). Program byl založen na analýze vstupu a výstupu a následném modelování procesů odumírání lesa. Ale vlastní fungování lesních ekosystémů v imisní zátěži a specifické ekologické procesy v jednotlivých kompartimentech lesních ekosystémů byly ponechány stranou a nemohly být zkoumány v tak krátké době (přístup „černá skříňka“). Vzhledem k vážnosti celého problému a naprosté nezbytnosti rehabilitace lesů v oblasti byl vytvořen komplementární výzkumný program zaměřený na kvalitativní aspekty úhynu lesů a fungování lesních ekosystémů pod tíhou emisí. Hlavním cílem programu byla kvalitativní analýza ekologických procesů v bylinné synuzii a v humusových formách horských lesů vystavených imisním zátěžím a analýza vzájemných vztahů mezi těmito dvěma kompartimenty. Byl přijat základní předpoklad, že procesy, které v těchto dvou kompartimentech probíhají, stejně tak jako jejich vzájemné vztahy a ovlivňování jsou esenciální pro pochopení: 1. změn chemických vlastností vrchní vrstvy lesní půdy vedoucích k těžkému okyselení, degradaci a následnému úhynu lesních stromů; 2. změny druhového složení bylinné synuzie vedoucí k rozsáhlému rozšíření travních porostů, které pravděpodobně těžce konkurují a/nebo přímo potlačují přirozenou obnovu lesa. Oddělení (nyní Sekce) fyzické geografie a pedologie na Univerzitě v Amsterodamu má v obou výše uvedených výzkumných oblastech rozsáhlé zkušenosti, zejména ve výzkumu lesní sukcese a humusových forem včetně jejich vývoje. Tyto zkušenosti a příslušná metodologie výzkumu byly vyvinuty v průběhu dřívějších výzkumných programů zaměřených na polo−přírodní ekosystémy (lesy a náhradní společenstva). Očekávalo se, že navrhovaný výzkumný projekt zaujme mezi probíhajícími projekty v Krkonošském národním parku ústřední pozici a převezme roli integrátora všech projektů zaměřených na zvýšení odolnosti současných lesů proti kyselé depozici a na obnovu lesních porostů. Tento druh analýzy jednotlivých kompartimentů ekosystému nebyl dosud v oblasti použit.
168
5.2.2
Doporučení pro oblasti plánování obnovy lesa
Na základě zjištění první fáze výzkumného programu byla navržena následující doporučení pro další aktivity v oblasti plánování a realizace obnovy lesa: 1.
Prioritou musí být obnova lesa v oblastech, kde hrozí nezvratné poškození stanoviště. Tyto lokality se nacházejí na „kamenných polích“ s intraskeletovou erozí.
2.
Prioritu by neměly mít oblasti ve vysokých nadmořských výškách porostlé trávou třtinou chloupkatou (Calamagrostis villosa). Složitý mechanizmus vývoje půdy a vegetační sukcese pod vlivem imisí vyžaduje mnohem detailnější vědecký výzkum, který poskytne podklady pro kvalifikovaný odhad úspěšnosti rehabilitačních aktivit na těchto stanovištích.
3.
Přednost v procesu obnovy lesa by rovněž měly mít oblasti, kde není okyselení půd tak výrazné nebo zcela chybí, a stanoviště s vysokou schopností přirozené obnovy dřevin.
4.
Vzhledem k nepříznivým vlivům porostů smrku ztepilého na stanoviště v nižších a středních nadmořských výškách by měl program upustit od vysazování tohoto druhu v monokulturách. Podíl smrku na obnově lesa by se měl výrazně snížit; nejméně z 50 % by se měl smrk nahradit jinými původními dřevinami, zejména bukem.
5.
Velká pozornost by měla být věnována podpoře obnovy původních listnatých dřevin jako je bříza (Betula sp.), jeřáb ptačí (Sorbus aucuparia) a další.Tyto dřeviny mají velmi příznivý vliv na stav půdy, sukcesi vegetace, biodiverzitu a náklady na rehabilitaci daného ekosystému.
6.
Obnova lesa na zabuřenělých holinách by se měla soustředit spíše na porosty trávy metličky křivolaké (Deschampsia flexuosa) a borůvky (Vaccinium myrtillus) nežli na porosty třtiny chloupkaté (Calamagrostis villosa), protože ta má vysoký konkurenční potenciál. Tento přístup vyloučí z počátečních regeneračních aktivit rozsáhlé oblasti ve vysokých nadmořských výškách (zejména lokality s rašelinnými půdami a rašeliniště).
7.
Bude zapotřebí provést další redukci vysoké zvěře. Tato redukce umožní přirozenou obnovu původních dřevin, jenž mají sehrát důležitou roli při rehabilitaci ekosystému.
5.3 Integrovaný výzkum obnovy lesů Face−MŽP 1995–1998 Doporučení uvedená v předcházející kapitole vyvolala výrazné změny v zaměření výzkumných aktivit spojených s programem obnovy lesa. Nadace Face kromě toho vznesla požadavek, aby cíle následného výzkumu byly založené na potřebách a požadavcích programu obnovy lesa. Z tohoto důvodu zformulovala Správa národního parku v roce 1995 své požadavky na další výzkum, které shrnula v dokumentu, jenž byl dále distribuován mezi všechny potenciální účastníky výzkumného programu včetně Univerzity v Amsterodamu. Je evidentní, že cíle Správy Krkonošského národního parku byly stanoveny tak, aby korespon− dovaly se záměry projektů obnovy lesa nadace Face, tj. vytvoření stabilních lesních ekosystémů, které budou schopné izolovat a vázat uhlík nejméně po dobu následujících 99 let. V požadavcích definovaných Správou Krkonošského národního parku byla zmíněna řada témat, ke kterým se vztahuje i navrhovaný výzkumný program Univerzity v Amsterodamu. Tato témata byla sloučena do několika skupin pod názvy „Inventarizační studie“, „Speciální studie“ a „Využití GIS“. 5.3.1
Inventarizační studie
Cílem této studie bylo poskytnutí empirických znalostí založených na srovnávacím výzkumu sukcese půdy a vegetace v různých vegetačních stupních. V reakci na témata definovaná Krkonošským národním
169
parkem se výzkum zaměřil na: –
trendy spontánní sukcese, které měly poskytnout empirické informace nepostradatelné pro lesní hospodaření, zejména pro řízenou přirozenou obnovu;
–
obecné trendy v chemismu půdy ve vztahu k sukcesi v různých emisních režimech a důsledky dřívějšího vápnění. Je třeba zdůraznit, že v minulosti byly části území vápněny; v důsledku toho mohou být jejich současné a budoucí trendy sukcese jiné než v nevápněných oblastech.
Výsledky výzkumu se týkají následujících témat: −
trendy v sukcesi vegetace během odumírání porostů smrku ztepilého;
−
vlastnosti jednotlivých fází sukcese včetně produkce biomasy, profilů humusových forem a stavu živin, a životní strategie bylinných druhů v jednotlivých fázích sukcese (smrkové porosty);
−
vliv vápnění na sukcesi (smrkové porosty);
−
role pionýrských dřevin v ekosystému, zejména jejich meliorační vliv na stav živin v půdě (smrkové porosty);
−
typy humusových forem a bylinného patra v polopřirozených lesích;
−
závěry týkající se trendů, mechanizmů a stadií ekologické sukcese.
5.3.2
Speciální studie
Zatímco inventarizační studie byla co do charakteru komparativní a poskytla empirické informace o procesech sukcese, cílem „speciálních studií“ bylo: −
pochopení podstaty půdních procesů, které odpovídají pozorovaným trendům sukcese a jejich kvantifikace za použití deterministických modelů;
−
kvantitativní zhodnocení možností regenerace různých druhů půd po snížení kyselé atmo− sférické depozice nebo po vzniklých změnách ve vegetaci na základě použití deterministických modelů.
Výzkum byl zaměřen na: −
zjištění biologické aktivity půd, doložené dynamikou rozkladu lesního opadu a organické hmoty;
−
změny půdních vlastností v reprezentativních řadách sukcese a transektech ve vztahu k neutralizaci kyselin a koloběhu živin, to vše na základě vyhodnocení intenzity příslušných procesů a jejich matematického modelování;
−
interpretaci výsledků do oblasti vlivu půdního prostředí na přirozenou obnovu lesa a možností jejího řízení.
Výstupem výzkumu navrhovaného UvA byla kvantifikace intenzity procesů neutralizace kyselin a dynamiky organické hmoty a prvků za použití matematických modelů, které již byly k dispozici. Na základě takto získaných informací může být vytvořen model pro hodnocení stanovišť vystavených současným i budoucím imisním zátěžím. Hodnocení stanovišť se týká zejména dynamiky organické hmoty a prvků v příslušných ekosystémech. Tento model by měl sloužit jako nástroj k hodnocení současného způsobu pěstování lesních porostů a alternativních metod hospodaření.
170
5.3.3
Aplikace GIS
Informace, které byly v Krkonošském národním parku k dispozici v roce 1995, zahrnovaly: −
inventární přehled změn vitality lesů (dálkovým snímkováním), zejména na úrovni stromo− vého parta;
−
stanovištní mapu v měřítku 1:10 000 (mapa typů lesa)
−
třírozměrný model parku umožňující posouzení svažitosti terénů, expozice a jiných topo− grafických charakteristik.
Na základě kombinace výše vyjmenovaných informací a dalších dat byly identifikovány ekologické zóny oblasti. Tato část výzkumu byla realizována za spolupráce české firmy IFER (Institute of Forest Ecosystem Research) a oddělení GIS Krkonošského národního parku (ČERNÝ a kol. 1998).
5.4 Participace holandského Ministerstva zemědělství Finanční podpora programů na obnovu lesních porostů poskytovaná nadací Face je zaměřena zejména na lesní hospodaření. Nadace Face také alokuje prostředky na výzkum, který má být v rámci obnovy lesa proveden. Věnované finanční prostředky však představují jen určitou procentuální část celkového ročního rozpočtu. Z tohoto důvodu bylo o finanční příspěvek na současný výzkumný program požádáno holandské Ministerstvo zemědělství. Požadovaná dotace měla pokrýt náklady na roční plat jednoho výzkumného pracovníka na Univerzitě v Amsterodamu přiděleného na výzkumný projekt v Krkonošském národním parku. V prosinci 1999 byla na holandské Ministerstvo zemědělství zaslána zvláštní zpráva, která po− pisovala pozadí a průběh výzkumného programu Face a KRNAP a potvrdila využití dotace poskytnuté v roce 1996. V roce 1995 pokryla náklady na plat přiděleného pracovníka nadace Face zatímco v roce 1997 to byla pro změnu Univerzita v Amsterodamu.
6 SHRNUTÍ ZÁVĚRŮ VĚDECKÝCH ZPRÁV 6.1 Úvod V reakci na hlavní otázky programu (Kapitola 1) byla předmětem většiny vědeckých zpráv tato témata: 1.
Stav prostředí na začátku projektu Face−KRNAP týkající se lesních půd a lesních stanovišť.
2.
Vztah mezi poškozením lesa a stanovištěm a faktory prostředí.
3.
Očekávané budoucí změny stanovištních podmínek.
4.
Přirozený vývoj silně degradovaných lesních ekosystémů a holin.
5.
Všeobecné pojetí obnovy lesních horských ekosystémů.
171
6.2 Půdní podmínky a půdní změny v Krkonoších 6.2.1
Půdní typy v Krkonoších
Půdní typ je do značné míry ovlivňován geologickým podkladem a nadmořskou výškou. Díky tomu můžeme v Krkonoších rozeznat 4 hlavní půdní skupiny, tj. lesní hnědozemě (kambizemě), podzolované půdy, rašeliništní půdy (organozemě) a suťovité půdy (rankery a litozemě) – viz Tab. 6.1. (Tab. 6.1) Vysvětlivky: Kód V K Ha Ho Z Pz Pd Gr T
Popis suťovité půdy na kamenných polích rankery hnědozemě, mezotrofní hnědozemě, oligotrofní podzolované hnědozemě podzoly podzoly, obnažené, ve vyšších polohách glejové rašelinné/humózní půdy rašeliništní půdy ve vrcholových rašeliništích
Kód Z Y M K N S F B D A J L V P T G R
Řada extrémní “ kyselé “ “ úrodné “ “ bohaté na humus “ “ bohaté na vodu “ glejové zamokřené “ “
Kategorie nevyvinuté skeletové chudé na živiny normální kamenité středně úrodné na svazích normální jílovité kamenité suťovité nivní mokré kyselé chudé na živiny středně úrodné rašeliništní
Plošný pokryv
Kombinace výškových vegetačních zón a vybraných půdních parametrů tvoří základ pro klasifikaci typu lesa (nebo stanoviště). Typy lesa představují základní prvky lesního hospodaření. Ekologické řady v předložené klasifikaci jsou definovány na základě půdních vlastností, které určují kvalitu lokality a jsou dále rozděleny do různých kategorií. Půdní mapu Krkonoš vytvořil Lesprojekt na základě mapy lesních typů. Klíč ke čtení mapy je uveden v tabulce 6.1. Mezotrofní kambizemě (Ha) jsou spojeny s relativně úrodnými a na humus bohatými ekologickými řadami v nižších vegetačních stupních. Oligotrofní a podzolované kambizemě (Ho a Z) se vytvořily v kyselých ekologických řadách v nejnižších dvou vegetačních stupních. Podzoly (P) také patří do kyselých ekologických řad, ale nacházejí se ve
172
vyšších nadmořských výškách. Patří mezi ně také více či méně úrodné typy v 8. vegetačním stupni. Ve vyšších nadmořských výškách se podzoly střídají se suťovitými půdami. Rašeliništní půdy a rašeliniště (vrchoviště) jsou vázány na zamokřené lokality ve vysokých nadmořských výškách. Lesní hnědozemě a skeletovité suťovité půdy v sobě kombinují několik příznivých vlastností, např. vyšší pH, vyšší nasycenost bázemi a nižší podíl C/N. Když k těmto vlastnostem přidáme další charakteristiky, tj. hloubku k zakořenění a půdní propustnost, vznikne provizorní pedo−ekologická klasifikace, která je uvedena v tabulce 6.2. (Tab. 6.2) Půdní typ Kambizemě Rankery Podzolované půdy Suťovité půdy Organozemě
Chemismus půdy
Hloubka prokořenění
Drenáž
6.2.2 Půdní změny v Krkonoších způsobené člověkem V průběhu několika desetiletí prodělaly půdy řadu nepřirozených změn vyvolaných působením tří skupin polutantů, tj. těžkých kovů, alkalických částic a kyselin nebo kyselých substancí. Výskyt změn vyvolaných prvními dvěma faktory se omezil na lokality v blízkém okolí místních zdrojů znečištění, tj. především kolem průmyslových podniků. Kyselá depozice má větší územní rozptyl a zasáhla mnohem rozsáhlejší oblast. Problém okyselení půd vlivem kyselých srážek se tudíž týká celého území krkonošského pohoří. Kromě toho jsou půdy postižené dalšími lidskými aktivitami jako je těžba dřeva a monokulturní způsob pěstování lesa, který způsobil vznik jevu zvaného „borealizace“. Půdní změny vyvolané borealizací Borealizace je definována jako zvýšení kyselosti půdy a akumulace odumřelé organické hmoty, zpomalení koloběhu živin a změněné lesní klima v jehličnatých monokulturách na stanovištích původních listnatých a smíšených lesů. Dalším rysem borealizace je značný pokles biodiverzity porostů. Není snadné kvantifikovat dlouhodobé následky vlivu borealizace na půdní vlastnosti, protože nejsou k dispozici historická data pokrývající uplynulá dvě nebo tři století. Jisté závěry o účincích smrkových lesů na ekosystém v porovnání s přírodě blízkými lesními porosty však můžeme odvodit ze srovnávací analýzy porostů smrku ztepilého a porostů buku v Krkonošském národním parku. Na základě botanické inventarizační studie 150 vegetačních snímků bylo ve smrkových a bukových porostech rozlišeno sedm lesních společenstev ve škále od druhově bohatých smrkových porostů až po druhově bohaté bukové porosty. Uprostřed škály se nacházejí druhově chudší smrkové a bukové porosty (Tabulka 6.3). Na prokázání borealizace byly v této studii použity některé ukazatele týkající se rostlinných druhů. Byly to: Indexy diverzity bylinného patra a Ellenbergovy hodnoty R (kyselost) a N (dusík). Smrkové porosty v průměru vykázaly nižší druhovou diverzitu, méně ukazatelů dusíku (nižší hodnota N) a více ukazatelů kyselosti (nižší hodnota R) nežli bukové porosty. Smrkové porosty měly v průměru mocnější organické horizonty a nižší pH nežli bukové porosty. Hlavní humusovou formou bukových porostů byl moder (88 %). Ten byl ve smrkových porostech zastoupen v 68 %, zatímco na zbylých 32 % byla zastoupena forma mor (surový humus). Pokud se týká chemických rozdílů mezi půdami pod smrky a buky jako ukazatelů účinku borealizace na půdní vlastnosti bylo nalezeno jen málo publikovaných informací. Výsledky prokázaly, že pod bukem je v horizontech A a B hodnota pH−KCl o cca 0,25 stupně vyšší než pod smrkem, zatímco nasycenost bázemi je o cca 10 % vyšší.
173
Tyto výsledky se musí ovšem interpretovat s jistou mírou opatrnosti vzhledem k dlouhodobému zatížení obou typů lesa kyselou depozicí. Nicméně údaje svědčí o tom, že v bukových porostech je půdní prostředí příznivější než ve smrkových monokulturách. Půdní změny vyvolané kyselou depozicí Lesprojekt (Hradec Králové) poskytl výsledky chemických analýz půdy v Krkonoších provádě− ných od konce 50. let. Tyto výsledky obsahují data získaná z opakovaných měření pH, výměnné kapacity kationů (CEC) a nasycenosti bázemi (BS) v genetických horizontech lesních půd. Vzorkování bylo prováděno v obdobích 1958–61, 1971, 1981, 1986, 1991. Změny v pH a nasycenosti bázemi od konce 50. let podle archivu Lesprojektu jsou zobrazené na obrázku 6.1 a 6.2. Obr. 6.1 ukazuje, jak se během času měnila hodnota pH vrchní vrstvy půdy (horizont A), zatímco obr. 6.2 zobrazuje změnu nasycenosti bázemi v závislosti na hloubce půdy v období 1956/ 61 a 1991. V období 1958–61 se hodnoty pH jednotlivých vzorků půd značně lišily. Během 60. let nastal výrazný pokles hodnot pH následovaný obdobím stabilizace nebo slabého poklesu v 70. letech a následujícím období. Kromě toho se také výrazně snížil rozsah měřených hodnot pH, což naznačuje, jak výrazný konvergenční vliv má těžká kyselá depozice na chemické vlastnosti půdy ve sledované oblasti. Vývoj depozice je pro srovnání zobrazen na obr. 6.3. Také nasycenost bázemi vykazuje ve sledovaném období výrazné změny (Obr. 6.2). V letech 1958– 61 jsou hodnoty nasycení bázemi ve svrchních horizontech i v podloží velmi rozmanité s maximem těsně nad 50 %. V roce 1991 byly, jak ve svrchní vrstvě tak i podloží, naměřeny pouze hodnoty nepřevyšující 20 %. Zjištěné trendy (viz EMMER, WESSEL a kol. 1999 a 2000) ukazují na přetrvávající proces úbytku adsorbovaných bazických kationů, který začíná ve vrchní vrstvě a postupuje hlouběji do podloží. Jak můžeme usuzovat ze srovnávací studie smrkových a bukových porostů a z literatury, vliv borealizace na půdní pH můžeme odhadnout na 0,2–0,3 stupně pH. Pokud se týká nasycenosti bázemi, literatura hovoří o rozdílu až 10 %. Tyto změny jsou jistě významné, ale z hlediska půdního chemismu jsou ve srovnání se změnami vyvolanými kyselou depozicí jsou poměrně malé. Jejich vliv na biologické procesy v půdě je ale dalekosáhlý – deregulace mikrobiálních procesů je vlastní příčinou všeobecného poklesu biodiverzity ve smrkových monokulturách (ENGEL a AMMER 2001, HEINZE, TOMCZYK a NICKE 2001). Pod vlivem kyselé depozice se tyto rozdíly dále prohloubily (KILLHAM, FIRESTONE a MECOLL 1983, LANGKRAMER a LETTEL 1982, LETTEL 1984). Výsledky terénního měření a příslušných simulací (viz část 6.4) ukazují, že kyselá depozice způsobila snížení hodnoty pH o více než jeden stupeň na hodnotu kolem pH 3 a pětinásobné i vyšší snížení nasycenosti bázemi v průběhu období 1958–1991. Hlavním závěrem srovnávací studie sukcesních řad (SEVINK a kol. 1999) je ten, že ze čtyř sledovaných faktorů (atmosférická depozice, propustnost – drenáž, geologický podklad, klima) jsou právě atmosférické vlivy největší příčinou změn chemických vlastností půdy sledovaných na úrovni stanovišť. Na druhém místě je drenáž jako jednoznačně méně důležitý faktor. Tento závěr vyzdvihující negativní roli kyselé atmosférické depozice potvrzují další pozorování. Tak především záznamy o lesním hospodaření které ukazují, že odumírání lesních porostů začalo a bylo nejmarkantnější v silně znečištěné západní a východní vrcholové oblasti Krkonošského národního parku. Jde zejména o kondenzační zóny (srážky z mlhy), kde mají půdy velice omezenou kapacitu na tlumení a neutralizaci atmosférických kyselin. Jsou to především půdy na kamenných polích a další mělké půdy hrubozrnné struktury a dále pak rašeliništní půdy. Analýza sekvenčních dat týkajících se vlastností půdy měřených od 50. let (viz výše) prokázala, že všechny půdy na kyselých a neutrálních matečních horninách v Krkonoších vykazují stejný trend okyselování. Míra okyselení je však u různých půd výrazně odlišná. Nejrychlejší okyselování a pokles nasycenosti bázemi byly pozorovány na stanovištích s vyšší atmosférickou depozicí a u půd s nižší kapacitou neutralizace kyselých látek (hrubozrnná struktura, mělké půdy). Z údajů o půdách pocházejících z nedávné doby lze vyčíst konvergenci v oblasti půdní reakce, která se přiblížila velmi nízkým hodnotám pH, stejně tak jako nízkou nasycenost bázemi v ektorganických a horním anorganickém horizontu. Příčinou těchto jevů je relativně vysoký příliv kyselin, které nemohou být dostatečně neutralizovány
174
(pomalým) zvětráváním minerálů ani rychlejšími kyseliny−neutralizujícími procesy jako je rozklad seskvioxidů a jílových minerálů. Že také drenáž hraje roli je pochopitelné. Nedostatečně odvodňovaná stanoviště na úpatí svahů a údolních dnech přijímají vodu z okolních svahů. Tato voda je poměrně dlouhou dobu v kontaktu s pokryvnou horninou, jejíž zvětrávání způsobuje, že voda může obsahovat poměrně značné množství uvolněných bazických prvků. Na první pohled může být poměrně překvapivé, že matečný materiál hraje velmi podřadnou roli, vezmeme−li v úvahu značné rozdíly v mineralogickém i chemickém složení hlavních matečních materiálů. I tento zdánlivě sporný bod však lze vysvětlit nízkým vlivem zvětrávání minerálů ve srovnání s přísunem polutantů z kyselé atmosférické depozice do těchto půd. Půdní změny vyvolané vápněním Nedostatečně zaznamenávané a zřejmě namátkové vápnění představuje pro bádání na úrovni jednotlivých stanovišť jistou komplikaci, protože vápnění nelze identifikovat prostřednictvím terénního výzkumu půd. Lze je vysledovat jen z údajů o chemickém složení půdy, a to navíc jen v tom případě, kdy hladina uloženého vápníku výrazně převýší normální hodnoty. Uskutečněná srovnávací studie nicméně dokládá, že vliv vápnění na vlastnosti půdy se zdá být omezen na ektorganickou vrstvu a do značné míry ovlivňuje reakci (pH) a nasycenost bázemi především této vrstvy, zatímco minerální půda je ovlivněna jen minimálně, pokud vůbec. Podmínky převažující na vápněných stanovištích ukazují, že použitá množství vápenného materiálu byla příliš malá na to, aby měla nějaký výraznější dopad na půdní vlastnosti. V nedávných studiích provedených jinými vědci (viz EMMER 1996a a reference v této zprávě) se srovnávaly krátkodobé účinky experimentálního vápnění štěrkovitým dolomitickým vápencem a jemně mletým vápencem stejného původu. Tyto studie dospěly k závěru, že při malých dávkách nemohou být změny chemismu organických vrstev vyvolané vápněním vůbec odlišeny od odchylek způsobených jinými faktory (např. holosečemi). Ačkoliv experimentální vápnění neodhalilo žádné přesvědčivé půdní změny, růst stromů může být do značné míry použitými metodami vápnění ovlivněn. Tato teze naznačuje, že musíme být velmi zdrženliví, chceme−li činit nějaké závěry o ekologických důsledcích na půdní změny. To se týká především situací, kdy biota prochází očividnými změnami ačkoliv půdní parametry se zdají být konstantní, nebo naopak situací, kde jsou prokázány naprosto evidentní půdní změny, ale ostatní kompartimenty ekosystému zůstávají zdánlivě nezměněné.
6.3 Stanovištní podmínky v Krkonoších 6.3.1
Kvalita informací
Půdní mapa, jako mapa odvozená, odráží soubor stanovištních podmínek, který byl využit při mapování lesních typů. Těmito podmínkami jsou jmenovitě propustnost půdy, hloubka půdy, obsah organických látek a kyselost. Mapa typů lesa je proto mnohem lepším zdrojem těchto poměrně detailních informací. Přesnost půdní mapy byla ověřena výzkumem v terénu (EMMER a kol. 1997). Z celkového pohledu mapa obecně zobrazuje půdní mozaiku sledované oblasti, ale v určitých případech obsahuje chybné údaje o druhu půd. Je zřejmé, že v řadě případů byla nesprávná klasifikace způsobena přeceněním půdních podmínek: podzolované hnědozemě poblíž Medvědího kolena byly na mapě zakresleny tam, kde se ve skutečnosti nachází podzoly; místo podzolované hnědozemě se na mapě objevila mezotrofní hnědozem; kamenité svahy s organozeměmi a suťovitými půdami byly klasifikovány jako mladé podzoly. Velmi mělké půdy na tvrdé mateční hornině poblíž Fučíkových bud byly klasifikovány jako podzoly, ačkoliv jde o kamenité podzoly nebo rankery. Důvod mylné klasifikace půdních typů může být dvojí: Za prvé, mapa lesních typů může obsahovat nespolehlivé informace. Za druhé, převodní klíč pro půdní
175
mapu je pro jisté půdní typy nedostatečný, protože v těchto případech neexistuje tak těsný vztah mezi vlastním typem půdy a půdními vlastnostmi zahrnutými v typologii lesa. Hranice mezi jednotlivými typy půd se zdají být zmapovány přesně, s výjimkou hranic mezi rašeliništními půdami (T) a glejovými půdami nebo rašeliništními glejovými podzoly (G a Gr). Tyto hranice se nepodařilo v terénu rozeznat. Závěry týkající se spolehlivosti a využitelnosti dostupných geografických informací jsou násle− dující: a.
Mapa lesních typů a půdní mapa poskytují informace o prostorovém uspořádání jednotlivých faktorů lesních stanovišť, které lze velmi dobře využít při jejich klasifikaci. Tyto mapy poskytují informace o propustnosti, hloubce půdy k zakořenění a typech půd zjištěných na různých stanovištích. Velkým omezením obou těchto map je fakt, že zachycují pouze mozaiku lesních typů a půd ve velkém měřítku, tj. v měřítku větším než 1:10 000. Mozaika menších měřítek, která jsou velmi důležitá pro sledování vitality lesa, nemůže být z těchto map odvozena.
b.
Mapa výškových vegetačních stupňů lesa popisuje rozmístění lesních typů vzhledem k teplotě. Společně s hospodářskou mapou lesních typů může být tato mapa použita pro charakteristiku rozložení teplot v oblasti.
c.
Údajů pocházejících z monitoringu kyselé depozice je velmi málo. Proto mají jen velmi nízkou vypovídací hodnotu při popisování prostorové variability kyselé deposice v oblasti. Hrubé rozložení variability depozice lze odvodit z a) geomorfologické mapy / digitálního modelu terénu, který umožňuje nahlédnout do distribuce mokré depozice pod vlivem anemo− orografických systémů v kombinaci s b) mapou lesních typů v oblasti. Dostupná data pocházející z monitoringu by měla být zpracována mnohem důkladněji.
d.
Interpretace satelitních snímků poskytuje nejpropracovanější informace o prostorové variabilitě vitality lesních porostů. Jejich spolehlivost však není přesně známá. Interpretace, které jsou k dispozici od různých autorů, vykazují značné odlišnosti co do rozmístění I odstupňování vitality lesa.
6.3.2
Klasifikace stanovišť Krkonošského národního parku
V oblasti jsou patrné velké rozdíly ve vitalitě lesních porostů. Vhodná klasifikace lesních stanovišť by měla být schopná tyto pozorované rozdíly vysvětlit a předpovědět pravděpodobnou vitalitu jednotlivých porostů, a to za předpokladu, že budou k dispozici dostatečné informace o různých faktorech určujících stanovištní podmínky. 1.
Vhodná klasifikace lesních stanovišť může být použita pro následující účely:
2.
Vysvětlení rozdílné vitality nebo úhynu lesa na různých stanovištích v Krkonoších a předpověď účinků atmosférické depozice na vitalitu jednotlivých lesních porostů.
3.
Identifikace „problémových oblastí“; zde je příslušná klasifikace velmi důležitá pro inventarizaci rozmístění a rozlohy takových oblastí.
4.
Náhled do mozaiky abiotických podmínek velkého i malého měřítka, který je důležitý pro identifikaci a zavádění adekvátní strategie a řízení obnovy lesa.
(Tab. 6.4) Popis stanoviště Faktor: Teplota A1−An výškové vegetační zóny Faktor: drenáž (odvodnění)
176
Podmínky stanoviště (předběžné) špatné – velmi dobré
B1 rašeliniště B2 rašelinné podzoly, vlhčí B3 rašelinné podzoly, sušší Faktor: hloubka půdy (k zakořenění) C1 syrozemě C2 mělké podzoly nebo hnědozemě ve vysokých nadmořských výškách Faktor: Půdní kapacita půd (neutralizace kyselin) D1 hnědozemě D2 podzolované hnědozemě D3 podzoly D4 rašelinné podzoly D5 rašeliniště D6a syrozemě na fylitech a břidlicích D6b syrozemě na žulách a rulách Faktor: Kyselá depozice E1 vyšší polohy a závětrná strana hor, pod stromy E2 vyšší polohy a závětrná strana hor, nezalesněné plochy E3 nižší polohy v jehličnatém lese E4 nižší polohy v listnatém lese E5 nižší polohy, nezalesněné plochy
velmi špatné špatné střední velmi špatné střední dobré poměrně dobré střední až špatné špatné velmi špatné špatné až velmi špatné velmi špatné
velmi špatné špatné střední poměrně dobré dobré
Stanovištní faktory, které mají podle očekávání sehrát významnou roli při určování vitality lesních porostů Krkonoš, zahrnují teplotu, drenáž – propustnost, hloubku prokořenění, kapacitu neutralizace kyselin a kyselou depozici. Jednotlivé faktory mohou být podrobeny kvalitativnímu vyhodnocení a následně zkombinovány do celkového vyhodnocení kvality příslušného lesního stanoviště. Výsledky tohoto postupu mohou být pak porovnány s údaji o měřených parametrech vitality lesa, jako je čistá produkce biomasy nebo vitalita porostu. Popsaná procedura slouží pro kvalitativní a polo− kvantitativní bonitaci oblasti (FAO, 1976). Na základě informací popsaných v předcházejících částech není možné vytvořit kvantitativní klasifikaci lesních stanovišť. Hlavním důvodem je, že není možné měřit hodnoty jednotlivých faktorů jinak nežli subjektivní, kvalitativní metodou, ani nelze přesně vyčíslit podíl jednotlivých faktorů na celkové kvalitě stanoviště. Kromě toho nejsou k dispozici systematické údaje o parametrech vitality lesa, které by mohly být použity pro kontrolu výsledků hodnocení. Z tohoto důvodu byl učiněn pouze pokus o zhodnocení jednotlivých stanovištních faktorů a dokonce i toto hodnocení je otevřené dalšímu vylepšování založenému na odborných expertízách. Pro jednotlivá stanoviště v Krkonoších byly místní podmínky vitality lesa prozatímně klasifikovány na základě pěti stanovištních faktorů, které jsou popsány v předcházející části. Schéma klasifikace lesních stanovišť (viz tabulka 6.1) udává podmínky, na základě kterých lze vysvětlit jednotlivé trendy vitality lesa. Prostorové uspořádání klasifikovaných lesních stanovišť v Krkonošském národním parku může být z části odvozeno z dostupných dat založených na GIS. Jedná se však pouze o prostorovou mozaiku v měřítku od 1:10 000 a výše. Menší měřítka sledování jsou zejména potřebná pro určování vitality lesa a vyhodnocování možností jeho obnovy na stanovištích se špatným odvodem vody (drenáží) a stanovištích s charakteristickými mělkými půdami. Vliv stanovištních faktorů na vitalitu lesa je velmi složitá záležitost. Proto je nutné vyhodnotit, zda byly při klasifikaci lesních stanovišť identifikovány a zohledněny skutečně ty nejzávažnější aspekty. Při
177
analýze spolehlivosti takové klasifikace lze tuto klasifikaci srovnat se skutečnými projevy odumírání lesa, a to buď přímo v terénu nebo na základě geografických informací, jako jsou například satelitní snímky. V takových případech jsou k dispozici dvě metody: 1.
Výchozím bodem je prozatímní – zkusná klasifikace lesních stanovišť. Na základě této klasifi− kace lze dospět k vyhodnocení vitality lesa nebo jeho odumírání na určité lokalitě Krkonošského národního parku. Toto hodnocení může být ověřeno v terénu nebo prostřednictvím interpretace satelitních snímků.
2.
Výchozím bodem jsou pozorované prostorové rozdíly ve vitalitě lesa. Klasifikace lesních stanovišť může být použita k jejich vysvětlení.
6.4 Změny stanovištních podmínek v Krkonoších očekávané v budoucnosti 6.4.1
Scénářová analýza
Půdní změny vyvolané změnami atmosférického přísunu kyselých látek byly studovány za použití deterministického modelu Smart, který může být použit na vyhodnocení dlouhodobých účinků kyselé depozice na půdy. Tento model má ty výhody, že je a) procesně orientovaný, což znamená, že jsou v něm explicitně zahrnuty půdní procesy, b) je jednoduchý, protože vyžaduje jen malé množství vstupních dat, které dokáže aplikovat v místním měřítku a c) je dynamický, díky čemuž je vhodný pro analýzy dlouhodobého chování půdy. Model propočítává půdní roztok v rovnováze s daným stupněm depozice a počítá s interakcemi v půdě. Mezi tyto interakce patří jmenovitě absorpce porostu, půdní zvětrávání, uvolňování hliníku a přeměna dusíku. Požadované vstupní parametry pro model jsou: – srážkový přebytek, tj. úhrn srážek mínus evapotranspirace; – atmosférická depozice Nox, NHx, Sox a bázické kationy (BC); – půdní charakteristiky: C, C/N, CEC, Al(OH)3 a BC, Al, H v sorpčním půdním komplexu, mocnost a objemová hmotnost kořenové zóny. Počátečním a konečným rokem simulace byly roky 1900 a 2050. Kyselá depozice byla v roce 1900 v České republice poměrně malá (MOLDAN 1990). Ačkoliv v porovnání s rokem 1860 byla téměř trojnásobná, rovnala se stále pouze jedné šestině depozice naměřené v 80. letech (Obr. 6.3). Z tohoto důvodu byla situace v roce 1900 hodnocena jako víceméně nezasažená kyselým znečištěním. Simulace odhaduje situaci dále až do roku 2050 a je založena na předpokladu, že kyselá depozice v oblasti se během následujících pěti desetiletí sníží o 50 %. Simulace pomocí modelu Smart prokazuje vysoké okyselení půdy (Obr. 6.4). Hodnota pH se snižuje, nasycenost bázemi se blíží k nule a poměr Al/BC prudce stoupá. Jakmile kyselá depozice opět poklesne, hodnoty pH a nasycenost bázemi se trochu zvýší, zatímco poměr Al/BC podstatně poklesne. Simulované změny v nasycenosti bázemi a hodnotách pH dobře odpovídají měřením prováděným mezi roky 1958 a 1991 společností Lesprojekt (Obr. 6.1 a 6.2). V průběhu tohoto období se nasycenost bázemi snížila na hodnoty pod 0,1 stejně jako v simulaci. Výsledky naší simulace s použitím modelu Smart se v podstatě shodují se simulací, kterou provedli HRUŠKA, CIENCIALA a MORAVČÍK (2001) pro oblast Krkonoš za pomoci modelu Magic. Simulační analýza prokazuje relativní nedůležitost půdního zvětrávání pro neutralizaci okyselení způsobeného kyselými dešti. Ukazuje také, že ani za předpokladu 50 % snížení kyselé depozice nebude zásoba bazických kationů do roku 2050 obnovena.
178
6.5 Přirozený vývoj silně degradovaných lesních ekosystémů a holosečí 6.5.1
Vývoj vegetace silně degradovaných lesních ekosystémů a holosečí
Byl proveden průzkum (KOOIJMAN at al. 1999), který měl vysledovat obecné trendy změn vegetace v narušených ekosystémech. Kvůli časovému omezení byl k posouzení vývoje ekosystémů místo programu dlouhodobého monitoringu (longitudiální) zvolen krátkodobý komparativní přístup (transverzální). Kromě toho nemohla být definována žádná základní situace, od které se pozorované změny v postižených lesích a na holinách odvíjely, protože nejsou k dispozici nepostižené oblasti. Terénní průzkum byl prováděn na nejhůře postižených lokalitách v supra−montánních zónách (7. a 8. stupeň českého systému typologie lesa). Studie se zaměřila na ty kompartimenty ekosystému, které mají pro probíhající změny velkou vypovídající schopnost, tj. na bylinnou synuzii a profil organické půdy. Hlavní otázky, na které se hledala odpověď, byly: 1.
Jaké změny (pokud vůbec nějaké) lze vysledovat v bylinném patře odumírajících lesních porostů a na holinách vzniklých po uhynutí lesa ve vyšších vegetačních stupních?
2.
Jakými změnami (pokud vůbec nějakými) prošly morfologické vlastnosti humusového profilu na holinách v obou výškových stupních?
3.
Kdy a za jakých podmínek (pokud vůbec) začnou na holinách v obou výškových stupních působit přirozené regenerační procesy a jsou tyto procesy úspěšné?
4.
Existuje nějaký vztah mezi vývojem organické vrstvy, bylinné vegetace a přirozenou obnovou dřevin na holinách, který by vypovídal o schopnosti samoregulace a rehabilitace těchto postižených ekosystémů, a definoval tak počátek přirozené sukcese lesa?
V supra−montánním 8. stupni mají postižené lesní porosty smrku ztepilého podrost, kterému dominují třtina chloupkatá (Calamagrostis villosa), borůvka (Vaccinium myrtillus) a metlička křivolaká (Deschampsia flexuosa). Na následných holinách všechny tyto tři druhy ve většině případů přetrvávají. Třtina chloupkatá dominuje zbývajícím dvěma v odumírajících lesích a svoji dominanci si uchovává i během vývoje vegetace na holosečích. Ordinační diagram distribuce bylinných druhů (Obr. 6.5) naznačuje, že borůvka do určité míry koreluje s (degradujícím) lesem, zatímco třtina chloupkatá ukazuje směrem k ranným stadiím holin a metlička přetrvává hlavně v pozdějších vývojových stadiích holin i lesních porostů. Plocha porostlá metličkou se postupně zvětšuje, a to zejména ve třetím stadiu vývoje vegetace na holosečích. Tyto trendy jsou blíže popsány na obrázku 6.5, který naznačuje, že borůvka koreluje s lesními porosty, zatímco metlička s holosečemi. Změny v zastoupení jednotlivých druhů jsou doloženy i sledováním jejich vitality. (KOOIJMAN et al. 1999). Vitalita borůvky je výrazně nižší v prvním stadiu holosečí, vitalita metličky je výrazně vyšší během vývoje vegetace na holosečích, zatímco vitalita třtiny chloupkaté se nemění. V 7. vegetačním stupni se také objevují všechny tři hlavní bylinné druhy, ale třtina chloupkatá (C. villosa) zde nehraje dominantní roli. Změny v zastoupení během vývoje na holosečích jsou patrné zejména v případě borůvky (V. myrtillus), která v ranných stadiích holosečí vykazuje jasný úbytek. Pokryvnost borůvky v lese činí cca 25 %, snižuje se v prvním stadiu rozvoje holoseče a později se opět zvyšuje. Rozdíly v přirozené obnově pionýrských dřevin mezi 7. a 8. vegetačním stupněm jsou minimální. Všechny druhy dřevin přítomné v 7. stupni, s výjimkou modřínu opadavého (Larix decidua), lze najít i ve stupni 8. U vrby jívy (Salix caprea) byl zjištěn poněkud častější výskyt ve vyšší nadmořské výšce. U buku (Fagus sylvatica) byl zjištěn větší počet zmlazených jedinců v nižší nadmořské výšce, ale zmlazuje se i ve vyšších nadmořských výškách. V 8. vegetačním stupni se během vývoje vegetace na holosečích zvyšuje zastoupení jeřábu (Sorbus aucuparia) a břízy (Betula pendula) a do určité míry také vrby jívy (S. caprea), osiky (Populus tremula)
179
a buku (F. sylvatica). Jejich výskyt se výrazně zvyšuje v pozdějších stadiích holosečí, tj. po sedmi letech. Hodnoty pokryvnosti břízy (B. pendula) se postupně zvyšují z méně než jednoho procenta na 40 % pokryvnosti v pozdějších stadiích holosečí (Obr. 6.6). Pokryvnost jeřábu (S. aucuparia) zůstává ve všech stadiích nízká. V 7. vegetačním stupni se objevují více méně stejné trendy: zmlazení jeřábu (S. aucuparia), břízy (B. pendula), vrby jívy (S. caprea), osiky (P. tremula) a buku (F. sylvatica) je četnější na starších holosečích. Pokryvnost břízy se zvětšuje již ve středních stadiích a na starých holinách dosahuje hodnoty cca 20 % (Obr. 6.6). Také v tomto vegetačním stupni může být pozorován jasně se zvyšující trend přirozené obnovy pionýrských dřevin v čase. Hodnoty pokryvnosti jeřábu zůstávají po celou dobu nízké. Přirozená obnova břízy a jeřábu jasně manifestuje regenerační potenciál lesních ekosystémů v Krkonoších. Ten je samozřejmě podpořen také regenerací osiky, vrby jívy a zejména buku. Posledně jmenovaná dřevina byla v oblasti běžně rozšířená až do 16. století a uchovala se rozptýlená na několika málo lokalitách. Buk patří mezi druhy nižších nadmořských výšek, ale občas se objevuje až ve výškách do 1250 m. Pozorované zmlazování buku ve vyšších vegetačních stupních by mělo být považováno za slibný směr vývoje. Studie naznačuje, že husté travní porosty – které se vyvinuly v uplynulých desetiletích během procesu degradace lesů a na holinách – nepřekážejí obnově pionýrských dřevin. Toto zjištění, v kombinaci s předpokládaným pozitivním vlivem pionýrských dřevin na půdu prostřednictvím zlepšení kvality opadu, urychlením rozkladu a koloběhu živin, naznačuje, že samoregulační mechanismy stále existují a jsou aktivní. Tento závěr se týká jak 7. tak i 8. vegetačního stupně, ačkoliv toho v poněkud menším rozsahu. Podmínky pro přirozenou přeměnu kulturních smrkových porostů na původní lesní společenstva tedy stále existují. Pěti− i víceleté zpoždění v procesu obnovy pionýrských dřevin bylo způsobeno pravděpodobně počátečním nedostatkem zdrojů semenného materiálu. Na podporu přirozeného vývoje je také třeba snížit stavy vysoké zvěře v krkonošských lesích. Kromě toho mohou být pionýrské dřeviny za účelem zrychlení vývoje lesa vysazovány nebo vysévány na holosečích. Z dosažených výsledků mohou být vysledovány trendy probíhajícího vývoje a ty se mohou následně využít v procesu přirozené rehabilitace ekosystémů a při volbě metod pěstování lesa, které podpoří obnovu původních lesních ekosystémů v Krkonoších. 6.5.2
Půdní změny v průběhu sukcese silně postižených lesních ekosystémů a holosečí
Rozdíly v půdních vlastnostech mohou být způsobeny jednak rozdíly v podmínkách jednotlivých stanovišť, např. místními rozdíly v propustnosti nebo hloubce půdy, které ovlivňují jak rozklad organického opadu tak i druhovou skladbu bylinné synuzie, jednak specifickým příjmem živin jednotlivými druhy rostlin a intenzitou rozkladu jejich organické hmoty. Typickým příkladem prvního případu jsou rozdíly půdních vlastností pozorované mezi půdami, na kterých dominují třtina chloupkatá (Calamagrostis) a metlička křivolaká (Deschampsia). Třtina chloupkatá (Calamagrostis villosa) dominuje na relativně špatně odvodněných lokalitách s mělkou spodní vodou a je spojována s ektorganickými horizonty, které jsou méně kyselé, mají vyšší pH a nižší poměr C/N. Poblíž těchto lokalit, na místech kde je lepší odvodnění, ale ostatní podmínky jsou identické, převládá metlička křivolaká (Deschampsia flexuosa). Pod tímto druhem najdeme kyselejší půdy s nižším pH a vyšším poměrem C/N. Tyto rozdíly v půdních vlastnostech jsou primárně způsobené rozdíly v odvodnění stanoviště, ačkoliv se zde objevují a k rozdílům ve vlastnostech půdy pravděpodobně přispívají také rozdíly ve složení odumřelé organické hmoty. Přímý vliv složení bylinných druhů na parametry půdy může být vysledován srovnáme−li stanoviště, na kterých dominuje borůvka (Vaccinium), se stanovišti na kterých dominuje metlička (Deschampsia), která se z hlediska vnějších podmínek liší jen minimálně, pokud vůbec. Pod borůvkou mají ektorganické horizonty tendenci vykazovat vyšší poměr C/N v souvislosti s poměrně nízkým obsahem N v biomase borůvky. Kromě toho tyto ektorganické horizonty vykazují vyšší hodnoty adsorbovaného
180
i neextrahovatelného vápníku (Ca), jev, který musí být přičten preferenční absorpci Ca borůvkou. Hodnoty extrahovatelného K jsou obecně poměrně nízké. Otázka, která by zde měla být zodpovězena, zní, zda je možné během sukcese rozlišit všeobecné půdní vývojové trendy a pokud ano, jak lze tyto trendy vysvětlit. Tabulka 6.5 poskytuje přehled změn pozorovaných na holoseči. Změny v půdě po vysázení smrku, tj. v mladých smrkových porostech, jsou uvedeny v tabulce 6.6. Na holoseči dochází na většině stanovišť ke zvýšení nasycenosti bázemi a hodnot pH, zatímco poměr extrahovatelných Al/Ca se snižuje. Ostatní vlastnosti buď zůstávají beze změn nebo u nich nelze rozeznat jasné trendy. Pozorované změny jasně ukazují na celkové zlepšení úrodnosti půdy na holoseči. Toto zlepšení může být připisováno a) nižšímu přísunu kyselých látek z atmosféry díky nižšímu indexu listové plochy (leaf area index – LAI), který je výsledkem vykácení stromů, b) zlepšení rozkladu opadu a snížení produkce organických kyselin díky změněným světelným a drenážním podmínkám a c) zlepšení kvality vytvářeného opadu (tráva místo jehličí), nebo kombinací všech těchto jevů. Změny půdních vlastností mezi starými lesními porosty a mladými, hustými smrkovými porosty jsou shrnuty v tabulce 6.6. Ve srovnání s holosečemi se půdní kyselost v mladých porostech zvyšuje a dosahuje vyšších hodnot než jaké vykazují staré porosty. Poměry Al/Ca a hodnoty BS se dostávají zpět na úroveň starých lesních porostů a ukazují na zvýšené okyselení a pokles úrodnosti. Kromě toho se zvyšují hodnoty SO4, které naznačují zvýšení atmosférické depozice. Mladé smrkové porosty jsou velmi husté s nízkým bylinným pokryvem a s velmi extrémními podmínkami pokud se týká světla a odvodnění, tj. jsou tmavé a relativně vlhké, a současně se špatnými podmínkami pro dekompozici opadu díky mikroklimatickým podmínkám i složení opadu. Kromě toho trpí relativně vysokou atmosférickou depozicí zaviněnou vysokým indexem listové plochy (LAI). Fakt, že nasycenost bázemi a poměr Al/Ca se ve srovnání se starými lesními porosty nemění, lze vysvětlit tím, že u starých porostů tyto parametry již dosáhly poměrně extrémních hodnot, protože příslušné půdní horizonty již ztratily schopnost tlumit množství Al. Zlepšení následující po vykácení porostů nebyla tedy dostatečná k tomu, aby takový útlumový efekt vytvořila. Vyšší atmosférický přísun kyselin, o kterém svědčí vyšší hodnoty SO4, v kombinaci se špatnou dekompozicí opadu (jehličí místo trávy) však mohou také vést k dalšímu okyselování půdy, které bylo skutečně pozorováno. Všeobecná pozorování vývoje půdy byla prováděna také během rozsáhlého průzkumu bylinné synuzie v lesních porostech a na holosečích v Krkonoších (KOOIJMAN et al. 1999). Ektorganickým profilům dominuje horizont H, který v 7. vegetačním stupni dosahuje mocnosti 8–10 cm, zatímco v 8. stupni mocnosti výrazně větší, a to 9–16 cm (Tabulka 6.7). Půdy jsou v 8. vegetačním stupni výrazně vlhčí (Tabulka 6.8). V 8. vegetačním stupni nejsou patrné žádné výrazné rozdíly v mocnosti horizontů, ačkoliv lze vysledovat jisté trendy zvyšování mocnosti horizontu H od lesních porostů po holoseče staré více než 7 let. Kromě toho, podíl horizontů LF1+F2 v celkové ektorganické vrstvě se během vývoje lesa snižuje a je nejvyšší u starých holosečí, ačkoliv ne příliš výrazně. Výrazné jsou také změny půdní vlhkosti během vývoje holosečí, ale nelze zde hovořit o jejím postupném snižování. Naopak, lesy a holoseče staré 4–6 let jsou výrazně sušší nežli holoseče mladší nebo starší. V 7. vegetačním stupni je humusový profil výrazně ovlivněn vývojem holoseče (Tabulka 6.7, Obrázek 6.7). Absolutní i relativní mocnost horizontu LF1 byla nižší na starších holosečích, relativní podíl materiálu H byl v tomto stadiu vyšší. Index půdní vlhkosti se během vývoje holoseče nezměnil (Tabulka 6.8).
Obr. 6.7. Tab. 6.8.
181
6.6 Obecný přístup k obnově lesních ekosystémů: zvrátit proces borealizace 6.6.1
Meliorační úloha pionýrských dřevin
Výzkum melioračních účinků listnatých pionýrských dřevin na půdu (EMMER, SEVINK a kol. 1997, EMMER et al. 1998a/b) byl založen na srovnávání půdních charakteristik porostů pionýrských listnatých dřevin různého věku se sousedními monokulturními smrkovými porosty. Na základě blízkého sousedství obou porostů a doplňujících informací byl vytvořen předpoklad, že půdní vlastnosti obou sousedních porostů pionýrských dřevin a smrku budou podobné. Předmětem výzkumu byl vliv přirozených porostů jeřábu nebo smíšených porostů jeřábu a břízy na humusovou formu, a to na základě srovnání takových porostů se sousedními monokulturními smrkovými porosty. Výzkum byl proveden na sedmi párech lokalit v 6. a 7. vegetačním stupni v nadmořských výškách o rozsahu 660–975 m n. m. Stáří zkoumaných porostů se pohybovalo mezi 20 a 50 lety v případě porostů pionýrských dřevin a mezi 40 až 120 lety u smrkových porostů. Mezi humusovými formami pod listnatými a smrkovými porosty je patrný výrazný rozdíl v morfologii horizontů. Pod pionýrskými dřevinami jsou horizonty mnohem méně kompaktní a méně slehlé a vykazují daleko vyšší stupeň aktivity půdní fauny. Pod pionýrskými dřevinami je hodnota pH (CaCl2) v horizontu LF až o 1,3 stupně – a průměrně o 0,7 stupně – vyšší než pod smrkem. V případě horizontu H je rozdíl menší, což lze vysvětlit tím, že horizont H pod mladými pionýrskými dřevinami je tvořen opadem ze smrku ztepilého. Lze říci, že pionýrské dřeviny zlepšují podmínky směrem k takovým hodnotám pH, které jsou vhodné nebo optimální pro další původní dřeviny – jedli a buk >3 (vhodné) a >4 (optimální). Výsledky shrnuté v tabulce 6.9 jasně ukazují, že vliv pionýrských dřevin na kvalitu půdní organické hmoty je ve zkoumaných půdách skutečně patrný. Koncentrace bazických prvků (ze kterých 54–88 % představuje Ca), Mg a Al v horizontu LF pod smrkem je prakticky konstantní, zatímco pod pionýrskými dřevinami se koncentrace bazických prvků s přibývajícím věkem porostu zvyšuje. Kromě toho byly v horizontech LF a H pod pionýrskými dřevinami zjištěny vyšší hodnoty NH4 a nižší hodnoty výměnné kyselosti. V horizontu H se celkové množství bazických složek a Mg s přibývajícím věkem zvyšuje. Celková koncentrace bazických složek a Mg v horizontu LF je v případě pionýrských dřevin 2–4krát vyšší než pod smrkovými porosty, zatímco hodnoty Al jsou nižší. Podobné charakteristiky lze pozorovat i v horizontech H, kde je koncentrace Al celkově daleko vyšší a koncentrace bazických složek výrazně nižší než v případě horizontu LF. Trendy vývoje zásob bazických kationů v celé organické vrstvě (LFH) nejsou zcela jasné (viz EMMER, SEVINK et al. 1997), protože do značné míry závisejí na zásobě organické hmoty. Přesto lze říci, že horizont LF pod pionýrskými dřevinami vykazuje nárůst obsahu bazických prvků s rostoucím věkem porostu. Jiné studie naznačují, že listnaté pionýrské dřeviny silně ovlivňují zásobu prvků v organické hmotě a – v menší míře – také množství nahromaděné organické hmoty. To znamená, že dochází k redistribuci živin z těžko dostupných do snadněji dostupných vrstev půdy. To vše závisí na délce období, po které pionýrské dřeviny uplatňovaly svůj vliv. Čím je toto období delší, tím větší je vliv na zásoby organické hmoty. Během prvních 50 let lze u pionýrských dřevin vysledovat postupný nárůst hodnot Ca a Mg. Námi zjištěné údaje jsou plně v souladu s údaji uváděnými v zahraniční literatuře (např. GARDINER 1968, PATTERSON 1993, ZERBE a MEIWESS 2000). Závěrem lze říci, že listnaté pionýrské dřeviny výrazně ovlivňují chemické vlastnosti horizontu LF v prvních 20 letech po jejich založení, a že se tyto vlastnosti i nadále zlepšují. V případě horizontu H je k vysledování takových změn zapotřebí delšího časového období. V horizontu H lze ekologicky významné změny v porostu pionýrských dřevin pozorovat zhruba po 40 až 50 letech od jeho vzniku. 6.6.2
Obnova montánních ekosystémů v Krkonoších
Srovnání listnatých pionýrských a smrkových porostů odhaluje skutečnost, že podpora pionýr− ských dřevin může být účinným nástrojem prevence proti degradaci ohrožených lokalit nebo dokonce
182
může vést k jejímu zvrácení, aniž by bylo nutné aplikovat vápnění nebo hnojení půd. Přítomnost těchto měkkých listnáčů v porostech smrku ztepilého nebo na holinách způsobuje zvýšení hodnot pH, bazických prvků a biologické aktivity v humusové formě a zároveň také přispívá k větší variabilitě ve vlastnostech humusové formy. Výše uvedený závěr je v souladu se závěry jiných autorů, kteří zjistili, že bříza a jeřáb zlepšují půdní vlastnosti, že podporují dekompozici a uvolňování živin, působí jako prevence před degradací stanovišť a dokonce zlepšují stanovištní podmínky (GARDINER 1968, PATTERSON 1993, LEDER 1995, YERBE a MEIWES 2000). Vzhledem ke skutečnosti, že obnova humusové formy pod listnatými pionýrskými dřevinami je záležitostí několika desetiletí, mělo by být zachováno vysokoprocentní zastoupení těchto měkkých listnáčů v porostech po co možná nejdelší dobu, nejlépe po dobu celé generace (tj. cca 50–90 let). Vysoký podíl pionýrských listnatých dřevin ve skupinové příměsi přispěje i k věkové diferenciaci nově zakládaných porostů. Na lepších stanovištích s vyšším potenciálem regenerace a nižším znečištěním ovzduší není otázka optimálního zastoupení pionýrských dřevin tak zásadní. Pokud však vezmeme v úvahu přirozený vývoj stanoviště, pak zavedení listnatých pionýrských dřevin významně zlepšuje jeho diverzitu a především biodiverzitu. Efektivní management by se tedy měl v každém případě vyvarovat odstraňování těchto měkkých listnáčů během čistek a probírek. Obzvláště důležitou roli by mohly listnaté pionýrské dřeviny sehrát na vážně degradovaných stanovištích postižených dlouhodobým působením znečistěného ovzduší a borealizací. Tato stanoviště se nacházejí zejména ve vysokých nadmořských výškách (8. vegetační stupeň), kde je znečistění ovzduší mnohem silnější než v nižších polohách, dekompozice organické hmoty a zvětrávání minerálního podloží je pomalé a podmínky pro růstové podmínky jsou velmi nepříznivé.
6.7 Hlavní závěry U půdních typů lze pozorovat jasnou vazbu na stanovištní faktory jako např. chemizmus půdy, hloubku prokořenění a propustnost půdy. Ze čtyř hlavních faktorů ovlivňujících chemické vlastnosti půdy (atmosférická depozice, odvodnění, geologický podklad, podnebí) je to právě atmosférická depozice, která největší měrou přispívá k rozdílnosti chemických vlastností půd na úrovni jednotlivých stanovišť. V pořadí druhým, ale zřetelně méně důležitým faktorem je odvodnění. Rozhodující vliv kyselé depozice na chemické vlastnosti půdy lze dokázat použitím deterministického modelování. Na holosečích můžeme pozorovat zlepšení chemických vlastností půdy. Pod mladými smrkovými porosty se tyto vlastnosti opět očividně zhoršují vlivem nepříznivého složení organické hmoty a díky kyselé depozici. Změny půdního chemismu pozorované v uplynulých desetiletích jsou způsobené borealizací a kyselou depozicí, přičemž prvně jmenovaný jev je podřadný. Vliv borealizace na půdní pH činí dle odhadů přibližně 0,2–0,3 stupně pH. Nasycenost bázemi může změnit až o 10 %. Kyselá depozice způsobila pokles pH o více než 1 stupeň, na hodnotu nižší než pH 3, a více než pětinásobné snížení nasycenosti bázemi během období 1958–1991. Zvětrávání půd je ve srovnání s účinky kyselých srážek poměrně nedůležité. Ani za předpokladu 50 % snížení kyselé depozice v období do roku 2050 nebude obnovena zásoba basických kationů. Emise okyselujících látek v širším území mezi tím do současné doby poklesla na úroveň asi 10 % maxima z druhé poloviny 80. let. Avšak ani za těchto podmínek nelze počítat s obnovou normálních půdních procesů na zasažených stanovištích. Hlavními stanovištními faktory jsou teplota, odvodnění, hloubka prokořenění, intenzita kyselé depozice a kapacita neutralizace kyselin. Pomocí informací, které jsou v současné době k dispozici, lze provést klasifikaci lesního stanoviště jen v měřítkách 1:více než 10 000. Takové měřítko je vhodné pouze pro hodnocení změn stanovištních faktorů na lokální úrovni (v rámci kompartimentů). Dostupné údaje nepostačují pro hodnocení kvality stanovišť v krajinném měřítku.
183
V následujících desetiletích už nebude pěstování lesů pouze reagovat na kalamity. Místo toho se management soustředí na podporu příznivého vývoje ekosystémů s cílem zvýšit jejich ekonomickou stabilitu a biodiverzitu. Současná přechodná fáze ovlivní budoucí podobu a obsah péče o lesní porosty. Klasifikace lesních stanovišť odrážející současné podmínky pro růst lesa by měla zahrnout také prostorové rozložení výskytu a intenzity kyselé depozice a jejich vliv na kvalitu půdy. Budoucí klasifikace již mohou tuto informaci vynechat, protože znečištění ovzduší výrazně klesá. Vývoj vegetace v těžce degradovaných lesních ekosystémech a na holosečích je takový, že lze předpokládat přirozenou obnovu pionýrských dřevin. Mezi pionýrské dřeviny, které nejčastěji porůstají starší holoseče, patří především bříza a jeřáb, ale objevuje se i osika a buk. Vysévání těchto druhů může urychlit proces sukcese. Zdá se, že mezi vegetačními stupni 7. a 8. lze vysledovat jen malé odlišnosti. Pod pionýrskými dřevinami je hodnota pH (CaCl2) v horizontu LF až o 1,3 stupně – a průměrně o 0,7 stupně – vyšší než pod smrkem. V případě horizontu H je rozdíl menší, což lze vysvětlit tím, že horizont H pod mladými měkkými listnáči je tvořen opadem smrku ztepilého. Lze říci, že pionýrské dřeviny zlepšují půdní podmínky směrem k takovým hodnotám pH, které jsou vhodné nebo optimální pro další původní dřeviny – jedli a buk: >3 (vhodné) a >4 (optimální). Koncentrace bazických prvků (ze kterých 54–88 % procent představuje Ca), Mg a Al v horizontu LF pod smrkem je prakticky konstantní, zatímco pod pionýrskými dřevinami se koncentrace bazických prvků s přibývajícím věkem porostu zvyšuje. Kromě toho byly v horizontech LF a H pod pionýrskými dřevinami zjištěny vyšší hodnoty NH4 a nižší hodnoty výměnné kyselosti. V horizontu H se celkové množství bazických složek a Mg s přibývajícím věkem zvyšuje. Celková koncentrace bazických složek a Mg v horizontu LF je v případě pionýrských dřevin 2–4krát vyšší než pod smrkovými porosty, zatímco hodnoty Al jsou nižší. Podobné charakteristiky lze pozorovat i v horizontech H, kde je koncentrace Al celkově daleko vyšší a koncentrace bazických složek výrazně nižší než v případě horizontu LF. Závěrem lze říci, že listnaté pionýrské dřeviny výrazně ovlivňují chemické vlastnosti horizontu LF v prvních 20 letech po jejich založení, a že se tyto vlastnosti i nadále zlepšují. V případě horizontu H je k vysledování takových změn zapotřebí delšího časového období. V horizontu H lze ekologicky významné změny v porostu pionýrských dřevin pozorovat zhruba po 40 až 50 letech od jeho vzniku.
6.8 Souhrn doporučení Všeobecně Přítomnost listnatých pionýrských dřevin jako je bříza nebo jeřáb v porostech smrku ztepilého nebo na holosečích, ať už jako výsledek výsadby nebo přirozené obnovy, způsobuje ekologicky významné zvýšení hodnot pH, obsahu bazických prvků a biologické aktivity humusu. Přímým důsledkem těchto zlepšení je zvrácení procesu borealizace, podpora a zlepšení biodiverzity. Proto doporučujeme podporovat uplatnění listnatých pionýrských dřevin v lesním hospodářství v co možná největší míře. Ať už jde o odumírající les, holoseč nebo sukcesní stadia, přirozený vývoj vegetace včetně listnatých pionýrských dřevin pomáhá zlepšovat diverzitu a biodiverzitu stanoviště. Péče o lesní přírodu, která má být efektivní z hlediska nákladů, by se proto měla v každém případě vyvarovat odstraňování těchto dřevin při výchovných zásazích v porostech. Značné zvýšení podílu měkkých listnáčů na rozloze lesa se nemůže interpretovat jako znehodnocení kvality lesa ve smyslu nižšího zastoupení klimaxových dřevin nebo omezení produkce dřeva. Předně, v národním parku nemůže být produkce dřeva kritériem lesního hospodářství; rozhodující jsou kritéria ekologická. Za druhé, není žádného důvodu usilovat o bezprostřední obnovu klimaxové druhové skladby lesa. Naopak: porosty pionýrských dřevin je třeba považovat za začátek přirozené sukcese, která zajistí v lese větší prostorovou, časovou a druhovou diverzitu v současné době i v budoucnosti. Zavedení výše jmenovaných principů vyžaduje zcela nový přístup k lesnímu hospodářství v oblasti, ve kterém musí hrát velkou roli přírodní hodnoty a biodiverzita, a které musí být zároveň založené na přírodních procesech a zaměřené prioritně na obnovu půd a stanovišť.
184
Vliv listnatých pionýrských dřevin Pionýrské dřeviny jsou schopné do 20 let od vysazení či nasemenění ovlivnit chemické vlastnosti horizontu LF, a do 40 až 50 let také horizontu H. Vzhledem ke skutečnosti, že obnova humusové formy pod listnatými pionýrskými dřevinami v nesmíšených porostech je záležitostí několika desítek let, ma− nagement by se měl zaměřit na dosažení vysokého podílu měkkých listnatých dřevin v lesních porostech. Kromě toho by měl být tento vysoký podíl listnáčů udržován po poměrně dlouhou dobu, nejlépe po celou jednu generaci lesa (tj. cca 50–90 let). Rozsah změn způsobených pionýrskými dřevinami (viz 5), tak jak je popisován v této studii, je vztažen na porosty asi 50 let staré v nadmořské výšce kolem 700 m v 6. vegetačním stupni. V případě lokalit ve vyšších polohách, v 7. a 8. vegetačním stupni, je k celkovému zlepšení ektorganické vrstvy prostřednictvím listnatých pionýrských dřevin zapotřebí mnohem delšího časového období, a to zejména proto, že na takových stanovištích se vyskytují méně příznivé půdní a růstové podmínky. Proto se doporučuje prioritní podpora pionýrských dřevin v 7. vegetačním stupni doprovázená výraznou redukcí dřevin okyselujících půdu, především smrku ztepilého. Horní hranice lesa v alpinském 8. stupni může být samozřejmě zachována pouze podporou smrku ztepilého, jako hlavní původní dřeviny v tomto vegetačním stupni. V drsných klimatických podmínkách trpí listnaté pionýrské dřeviny neustále sněhovými a ledovko− vými polomy. Navzdory tomu musí být každý keř, strom nebo skupinka pionýrských listnáčů uchována pro jejich příznivý ekologický vliv a funkce. Lesní hospodářství Nový přístup zaměřený na dosažení větší druhové a věkové diverzity porostů se v Krkonošském národním parku již v určité míře zavádí. Tento přístup zahrnuje zajištění příměsi pionýrských listnáčů ve skupinách, které se později podsázejí cílovými dřevinami nebo se ponechají sukcesi. Tímto postupem lze snadno dosáhnout vysokého stupně zastoupení listnatých dřevin v druhové skladbě lesa. Pro urychlení melioračních procesů v porostech i mimo tyto listnaté skupiny se doporučuje zachovávat i vysoký počet rozptýlených listnatých stromů v porostu. Na stanovištích, kde hustá travní vegetace brání přirozenému uchycení a růstu semenáčků pionýrských listnatých dřevin v prvních stadiích po celkovém úhynu lesa nebo na holoseči (zejména v 7. a 8. vegetačním stupni), by měla být zvážena možnost jejich umělého vysazování, které urychlí rozvoj vegetace a s tím související půdní melioraci. Vzhledem k tomu, že pionýrské dřeviny produkují semena již v nízkém věku a že počet semenných stromů se v posledních letech značně zvýšil, je možné považovat úspěšnou obnovu těchto dřevin za zajištěnou. Při plném využití přirozené obnovy některých listnáčů v poškozených porostech a na holinách se může reintrodukce cílových klimaxových dřevin (např. buku, jedle, javoru, ale i smrku) omezit na počet nezbytný pro založení první generace budoucích semenných stromů. Tím je možné značně snížit náklady na obnovu lesa. Holosečná těžba a vznik větších holin by měly být v národním parku omezeny na minimum. Těžba by se měla provádět jen na malých plochách s následnou výsadbou především listnatých a pionýrských dřevin, s cílem podpořit vznik první generace semenných stromů nezbytné pro zajištění budoucí přirozené obnovy. Je třeba zdůraznit, že stav vysoké zvěře by neměl být, ani by se dokonce v budoucnosti neměl stát překážkou úspěšné obnovy lesních ekosystémů. Proto je třeba věnovat velkou pozornost udržování optimálního stavu této zvěře, který zaručí žádoucí vývoj lesních porostů. Management zaměřený na obnovu lesních porostů může být buď aktivní, zahrnující celoplošnou obnovu listnatými dřevinami, celoplošné čistky a probírky nebo jiná, často velmi nákladná opatření; nebo zdrženlivý, využívající přirozených přírodních procesů. Pozorování prováděná v Krkonošském národním parku naznačují, že mnohem více pozornosti by mělo být věnováno tomuto zdrženlivému managementu, který co nejvíce využívá přírodních procesů a přirozeného vývoje vegetace v poškozených lesích a na holosečích. Tento přístup se může stát účinným nástrojem při možných budoucích problémech s nedostatkem finančních prostředků, který by mohl limitovat nebo dokonce ohrozit rehabilitaci degradovaných stanovišť.
185
7 DALŠÍ VÝSLEDKY PROGRAMU FACE – MŽP 7.1 Výsledky Projekt obnovy lesa v Krkonošském národním parku vyvstal z potřeby zavést přírodě blízký přístup k pěstování lesních porostů, který by nahradil tradiční techniky založené na pěstování monokultur smrku ztepilého ve středních i vyšších polohách pohoří. Hlavním cílem projektu bylo obnovit u místních lesníků ekologické myšlení. Ti mají nyní také mnohem lepší příležitost rozhodovat o potřebných krocích na základě vědeckých poznatků a místních podmínek, a nemusí se řídit centrálně vydávanými předpisy zaměřenými na dosahování maximálních krátkodobých zisků. Krkonošský národní park má k dispozici rozsáhlou databázi informací shromážděnou v GIS, která mimo jiné zahrnuje i abiotická data z oblasti geologie, pedologie, vlastností stanovišť i terénních podmínek. Tyto zdroje byly v minulosti vedoucími pracovníky lesní správy bohužel využívány jen minimálně, pravděpodobně v důsledku nedostatku důvěry a znalosti možností využití této technologie a informací, které obsahuje. Nyní se oddělení GIS v Krkonošském národním parku zapojilo do několika projektů, které širokou databázi výše zmíněných dat využívají (ČERNÝ a kol. 1998). Výzkum bez možnosti následného využití nemá žádný smysl. Proto musí výzkumníci i vedoucí pracovníci Správy parku hledat nebo vyvíjet způsoby, jak si mezi sebou předávat příslušné informace, a jakým způsobem zavádět vědecká doporučení do praxe. Mezi jednotlivé aspekty tohoto procesu patří sémantika, tj. obsah a smysl výzkumu, dále vzájemné vztahy, význam výzkumu a použitelnost výzkumem zjištěných informací. Aplikovaný výzkum v Krkonošském národním parku musí být veden v souladu s těmito čtyřmi kritérii. Spolupráce se hledala již při seminářích organizovaných v regionu a při společných návrzích výzkumných témat (EMMER 1995, 1997b, 1998, EMMER a PODRÁZSKÝ 1995, EMMER a kol. 1996, FAJFR a kol. 1996, SEVINK 1997). Kromě vědeckých a technických problémů je možné na rozhraní vědec−manager narazit ještě na jedno významné úskalí, které spočívá v nedostatečné motivaci pro zavádění nového ekologického know− how. Neochota pracovníků lesní správy může mít několik příčin, ať už jde o silnou tradici lesního hospodářství a špatnou spolupráci nebo dokonce o špatné zkušenosti s vědci v minulosti. Tento jev lze pozorovat v každé zemi, ale v případě České republiky je mimořádně silný. Aplikace výsledků výzkumu do praxe hospodaření vyžaduje zvláštní pozornost a určitá opatření. Jedním z hlavních cílů výzkumného programu nadace Face bylo tudíž přesvědčit pracovníky s rozhodovací pravomocí v oblasti lesního hospodaření, aby využívali informační platformu, kterou jim poskytujeme. Dobrým příkladem takové platformy je GIS, nástroj se zcela jasným potenciálem pro využití při stanovištně orientovaném managementu lesních ekosystémů. Abychom dosáhli tohoto cíle, zvolili jsme dvoufázový postup; ten začal v první fázi syntézou existujících informací GIS zaměřených na vztah mezi vitalitou lesa a příslušnými abiotickými faktory. Cílem druhé fáze bylo poskytnutí pomoci a podpory při integraci nástrojů GIS do lesního hospodářství (ČERNÝ a kol. 1998). Největší výzvou tohoto výzkumného programu byla změna způsobu přemýšlení v lesnické praxi. V Holandsku je například integrace poznatků z vědy, politiky a lesnické praxe koordinována institucí, která zaujímá centrální postavení mezi těmito třemi subjekty a podporuje jejich spolupráci. Silná bilaterální spolupráce mezi lesnickým výzkumem a praxí je nezbytná v projektech zaměřených na podporu nových hospodářských systémů. Věříme, že program nadace Face v Krkonošském národním parku poslouží jako podobný příklad pro všechny ostatní lesní oblasti ve Střední Evropě.
8 IMPLEMENTACE 8.1 Úvod Tato zpráva shrnuje hlavní výsledky výzkumu provedeného na podporu aktivit nadace Face v Krkonošském národním parku. Tyto výsledky mají velký význam zejména pro management ná−
186
rodního parku, protože zaplňují množství mezer ve znalostech, jak je nastíněno v „Požadavcích na výzkum“ formulovaných Správou parku. Vzhledem k historicky slabé komunikaci mezi správou a výzkumem v národním parku a v České republice obecně, je naprosto nezbytné, abychom podali jakýsi rámcový návod na implementaci výsledků do praxe. Výsledky by měly být začleněny do všech úrovní managementu národního parku, jak naznačuje obr. 8.1. Obr. 8.1. Schéma řízení Krkonošského národního parku
2. 3.
Definujte primární cíle národního parku Obecné: základní: požadavky a kritéria IUCN, Face, Zákon o ochraně přírody a krajiny č. 114/1992 Sb. Specifické: dlouhodobé: obnova přírodních ekosystémů biodiverzity, trvale udržitelný vývoj přírody Specifické: krátkodobé: odstranění následků ekologické zátěže, stabilizace lesů, podpora přírodních procesů
1.
Strategický management
Taktický management
Zvolte pracovní metody a přístupy Zpracujte plán péče Stanovte postupové cíle, parametry a indikátory Zvolte vhodné metody, přístupy, nástroje Identifikujte chybějící informace, zpracujte výzkumný program, zajistěte výzkum
1. 2. 3. 4.
2.
3. 4.
Analyzujte a vyhodnoťte Současnou situaci: stav prostředí, lesa, půd, metody hospodaření, škodlivé faktory, stav zvěře, biodiverzitu Možnosti a omezení: stanoviště a lokality, přirozená obnova, finanční náklad, kvalifikace personálu, … Rizika: vítr a sníh, kůrovec, buřeň, … Dostupné informace
1.
Operační management Organizujte a implementujte Zpracujte a realizujte operační plány Organizujte vzdělávání technického personálu Organizujte management v terénu a implementujte výsledky výzkumu Organizujte projektový přístup k řešení úkolů Spolupracujte s partnery a veřejností
1. 2. 3. 4. 5.
Monitorujte a reportujte
Zpětná vazba k cílům, pracovním metodám a technikám.
187
Jednotlivé body tohoto schématu jsou blíže rozpracovány v následujících částech této kapitoly. Je třeba zdůraznit, že tato zpráva se zaměřuje výhradně na manažerské činnosti týkající se přírodního prostředí národního parku a nezahrnuje jiné činnosti, které vedoucí pracovníci Správy parku také musí řešit. Dále je třeba upozornit, že popisovaný model řízení představuje jeden z příkladů možné organizace tohoto úseku Správy parku, a že jistě mohou existovat i jiné alternativy. Celkový koncept je však pro úspěšnost obnovy přírodních ekosystémů Krkonoš naprosto závazný a připouští jen minimální odchylky. Celou strukturu řízení národního parku je možné rozdělit do tří hierarchických úrovní: − − −
strategický management taktický management operační management
Strategický management: Smyslem strategického managementu je definovat strategické cíle. Obecné cíle vycházejí z kritérií IUCN a nadace Face, z ustanovení Zákona o ochraně přírody a krajiny č. 141/1991 a navazujících právních předpisů. Specifické cíle jsou odvozeny ze zvláštní situace Krkonošského národního parku vytvořené působením kyselé depozice na horské ekosystémy v minulých desetiletích. Pro národní park můžeme definovat jak dlouhodobé tak i krátkodobé cíle. Vývoj lesa a přírody v národním parku má v podstatě dlouhodobý charakter. Abychom však mohli těchto dlouhodobých cílů dosáhnout, musíme si definovat a následně realizovat sérii krátkodobějších cílů. Krátkodobé aktivity k jejich dosažení mohou být založené na znalosti současných procesů a zaměřené na usnadnění budoucího vývoje. Taktický management: Smyslem taktického managementu je volba opatření, postupů a prostředků, s jejichž pomocí se budou strategické cíle realizovat. Taktika práce musí vycházet z dané situace a usměrňovat příští vývoj ke stanovenému cíli. Jakmile jsou tedy definovány dlouhodobé a krátkodobé cíle, přichází na řadu analýza současné situace. Ta představuje startovní čáru pro všechny budoucí aktivity. Kromě analýzy stavu prostředí, přírody, lesa atd. je také třeba věnovat velkou pozornost rozboru možností a omezení. Situace vytvořená ekologickou kalamitou je mimořádná a nedá se řešit běžnými prostředky. Naopak, je výzvou ke změně přístupů. Velkou pozornost je třeba věnovat rozboru rizikových faktorů a kritickému zhodnocení existujících a identifikaci chybějících informací. Další součástí taktického managementu je volba pracovních metod, postupů a opatření. Základním nástrojem taktiky hospodaření je plán péče a v něm stanovené postupové cíle, parametry a indikátory, podle kterých se budou hodnotit dosažené výsledky. S ohledem na zvolené cíle je třeba zvolit vhodné pracovní metody a postupy, opatření a nástroje hospodaření. Při nedostatku informací je třeba zpracovat výzkumný program a zadat řešení výzkumných úkolů. Operační management: Smyslem operačního managementu je realizovat zvolenou taktiku práce v terénu tak, aby její výsledky směřovaly k naplnění strategického cíle. Specifická situace v Krkonošském národním parku vyžaduje vytvoření funkční a flexibilní organizační struktury. Horizontální struktura, která integruje jednotlivé profesní obory by měla mít přednost před existující strukturou vertikální, tvořenou poměrně nezávislými odděleními. Základním nástrojem práce jsou operační plány, do nichž se promítnou aktuální výsledky výzkumu. V mimořádné situaci budou obvyklé pracovní techniky sloužit jiným účelům. Důležitou součástí operačního managementu je práce s lidmi. Vzdělávání technických pracovníků je investicí do vlastní organizace. Spolupráce s partnerskými organizacemi je investicí do externích vztahů národního parku.
188
Pro úspěšnou implementaci strategie péče o národní park je zcela nezbytné, aby se všechny pracovní postupy a jejich výsledky soustavně sledovali. Do plánu řízení národního parku proto musí být začleněn i monitoring a průběžné vyhodnocování. Monitorování a průběžné vyhodnocování, což umožní zpětnou vazbu k adaptaci používaných metod a cílů práce. Protože cíle péče o národní park jsou z větší části řízeny vnějšími faktory (zainteresovanými stranami, viz níže), bude zmíněná zpětná vazba směřovat spíše k jemným úpravám způsobů obhospodařování parkem než k zásadním změnám.
8.2 Strategický management: požadavky na primární cíle národního parku a jejich omezení 8.2.1
Zainteresované strany
Primární cíle národního parku jsou stanoveny na základě zájmu několika zainteresovaných stran, mezi které patří parlament, vláda a místní úřady státní správy, UNESCO (ve věci statutu biosférické rezervace), IUCN (ve věci statutu národního parku) a nadace Face. Pokud jde přímo o přírodu a lesy národního parku, stanoví jasné požadavky především IUCN a nadace Face. IUCN: Vzhledem ke zlepšující se situaci vnějšího prostředí, tj. výraznému snížení imisní zátěže v uplynulých letech, byl národní park stažen ze seznamu 10 nejvíce ohrožených národních parků světa. Nyní by se měl management parku zaměřit na zavádění přírodních procesů na co největší rozloze národního parku. Tato změna by měla být zakotvena v plánu péče a implementována postupně pod přímou odpovědností ředitele během několika příštích desetiletí. Nadace Face: Dlouhodobým cílem nadace je vytvoření lesních ekosystémů se schopností samoregulace, které poskytnou lepší záruku trvalého ukládání uhlíku nežli nestabilní lesy vzniklé v minulosti v rámci tradičního hospodaření s komerčním zaměřením. 8.2.2
Koncepce Krkonošského národního parku
Etapy vývoje Od založení v roce 1963 prošel Krkonošský národní park různými etapami vývoje. Nejdříve šlo o – politicky motivované – zaměření na maximální využití rekreačních hodnot oblasti při současném zachování funkce produkce dřeva ve zdejších lesích. Ve druhé polovině 70. let minulého století oblast zasáhlo odumírání lesa v důsledku nadměrné kyselé depozice, které kulminovalo v následujícím desetiletí. Kvůli této nepříznivé ekologické situaci byl Krkonošský národní park zařazen do seznamu deseti nejvíce ohrožených národních parků světa. V roce 1993 byly vytvořeny politické podmínky a koncepční rámec, které umožnily změnu této situace a zpracování nové koncepce národního parku a cílů, metod a prostředků jeho správy. Kromě toho kleslo znečištění ovzduší (v současné době jen asi 10 % hodnot existujících v 80. letech minulého století), čímž se tato nová koncepce stala proveditelnou.
Ústřední koncepce Krajina Krkonošského národního parku je tvořena rozličnými formami horského reliéfu a zahrnuje širokou škálu přírodních, polopřírodních a antropogenních prvků:
189
Schéma
Přírodní
Krajina
Kulturní
Vystupující hornina Kamenná pole Rašeliniště Alpinské porosty Křovinné porosty
Přírodní prvky
Lesy Horské louky
Polopřírodní prvky
Infrastruktura Stavby
Člověkem vytvořené prvky
Výše uvedené prvky ve schématu představují přírodu v širším slova smyslu. Tvoří součásti různých ekosystémů v různých stadiích vývoje. Zároveň se vyskytují v různých stupních člověkem vyvolaných modifikací, které jsou výsledkem dřívějšího způsobu využívání území národního parku. V mnoha případech mělo toto působení lidského faktoru (zejména hospodaření v lesích zaměřené na produkci dřeva a kyselá depozice) nepříznivý vliv na ekosystémy a jejich fungování. Z těchto důvodů se ústředním motivem nové koncepce Správy parku musí stát 1) minimalizace těchto nežádoucích vlivů a jejich následků a 2) obnova přirozeného stavu ekosystémů. Toto pojetí péče o národní park se také může vyjádřit v termínech rizik a nákladů (viz obr. 8.2). Tento diagram znázorňuje, jak se může problém špatného stavu ekosystémů Krkonošského národního parku vyřešit za pomoci trvalé implementace nové koncepce: přechodem od hospodaření založeného na využívání umělých prostředků k hospodaření založenému na podpoře přírodních procesů, za současného snížení rizik a nákladů. Monokulturní porosty Pravidelné obmýtní doby Les věkových tříd Nízká biodiverzita
Aplikace principů IUCN Snížení nákladů Omezení rizik
Řízené přirozené lesy Sukcesní stadia Vysoká biodiverzita Obr. 8.2. Schéma vztahu rizik a nákladů v obhospodařování lesů v národním parku
190
8.3 Cíle Obnova přírodních ekosystémů by se jako ústřední koncepce hospodaření v lesích národního parku měla zaměřit na posilování procesů spojujících a integrujících krajinu, přírodu a ekologické hodnoty. Cíl managementu zaměřeného na obnovu přírodních ekosystémů má tedy tři základní úrovně: 1. 2. 3.
obnova přírodních ekosystémů, posílení jejich biologické diverzity, a zajištění budoucího trvale udržitelného vývoje přírody.
V případě horských ekosystémů ovlivněných v minulosti intenzivní lidskou činností, tj. zejména u lesů a subalpinských keřových formací, je platnost těchto obecných cílů zcela nezpochybnitelná (KILIAN a FANTA 1998). Pro každý typ těchto ekosystémů by měly být zformulovány specifické cíle a metody jejich obhospodařování, které budou odrážet historii příslušného ekosystému, jeho stupeň ovlivnění lidskou činností a jeho současný stav. Tyto tři prvky představují výchozí body pro činnosti zaměřené na obnovu těchto ekosystémů. Re 1. Obnova přírodních ekosystémů zahrnuje především tyto tématické okruhy: − Přeměny monokultur smrku ztepilého na smíšené porosty − Eliminace nepůvodních druhů a ekotypů lesních dřevin a celkové zlepšení genetického složení lesních ekosystémů − Podpora procesů přirozeného vývoje, které jsou v současných porostech často potlačovány neustálými zásahy člověka − Restaurace půdních procesů Re 2. Zlepšení stavu biologické diverzity se zaměřuje na: − Podporu druhové rozmanitosti, která je v monokulturních porostech často potlačována − Zlepšení věkové a prostorové struktury lesa − Vytváření množství ekologických vztahů v ekosystémech − Zvýšení odolnosti lesů (resistence a resilience ekosystémů) a podporu jejich stability Re 3. Trvale udržitelný vývoj přírody závisí na: − Vitalitě populací a jejich schopnosti reprodukce − Podpoře charakteristické dynamiky jednotlivých ekosystémů včetně jejich přirozených fluktuací a disturbancí, které dávají vzniknout množství sukcesních stadií a jejich rozrůzněnosti v čase a prostoru − Vytváření takových poměrů stanovišť a biotopů, které podpoří biologickou diverzitu a schopnosti samoregulace a tudíž vývoj ekosystémů k přirozenějšímu stavu. Výše uvedené aspekty představují jednotlivé prvky koncepce obnovy ekosystémů národního parku. Jejich úspěšné uplatnění předpokládá, aby byly integrovány do ucelené soustavy péče o lesy národního parku. Dlouhodobým úkolem tzv. adaptivního obhospodařování je přeměna smrkových monokultur na smíšené vnitřně strukturované lesní ekosystémy. Ponechání smrkových monokultur přirozené přírodní regulaci by mohlo vyústit v rozsáhlé poruchy ve vývoji lesa s dalekosáhlými důsledky. Tyto porosty musí být podrobeny řízenému obhospodařování udržujícímu jejich mechanickou stabilitu, které by ovšem mělo mít klesající tendenci a mělo by sledovat jasně definované cíle. Musí se počítat s tím, že tyto přeměny budou trvat několik desetiletí. Jejich průběh bude záviset kromě intenzity použitých opatření i na reálné situaci v porostech a na stanovištích. Tradiční lesnické techniky zaujímají v komerčním lesním hospodářství ústřední pozici. V národním parku je postupně musí nahradit speciální postupy a techniky pěstování přírody. Dlouhodobá technická
191
manipulace lesních porostů musí být nahrazena metodami pěstování lesní přírody, jejichž jádrem bude znalost a podpora přirozených procesů v lesních ekosystémech.
8.4 Taktický management: cesty k realizaci cílů 8.4.1
Rozbor a hodnocení
Současný stav Prvním krokem k implementaci nové koncepce je analýza současné situace a stavu lesa. Jde především o stále existující, i když značně sníženou, zátěž prostředí, nestabilitu lesních ekosystémů, acidifikaci půd a narušené vztahy mezi jednotlivými složkami ekologické infrastruktury. Většina lesních porostů jsou stejnověké smrkové monokultury. Jejich stabilita je velmi nízká – jsou především málo odolné vůči větrným polomům a kůrovci. Nestabilita a zranitelnost je způsobena kombinací vlivu kyselé depozice, nevhodného původu smrku a nevhodných metod pěstování lesa v minulosti. Lesní půdy v Krkonoších jsou chemicky silně změněné a silně okyselené vlivem kyselé depozice a borealizace. Možnost jejich neutralizace zvětráváním matečných hornin je velmi omezená. Regenerace půd bez změny přístupu k obhospodařování lesa je rovněž velmi limitovaná, ne−li zcela nemožná. Zdánlivě monotónní lesy národního parku se velmi liší kvalitou přirozených stanovišť, úrovní jejich okyselení a úrovní nestability lesa. Ve vyšších polohách hor jsou lesy navíc silně fragmentovány rozsáhlými holosečemi. Mapování a klasifikace území s ohledem na stav hlavních faktorů podmiňujících současnou situaci a budoucí vývoj lesa jsou výchozími body pro plánování nápravných opatření, pro umístění finančních prostředků na obnovu lesa i pro přidělení odpovědnosti jednotlivým pracovníkům. Příležitosti, možnosti a omezení Změna strategie řízení směrem k rehabilitaci ekosystémů a přirozeným procesům se uskutečňuje v poněkud nepříznivém období. V blízké budoucnosti se Krkonošský národní park musí připravit na značné změny ve struktuře svého rozpočtu. Také ukončení finanční podpory nadace Face v roce 2002 znamená, že park se již nemůže spoléhat na příspěvky, které mu významně pomohly v období záchranných akcí na obnovu lesa. S touto situací je třeba se vypořádat zavedením takové strategie řízení a správy parku, která umožní použití levnějších řídících mechanismů a opatření. Toho lze dosáhnout právě tím, že se nákladná manipulační opatření v pěstování lesa a přírody nahradí přírodními procesy (viz obr. 8.2). V dlouhodobé perspektivě by měly přírodní procesy převládnout a management by se měl omezit pouze na okrajová (regulační) opatření. Rizika Výše uvedená změna v řízení bude klást důraz na přeměnu monokultur, na rehabilitaci ekosystémů a rehabilitaci půd. To s sebou nese jistá rizika, ale dá se očekávat, že budou menší než při dřívějším způsobu hospodaření. Současná situace se svými problémy je i novou výzvou a popudem k inovaci. Potenciální rizika (abiotická i biotická) se musí stále brát v úvahu a musí se stanovit hranice kdy a za jakých okolností se mohou rizikové situace v ekosystémech ponechat přirozenému vývoji a kdy se naopak musí provést cílené zásahy. I vyváženost ekologických dopadů s finančními náklady se musí brát v úvahu: prevence je vždy levnější než nápravná opatření. Použitelné informace V posledních třech desetiletích se lesníci věnovali především záchranným pracím při odumírání lesů, hlavně těžbě odumřelých a poškozených stromů a následným výsadbám. Lesprojekt, český Ústav pro hospodářskou úpravu lesů, zpracovával pro tyto aktivity plány založené na poměrně rigidních scénářích těžby a opětovného vysazování vytěžených ploch smrkem ztepilým. V posledních letech se v rámci programu Face začal realizovat ekologicky zaměřený program restaurace lesů, který nahradil nevhodné
192
tradiční lesnické techniky obnovy lesa. Místní manažeři mají nyní volný prostor k vlastnímu rozhodování, které vychází z potřeb jednotlivých ekosystémů a lokálních stanovištních podmínek. Přes velký počet dosavadních výzkumných studií je potřeba nových informací velmi akutní. Výzkum nebyl totiž jen roztříštěný, nesystematický, nekoordinovaný a bez zaměření na hlavní ekosystémové procesy, ale kromě toho také nepředvídal možné příští ekologické problémy. Nový výzkum musí být koordinován samotnou Správou národního parku a musí být zaměřen na hlavní problémy v oblasti ekologie a řízení. 8.4.2
Pracovní metody a přístupy
Plán péče V průběhu 250tileté historie si české lesnictví vyvinulo svou vlastní oborovou filosofii (paradigma) a systém řízení. Jak jsme uvedli výše, filosofie národního parku a obhospodařování jeho lesů se podstatně liší od paradigmatu komerčního lesnického sektoru. I cíle a podmínky práce jsou v obou případech zcela odlišné. Je naprosto nezbytné vyvinout nový přístup k pěstování lesa jako součásti přírody národního parku. Cílů národního parku nelze dosáhnout tradičními lesnickými metodami práce. Plán péče o národní park definuje cíle týkající se krajiny, přírody, biodiverzity, obnovy přirozených ekosystémů a půd, zavádění přírodních procesů, nikoliv cíle týkající se produkce dřeva. Použití kombinovaných metod přirozené regulace a adaptivní práce s nepřirozenými smrkovými porosty vyvolává potřebu identifikovat, klasifikovat a lokalizovat aktuální problémy a specifické aspekty obnovy přírody. Tím se vytvoří základ pro plánování, rozhodování a stanovení priorit v péči o přírodu národního parku. Postupové cíle, parametry a indikátory Tradiční přístup k pěstování lesa vycházel z modelu lesa věkových tříd a z pěstební systematiky časově oddělené výchovy a obnovy lesa. Hlavním vodítkem byl jakýsi „cílový typ lesa“ odvozený z ekologických a ekonomických hledisek. Ten se stal základní jednotkou lesnické typologie a v ná− vaznosti na to i základní jednotkou lesnického plánování a pěstování porostu po celé obmýtí. Druhové složení cílového typu lesa v hospodářských lesích se odvozuje z „Hospodářských do− poručení podle hospodářských souborů a podsouborů“ vydaných v roce 1996 Ministerstvem země− dělství. Aby se na konci obmýtní doby zajistil plánovaný podíl hlavních dřevin, jsou tyto dřeviny na začátku obmýtní doby vysázeny a podporovány probírkami a dalšími zásahy po celou obmýtní dobu. Ačkoliv finanční náklady tohoto postupu nebyly nikdy vyčísleny, dá se předpokládat, že jsou značné. Koncepční nedostatky tohoto přístupu k práci s lesy národního parku jsou zcela zjevné a národní park se jich musí vyvarovat. Praxe pěstování lesa jako přírody by neměla být založena na takovém rigidním schématu, které naprosto očividně potlačuje využití přírodních procesů. V koncepci péče o lesy národního parku nezaujímá ústřední pozici předem pevně stanovený konečný cíl, ale naopak probíhající přírodní procesy a vývoj ekosystému směrem k předpokládanému typu potenciální přirozené vegetace (PPV). Na tomto místě je třeba uvést pojem „typ vývoje lesa“ jako základní koncept ekologického plánování (viz dále). Typ vývoje lesa umožňuje stanovit postupové cíle vývoje lesní přírody, definovat parametry a zavést indikátory, které budou nápomocné při sledování, usměrňování a řízení procesu rehabilitace lesní přírody. Parametry a indikátory vývoje lesa jsou rozdílné v různých typech lesa, na různých stanovištích a v různých podmínkách prostředí. Zásadně ale musí být odvozeny z: – typu potenciální přirozené vegetace a jejích sukcesních stadií, – biologické diverzity, – rozsahu degradace stanoviště. K tomu toto vysvětlení:
193
Potenciální přirozená vegetace (PPV) Termín PPV se nevztahuje pouze k cílové druhové skladbě lesa. Zahrnuje naopak všechny typy lesa ve všech stadiích sukcese s jejich druhovou skladbou, strukturou atd. Z tohoto pohledu je cílový typ lesa vnímán jako jedno z mnoha stadií sukcese, které je stejně významné a hodnotné jako typy lesa v úvodních či přechodových stadiích vývoje lesních ekosystémů. Navíc, iniciální stadium sukcese s původními dřevinami (např. bříza, jeřáb, osika) je přirozenější a má vyšší ekologickou hodnotu než dospělý les s nevhodnou druhovou skladbou. Biodiverzita Většina lesníků chápe biodiverzitu lesa jako druhovou rozmanitost dominantního stromového patra. Tento pohled je velmi omezený a statický. Z ekologického hlediska je biodiverzita velmi komplexní jev: má prostorovou a časovou dimenzi a rozličné komponenty, které mají zásadní význam pro fungování lesních ekosystémů, jak je naznačeno na obr. 8.3.
Obr. 8.3. Dimenze a složky biologické diverzity (str. 58) Biodiverzita
Prostorová dimenze
Les
Druhy Věk Struktura Nelesní stadia (s bylinnou vegetací)
Časová dimenze
Stadia sukcese lesa (každé ve vlastních dimenzích prostorové diverzity)
Pochopení této komplexnosti má zásadní význam pro využití biodiverzity jako pracovního konceptu v pěstování přírody národního parku. Vyřazením přírodních procesů a věkové a strukturní diverzity v kulturních lesích se biodiverzita lesního ekosystému redukuje na jeden nebo několik druhů, nemluvě o redukci „neviditelné“ diverzity půdní flóry a fauny. Ochuzení biodiverzity vede k redukci ekosystémových procesů. Typy lesa, které představují terminální stadia sukcese lesa nemusí být nutně typy s největší diverzitou, protože stinné klimaxové dřeviny často druhovou rozmanitost potlačují. Naopak, typy lesa se slunnými dřevinami dominujícími v iniciálních stadiích sukcese vykazují většinou nejvyšší biologickou diverzitu, ať už jde o diverzitu „viditelnou“ nebo „neviditelnou.“ Mozaika sukcesních typů vegetace a lesa, včetně dočasných stadií bezlesí, značně zvýší úroveň diverzity přírody národního parku. Za příznivých podmínek pro růst lesa jsou stadia bezlesí většinou krátká. Na extrémních stanovištích jsou však plochy nezaujaté lesem přirozeným jevem a charakteristickým rysem přirozeného lesa a lesní krajiny. Příkladem mohou sloužit otevřené porosty při alpinské hranici lesa, kamenná pole a okolí rašelinišť. Degradace stanoviště Cílové typy lesa podle „Hospodářských doporučení“ neberou v úvahu reálné podmínky a stav lesních půd a stanovišť. Vlivem borealizace a kyselé depozice se některé podmínky lesních stanovišť (mikroklima, vlhkost) změnily spolu s chemickými a biologickými vlastnostmi půd, zejména humusových forem. Tyto změny mohou být zvratné, ale při tom mohou mít významný vliv na vývoj lesního ekosystému. Kromě toho může mít přítomnost některých klimaxových dřevin v iniciálních stadiích vývoje ekosystému na degradovaných, silně okyselených půdách (např. smrk, ale v některých případech i buk) inhibiční vliv na regeneraci půdy tím, že se pod jejich vlivem prodlouží doba trvání okyselení půdy. Přirozená dynamika
194
lesních ekosystémů zahrnuje běžně poruchy v průběhu sukcese, vyplněné iniciálními a přechodovými stadii s dřevinami a nízkou vegetací, které v konečném důsledku navozují regeneraci půdy a její konsolidaci. Znalost tohoto potenciálu přírody vystavené vysokému tlaku vnějších podmínek je zásadní pro vyloučení chyb v rozhodování při řízení procesu restaurace lesa. Metody, přístupy a nástroje Sjednocujícím konceptem tradičního lesního hospodářství je manipulace porostů, pěstovaných v hustém zápoji po celou obmýtní dobu. Jejich velmi nízká strukturní diverzita je jednou z hlavních příčin nestability lesa. Toto je jedna z hlavních příčin nestability lesa. Nový přístup musí být založen na metodách, které umožňují vytvoření uvolněného a nepravidelného zápoje, s cílem zvýšit strukturní diverzitu a fyzickou stabilitu lesa. Dosáhnout toho bude obtížné v plně zapojených mladých porostech smrku. Těmto porostům se musí věnovat soustředěná pozornost, protože odkládáním zásahů v nich vzniká riziko v budoucnosti. Typologie lesa Typologie lesa je velmi užitečným nástrojem lesního hospodářství. Dokumentace lesnické typologie Krkonošského národního parku musí být zrevidována a upravena tak, aby vyhovovala potřebám pěstování lesní přírody. Typologie musí vycházet výhradně z ekologických kritérií. V úvahu přicházejí tyto úpravy: Statický koncept lesního typu by měl být nahrazen dynamickým konceptem, tj. přirozenou sukcesní dynamikou jednotlivých typů a jejich variant, s cílem podpory přírodních procesů. Cílová druhová skladba jednotlivých typologických jednotek by měla být nahrazena jasně definovanými typy potenciální přirozené vegetace a jejich sukcesních stadií. Základní informace o jednotlivých lesních typech by měly být doplněny informacemi o změnách stanovištních podmínek způsobených kyselou depozicí, rozborem rizik a omezení procesu rehabilitace lesa a dalších informací z dosavadních inventarizačních studií. Pro jednotlivé typy lesní přírody by měly být formulovány cíle nejen v termínech typu PPV a druhové skladby dřevin, ale i v termínech věkové a prostorové struktury a druhové skladby bylinného patra a populací živočichů. Ve své současné podobě je mapa lesních typů zbytečně podrobná, přičemž v ní nejsou specifikovány téměř žádné vztahy mezi jednotlivými variantami stejného typu lesa. Z těchto důvodů je tato mapa sotva použitelná pro účely pěstování lesní přírody národního parku. Mapa by měla být generalizována, aby se zvýšila její hodnota jako zdroje informací pro terénní pracovníky parku. Typy vývoje lesa V průběhu přirozené sukcese prochází každý lesní ekosystém iniciálním stadiem a jedním nebo několika přechodovými stadii, až nakonec dospěje do terminálního stadia svého vývoje. Všechna tato stadia patří k témuž typu PPV. V každém vývojovém stadiu může být ekosystém popsán v termínech druhové skladby (stromového patra i synusie nedřevnatého podrostu), struktury (věk, prostor) a času. Kulturní lesy je třeba chápat jako degradační stadia přirozených ekosystémů. Při správném postupu mohou být tyto porosty přeměněny v přirozenější lesní společenstva, tj. v žádoucí typy lesa. Ukazuje se, že „typ vývoje lesa“ je velmi užitečným nástrojem pro plánování a řízení těchto přeměn (Landesforstverwaltung BADEN−WUERTTEMBERG 1999, PERPEET 2000). Specifickým cílem pěstování lesní přírody v národním parku je přiblížit se co nejvíce typu potenciální přirozené vegetace. Na každém jednotlivém stanovišti se může vyskytnout a dá se rozlišit několik typů vývoje lesa v závislosti na výchozí situaci (např. čisté smrkové porosty pocházející z výsadeb/ smíšené porosty přípravných dřevin/ smíšené porosty smrku a buku apod.). Všechny by se měly postupně vyvinout ve stejný typ lesa odpovídající stanovišti. Všechny porosty se stejnou výchozí situací se mohou spojit v jeden typ vývoje lesa. Každý z takto rozlišených typů vývoje lesa vyžaduje vlastní soubor opatření pro dosažení tohoto cíle. Z tohoto důvodu nemůže být základní plánovací jednotkou jednotlivý lesní porost, ale souhrnný typ vývoje lesa.
195
Zjednodušený příklad jak využít typů vývoje lesa k dosažení žádoucího lesního typu skládajícího se ze směsi smrku, jedle a buku je uveden na obr. 8.4. Obr. 8.4. Typy vývoje lesa předpokládaného lesního typu se zastoupením smrku, buku a jedle. Druhy uvedené pod linkou pocházejí z výsadby nebo přirozeného zmlazení.
Výchozí situace
1234563789 5 9 162 249 5 92696 vývoje lesa
696 9 8 96492
8 96492
nevysázená holina
Terminální stadium vývoje lesa Smrk, buk, jedle
smrk, buk, jedle Vysázená holina
smrk
smrk B8 ,9649 Smrk, buk, jedle B1234,567189 5 smrk, buk, jedle
smrk
smrk buk, smrk
smrk, buk
smrk, buk smrk, buk, jedle
smrk, buk smrk, buk, jedle
Smrk, buk, jedle Smrk, buk, jedle
Kurzíva – přirozené zmlazení Potřeba informací: výzkumný program zaměřený do budoucnosti Až dosud byl výzkum zaměřen především na záchrannou činnost v obnově lesa. S přesunem těžiště terénní práce do přírodních procesů vzniká urgentní potřeba informací o přirozených vývojových tendencích (narušených) ekosystémů. Nedostatek vědeckých informací v této oblasti je zřejmý. Pokud by trval delší dobu, brzdil by rozvoj rehabilitačního a restauračního managementu. Modelování vývoje ekosystémů bude mít velkou předpovědní hodnotu a povede k hledání a využití různých alternativních metod v terénním hospodaření.
8.5 Operační management: práce v terénu 8.5.1
Organizace a implementace
Operační plánování I v nové koncepci hospodaření si plánování a kontrola zachovají svou ústřední pozici v systematice hospodaření. Stanou se ale součástí jiného rámce – pěstování lesní přírody bude součástí péče o přírodu národního parku. Tyto plány (počínaje rokem 2002) zahrnou všechny terénní práce zaměřené na: – Maximální využití přírodních procesů – Obnovu a udržování biodiverzity lesních společenstev – Podporu samoregulace ve vývoji lesních ekosystémů – Trvalou existenci lesa jako přirozené a nenahraditelné složky krajiny. Operační plán by měl také obsahovat ekologické indikátory a parametry, které nahradí parametry dříve užívané, parametry hospodářského užitku z lesa. Je třeba pamatovat na hlavní rozdíly: – Plánování musí být zaměřeno na ekologické, nikoliv na ekonomické cíle (zvýšení ekologické stabi− lity a biodiverzity lesa, rehabilitace stanovišť a ekosystémů) − Ekologická udržitelnost místo trvalé produkce dřeva − Maximální využití přírodních procesů, místo manipulace lesních porostů − Nízké náklady, místo velkých investic s malou návratností.
196
Jednotky hospodaření Základní jednotkou plánování a pěstování lesa v komerčním lesním hospodářství je lesní porost. Vzhledem k tomu, že komerční hlediska v národním parku pozbývají smyslu (nebo mají jen nepřímý význam), jsou lesní porosty jako základní jednotky rozdělení lesa v podstatě zbytečné. Taxačně vymezený lesní porost může však být po určitou přechodnou dobu užitečný jako evidenční jednotka. Nové rozdělení lesa by mělo být založeno na jednotkách reprezentujících stejný typ vývoje lesa v rámci přirozených hranic lesních stanovišť. Výkon hospodaření Jak bylo již uvedeno dříve, paradigma komerčního lesního hospodářství nekoresponduje s cíli pěstování lesní přírody. Proto musí být nahrazeno paradigmatem ekologicky motivovaného hospo− daření, a to se musí aplikovat tak, aby se dosáhlo cílů národního parku. Tento nový systém hospodaření se dá označit jako „adaptivní ekosystémový management“. Hospodaření se nezaměřuje na stromy a porosty jako producenty dřeva, ale na vývoj lesních ekosystémů se schopností samoregulace. Adaptivní charakter tohoto způsobu hospodaření je zaměřen na přírodní procesy, které hrají ústřední roli při rozhodování, jaká opatření se v terénu budou aplikovat. Cílem pěstování lesní přírody je umožnit vznik první generace semenných stromů původních dřevin, iniciovat, stimulovat a udržovat v chodu přírodní procesy vedoucí k podpoře biodiverzity, zvýšení stability a setrvalosti lesů při jejich přeměně z kulturních porostů na přirozené lesní ekosystémy. Běžná pěstebně−technologická opatření musí dostat novou náplň. Např.: −
Výsazovat pouze na holinách, které se nedaří obnovit přirozeným zmlazením, např. kvůli silné konkurenci trav.
−
Odumřelé stromy se nechají stát. Později, jako ležící mrtvé dřevo, mají důležitou funkci pro při− rozenou obnovu, stabilizaci sněhové pokrývky, v ochraně proti erozi, tvorbě humusu a v ochraně zmlazení proti okusu zvěří.
−
Přirozená obnova pionýrských dřevin ve smrkových výsadbách se musí podporovat (struktura, biodiverzita, rehabilitace půdy). Tyto dřeviny by se v žádném případě neměly odstraňovat během probírek.
−
Ve středně starých smrkových monokulturách je třeba provádět probírkové zásahy za účelem posílení a udržení jejich stability. Přednost by měly mít nepravidelné a silné probírky, které vyústí v pomístné prolomení zápoje a umožní zahájení přeměn.
−
V dospívajících smrkových porostech je třeba zahájit systematické přeměny.
−
Smrkové porosty cizích proveniencí a ekotypů je třeba přeměnit výsadbami a podsadbami listnatých dřevin (pokud možno v kombinaci s přirozenou obnovou pionýrských listnáčů). Je třeba zabránit přirozené obnově nepůvodních smrkových porostů.
−
Stanoviště pod trvalým vlivem vody (malá lesní rašeliniště, prameniště a mokřady) by měla být ponechána bez zásahů a bez zalesnění.
−
Disturbance všeho druhu (větrné a sněhové polomy, napadení hmyzem) je třeba řešit případ od případu specificky, s ohledem na závažnost situace: od ponechání bez zásahu až po intenzivní zásahy. Způsob řešení by měl vždy vycházet z konkrétních okolností, rozsahu a možného dosahu každého případu.
Výše uvedené příklady jasně ukazují, že nový koncept adaptivního hospodaření počítá se zásahy do porostů. Hlavní přínos se ale očekává od přírodních procesů. Hospodaření by mělo být zdrženlivé a mělo by především iniciovat a podporovat přírodní procesy. Na degradovaných stanovištích a při snížené
197
biodiverzitě a stabilitě lesa jsou zásahy do lesních porostů nezbytné. Dá se předpokládat, že tomu tak bude ještě po několik desetiletí s postupně klesající intenzitou. Vzdělávání pracovníků Většina provozně−technického personálu má lesnické vzdělání. Jejich znalosti a dovednosti jsou užitečné, ale musí být zasazeny do odlišného rámce a perspektivy. Systematické, ekologické a technické vzdělávání pracovníků je nezbytné, aby se zamezilo nedorozuměním, chybám a nevhodně provedeným opatřením. Většina pracovníků – lesníků je velmi oddána své práci a horám, ale s jejich jistou profesionální setrvačností je třeba počítat. Doporučuje se využívat dobrých praktických příkladů k docílení změny názorů. Projektový přístup Obnova přirozených lesů národního parku je složitý úkol vyžadující integrovaný přístup. Toho se dá dobře dosáhnout v integrovaných projektech, které řeší určitou část problematiky (např. přeměna nepůvodních porostů, dosazování listnáčů, škody zvěří apod.). V rámci organizace poskytuje projektový přístup možnost využít všech profesionálních znalostí a zkušeností odborníků jednotlivých oddělení k vyřešení daného problému. Projektový přístup kromě toho: − vytváří příznivé podmínky pro spolupráci různých specialistů (lesníků s ochránci přírody, praktiků a výzkumníků, odborníků a zainteresovaných laiků atd.) − navozuje atmosféru angažovanosti, společného zájmu a participace − vytváří atmosféru odpovědnosti (jak individuální, tak společné) − podporuje myšlenku o potřebě změny v dané oblasti − vnáší inovaci do plánování a řízení aktivit v terénu − vytváří potřebu silné koordinace a výměny informací. Všechny výše uvedené aspekty jsou velmi přínosné pro rozvoj účinného a inovativního plánování a řízení. Vedení projektů musí být v rukou osob zodpovědných za praktické využití jejich výsledků v terénu. Spolupráce se zainteresovanými stranami Národní park, jeho vývoj a řízení jsou věcí veřejného zájmu. Otevřená diskuse, předávání informací, jednání s nevládními organizacemi, obcemi atd. jsou součástí participace veřejnosti v rozhodování o řízení národního parku. Mnozí místní obyvatelé jsou závislí – přímo nebo nepřímo – na tom, co se v národním parku děje. Povědomí spoluúčasti v rozhodování o záležitostech národního parku vytváří silnou vazbu mezi lidmi a národním parkem. Udržování dobrých kontaktů s veřejností – místními obyvateli i návštěvníky – posiluje politické a veřejné postavení národního parku. 8.5.2
Monitoring a zpětné vazby
Průběžné monitorování stavu lesních ekosystémů a výsledků práce dosažených v průběhu plá− novacího období jsou bezpodmínečnou podmínkou práce a základem jejího úspěchu. Umožňuje vedoucím pracovníkům i zaměstnancům v terénu podchycovat změny jednotlivých faktorů a podmínek, posuzovat (kontrolovat), zda se použilo vhodných opatření a vyhodnocovat jejich účinnost. Zpětná vazba má důležitou opravnou funkci, a to nejen pokud jde o metody hospodaření, ale i ve vztahu ke krátkodobým i dlouhodobým cílům. Kromě toho monitoring podporuje profesionální výzkumnou zvídavost i odpovědnost za provedená opatření. V tomto smyslu značně přispívá k prohlubování odborného zájmu pracovníků.
198
8.6 Závěry Nezbytnost změny přístupu k hospodaření s lesními zdroji národního parku vychází ze dvou hledisek: 1. Změna postavení národního parku v národní politice životního prostředí, která Krkonošskému národnímu parku konečně přiznává zasloužené místo mezi národními a evropskými ekologickými institucemi a v národní a evropské ekologické síti. 2. Změna situace stavu širší oblasti, která umožňuje a zároveň vyžaduje krok vpřed od záchranných akcí k aktivní obnově přirozených lesních ekosystémů. Nový přístup se dá označit jako přechod od lesního hospodářství k pěstování lesní přírody a res− tauraci přirozeného lesa. Změna, která začíná v plánovacím období 2002–2012, se týká celé hierarchie managementu ná− rodního parku a všech na les zaměřených činností a měla by být pevně zakotvena v nové koncepci řízení a ochrany přírody Krkonošského národního parku. Aby se zajistila efektivní strategie péče o národní park a vysoká pracovní úroveň, měly by být všechny dílčí kroky a aspekty řízení detailně zpracovány a navzájem propojeny. Chybějící články by mohly způsobit poruchy v systému péče o národní park s negativním dopadem na celý proces řízení. Ekologická kalamita, která se v Krkonoších odehrála v minulých desetiletích, krkonošské lesy výrazně poznamenala a změnila. Smyslem práce s lesy v nastávajícím období by neměla být jejich obnova v podobě jako před počátkem kalamity. Nová politická, sociální a ekologická situace klade úkol obnovit tyto lesy jako součást přírody národního parku. Budoucí lesy budou rozmanitější. Budou v nich zastoupena iniciální, přechodová i terminální stadia vývoje lesa, stadia rozpadu, plochy vzniklé účinkem přírodních disturbancí a ponechané přírodnímu vývoji či dokonce plochy dočasně nezaujaté lesem a pokryté nízkou vegetací. Lesy nebudou tak organizované jako dříve, ale budou přirozenější. Restaurace lesů v jejich přirozené podobě je pro Správu národního parku a jeho zaměstnance velkou výzvou. Je to však zároveň také základní předpoklad pro obnovu postavení Krkonošského národního parku jako chráněné oblasti s nenahraditelnou funkcí v národní i evropské ekologické síti.
SOUHRN V kapitole 2 se popisuje historický vývoj degradace lesů v Krkonošském národním parku na pozadí antropogenních změn vegetačního krytu v minulých stoletích a její vyústění do recentního rozsáhlého odumírání lesů v důsledku kyselé depozice z atmosférických emisí. Snahy a pokusy o záchranu a obnovu lesů v těchto podmínkách jsou popsány v kapitole 3. Kapitola 4 popisuje celkový stav lesů a snahy o jejich obnovu k roku 1992, kdy byla zahájena spolupráce Krkonošského národního parku s nadací Face. Tento program spolupráce, zaměřený na obnovu kyselou depozicí rozvrácených lesů a současně na vytvoření příznivých podmínek pro vázání kysličníku uhličitého lesními ekosystémy, sehrál v uplynulých letech v obnově krkonošských lesů klíčovou roli. Detailní přehled výzkumů provedených českými institucemi, výzkumný program nadace Face v letech 1992–1995 a spolupráce na výzkumném programu nadace Face a Ministerstva životního prostředí ČR v letech 1995–1998 jsou popsány v kapitole 5. Z tohoto přehledu vyplývá, že výzkum českých institucí postrádal řádné plánování, byl značně roztříštěný a nebyl zaměřen ani na integraci a syntézu dílčích výsledků ani na jejich aplikaci v praxi rehabilitace lesů v národním parku. Výsledky výzkumného programu nadace Face z let 1992–1995 vyústily ve všeobecná doporučení pro plánování obnovy rozvrácených lesů a umožnily formulovat integrovaný program výzkumu rehabilitace lesa, který společně zajistily v následujících letech nadace Face a Ministerstvo životního prostředí ČR. Tento
199
program vycházel z přímé potřeby informací nutných pro rehabilitaci lesů; jeho výsledky jsou shrnuty v této zprávě. Přehled výsledků dílčích výzkumů je uveden v kapitole 6. Výzkumný program byl zahájen rozborem půdních podmínek Krkonošského národního parku a výzkumem půdních změn, k nimž došlo pod vlivem kyselé depozice. Konstatuje se, že na acidifikaci půd se podílela nejen kyselá depozice, ale i dlouhodobé pěstování smrkových monokultur. Výsledkem je celková borealizace stanovišť provázená poklesem úrodnosti půd, sníženým obsahem bázických prvků a zpomalenou dekompozicí ektorganického materiálu a humusu. Míra degradace půd je především závislá na atmosférické depozici a na neutralizační kapacitě půdy. Také propustnost půd hraje určitou roli, zatímco geologický podklad a klima mají menší význam. Druhým tématem výzkumu byl rozbor stanovištních podmínek na území parku. Ukázalo se, že existující typologie lesních stanovišť je méně spolehlivá než se dosud předpokládalo; zvláště v detailním měřítku požadovaném pro účely obhospodařování lesa byly zjištěny poměrně značné rozdíly mezi typologickou mapou a skutečností v terénu. Byla navržena klasifikace stanovišť na základě kritérií odvozených z výzkumu; její uplatnění by se mělo otestovat podle stavu vitality lesa v detailním měřítku. Za pomoci scénářové analýzy byla zpraco− vána předpověď vývoje stanovištních podmínek za předpokladu silného omezení atmosférické depozice. Výsledky ukazují, že změny k lepšímu – pokud k nim vůbec dojde – budou jen velmi pozvolné. Dalším tématem výzkumu byl přirozený vývoj rozvrácených lesních ekosystémů. Tento výzkum byl založen na srovnávacím šetření změn v přízemním patru starých smrkových porostů, holosečí různého stáří a jeho vývoje v mladých smrkových výsadbách. Byly zjištěny sukcesní změny v druhové skladbě bylinného patra a v přirozeném zmlazování pionýrských listnatých dřevin. Změny v půdě během sukcese ukazují na mírné zlepšení půdních podmínek na holosečích – pravděpodobně v důsledku nižší atmosférické depozice a zrychlené dokompozice organického materiálu – a na opětovné zhoršení půdních parametrů pod mladými smrkovými výsadbami. Ukázalo se, že pionýrské dřeviny mají značný potenciál pro rehabilitaci lesních ekosystémů: mohou zvrátit proces borealizace, zatímco snížení atmosférické depozice má jen omezený pozitivní vliv. Výsledky jednotlivých výzkumných prací jsou shrnuty v závěrech zaměřených na problematiku degradace půd, stanoviště a vývoje lesa. Závěry jsou dále interpretovány jako doporučení pro způsoby obhospodařování lesa. Zde se klade důraz na potenciální význam listnatých pionýrských dřevin a na důležitou úlohu přirozených sukcesních procesů ve vývoji lesa. Výsledky společného výzkumného programu nadace Face a Ministerstva životního prostředí ČR jsou popsány v kapitole 7. Zde je věnována hlavní pozornost zavedení ekologických principů do obhospodařování lesů v národním parku. Podstatnou součástí výzkumného programu je implementace výsledků výzkumu do strategie řízení a do terénní práce v lesích Krkonošského národního parku. Tato tématika je předmětem kapitoly 8, kde jsou formulovány primární funkce národního parku, cíle, kterých se má dosáhnout kroky k jejich operacionalizaci a nutná organizační opatření. Konstatuje se, že je třeba vyvinout novou strategii práce s lesními ekosystémy; ta je označena jako „kontrolovaná přirozená rehabilitace“, vycházející z uplatnění přirozených procesů ve vývoji lesa. Její zavedení je podmíněno řadou organizačních opatření a uplatněním nových metod práce. Ve zprávě jsou uvedena i nezbytná plánovací opatření a provozní nástroje. Zpráva je uzavřena seznamem publikací a výzkumných zpráv zpracovaných pracovníky Univerzity v Amsterdamu a českými kolegy, kteří na výzkumném programu spolupracovali, a seznamem literatury. Poznámka k české verzi: Toto české znění je zkrácenou verzí anglického originálu. Pokud jde o tabulky, obrázky a grafy, odkazujeme rovněž na anglický originál.
200
