VÝZKUMNÝ ÚSTAV LESNÍHO HOSPODÁŘSTVÍ A MYSLIVOSTI, V. V. I

VÝZKUMNÝ ÚSTAV LESNÍHO HOSPODÁŘSTVÍ A MYSLIVOSTI, V. V. I.

STAV LESNÍCH PŮD JAKO URČUJÍCÍ FAKTOR VÝVOJE ZDRAVOTNÍHO STAVU, BIODIVERZITY A NAPLŇOVÁNÍ PRODUKČNÍCH I MIMOPRODUKČNÍCH FUNKCÍ LESŮ Zpráva o průběhu řešení projektu NAZV QI112A168 v roce 2013

1

Radek Novotný, 2Iva Hůnová, 3Irena Skořepová, 4Miloš Zapletal, 5 Vladislav Seidl, 1Václav Buriánek, 1Věra Fadrhonsová, 1 Lucie Jurkovská, 1Kateřina Neudertová Hellebrandová, 2 Pavel Kurfürst, 1Zora Lachmanová, 2Jana Ostatnická, 2 Jana Schovánková, 2Markéta Schreiberová, 2Petra Stoklasová, 1 Vít Šrámek, 2Ondřej Vlček

1

Výzkumný ústav lesního hospodářství a myslivosti, v. v. i. Český hydrometeorologický ústav 3 Česká geologická služba 4 Ekotoxa, s. r. o. 5 Vojenské lesy a statky ČR, s. p. 2

XII. 2013

NAZV QI112A168

Zpráva o řešení projektu v roce 2012

OBSAH: ÚVOD

2

1. STAV LESNÍCH PŮD

4

1.1 VÝSLEDKY PRŮZKUMU STAVU LESNÍCH PŮD V RÁMCI PROJEKTU BIOSOIL 1.2 VÝVOJ CHEMISMU PŮD NA PLOCHÁCH INTENZIVNÍHO MONITORINGU ICP FORESTS 1.2.1 Smrkové plochy – pH 1.2.2 Smrkové plochy – přístupný vápník 1.2.3 Smrkové plochy – přístupný draslík 1.2.4 Smrkové plochy – přístupný hořčík 1.2.5 Bukové plochy – pH 1.2.6 Bukové plochy – přístupný vápník 1.2.7 Bukové plochy – přístupný draslík 1.2.8 Bukové plochy – přístupný hořčík 1.2.9 Shrnutí 1.3 ODBĚRY PŮDNÍCH VZORKŮ 1.3.1 Popis půdních sond 1.3.2 Chemická analýza vzorků 2. ATMOSFÉRICKÁ DEPOZICE

4 6 8 9 10 10 11 12 13 13 14 15 16 23 24

2.1 ÚVOD 2.2 SUCHÁ DEPOZICE DUSÍKU 2.3 HORIZONTÁLNÍ DEPOZICE DUSÍKU 2.4 KVANTIFIKACE NEMĚŘENÝCH SLOŽEK SUCHÉ DEPOZICE MODELOVÝM VÝPOČTEM 2.5 PLYNNÁ DEPOZICE AMONIAKU 2.5.1 Metodika 2.5.2 Měření koncentrace amoniaku pasivními vzorkovači 2.5.3 Meteorologické parametry 2.5.4 Koncentrace a suchá depozice amoniaku 2.6 SHRNUTÍ 3. KRITICKÉ ZÁTĚŽE DUSÍKU A ACIDITY

24 27 29 30 34 34 36 36 37 39 40

3.1 ÚVOD 3.2 METODIKA 3.3 VÝSLEDKY 3.4 ZÁVĚR

40 41 45 50

4. ZAJIŠTĚNÍ SLEDOVÁNÍ DEPOZIC

51

4.1 METODIKA MĚŘENÍ DEPOZIC A CHEMISMU PŮDNÍ VODY NA PLOCHÁCH INTENZIVNÍHO MONITORINGU 51 4.2 VÝPOČET CELKOVÉ DEPOZICE SÍRY, DUSÍKU A BAZICKÝCH KATIONTŮ Z BD, THR A STF 52 4.3 KONCENTRACE DUSÍKU A MOLÁRNÍ BC/AL V PŮDNÍCH VODÁCH 54

5. SOUHRNNÉ INFORMACE O PRŮBĚHU PROJEKTU 5. 1 SHRNUTÍ PROVEDENÝCH ČINNOSTÍ 5. 2 PUBLIKAČNÍ ČINNOST 6. LITERATURA Výzkumný ústav lesního hospodářství a myslivosti, v. v. i. Strnady 136, 252 02 Jíloviště

56 56 56 59 1 www.vulhm.cz

NAZV QI112A168


ÚVOD (R. Novotný, V. Šrámek)

Ani po snížení množství emisí a následné imisní zátěže na přelomu tisíciletí není zdravotní stav lesních porostů v České republice příliš dobrý. Opakovaně jsou v posledních 10-15 letech zjišťovány příznaky a projevy poškození, které jsou spojeny s narušením výživy lesních dřevin, zejména výživy bazickými prvky. A to jak v imisně silně zatížených regionech (Krušné hory, Orlické hory, Jizerské hory), tak i v oblastech, které tak výrazně imisemi zatíženy nebyly (Beskydy, Javořická vrchovina, Žďárské vrchy, Šumava v oblasti Vyššího Brodu, Lanškrounsko apod.). Faktory, které se na pozorovaném poškození podílejí, zahrnují zpravidla v různých kombinacích nepříznivé meteorologické podmínky (sucho), biotické škodlivé činitele (podkorní hmyz, houbové patogeny) i zvýšenou imisní zátěž (např. ozon) (Šrámek a kol., 2009). Vždy jsou však spojeny s poměrně výrazným nedostatkem živin v půdě, zejména ve svrchních minerálních horizontech. Nejčastěji dochází k chřadnutí a odumírání smrku, který je zejména v nižších vegetačních stupních citlivý především na výkyvy počasí. Ani situace dalších dřevin však nemusí být ve středně a dlouhodobém výhledu zcela stabilní. Výsledky současných půdních průzkumů prováděných ÚKZÚZ i VÚLHM naznačují, že v posledních 50 letech došlo k významnému ovlivnění vlastností lesních půd (např. Fiala a kol., 2000). I půdní typy považované za relativně bohaté vykazují nepříznivé změny pH a nepříznivé změny v koncentraci přístupných živin, přinejmenším ve svrchních minerálních horizontech. To představuje problém při aplikaci současného typologického systému – např. při stanovování míry kritických zátěží (odolnost lesních ekosystémů vůči atmosférickým depozicím), přípravě chemických meliorací či posouzení možností komplexního využití lesní biomasy. Výstupy jsou totiž založeny na neaktuálních předpokladech o stavu půd, které vycházejí z informací o matečních horninách a ze starých půdních průzkumů a neodpovídají tedy aktuální situaci. Zároveň není jisté, jak významně současná úroveň atmosférických depozic přispívá k dalším změnám v půdním prostředí lesních ekosystémů z hlediska acidifikace a nitrifikace (např. Aber a kol., 2004), neboť současné modely kritických zátěží vycházejí z potenciálních vlastností lesních půd, které neodpovídají realitě (Schueller, 1991). Řešení projektu ForSoil se opírá o průzkum chemických vlastností lesních půd a biodiverzity lesních porostů, který byl proveden v letech 2005-2008 v rámci celoevropského projektu BIOSOIL. Ten přinesl informace o půdních vlastnostech na 146 monitoračních plochách programu ICP Forests, kde je zároveň dlouhodobě sledován zdravotní stav dřevin (Šrámek a kol., 2008). Na části ploch (86) lze data srovnávat s odběry v roce 1995. V průběhu řešení projektu je plánováno statistické hodnocení závislosti půdního chemismu na typologických kategoriích (CHS, SLT, půdní typ, nadmořská výška), hodnocení závislosti zdravotního stavu, růstu porostů a biodiverzity lesních ekosystémů na půdních vlastnostech. Pro jednotlivé plochy bude modely určena míra depozice a průběh meteorologických parametrů (teploty, srážky) v minulosti a budou vypočítány aktualizované hodnoty kritických zátěží a jejich překročení. Modelové výpočty budou testovány na deseti plochách intenzivního monitoringu, kde jsou dlouhodobě měřeny depozice na volné ploše, depozice pod lesním porostem a chemismus půdní vody (Boháčová a kol., 2009). Atmosférická depozice síry a dusíku bude stanovena z naměřených a modelovaných hodnot koncentrací acidifikačních a eutrofizačních činitelů v ovzduší a ve srážkách. Atmosférická depozice dusíku bude porovnána s empirickými Výzkumný ústav lesního hospodářství a myslivosti, v. v. i. Strnady 136, 252 02 Jíloviště

2 www.vulhm.cz

NAZV QI112A168


kritickými zátěžemi nutričního dusíku, které budou stanoveny podle metodologie Evropské hospodářské komise Organizace spojených národů (UN ECE) (UBA, 2004). Celková potenciální kyselá depozice sloučenin síry a dusíku bude porovnána s kritickými zátěžemi acidity, které budou stanoveny podle hmotové bilance vodíkových iontů v lesních půdách za předpokladu ustáleného stavu (UBA, 2004) a pomocí dynamického modelu VSD+. Navazovat bude hodnocení výsledků komplexních půdních analýz z projektu BIOSOIL podle jednotlivých typologických kategorií – hospodářských souborů a nejčastěji zastoupených souborů lesních typů a porovnány s „očekávanými“ hodnotami podle současných typologických kategorií. Projekt si klade za cíl přinést prakticky uplatnitelné výsledky – v rámci mapových výstupů bude na reálných podkladech půdních vlastností aktualizována mapa kritických zátěží (tematické mapy s odborným obsahem), která bude mít řadu praktických dopadů pro lesnický management, systém využívání biomasy s ohledem na stav lesních půd a plánování melioračních opatření (certifikované metodiky). Hodnocení empirických zátěží na základě vyhodnocení vegetačních snímků a dalších parametrů umožní reálnou představu o stavu biodiverzity lesních porostů. Řešení projektu bylo zahájeno v lednu 2011. V prvním roce řešení byl kladen důraz na práce zaměřené na shromáždění dostupných dat a jejich průzkum a přípravu pro další činnosti a splnění dílčích cílů projektu. Rok 2012 byl druhým rokem řešení a aktivity plánované k řešení buď navazovaly na již řešené a rozpracované úkoly nebo byly jejich pokračováním. Také ve třetím roce řešení projektu (2013) navazovaly prováděné aktivity na předchozí období. Zejména modelové výpočty depozice látek jsou složité a časově náročné a tak se jejich rozvržení do tří let ukázalo jako správné. Pokračovaly odběry půdních vzorků na vytipovaných problematických lokalitách a začaly práce na vyhodnocení vzájemných vztahů mezi vybranými parametry. Aktivity roku 2013 byly navrženy následovně: A1301

Výběr ploch a odběr půdních vzorků pro chemické analýzy.

A1302

Vyhodnocení vzájemných vztahů půdních vlastností, depoziční zátěže a meteorologických parametrů na monitoračních plochách.

A1303

Srovnání různých metod výpočtu kritické zátěže.

A1304

Stanovení empirických kritických zátěží – úvodní výpočty.

A1305

Zajištění sledování depozic a chemismu půdní vody na plochách intenzivního monitoringu.

Výzkumný ústav lesního hospodářství a myslivosti, v. v. i. Strnady 136, 252 02 Jíloviště

3 www.vulhm.cz


NAZV QI112A168

1. STAV LESNÍCH PŮD (V. Šrámek, L. Jurkovská, V. Fadrhonsová, K. Hellebrandová, R. Novotný)

1.1 Výsledky průzkumu stavu lesních půd v rámci projektu BioSoil Pro rekapitulaci dosavadních výsledků, které vycházejí z postupného zpracování a vyhodnocení dat získaných v rámci projektu EU BioSoil jsou uvedena hlavní fakta a zjištění, ke kterým jsme v uplynulém období řešení projektu ForSoil dospěli a které považujeme za významné a důležité. Střední hodnoty (mediány) a hodnoty spodních a horních kvartilů pro hodnocené parametry v jednotlivých sledovaných půdních vrstvách jsou uvedeny v tabulce 1.1. Tabulka obsahuje výsledky představené ve výroční zprávě za rok 2011. Tab. 1.1: Základní charakteristiky chemických vlastností půd na plochách programu BIOSOIL podle jednotlivých odebíraných vrstev (FH – nadložní organický horizont, BS – saturace sorpčního komplexu bazickými prvky)

pH(H2O)

pH(CaCl2)

Ntot [%]

K [mg.kg-1]

Ca [mg.kg-1]

Mg [mg.kg-1]

BS [%]

medián 25% kvantil 75% kvantil medián 25% kvantil 75% kvantil medián 25% kvantil 75% kvantil medián 25% kvantil 75% kvantil medián 25% kvantil 75% kvantil medián 25% kvantil 75% kvantil medián 25% kvantil 75% kvantil

FH 4,27 4,02 4,54 3,44 3,15 3,85 1,41 1,23 1,65 349 270 490 1995 1228 3437 234 159 370 62 52 76

0-10 cm 4,20 4,02 4,45 3,55 3,37 3,76 0,18 0,12 0,27 44 31 62 100 46 287 24 15 48 13 8 23

10-20 cm 4,39 4,26 4,58 3,78 3,64 3,95 0,10 0,07 0,14 29 20 43 49 21 173 14 7 37 9 6 20

20-40 cm 4,56 4,43 4,82 3,94 3,82 4,15 0,06 0,04 0,10 28 18 49 50 17 270 14 5 55 12 6 41

40-80 cm 4,77 4,53 5,14 4,10 3,93 4,32 0,04 0,03 0,07 35 18 58 126 19 631 29 5 136 25 8 71

Přehled dosažených a v uplynulém roce publikovaných zjištění: •

Výsledky ukazují převahu silně kyselých a středně kyselých půd. Velmi silně kyselé půdy na studovaných plochách nebyly zastoupeny a i v případě jednotlivých vzorků se velmi silně kyselé minerální horizonty objevily pouze v několika ojedinělých případech.

•

Zásobení lesních půd (ekosystémů) dusíkem je dobré, ve vztahu k předpokládanému deficitu tohoto prvku v minulosti ho lze považovat za zvýšené. Nižší poměr C/N v humusové vrstvě nasvědčuje blízké saturaci ekosystémů dusíkem, obsahy tohoto prvku v minerálních horizontech však nevykazují extrémně vysoké hodnoty.

•

Zásoba přístupných kationtů v lesních půdách je velmi nízká až kritická. Nejzávažnější je pravděpodobně u vápníku, jehož obsahy jsou na většině ploch pod hranicí kritického nedostatku a jehož celková zásoba (a tedy i možnost doplnění zvětráváním) je velmi nízká. Z tohoto pohledu je poněkud překvapivé, že dosud nebyly ve větším rozsahu


4 www.vulhm.cz

NAZV QI112A168


pozorovány deficience tohoto prvku např. v asimilačních orgánech. Situaci je nutno věnovat zvýšenou pozornost. •

Velmi nízké jsou také přístupné obsahy draslíku a hořčíku. U hořčíku jsou i v současnosti v některých oblastech pozorovány příznaky deficitu v asimilačních orgánech lesních dřevin s narušením zdravotního stavu porostů a jsou přijímána opatření k nápravě formou chemické meliorace lesních půd. Příznaky deficitu draslíku jsou zatím spíše výjimečné a jeho obsahy v asimilačních orgánech dřevin jsou spíše dobré, přestože řada půd vykazuje nedostatečné obsahy tohoto prvku v přístupné formě. U K i Mg je v lesních půdách většinou dostatečná celková zásoba. Při snížené imisní zátěži a vhodném obhospodařování je tedy možné očekávat doplnění sorpčního komplexu zvětráváním.

•

Nasycení sorpčního komplexu bázemi odpovídá výše uvedeným skutečnostem a na řadě lokalit je velmi nízké.

•

Z dosažených výsledků vyplývá mj. zásadní význam vrstvy povrchového nadložního humusu pro výživu současných i budoucích lesních porostů. V humusové vrstvě je obsaženo velké množství živin a při současném vážném nedostatku živin v povrchových minerálních horizontech to přináší řadu rizik. Uchování funkční humusové vrstvy by mělo být zohledňováno při hospodaření v lesích i při dalších způsobech využívání lesních ekosystémů. Spoléhat při pěstování lesů pouze na živiny z humusové vrstvy je ovšem dlouhodobě i střednědobě neudržitelné.

•

Vyhodnocení části výsledků průzkumu půdních vlastností v rámci projektu BIOSOIL dokládá předpokládané rozdíly mezi odlišnými typologickými skupinami na úrovni ekologických řad i edafických kategorií. Živná ekologická řada má signifikantně lepší půdní vlastnosti než řada kyselá, edafická kategorie B příznivější podmínky než edafická kategorie K.

•

Ukazuje se, že došlo k posunu absolutních hodnot půdních vlastností a to plošně, prakticky na celém území ČR. Edafickou kategorii B nelze již navzdory názvu považovat za bohatou, protože v nezanedbatelném množství případů vykazuje vážný deficit bazických prvků. V kategorii K zcela převládají půdy s extrémním nedostatkem vápníku, draslíku a hořčíku.

•

Nejméně příznivá je situace u vápníku, jehož celkové obsahy v půdách jsou nízké a nedávají předpoklady pro doplnění sorpčního komplexu zvětráváním.

•

Z hodnot nasycení sorpčního komplexu bázemi lze spekulativně usuzovat, že celý systém se za posledních čtyřicet let posunul prakticky o jednu trofickou úroveň níže. Tyto závěry do značné míry potvrzují i výsledky dalších půdních průzkumů.

•

Může tedy současný stav lesních půd garantovat dlouhodobou udržitelnost lesního hospodaření, respektive mohou být ztráty živin vznikající odběrem biomasy – těžbou dřeva – nahrazeny zvětráváním a vstupem látek např. ve formě atmosférických depozic?

•

Velké riziko mohou představovat rozhodnutí, která jsou připravována na základě současného typologického systému s využitím „předpokládaných“ vlastností lesních půd, které ovšem neodpovídají skutečnosti. Jako typický případ je možno uvést např. využívání těžebních zbytků pro energetické účely, či pěstování rychle rostoucích dřevin bez doplnění živin do lesních půd kompenzačním hnojením.


5 www.vulhm.cz

NAZV QI112A168


Obr. 1.1: Rozložení odběrových ploch projektu BioSoil a jejich příslušnost k jednotlivým ekologickým řadám.

1.2 Vývoj chemismu půd na plochách intenzivního monitoringu ICP Forests Posouzení vývoje půdních vlastností v čase je z různých důvodů poměrně problematické. První zádrhel obvykle nastává při samotných odběrech. Jsou-li vzorky odebírány z půdní sondy, je nutné její opakované vykopání, nebo alespoň prohloubení čela nejméně o 0,5 m. Vzorky jsou pak odebírány z odlišného místa, což může vzhledem k prostorové variabilitě znamenat určité zkreslení výsledků. Pokud jsou vzorky odebírány podle genetických horizontů, obvykle se mění jejich mocnost a srovnání několika opakovaných odběrů je pak značně komplikované. Při sériích opakovaných analýz a plošných půdních průzkumech tedy bývá obvykle dána přednost odběru vzorků pro chemické analýzy podle konstantních hloubek. I při odběru z více míst – např. při použití půdních vrtáků – je obtížné (často vzhledem k časovým možnostem i nereálné) dodržení potřebného počtu vrtů pro dostatečné podchycení variability půdního prostředí na ploše. Navíc odběry hlubších půdních vrstev vrtákem či sondýrkou jsou na stanovištích s vyšším obsahem skeletu značně problematické. Další problém představují metody chemických analýz vzorků. Ty se v průběhu času vyvíjejí, mění a nebo jsou nahrazovány jinými metodami. Současné standardní analýzy obsahu přístupných prvků se používají až od devadesátých let dvacátého století, dříve používané metody (například výluhy v kyselině citronové) vykazovaly významné nedostatky při stanovení některých prvků. Zhruba na přelomu tisíciletí se také změnily analýzy dusíku, uhlíku a síry – předchozí metody výluhů u N (Kjehldal) a S (HNO3) byly nahrazeny elementární analýzou, kdy po spálení je stanovena celková koncentrace prvku. Jeden z mála dobře porovnatelných parametrů tak představuje pH půdy v aktivní či výměnné formě. Výrazný posun pH (acidifikaci) v Bádensku-Würtembersku mezi půdními průzkumy v letech 1927 a 1992 dokládá Wilpert (2001), viz. obr. 1.2. Významný pokles pH na území České republiky ve druhé polovině 20. století dokládají pro Beskydy Klimo a Vavříček (1991) a pro Jizerské hory Slodičák a kol. (2005).


6 www.vulhm.cz

NAZV QI112A168


Obr. 1.2: Posun pH mezi půdními průzkumy v letech 1927 a 1992 v Bádensku-Würtenbersku. Převzato z Wilpert (2001)

V rámci projektu ForSoil jsme se pokusili porovnat vývoj pH a obsahu bazických živin na vybraných plochách intenzivního monitoringu ICP Forests. Program intenzivního monitoringu byl založen v roce 1994 původně na osmi smrkových plochách. Postupem času byly plochy rekonstruovány, v roce 2003 byl vytvořen „definitivní“ systém 16 ploch, který vhodně charakterizoval hlavní hospodářské dřeviny v jejich typických růstových regionech. V roce 2012 (tj. ve druhém roce řešení projektu ForSoil) došlo bohužel z důvodu nedostatku financí k výrazné redukci programu. Na plochách intenzivního monitoringu je kromě zdravotního stavu zjišťována a měřena řada parametrů prostředí včetně chemismu půd. Podrobnější informace lze získat např. v publikaci Boháčové a kol. (2009). Půdy jsou na plochách odebírány zhruba v pětiletém intervalu z půdních sond, v roce 2005 byl proveden kromě toho i odběr vzorků půdním vrtákem z 24 míst, z nichž byly pro každou půdní vrstvu připraveny tři směsné vzorky. Tyto výsledky dávají určitou informaci o variabilitě půdního prostředí na plochách. Odebírán byl horizont povrchového humusu (FH) a vzorky minerálních horizontů z konstantních hloubek (0-10 cm, 10-20 cm, 20-40 cm, 40-80 cm). V rámci této aktivity jsou představeny výsledky analýz aktivního pH(H2O), výměnného pH(CaCl2) a obsahy přístupných bazických prvků (Ca, K, Mg), které byly zjištěny po výluhu v chloridu amonném na ICP OES. Bližší informace o použitých analytických metodikách a o celém širokém spektru prováděných analýz udává např. Šrámek a kol. (2011).


7 www.vulhm.cz


NAZV QI112A168

V následující části je hodnocen pouze vývoj v minerální části půdy. Obsahy živin v humusu jsou výrazně variabilnější a nelze je posuzovat na základě prostých koncentrací, ale pouze s ohledem na celkovou zásobu v humusové vrstvě. Ta je ovšem zejména v listnatých porostech značně proměnlivá i v průběhu vegetačního období. Pro analýzu vývoje stavu půd byly vybrány tři smrkové plochy v různých růstových a geologických podmínkách s kompletní řadou odběrů (1995, 2000, 2005, 2010) a tři bukové porosty. Bukové plochy ovšem byly založeny později, proto je odlišná i řada analýz (1998, 2005, 2010). Údaje o zahrnutých plochách jsou uvedeny v tabulce 1.2. Tab. 1.2: Přehled ploch zahrnutých do vyhodnocení vývoje půdních vlastností na plochách intenzivního monitoringu.

č. I140 Q521 Q541 Q361 Q103 B151

plocha Želivka Lazy Švýcárna Medlovice Všeteč Mísečky

hlavní dřevina

nadm. výška

oblast

SM SM SM BK BK BK

440 871 1300 350 615 940

Středočeská pahorkatina Slavkovský les Hrubý Jeseník Chřiby Písecké hory Krkonoše

půdní typ KaO KpM PzM KaP KaD PzM

1.2.1 Smrkové plochy – pH Hodnoty aktivní půdní reakce – pH(H2O) jsou obvykle vyšší, než hodnoty výměnné půdní reakce – pH(CaCl2). Je patrné, že v křivkách hodnot pH nelze vysledovat v uvedeném časovém období žádný významný posun. Na Želivce bylo sice aktivní pH v odběrech 1995 a 2000 vyšší, než v následujících deseti letech, ale tento jev již nelze pozorovat u pH výměnného. Zajímavou skutečností je, že v hlubších půdních horizontech (20-80 cm) nejsou mezi plochami přes jejich značnou odlišnost v nadmořské výšce a geologickém podloží výrazné rozdíly v pH. Aktivní pH je v těchto vrstvách půdy na všech plochách mezi hodnotou 4 a 5, výměnné pH zhruba mezi hodnotou 3 a 4.

Obr. 1.3a: Vývoj pH v půdním profilu na smrkových plochách – aktivní pH


8 www.vulhm.cz

NAZV QI112A168


Obr. 1.3b: Vývoj pH v půdním profilu na smrkových plochách – výměnné pH

1.2.2 Smrkové plochy – přístupný vápník V případě obsahu přístupného vápníku je na první pohled zřejmá odlišnost plochy Želivka, kde smrk v první generaci nahradil původní smíšené porosty dubu a jedle. Ve svrchní minerální půdě je patrný acidifikační efekt smrku na těchto původně velmi příznivých půdách. V hlubších vrstvách minerální půdy byly v letech 1995 a 2000 poměrně vysoké obsahy přístupného Ca, v odběrech v letech 2005 a 2010 byly však zjištěny výrazně nižší hodnoty. Ke snížení obsahu přístupného Ca došlo rovněž v povrchových horizontech do 20 cm. Výsledky jsou zřejmě zatíženy vysokou variabilitou půdního prostředí na této ploše. Významným faktem ovšem je, že v odběrech v letech 2005 a 2010 byly vzorky až do hloubky 40 cm pod hranicí deficitu Ca (140 mg.kg-1), která je vyznačena přerušovanou čarou. Obě dvě další plochy jsou v horských polohách. Nejvyšší obsahy Ca jsou v povrchových horizontech, protože hlavním zdrojem postupného uvolňování živin je humusová vrstva. Prakticky všechny odebrané vzorky leží v oblasti nedostatku Ca. Na obou plochách ovšem pozorujeme postupné snižování přístupného vápníku v povrchových horizontech minerální půdy (0-20 cm) v letech 1995-2005. V odběrech roku 2005 a 2010 jsou hodnoty přístupného Ca kriticky nízké v celém půdním profilu.

Obr. 1.4: Vývoj přístupného vápníku v půdním profilu na smrkových plochách


9 www.vulhm.cz

NAZV QI112A168


1.2.3 Smrkové plochy – přístupný draslík Také u draslíku byly na ploše Želivka pozorovány nejvyšší obsahy v odběru z roku 1995. Vývoj v povrchových vrstvách je opět značně variabilní, v hlubších vrstvách půdy (20-80 cm) je zřejmý pokles přístupného K v letech 1995 → 2000 → 2005. V odběrech roku 2005 vykazovaly všechny odběry z hloubek 20-80 cm deficit draslíku (< 30 mg.kg-1), v roce 2010 byla situace příznivější, ale výrazný pokles oproti hodnotám z období 1995 – 2000 v hlubších vrstvách půdy je patrný. Na Lazech byly hodnoty přístupného K v hlubších vrstvách půdy od 20 cm pod hranicí deficitu ve všech odběrech. S výjimkou hodnoty přístupného K v roce 2010 ve vrstvě 0-10 cm, která může být ovlivněna povrchovým humusem, je i zde patrné snižování obsahů přístupného K mezi odběry 1995 → 2000 → 2005. Dlouhodobě nejnižší hodnoty přístupného K byly pozorovány na Švýcárně. Zde je patrné postupné snižování přístupných koncentrací tohoto prvku hlavně v nejsvrchnější vrstvě půdy 0-10 cm, kde jsou pouze hodnoty z let 1995 a 2000 nad hranicí deficitu.

Obr. 1.5: Vývoj přístupného draslíku v půdním profilu na smrkových plochách

1.2.4 Smrkové plochy – přístupný hořčík Obsahy hořčíku jsou v řadě oblastí kritické z hlediska výživy smrkových porostů. Na ploše Želivka bylo možno hodnoty přístupného Mg v letech 1995 a 2000 považovat za poměrně příznivé, zejména v hlubších vrstvách půdy. V odběrech z let 2005 a 2010 je patrný výrazný pokles tohoto prvku, který se až do hloubky 40 cm dostává pod hranici nedostatku (40 mg.kg1 ). Hodnoty ve svrchních vrstvách půdy jsou zde již obdobné jako v horských oblastech. Na plochách Lazy i Švýcárna jsou velmi nízké hodnoty přístupného Mg v rámci celého půdního profilu. Nejvyšší obsahy jsou stejně jako u ostatních bazických prvků zjištěny ve svrchních vrstvách půdy. Právě v nich lze pozorovat mezi roky 1995 a 2010 postupné snižování obsahu přístupného Mg na obou plochách.


10 www.vulhm.cz

NAZV QI112A168


Obr. 1.6: Vývoj přístupného hořčíku v půdním profilu na smrkových plochách

1.2.5 Bukové plochy – pH Bukové plochy intenzivního monitoringu byly založeny později a první půdní vzorky na nich byly odebírány až v roce 1998. Výjimkou je plocha Všeteč, která byla založena již koncem 80. let dvacátého století v rámci programu sledování vlivu jaderné elektrárny Temelín na okolní ekosystémy. Pro ni jsou k dispozici půdní data již z roku 1990. Tehdejší analýzy půdních vzorků probíhaly stejnými metodami jako později v programu monitoringu. Stejně jako ve smrkových porostech nelze ani na plochách s bukem pozorovat nějaké charakteristické změny kyselosti v jednotlivých odběrech. Výměnná reakce ve svrchní části půdního profilu (cca do 40 cm) je na všech plochách obdobná. V hlubších vrstvách 40 – 80 cm vykazuje plocha Medlovice nižší kyselost, než druhé dvě plochy, navíc zde hodnoty pH v průběhu odběrů 1998 → 2005 → 2010 postupně stoupají. Na plochách Všeteč a Mísečky nejsou rozdíly v pH v hlubší vrstvě půdy mezi jednotlivými roky zdaleka tak výrazné.

Obr. 1.7a: Vývoj pH v půdním profilu na bukových plochách – aktivní pH


11 www.vulhm.cz

NAZV QI112A168


Obr. 1.7: Vývoj pH v půdním profilu na bukových plochách – výměnné pH

1.2.6 Bukové plochy – přístupný vápník Obsahy vápníku na plochách Medlovice a Všeteč jsou obecně výrazně lepší, než tomu je na plochách se smrkem. Přesto i zde se obsahy přístupného Ca dostávají pod hranici nedostatku. Na ploše Medlovice je výrazně ochuzená svrchní vrstva půdy do hloubky 20 cm. Přitom obsah vápníku mezi roky 1998 a 2005 se výrazně snížil zejména ve svrchní vrstvě 0-10 cm. V hlubších vrstvách již obsahy přístupného vápníku prudce narůstají. Na Všetči jsou obsahy Ca pod hranicí deficitu až do hloubky 40 cm, což je zde i hlavní zóna prokořenění jemnými kořeny. Ve svrchní vrstvě minerální půdy 0-10 cm je rovněž patrný pokles Ca mezi roky 1998 → 2005 → 2010, ve spodních vrstvách 40-80 cm je naopak nejnižší obsah přístupného Ca v roce 1998. Na ploše Mísečky je celý profil velmi chudý na bazické prvky. Zdrojem přístupného vápníku je zde především humusová vrstva, která ovlivňuje pouze svrchní minerální horizont 0-10 cm. I na této ploše byly nejvyšší koncentrace Ca ve svrchní vrstvě minerální půdy zjištěny v roce 1998.

Obr. 1.8: Vývoj přístupného vápníku v půdním profilu na bukových plochách


12 www.vulhm.cz

NAZV QI112A168


1.2.7 Bukové plochy – přístupný draslík Obsahy přístupného draslíku na bukových plochách vycházejí ze všech výměnných kationtů nejpříznivěji. Na ploše Medlovice nebyly v žádném z odběrů pod hranicí deficitu. Nejnižší hodnoty jsou stejně jako u Ca ve vrstvě 10-20 cm, poté s hloubkou půdního profilu stoupají. Stejně jako u vápníku je v horizontu 0-10 cm patrná výrazně vyšší hodnota z odběru v roce 1998 než v letech 2005 a 2010. Na Všetči se již hodnoty přístupného draslíku v hloubce 10-40 cm dostávají pod hranici nedostatku. I zde je v povrchové vrstvě půdy patrné snižování hodnot přístupného K v letech 1990 – 1998, 2005 – 2010. To platí i pro plochu Mísečky. Zde obsahy přístupného draslíku s hloubkou půdního profilu postupně klesají. V hlubších vrstvách půdy jsou nejvyšší obsahy přístupného K ve vzorcích z roku 2010.

Obr. 1.9: Vývoj přístupného draslíku v půdním profilu na bukových plochách

1.2.8 Bukové plochy – přístupný hořčík U přístupného hořčíku je situace velmi obdobná jako u Ca. Nejlepší situace je na ploše Medlovice, ale i tam je pozorován nedostatek této živiny ve svrchních půdních horizontech. Opět je zde patrné snížení obsahu mezi roky 1998 → 2005 → 2010. Na Všetči jsou obsahy Mg pod hranicí deficitu především v zóně hlavního prokořenění, patrný je pokles Mg v čase ve svrchní vrstvě půdy, v nejhlubším půdním horizontu 40-80 cm se naopak obsahy přístupného hořčíku v jednotlivých odběrech postupně zvyšují. Na Mísečkách je nedostatek hořčíku v celém půdním profilu, ve vrstvě minerální půdy 0-10 cm byly nejvyšší hodnoty zjištěny v roce 1998.


13 www.vulhm.cz

NAZV QI112A168


Obr. 1.10: Vývoj přístupného hořčíku v půdním profilu na bukových plochách

1.2.9 Shrnutí Výsledky bohužel nelze hodnotit statisticky, protože s výjimkou odběrů v roce 2005 a u některých ploch roku 2010, kdy byly prováděny analýzy tří směsných vzorků i vzorku ze sondy, chybí širší soubor vzorků z devadesátých let. Přesto jsou z předložených dat patrné určité tendence: •

Změny pH nejsou výrazné. Odlišnosti mohou být způsobeny variabilitou půdního prostředí, v souboru hodnocených ploch nelze vysledovat žádnou převládající tendenci vývoje této veličiny.

•

Z přístupných bazických živin jsou v půdách zásoby draslíku relativně vyšší než zásoby vápníku a hořčíku – to platí pro smrkové i bukové porosty.

•

Na plochách na půdně velmi příznivých stanovištích (Želivka – kambizem modální a Medlovice – kambizem pelická) jsou svrchní vrstvy půdy ochuzené o bazické kationty – to platí v případě smrkového i bukového porostu.

•

Na plochách s méně příznivými půdními typy – kryptopodzolem (Lazy) a podzoly (Mísečky, Švýcárna) je celý půdní profil extrémně chudý na obsahy přístupného vápníku a hořčíku, opět bez ohledu na dřevinnou skladbu.

•

Na ploše Všeteč (kambizem dystrická) je o přístupné bazické kationty výrazně ochuzen horizont hlavního prokořenění.

•

Na ploše Želivka výsledky naznačují výrazné ochuzení spodních částí půdního horizontu v období let 1995 – 2010. Důvod není zřejmý.

•

Prakticky na všech plochách výsledky naznačují další (výrazný) úbytek přístupných bazických kationtů z horních částí půdního profilu. U smrku je tento efekt patrný i ve středních částech půdního profilu až do hloubky cca 40 cm.


14 www.vulhm.cz

NAZV QI112A168


1.3 Odběry půdních vzorků V letech 2012 a 2013 proběhly odběry půdních vzorků z půdních sond na vytipovaných problematických lokalitách, se zaměřením na porosty nacházející se ve správě VLS ČR, s. p. Konkrétně se jedná o odběry v oblasti Doupova, Středních Brd, Mimoně, Boletic, Libavé. Odběr byl proveden v sondě do hloubky 80 (100) cm, celkem bylo odebráno a popsáno sedm nových míst pro doplnění informací o stavu půd. Výsledky analýz jsou k dispozici pro odběry roku 2012, vzorky odebrané na začátku podzimu 2013 jsou v laboratoři a probíhá jejich analýza. Výsledky jsou tedy k dispozici pro půdní sondy z Boletic (Šumava), z Prahy (Brdy), z Litoltova (Doupov) a z Benátek nad Jizerou (Milovice). Při porovnání výsledků z těchto čtyř lokalit se základními charakteristikami z ploch zahrnutých do programu BIOSOIL (tab. 1.1) lze uvést následující základní hodnocení: • Půdní reakce na ploše Boletice a Doupov je příznivější v porovnání s mediánem z ploch projektu BIOSOIL, na Doupově vzhledem k bazickému podloží poměrně výrazně. Platí to pro pHH2O i pHCaCl2. • Na ploše Milovice – Benátky nad Jizerou jsou hodnoty půdní reakce srovnatelné a na ploše v Brdech jsou výsledky méně příznivé – tato plocha je na velmi chudém stanovišti. • V případě bazických živin (Ca, K, Mg) je při srovnání s mediánem všech ploch projektu BIOSOIL nejpříznivější situace u sondy z Doupova, kde zejména koncentrace vápníku a hořčíku výrazně převyšují hodnoty mediánu. Velmi příznivě se zde projevuje bazické podloží. • Příznivá je také situace u sondy z Boletic, kde až do hloubky 40 cm jsou zjištěné koncentrace prvků vyšší, než medián. V hloubce 40-80 cm jsou již nižší (vápník) nebo srovnatelné (draslík, hořčík). • U ostatních dvou sond (Brdy, Milovice) jsou zjištěné koncentrace bazických prvků v přístupné formě vždy nižší, než je celorepublikový medián. Na Brdech proběhl odběr v blízkosti nejvyššího bodu (vrch Praha). V porovnání s celorepublikovými mediány jsou na těchto dvou plochách velmi nízké koncentrace všech tří bazických prvků (Ca, K, Mg). Rozdíly jsou dvou- až osmi násobné, přičemž větší rozdíly jsou na ploše u Benátek nad Jizerou, kde se jedná o lokalitu na říčních sedimentech. • U dusíku jsou hodnoty v humusu ve srovnání s mediánem ploch BIOSOIL zvýšené na ploše v Boleticích (o 8 %) a na Brdech (o 34 %), naopak nižší jsou na ploše u Milovic (o 22 %) i na Doupově (o 16 %). • V minerální půdě je na ploše v Boleticích dusíku více, než je celorepublikový medián a to o 25-90 %. Na Brdech je do hloubky 20 cm dusíku méně, než je medián, hlouběji jsou zjištěné hodnoty vyšší než medián. Na ploše u Milovic je dusíku méně než je hodnota mediánu a to v celém půdním profilu, rozdíly jsou od 33 do 75 %. • Na Doupově je dusíku méně pouze v humusu, v minerální půdě jsou zjištěné hodnoty o 130 až 300 % vyšší v porovnání s celorepublikovým mediánem.


15 www.vulhm.cz


NAZV QI112A168

1.3.1 Popis půdních sond VLS Boletice - Lysá hora Nadmořská výška Charakteristika plochy Bylinné patro Dřeviny Půdní typ Humusový typ Geologické podloží

Základní charakteristiky plochy 1240 m n m znovu zalesněná holina po orkánu Kyrill, silně zatravněná, místy mokřina, místy balvany ostřice, sítina rozkladitá, starček lesní, smrk, jeřáb, javor, buk podzol modální – iniciální stádium (nejasný Ep horizont) mělový mor pararula

Popis půdního profilu byl proveden 28. června 2012, bylo polojasno, beze srážek. Součástí popisovaného profilu je jeden velký balvan, celý profil je beze stop oglejení a povlaků jílu na skeletu. S přibývající hloubkou se zvyšuje i výskyt skeletu – silně zvětralého detritátu ruly, cca od hloubky 60cm se vyskytuje podpovrchový odtok vody Travní drn.se suchými zbytky trav. L+F Černohnědý materiál, kyprý, prokořeněný. H Černohnědá silně humózní hlinitopísčitá zemina, s příměsí silně 0 – 3 (10) zvětralého detritátu ruly, se záteky humusu až hloubky do 20 cm, kyprá, Ah drobně rozpadavá, vlhká, hojně prokořeněná, zvlněný, ostrý barevný cm přechod do Ep. 3 (10) – Kakaově hnědá hlinitopísčitá zemina, s příměsí silně zvětralého detritátu Ep 30 cm ruly, rozpadavá, vlhká, prokořeněná, difuzní barevný přechod do Bhs. 30 – 50 Světle hnědá písčitá zemina, ještě prokořeněná, vlhká, cca 50 % silně Bhs zvětralého detritátu ruly, plynulý přechod do následujícího horizontu. cm Světle hnědá písčitá zemina, vlhká, cca od hloubky 60 cm pomaličku 50 - 65 vyvěrá voda (podpovrchový odtok), cca 70 % silně zvětralého detritátu Bs cm + ruly, plynulý přechod do následujícího horizontu. 65 cm + Težce rypný detritát ruly. Bs/ C 5 cm 5 cm

Obr. 1.11: Půdní sonda Boletice – Lysá hora Výzkumný ústav lesního hospodářství a myslivosti, v. v. i. Strnady 136, 252 02 Jíloviště

16 www.vulhm.cz


NAZV QI112A168

VLS Brdy - Praha Nadmořská výška Charakteristika plochy Bylinné patro Dřeviny Půdní typ Humusový typ Geologické podloží

Základní charakteristiky plochy 830 m n m vrcholová partie svahu, na povrchu kameny o velikosti až 30 cm metlička křivolaká, brusnice borůvka, semenáčky smrku, dvouhrotec, ploník, hasivka orličí, vřes obecný smrk podzol modální moder droba

Popis půdního profilu byl proveden 6. září 2012, bylo polojasno, beze srážek. Celý profil je beze stop oglejení a povlaků jílu na skeletu. S přibývající hloubkou se zvyšuje i výskyt skeletu. Nerozložený opad smrkového jehličí a větviček. Částečně rozložené, středně vlhké, kypré zbytky jehličí, zateklé mezi kameny – obsah skeletu cca 50%, ostrohranné kameny do velikosti 30 5 cm cm. Černá, středně vlhká, kyprá, silně prokořeněná měl, zateklé mezi kameny – obsah skeletu cca 50%, ostrohranné kameny do velikosti 30 5 cm cm. Černošedý hlinitopísčitý horizont s vysokým obsahem ostrohranného 0 – 8 cm skeletu o velikosti do 30 cm, struktura textura, prokořeněný, ostrý, rovný barevný přechod do dalšího horizontu. Bledě šedý hlinitopísčitý vybělený horizont, s obsahem ostrohranného 8 – 24 skeletu o velikosti do 30 cm až 60 %, zrnitá struktura, již cm neprokořeněný, ostrý, zvlněný barevný přechod do horizontu Bhs. Rezivě hnědá jílovitohlinitá zemina s obsahem ostrohranného skeletu o 24 – 29 velikosti do 30 cm až 60 %, drobtovitá struktura, neprokořeněná, ostrý, cm zvlněný barevný přechod do horizontu Bs. Hnědá hlinitá zemina s obsahem ostrohranného skeletu o velikosti do 30 29 - 59 cm až 70 %, spíše bez struktury, neprokořeněná, ostrý barevný přechod cm do IIC 59cm + Hlinitý, rezivě okrový, těžce rypný materiál. 1 cm

L F

H

Ah

Ae

Bhs

Bs IIC

Obr. 1.12: Půdní sonda Brdy – Praha Výzkumný ústav lesního hospodářství a myslivosti, v. v. i. Strnady 136, 252 02 Jíloviště

17 www.vulhm.cz


NAZV QI112A168

VLS Milovice – Benátky nad Jizerou Nadmořská výška Charakteristika plochy Bylinné patro Dřeviny Půdní typ Humusový typ Geologické podloží

Základní charakteristiky plochy 250 m n m rovinatý terén vřes obecný, janovec metlatý, třezalka tečkovaná, smilka tuhá, srha říznačka nálet dubu zimního, břízy a borovice (pravděpodobně les I. generace, porost zapojen pouze místy) regozem psefitická moder říční sedimenty (štěrk, písek)

Popis půdního profilu byl proveden 12. září 2012, bylo oblačno, déšť. Popisová sonda byla vykopána pod dubem. Celý profil je beze stop oglejení a povlaků jílu na skeletu. 0,5 cm 0,5 cm 0,5 cm 0 – 12 (15) cm 12 (15) – 20 (25) cm 20 (25) – 48 cm

Nesouvislá vrstva převážně ulehlého, loňského listí, zbytky trav Silně rozložené zbytky listů dubu. Nesouvislá vrstva měli přechází plynule do horizontu Ah. Hnědošedý jemný písek, dobře prokořeněný jemnými kořínky, skelet ve formě křemínků do 5 %, struktura zrnitá, ostrý, zvlněný přechod do dalšího horizontu. Světle okrový jemný písek, stále dobře prokořeněný, skelet ve formě křemínků do 5 %, struktura zrnitá, ostrý, zvlněný přechod do dalšího horizontu. Vrstva naplavených oblázků o velikosti 2 – 3 cm a okrově béžového písku v poměru 1 : 1, stále dobře rypná vrstva, dobře prokořeněná, plynulý přechod do následujícího horizontu. Vrstva drobného štěrkopísku o velikosti zrn do 3 mm, dobře rypná, ještě prokořeněná, plynulý přechod do následujícího horizontu. Velmi těžce rypná, červeno zrzavým jílem cementovaná vrstva křemínků a písku o velikosti zrn do 1 (max. 2) mm, již neprokořeněná.

48 - 55 (57) cm 55 (57) cm – 77 cm 77 cm + Vrstva hrubozrnného písku rezivé barvy.

L F H Ah

hor. 2

hor. 3 hor. 4 hor. 5 hor. 6

Obr. 1.13: Půdní sonda Milovice – Benátky nad Jizerou Výzkumný ústav lesního hospodářství a myslivosti, v. v. i. Strnady 136, 252 02 Jíloviště

18 www.vulhm.cz


NAZV QI112A168

VLS Karlovy Vary – Doupov, Litoltov Nadmořská výška Charakteristika plochy Bylinné patro Dřeviny Půdní typ Humusový typ Geologické podloží

Základní charakteristiky plochy 750 m n m rovinatý terén, buková tyčkovina, 15 let, buldozerovaná plocha 0 buk kambizem luvická, mesobazická mul čedič

Popis byl proveden 29. října 2012, bylo jasno. Popisová sonda byla vykopána v zapojené bukové tyčkovině na buldozerované ploše. Celý profil je beze stop oglejení a povlaků jílu na skeletu. Souvislá vrstva letošního listí. L Silně rozložené zbytky listů buku. F Nesouvislá vrstva měli přechází plynule do horizontu Ah. H Málo zřetelný hnědočerný, hlinitý horizont, droptovité struktury, částečně ztržený při buldozerování plochy, kyprý, hojně prokořeněný, Ah 0 – 4 cm obsah skeletu (do 5 cm) cca 5 % , difuzní barevný přechod do dalšího horizontu. Černohnědý, hlinitý horizont, droptovité struktury, kyprý, stále dobře 4 – 30 rypný, dobře prokořeněný cca do 20 cm, se zvyšující se hloubkou Bv1 kořenů ubývá, obsah skeletu (5 – 10 cm) cca 20 % , difuzní barevný cm přechod do dalšího horizontu. Černohnědý, hlinitý horizont, náznaky droptovité struktury, ulehlý, hůře 30– 48 rypný, ještě prokořeněný, obsah skeletu (5 – 10 cm) cca 30 % , difuzní Bv2 cm barevný přechod do dalšího horizontu. Černohnědý, hlinitý horizont, bez struktury, silně ulehlý, těžce rypný, 48 + cm B/ C sporadicky prokořeněný, obsah skeletu (25 cm +) cca 70 % . 0,5 cm 1 cm 1 cm

Obr. 1.14: Půdní sonda Doupov – Litoltov Výzkumný ústav lesního hospodářství a myslivosti, v. v. i. Strnady 136, 252 02 Jíloviště

19 www.vulhm.cz


NAZV QI112A168

VLS Libavá – LS Postštát, středně poškozená plocha (A) Nadmořská výška Charakteristika plochy Bylinné patro Dřeviny Půdní typ Humusový typ Geologické podloží

Základní charakteristiky plochy 615 m n m rovinatý až mírně svažitý terén, smrková kmenovina, 85 let kapraď samec, brusnice borůvka smrk kambizem modální moder jílovité břidlice s příměsí prachovců a jemnozrnných drob

Popis byl proveden 27. srpna 2013, bylo jasno. 0,5 cm Kyprý opad SM jehličí. L Mírně fermentovaná drť ze zbytků jehličí. 4 cm F 5 (10) cm Nesouvislá vrstva měli přecházející plynule do horizontu Ah. H Šedohnědý slabě vyvinutý horizont organominerální vrstvy, hlinitá, kyprá, drobivá zemina, jemně drobtovitá, středně vlhká, středně 0 – 5 cm prokořeněná, skelet cca 10%, převážně ve formě štěrku a malých Ah kamenů do 7 cm, horizont se zřetelným vlnitým barevným přechodem dospodu. Šedo okrová, hlinitá, mírně ulehlá, drobivá, středně drobtovitá, středně 5 – 43 prokořeněná, skelet 35-40%, převážně štěrk, horizont s difúzním Bv1 cm barevným přechodem dospodu. Šedo okrová, hlinitá, středně ulehlá, málo pevná struktura, středně 43 – 64 drobtovitá, středně vlhká, mírně prokořeněná, skelet 50-65%, převažuje Bv2 ve formě štěrku až drobného kamene, horizont s difuzním barevným cm přechodem dospodu. Okrově šedá, písčitohlinitá, ulehlá, vlhká zemina, skelet cca 80 %, 64 cm + B/C jemné povlaky jílu na skeletu.

Obr. 1.15: Půdní sonda Libavá – plocha A Výzkumný ústav lesního hospodářství a myslivosti, v. v. i. Strnady 136, 252 02 Jíloviště

20 www.vulhm.cz


NAZV QI112A168

VLS Libavá – LS Potštát, kontrola (plocha B) Nadmořská výška Charakteristika plochy Bylinné patro Dřeviny Půdní typ Humusový typ Geologické podloží

Základní charakteristiky plochy 615 m n m rovinatý až mírně svažitý terén s vlhkými místy, smrková kmenovina, 98 let maliník, ostružiník smrk kambizem mírně oglejená moder jílovité břidlice s příměsí prachovců a jemnozrnných drob

Popis byl proveden 27. srpna 2013, bylo jasno. 1 cm 5 cm 4cm 0 – 13 cm

13– 48 cm

48– 75 cm

75 cm +

Velmi kyprý opad sm jehličí a drobných větviček se zřetelnou příměsí, středních větví významný opad šišek, horizont proměnlivé hloubky. Fermentovaný opad s příměsí humifikační frakce, nepravidelné hloubky, neprokořeněný horizont. Černá měl. Hnědočerná, hlinitá, kyprá, drobivá, převážně středně drobtovitá (3-4 mm), středně vlhká, skelet do 5%, středně prokořeněná, horizont s vlnitým mírným barevným přechodem. Okrová, hlinitá, mírně ulehlá, ulehlá a ještě drobivá, středně drobtovitá (3-5 mm), středně vlhká, slabě prokořeněná, ve svrchní části horizontu u kořenových záteků středně prokořeněná, skelet do 15 %, horizont s velmi mírně vlnitým (10-14 cm) barevným přechodem dospodu.

L F H Am

Bv

Hnědo okrová, objevující se jílové povlaky na struktuře, mírně illimerizovaná, hlinitá, ulehlá, málo pevná, převážně jemně až mírně polyedrická (3-6 mm), s příměsí písku, nepatrně vlhká, skelet 30 %, Bt/ C velmi slabě prokořeněná, horizont s difůzním až liniovým barevným přechodem dospodu. Hnědo okrovo šedá, nepatrně až středně mramorovaná, hlinitá, středně polyedrická (6-10 mm), mokrá, neprokořeněná, skelet.

C1

Obr. 1.16: Půdní sonda Libavá – plocha B Výzkumný ústav lesního hospodářství a myslivosti, v. v. i. Strnady 136, 252 02 Jíloviště

21 www.vulhm.cz


NAZV QI112A168

VLS Libavá – silně poškozená plocha (C) Nadmořská výška Charakteristika plochy Bylinné patro Dřeviny Půdní typ Humusový typ Geologické podloží

Základní charakteristiky plochy 620 m n m mírně svažitý terén, smrková kmenovina silněji napadená podkorním hmyzem, 90 let 0 smrk kambizem modální moder jílovité břidlice s příměsí prachovců a jemnozrnných drob

Popis byl proveden 27. srpna 2013, bylo jasno. Celý profil je beze stop oglejení, s přibývající hloubkou se zvyšuje i výskyt skeletu Kyprý opad sm jehličí a velkého množství drobných větviček. L Fermentovaná drť. F Černá bezstrukturní, mírně vlhká měl plynule přecházející do horizontu 3 cm H Ah. Hnědočerná zemina, hlinitá, velmi kyprá, silně drobivá, převážně drobtovitá, středně vlhká, středně prokořeněná, skelet 35-40%, 0 – 4 (19) převažuje ve formě ostrohranných kamenů do cca 12 cm a drobného Ah cm štěrku, horizont se zřetelným středně vlnitým barevným přechodem dospodu. Hnědá, písčitohlinitá až hlinitá, kyprá, ve spodní části velmi mírně ulehlá, silně drobivá, středně drobtovitá ve spodní části vlhká, 4 (19) – prokořenění středně nízké, skelet 65-75%, s hloubkou se zvyšuje Bv 68 cm množství i velikost skeletu, horizont s mírným až difúzním vlnitým, barevným přechodem dospodu, jemné povlaky jílu na skeletu. Okrovošedá, jemně polyedrická (3-5 mm), písčitohlinitá, středně ulehlá, 68 cm + drobivá, vlhká, slabě a nepravidelně prokořeněná, skelet cca 80 %, B/ C nepravidelné velikosti, jemné povlaky na skeletu jílu. 1 cm 4 cm

Obr. 1.17: Půdní sonda Libavá – plocha C Výzkumný ústav lesního hospodářství a myslivosti, v. v. i. Strnady 136, 252 02 Jíloviště

22 www.vulhm.cz

NAZV QI112A168


1.3.2 Chemická analýza vzorků Vzorky byly analyzovány ve Zkušebních laboratořích VÚLHM podle metodik použitých v rámci projektu EU BIOSOIL, aby bylo možné srovnat výsledky s předchozími půdními rozbory. Stručné slovní hodnocení je uvedeno na začátku kapitoly 1.3. Tab. 1.3: Vybrané výsledky analýzy půdních vzorků z půdních sond


23 www.vulhm.cz

NAZV QI112A168


2. ATMOSFÉRICKÁ DEPOZICE (I. Hůnová, P. Stoklasová, P. Kurfürst, M. Schreiberová, J. Ostatnická, J. Schovánková, O. Vlček, M. Zapletal)

2.1 Úvod Modelování prostorové distribuce atmosférické depozice a následné vyhodnocení překročení kritických zátěží na území lesních ekosystémů České republiky je v souladu se strategií Göteborského protokolu (článek 2), který specifikuje přípustnou úroveň atmosférické depozice nebo koncentrace ve výši nepřesahující kritické zátěže nutričního dusíku (UNECE, 2005). Z hlediska ochrany ekosystémů před účinky atmosférické depozice dusíku a síry je důležité znát atmosférickou depozici, kritické zátěže a velikost překročení (o které je nezbytné snížit atmosférickou depozici dusíku a síry tak, aby nedocházelo k další devastaci přírodního prostředí acidifikací a eutrofizací). Informace o překročení kritických zátěží atmosférickou depozicí jsou základem pro tvorbu strategií směřujících k řešení ohrožení ekosystémů těmito látkami. Atmosférická depozice byla stanovena z naměřených a modelovaných hodnot koncentrací acidifikačních a eutrofizačních činitelů v ovzduší a ve srážkách. Informace o koncentracích acidifikačních a eutrofizačních činitelů v ovzduší a ve srážkách byly získány z Českého hydrometeorologického ústavu. Mokrá depozice byla odvozena z hodnot koncentrací síranů, dusičnanů a amonných iontů v atmosférických srážkách a ze srážkových úhrnů. Suchá depozice byla stanovena z hodnot koncentrací oxidu siřičitého, oxidů dusíku a amoniaku a jejich depozičních rychlostí. Pro výpočet depozičních rychlostí SO2, NOx a NH3 byl použit několikanásobný rezistenční model, jehož vstupními proměnnými byla meteorologická data, data o drsnosti povrchu a využití ploch (Zapletal, 1998, 2006b; Zapletal, Chroust, 2011). Metodika modelového výpočtu atmosférické depozice byla podrobně popsána ve výroční zprávě za rok 2011. V této zprávě již znovu uvedena není. Pozornost byla v r. 2013 zaměřena na atmosférickou depozici dusíku. Byla prověřována stávající metodika výpočtu depozice s maximální snahou o zpřesnění metodiky na základě současných znalostí. Další činností bylo stanovení plynné depozice amoniaku (NH3) na vybraných monitoračních plochách intenzivního monitoringu, aby mohl být hodnocen vliv atmosférické depozice amoniaku na biodiverzitu a zdravotní stav lesních porostů na těchto plochách. Depozice amoniaku byla modelována dle metodologie EHK OSN (UBA, 2004) pro stanovení kritických zátěží dusíku. Dusík je látkou, která je stále – po významném snížení atmosférické depozice síry v Evropě i Severní Americe (Fagerli, Aas, 2008) – v centru pozornosti. Přes určité snížení emisí NOx z velkých stacionárních zdrojů zůstává atmosférická depozice dusíku vysoká a v popředí zájmu odborníků zůstává studium možných negativních vlivů na důležité procesy probíhající v půdě, biosféře, atmosféře a hydrosféře. Dusík patří k základním živinám rostlin a mnohé terestrické ekosystémy jsou adaptovány na jeho nízkou dostupnost. Dusík má nepochybně nejkomplexnější cyklus ze všech majoritních prvků (Galloway et al., 2004). Cyklus dusíku v ekosystémech má tři hlavní zdroje: biologickou fixaci dusíku, mineralizaci a atmosférickou depozici. Reaktivním dusíkem (Nr) se označují veškeré biologicky, chemicky a radiačně aktivní sloučeniny dusíku v zemské atmosféře a biosféře. Jedná se o anorganické redukované formy N (např. NH3, NH4+), anorganické oxidované formy N (např. NOx, HNO3, N2O, NO3-) a organické sloučeniny (např. močovina, aminy, proteiny), na rozdíl od nereaktivního plynného N2. Během minulého Výzkumný ústav lesního hospodářství a myslivosti, v. v. i. Strnady 136, 252 02 Jíloviště

24 www.vulhm.cz

NAZV QI112A168


století vedla antropogenní činnost (zejména produkce potravin a energetika) k dramatickému zvýšení emisí reaktivního dusíku (Nr) do přírodního prostředí (Galloway et al, 2008). Depozice dusíku představuje zásadní ohrožení diverzity rostlinných společenstev v mírném pásmu Evropy a Severní Ameriky (Bobbink et al., 2010). Pozornost je v posledních letech věnována nejen sloučeninám dusíku produkovaným při spalovacích procesech, jako významnému zdroji dusíku v atmosférické depozici, ale také amoniaku, jehož emise a následný depoziční tok do citlivých ekosystémů je jedním z významných problémů životního prostředí na národní i mezinárodní úrovni (Bobbink et al., 1992, 2002). Amoniak se podílí také na vzniku aerosolů, významně ovlivňujících zemské klima a okyselování a eutrofizaci ekosystémů (Klimont et al., 2006). Plynná depozice amoniaku může okyselit půdu pomocí procesů nitrifikace (Van Breemen et al., 1982). Stupeň půdní nitrifikace závisí na biologickém a chemickém stavu půdy, do které amoniak vstupuje (Galloway, 1995). Ještě důležitější roli sehrává NH3 při eutrofizaci citlivých, zejména suchozemských ekosystémů (Sutton et al., 2009; Theobald et al., 2009). Atmosférické vstupy NH3 mohou snížit biologickou rozmanitost citlivých ekosystémů (Heij, Schneider, 1991; Bobbink et al., 1992). Modelové odhady do roku 2020 naznačují, že při podstatné redukci emisí ostatních znečišťujících látek ovzduší bude přibližně polovina poškození ekosystémů v Evropě (v důsledku působení acidifikace, eutrofizace a aerosolů) spojena s emisemi amoniaku. Evropská komise si dala za cíl do roku 2020 signifikantní snížení plochy, kde atmosférická depozice dusíku a acidity překračuje kritické zátěže pro eutrofizaci a acidifikaci. Pro splnění těchto cílů je třeba v Evropě snížit emise amoniaku o 27 % (Klimont et al., 2006). Pro studium dopadů dusíku na ekosystémy a prostředí je zcela zásadní provést spolehlivou kvantifikaci atmosférické depozice dusíku. To je ovšem – vzhledem k tomu, že se na depozici dusíku podílí celá řada komponent, z nichž některé nejsou vůbec měřeny – relativně velmi obtížná úloha. Na obr. 2.1 je uvedeno schéma látek, které k atmosférické depozici dusíku přispívají.

Obr. 2.1: Sloučeniny reaktivního dusíku v atmosféře (Hertel et al. 2006).

Z těchto látek se v ČR dlouhodobě monitorují imisní koncentrace oxidů dusíku, NOx (Ostatnická, 2013) používané k výpočtu suché depozice a velmi omezeně (v současné době pouze na dvou lokalitách, navíc nereprezentujících rurální prostředí) imisní koncentrace amoniaku (NH3). V dešti a sněhu se sledují koncentrace dusičnanových aniontů – nitrátů (NO3-) a amonných kationtů (NH4+). Horizontální depozice se v ČR sleduje pouze velmi omezeně, a to konkrétně pouze na 5 lokalitách, 2 městských (Praha-Libuš) a 3 venkovských Výzkumný ústav lesního hospodářství a myslivosti, v. v. i. Strnady 136, 252 02 Jíloviště

25 www.vulhm.cz

NAZV QI112A168


(Jizerské hory, Krkonoše, Šumava), sledování provádí Akademie věd ČR (Ústav pro hydrodynamiku a Ústav fyziky atmosféry). Zde se ovšem sledování provádí dlouhodobě. Některé složky se nesledují vůbec či zcela omezeně, takže jejich výsledků může být použito pouze pro velmi hrubou indikaci možného podílu na atmosférických tocích. Jak bylo poukázáno v článku hodnotícím dlouhodobé časové trendy a změny prostorové variability atmosférické depozice síry a dusíku v českých lesích za celou dobu měření ČHMÚ (Hůnová et al., 2014), hlavní nejistoty při kvantifikaci depozičního toku dusíku v ČR jsou dány zejména nezahrnutím některých složek suché depozice, nezahrnutím horizontální depozice a neuvažováním změn v rychlosti suché depozice. Hodnotíme-li dlouhodobý časový trend, je vidět, že ačkoliv došlo za celou dobu, kdy se atmosférická depozice u nás sleduje, k určitému zlepšení situace, je snížení depozice dusíku v porovnání se snížením depozice síry mnohem méně výrazné. To dokládá obr. 2.2 (Hůnová et al., 2014), na kterém je prezentována změna prostorového rozložení depozice dusíku za období 17 let: 1995–2011. Největší snížení depozice dusíku bylo zaznamenáno v tzv. impaktních oblastech, tedy v blízkosti emisních zdrojů. Ve srovnání se snížením depozice síry za stejné období (obr. 2.3) se však v případě dusíku jedná o snížení poměrně malé (nejvyšší snížení 2,5 g.m-2.r-1 u dusíku oproti nevyššímu snížení 18 g.m-2.r-1 v případě síry). Na velké části území pozorujeme stagnaci depozice dusíku a v oblasti severně od Jizerských hor, poblíž hranice s Polskem a Německem, dokonce její mírný nárůst (do 0,4 g.m-2.r-1). Současná celková atmosférická depozice dusíku v lesích ČR je znázorněna na obr. 2.4. Je zřejmé, že depozice dusíku překračuje hodnotu 1 g.m-2.r-1 (to je hodnota pokládaná za kritickou zátěž pro evropské lesy (Bobbink, Roelofs, 1995)) na značné části (konkrétně 71 %) zalesněného území u nás (Hůnová et al., 2014), s tím, že nejexponovanější oblasti dosahují až 2 g.m-2.r-1. Přitom se jedná o hodnoty depozice, které se počítají dnes obvyklým způsobem a které právě řadu složek neberou v úvahu. Z toho tedy vyplývá, že skutečná depozice dusíku je pravděpodobně vyšší.

Obr. 2.2: Celková atmosférická depozice dusíku v českých lesích – změna prostorového rozložení depozice dusíku za období let 1995-2011 (Hůnová et al. 2014).


26 www.vulhm.cz

NAZV QI112A168


Obr. 2.3: Celková atmosférická depozice síry v českých lesích – změna prostorového rozložení depozice síry za období let 1995-2011 (Hůnová et al. 2014).

Obr. 2.4: Celková atmosférická depozice dusíku v českých lesích (Hůnová et al. 2014).

2.2 Suchá depozice dusíku Sloučeniny plynného reaktivního dusíku, uvažované pro suchou depozici dusíku, jsou zastoupeny zejména amoniakem (NH3), plynnou kyselinou dusičnou (HNO3(g)) a oxidem dusičitým (NO2). Měření suché depozice látek NH3 a HNO3(g), které jsou považovány za stěžejní u depozice dusíku, je velmi finančně a technicky náročné. Suchá depozice je proto zatížena značnými nejistotami a nejčastěji je odhadována pomocí modelů, které jsou však


27 www.vulhm.cz

NAZV QI112A168


opřeny o malé množství dat z krátkých měřících kampaní a s omezeným geografickým pokrytím (Sutton et al., 2011). Ke zpřesnění odhadů suché depozice dusíku v Evropě měl přispět mezinárodní projekt NitroEurope Integrated Project (http://www.nitroeurope.eu). V rámci projektu vznikla evropská měřící síť HNO3(g) a dalších dusíkatých látek (Tang et al., 2009). Měření sloučenin dusíku probíhalo na více než 50 lokalitách v letech 2007 až 2010. Počáteční výsledky evropského monitoringu potvrdily důležitou roli HNO3(g) v suché depozici dusíku. Na významný příspěvek HNO3(g), vzhledem k její vysoké depoziční rychlosti vd, v suché depozici dusíku poukázali již dříve někteří autoři, např. Dollard et al. (1987), Munger et al. (1998), Tarnay et al. (2001), Pryor and Klemm (2004). Vysoká depoziční rychlost HNO3(g) je dána její vysokou reaktivitou (Wesely, Hicks, 2000) a vysokou rozpustností. Předpokládá se, že maximální depoziční rychlost je omezena pouze atmosférickou turbulencí, tj. odpor povrchu lze u HNO3(g) zanedbat (Sutton et al., 2011). Hodnoty rychlosti suché depozice HNO3(g) pro různé povrchy během dne dosahují až několik cm.s-1. Pro měření toků se využívají tzv. mikrometeorologické metody. Jedná se o metodu „eddy covariance“, která umožňuje přímé měření suché depozice a je velmi finančně a technicky náročná a o metodu „aerodynamic gradient“, která je založena na měření koncentrací a mikrometeorologických parametrů v různých výškách a suchá depozice je pak odvozena z rozdílu naměřených hodnot. Experimentální stanovení vd HNO3, potažmo suché depozice, se však téměř neprovádí. V Evropě bylo provedeno několik málo měření pomocí mikrometeorologických metod a byly zjištěny následující hodnoty vd HNO3: pro borové lesy v severním Švédsku 3-11 cm.s-1 (Janson, Granat, 1999), pro smrkové lesy v Bavorsku 7.5 cm.s-1 (Pryor, Klemm, 2004), pro jehličnaté lesy v jižním Německu 5,5 cm.s-1 (Sievering et al. 1994) a pro pole pšenice v Německu průměrná 2,1 cm.s-1 (Müller et al., 1993). V Americe byla naměřena průměrná HNO3(g) pro listnaté lesy 3 cm.s-1 (Pryor et al., 2002). Z modelových výpočtů byly odhadnuty vd HNO3 (g) pro nízkou vegetaci 1 až 1,2 cm.s-1 a pro lesy 2,5 až 3,5 cm.s-1 (Flechard et al., 2011). Takto vysoké depoziční rychlosti HNO3(g) mají za následek vysoký podíl HNO3 v suché depozici dusíku i v oblastech, kde koncentrace HNO3 jsou velmi nízké. Těsné spojení mezi rychlostí atmosférické turbulence a rychlostí suché depozice HNO3(g) také vytváří značnou prostorovou variabilitu depozice dusíku v krajině. Oblasti s vysokou depozicí dusíku (hotspoty) jsou lesy a obzvláště lesní okraje, remízky a izolované exponované kopce, kde jsou vyšší rychlosti větru (Fowler et al., 2009). Suchá depozice dusíku je vyšší v jehličnatých lesích (vyšší specifický povrch, jehličí po celý rok) než v listnatých lesích. To potvrdily i výsledky některých studií (Pryor, Klemm, 2004, Pryor et al., 2002), ve kterých se měřila vd HNO3(g) stejnou metodou v obou zmíněných typech porostů. Relativní zastoupení NH3, HNO3(g) a NO2 v celkové suché depozici dusíku se řídí znečištěním ovzduší v dané oblasti. V zemědělských oblastech převládá zatížení NH3 a v suché depozici zaujímá vysoký podíl (Zbieranowski, Aherne, 2012), zatímco v průmyslových oblastech a ve městech jsou významné HNO3(g) a NO2 (Sutton et al., 2011). Vyšší koncentrace NH3 představují lokální charakter zatížení dané oblasti a k odhadu koncentrací NH3 v ovzduší je tak zapotřebí podrobné měření nebo model s vysokým rozlišením. Odhad koncentrací HNO3(g), NO3- a NH4+, vzhledem k jejich nižší prostorové variabilitě, je možný z regionálních modelů (Tang et al., 2009). Například v Anglii byl podíl HNO3 v celkové suché depozici odhadnut na přibližně 25 % v roce 1996 (Smith et al., 2000), 45 % v roce 2003 a 40 % v roce 2004 (Fowler et al., 2007), a z dat prezentovaných na webu http://pollutantdeposition.defra.gov.uk/ vychází tento podíl na 46 % v roce 2005 a 34 % v roce 2010. Výzkumný ústav lesního hospodářství a myslivosti, v. v. i. Strnady 136, 252 02 Jíloviště

28 www.vulhm.cz

NAZV QI112A168


Jak již bylo zmíněno, přímé stanovení suché depozice pomocí mikrometeorologických metod je značně nákladné a náročné na přístrojové vybavení. Suchá depozice je proto odhadována pomocí různých modelů. Podrobnější popis existujících modelů je uveden např. v Sutton et al. (2011). Pro stanovení prostorového rozložení suché depozice se obvykle využívají tzv. inferenční modely, kde je depozice odvozena z naměřených koncentrací, které jsou buďto naměřeny nebo odhadnuty z modelů, a z odhadnutých depozičních rychlostí (Zhang et al., 2009, Flechard et al., 2011). Poslední revizi parametrů pro výpočet rychlostí suché depozice plynů provedl Zhang et al. (2003). Výstupy modelu v této studii poskytly odhady vd pro různé typy plynů, včetně HNO3(g), na různých typech povrchů během dne a noci a v průběhu různých ročních období. Znázornění prostorového rozložení suché depozice HNO3(g) v Evropě není zcela obvyklé. Nejvíce propracované plošné mapy jsou zveřejňovány v Anglii, kde začali měřit koncentrace HNO3(g) v roce 2000 (http://pollutantdeposition.defra.gov.uk/) a od té doby jsou každoročně připravovány plošné mapy suché depozice HNO3(g) v rozlišení 5x5 km a od roku 2005 1x1 km. Anglické mapy depozice jsou v Evropě unikátní a jsou založeny na kombinaci naměřených hodnot HNO3(g) s odhadnutými rychlostmi depozice z land use. Nedávno byly připraveny plošné mapy suché depozice pro Belgii (Vos, Zhang, 2012). Nicméně HNO3(g) se v Belgii neměří a pro mapu suché depozice HNO3(g) byla vzata jedna hodnota koncentrace HNO3 (g) 1 µg.m-3, která byla odvozená z měření v severní Evropě. Prostorová variabilita suché depozice HNO3(g) v Belgii tak byla dána pouze z variability odhadnutých depozičních rychlostí, které byly spočítány na základě metody uvedené v Zhang et al. (2003) z meteorologických dat z modelu ALADIN. Z několika málo měření byly připraveny také plošné mapy suché depozice pro HNO3(g) v jižním Švýcarsku (Steingruber, Colombo, 2010). 2.3 Horizontální depozice dusíku Pokusili jsme se zjistit příspěvek horizontální depozice k reálné depozici dusíku, analogicky jako u síry (Hůnová et al., 2011). Předpokládali jsme, že vzhledem k tomu, že N se účastní (na rozdíl od S) koloběhu mezi atmosférou a vegetací, příspěvek nebude zcela reálný, že by však mohl poskytnout alespoň jakýsi orientační odhad minimálního podílu horizontální depozice (když N je přijímán vegetací). Nicméně se ukázalo, že ve většině případů vychází rozdíl mezi odběrem typu „throughfall“ a vypočtenou celkovou depozicí dusíku záporný. Důvodem je patrně fakt, že interakce v korunách stromů je mnohem komplexnější a komplikovanější než v případě síry. To, jestli se asimilační aparát stromů vůči dusíku chová jako zdroj nebo propad závisí především na tom, jaký je v jehlicích či listech obsah N. Pokud se jedná o ekosystém saturovaný dusíkem, bude koruna sloužit pro atmosféru jako zdroj, zatímco v dusíkem limitovaných ekosystémech je čistý příjem dusíku korunou velmi efektivní cestou asimilace této živiny (např. Hertel et al., 2011). Biogeochemické chování dusíku v korunách je obvykle obtížné odhadnout – listy/jehlice spolu s epifytickými organismy a lišejníky mohou adsorbovat a vázat plynné a rozpuštěné sloučeniny N a transformovat je na organické formy. Zatímco podkorunová depozice (throughfall) NO3- poskytuje zpravidla dobrý odhad jejich celkové depozice pro oblasti s vysokými srážkovými úhrny, tedy např. v horských lesích (Zimmermann et al., 2006), neplatí to pro NH4+. Čistý podkorunový spad NH4+ je často záporný, zvláště během vegetačního období, a to částečně v důsledku příjmu amonných iontů mikroorganismy žijícími na stromech, částečně v důsledku transformace na organický dusík (Ferm, 1993). Podkorunový spad anorganického dusíku může být pokládán za rozumný odhad skutečné depozice NO3- v humidních horských lesích, zatímco značná část deponovaných amonných


29 www.vulhm.cz

NAZV QI112A168


iontů NH4+ je biologicky transformována a objevuje se ve throughfallu jako organický dusík (Ferm, 1993; Ballestrini et al., 2007; Kopáček et al., 2009). Ačkoliv různí autoři uvádějí pro různé regiony různý příspěvek horizontální depozice ke skutečné reálné atmosférické depozici (Rogora et al., 2006), je zřejmé, že je zcela zásadní brát horizontální depozici v potaz např. při výpočtu překročení kritických zátěží. Podle Zapletala et al. (2007) může mlha přispět přibližně 19–22 % celkového obsahu vody, faktor nabohacení u dusíku NO3- : 5,7–10,7, NH4+: 3,4–7,2. Příspěvek mlhy k celkové depozici (bulk + mlha) na Červenohorském Sedle (Jeseníky) v nadmořské výšce kolem 1000 m v horských smrčinách 1999–2002 je u NO3- 54 % a u NH4+ 47 %. To odpovídá hodnotám uváděným pro severovýchodní Bavorsko (lokalita „Waldstein“) – 51 %, 44 % (rain + fog) (Wrzesinsky et al., 2001). 2.4 Kvantifikace neměřených složek suché depozice modelovým výpočtem Pro první odhad podílu neměřených složek na reálné depozici dusíku jsme využili výsledků Eulerovského fotochemického disperzního modelu CAMx - the Comprehensive Air Quality model with extensions (ESSS, 2011) propojeného s numerickým předpovědním modelem ALADIN (Vlček, Corbet, 2011). Tento model byl v ČHMÚ nedávno zprovozněn a zatím se využívá zejména k modelování imisních koncentrací aerosolu frakce PM10 (Maznová et al., 2009). Konkrétně jsme studovali HNO3(g), HONO, PAN a NO3- a NH4+ v aerosolu. Vzhledem k časové náročnosti prováděného výpočtu (pro představu výpočet trvá několik měsíců) jsme spočítali průměrnou roční koncentraci výše uvedených látek zatím pouze pro r. 2008. Na obr. 2.5–2.10 jsou uvedeny výstupy z modelu CAMx, které byly využívány pro další výpočty depozice.

Obr. 2.5: Průměrná roční koncentrace HNO3 (g) v Evropě v r. 2008 – výstup z modelu CAMx


30 www.vulhm.cz

NAZV QI112A168


Obr. 2.6: Průměrná roční koncentrace NH3 v Evropě v r. 2008 – výstup z modelu CAMx

Obr. 2.7: Průměrná roční koncentrace HONO v Evropě v r. 2008 – výstup z modelu CAMx


31 www.vulhm.cz

NAZV QI112A168


Obr. 2.8: Průměrná roční koncentrace PAN v Evropě v r. 2008 – výstup z modelu CAMx

Obr. 2.9: Roční depozice NH4+ v Evropě v r. 2008 – výstup z modelu CAMx


32 www.vulhm.cz


NAZV QI112A168

Obr. 2.10: Roční depozice NO3- v Evropě v r. 2008 – výstup z modelu CAMx

Abychom získali roční atmosférickou depozici sledované látky (tab. 2.1), vynásobili jsme průměrnou roční koncentraci depoziční rychlostí získanou rešerší odborné literatury. Získaný odhad atmosférické depozice jsme v prvním přiblížení kvantifikovali jako rozmezí hodnot, ve kterém se depozice dané složky ve studovaném roce pohybovala. Ze známé „celkové“ depozice N v r. 2008 jsme pak vypočetli relativní podíl, který má daná složka na reálné atmosférické depozici dusíku. Tab. 2.1: Odhad koncentrace a depozice neměřených látek modelem CAMx, pro r. 2008 Látka N/HNO3 (g) N/NH3 (g) N/HONO (g) N/PAN N/NO3v aerosolu N/NH4+ v aerosolu

Depoziční rychlost [cm.s-1] 6,48 3,33 1,33 0,108

Roční depozice [g.m-2.r-1] 1,0 1,6 0,001 0,007

-

0,002

-

0,003

Pro výpočet jsme použili následujících depozičních rychlostí: HNO3(g) NH3 HNO2 PAN

vd = 6,48 m.s-1 (Zimmerman et al., 2006), Krušné hory, říjen 2001–září 2004) vd = 3,33 m.s-1 (Zimmerman et al., 2006), Krušné hory, říjen 2001–září 2004) vd = 1,33 m.s-1 (Zimmerman et al., 2006), Krušné hory, říjen 2001–září 2004) vd = 0,108 m.s-1 (Zhang et al., 2005), Kanada modelový výpočet (nepodařilo se najít měřená data)


33 www.vulhm.cz

NAZV QI112A168


Zvolili jsme hodnoty depozičních rychlostí získaných z oblastí, které mohou být pokládány za relevantní pro ČR (německá strana Krušných hor, jehličnatý les). Pro PAN nebylo možné nalézt naměřená data, proto byla použita depoziční rychlost získaná kanadskými autory z modelového výpočtu (Zhang et al., 2005). Výsledky ukazují, že zatímco suchá depozice N/NOx uváděná v grafické ročence ČHMÚ činila v r. 2008 na 99,5 % území 0,5 g.m-2.r-1, suchá depozice N/HNO3 (g) je na většině území modelem CAMx odhadována na 1,0 g.m-2.r-1, N/NH3 na 1,6 g.m-2.r-1, N/HONO (g) na 0,001 g.m-2.r-1, PAN na 0,007 g.m-2.r-1, N/NO3-(aerosol) na 0,002 g.m-2.r-1, N/NH4+(aerosol) na 0,003 g.m-2.r-1. Pokud bychom provedli sumarizaci všech vypočtených hodnot, činila by suchá depozice dusíku na většině území ČR v r. 2008 3,1 g.m-2.r-1 oproti 0,5 g.m-2.r-1, odhadem je tedy v tomto konkrétním případě naše podhodnocení suché depozice šestinásobné. Hodnota celkové depozice samozřejmě významnou měrou závisí na zvolené depoziční rychlosti. Nicméně i pokud bychom použili vd významně nižší, je zřejmé, že HNO3(g) a NH3 se na suché depozici podílejí naprosto zásadním způsobem a nejsou-li měřeny a při výpočtu celkové atmosférické depozice brány v potaz, vykazovaná depozice je významným způsobem podhodnocena. HONO, PAN a NO3- a NH4+ v aerosolu se naproti tomu podílí na depozici dusíku zcela nevýznamně a je možné je tedy při kvantifikaci zanedbat. Jedná se zatím pouze o předběžné výsledky, které mohou být zatíženy určitou, blíže nekvantifikovanou chybou, je to však nejlepší odhad, který jsme momentálně schopni provést. Z uvedených hodnot je však evidentní, že je potřeba se dále podrobně zabývat depozicí HNO3(g) a NH3 a nějakým vhodným způsobem ji kvantifikovat. Naopak HNO2, PAN a částicové NO3- a NH4+ je možné při kvantifikaci celkové atmosférické depozice pro jejich mizivý podíl zanedbat. Byla provedena též částečná předběžná verifikace srovnáním hodnot měřených a vypočtených modelem CAMx – konkrétně mokré depozice N/NO3- a N/NH4+. Výsledky ukázaly, že zatímco měřená mokrá depozice N/NO3- uvedená v grafické ročence ČHMÚ činila 0,5 g.m-2.r1 , hodnota vypočtená modelem CAMx byla 0,235 g.m-2.r-1. Mokrá depozice N/NH4+ uvedená v grafické ročence ČHMÚ činila 0,5 g.m-2.r-1, hodnota vypočtená modelem CAMx byla 0,125 g.m-2.r-1. Z porovnání měřených a modelovaných výsledků je tedy zřejmé, že model CAMx podhodnocuje při výpočtu v r. 2008 oproti měření mokré depozice u N/NO3- asi 2x a u mokré depozice N/NH4+ asi 4x. Do jaké míry lze z těchto hodnot usuzovat na spolehlivost modelového výpočtu u ostatních složek je v současné době nejasné a je potřeba se tím dále zabývat. 2.5

Plynná depozice amoniaku

2.5.1 Metodika Jako depozice je označován kontakt znečišťující látky z atmosférického média s rostlinou nebo půdou. Předpokládá se, že jeden mol NH3 může v konečné formě vytvořit jeden vodíkový iont H+ (Erisman et al., 1989). Popis půdních procesů vedoucích k acidifikaci přesahuje rámec této studie. Příspěvek NH3 do kyselé depozice odpovídá stupni půdní nitrifikace. Působením kyslíku mohou nitrifikační bakterie změnit amoniak na dusičnany podle rovnice (Van Breemen et al., 1982): NH 4+ + 2O2 → NO3− + H 2O + 2 H +


(1)

34 www.vulhm.cz

NAZV QI112A168


Během tohoto procesu mohou kyseliny v plynné formě, aerosolu nebo kapkách původně neutralizované amoniakem vytvářet dva ionty vodíku. Jeden můžeme odvozovat z NH3 a jeden z neutralizované kyseliny. Vzhledem k neúplné nitrifikaci v půdě může být příspěvek NH3 nebo NH4+ menší než jeden vodíkový iont. Tento příspěvek je závislý na typu půdy a vegetace (Erisman, Draaijers, 1995). Na plochách Želivka, Luisino údolí a Benešovice byly koncentrace plynného amoniaku měřeny pasivními vzorkovači v letech 2009 až 2011. Na těchto plochách byly měřeny základní meteorologické veličiny, a to teplota vzduchu, vlhkost vzduchu, globální záření a rychlost větru. Pro ostatní plochy byly z důvodu absence měřené koncentrace amoniaku použity hodnoty koncentrace amoniaku ve čtvercích 50x50 km na území ČR modelované modelem EMEP-MSC-W pro rok 2010 (Fagerli et al., 2012). Hodnoty průměrné roční teploty vzduchu, vlhkosti vzduchu, globálního záření a rychlosti větru byly pro tyto plochy převzaty z Atlasu podnebí Česka (ČHMÚ, 2007). Pro odhad depozičních rychlostí amoniaku byl použít několikanásobný rezistenční model (Zapletal, 2001, 2006), který modeluje depoziční rychlost amoniaku z meteorologických dat a charakteristik vegetačních pokryvů. Suchý (plynný) depoziční tok amoniaku byl vypočten z měřených (modelovaných) koncentrací amoniaku v ovzduší a jeho depozičních rychlostí podle vztahu: F = Vd(z)C(z),

(2)

kde F je depoziční tok amoniaku, Vd je depoziční rychlost amoniaku a C(z) je koncentrace amoniaku ve výšce z nad povrchem. Depoziční rychlost amoniaku byla vypočtena na základě rezistenční analogie: Vd ( z ) =

1 Ra ( z ) + Rb + Rc

(3)

Aerodynamická rezistence Ra byla vypočtena podle mikrometeorologických vztahů (Hicks et al., 1987, 1989; Voldner et al., 1986):  z  ln  −ψ c z , Ra =  0  k .u *

(4)

kde: u* =

k .u z  z  ln   − ψ m  z0 

(5)

k je von Karmanova konstanta (0,4), u* je třecí rychlost, uz je horizontální rychlost větru ve výšce z nad nulovou rovinou posunutí, z0 je drsnost povrchu, ψm je korekční stabilitní funkce pro hybnosti a ψc je korekční stabilitní funkce pro koncentraci znečišťující látky. Pro indiferentní (neutrální) podmínky vertikálního zvrstvení atmosféry (0
5.z

L

(6)

v níž L je Monin-Obuchovova délka. Hodnota L byla zvolena pro indiferentní teplotní zvrstvení atmosféry podle Erisman (1991).


35 www.vulhm.cz


NAZV QI112A168

Laminární rezistence Rb byla vypočtena z empirického vztahu (Hicks et al., 1987): Rb =

5.3 Sc 2 , u*

(7)

kde Sc je Schmidtovo číslo (poměr kinematické vazkosti vzduchu a molekulární difuze plynu) (Hicks et al., 1987; Pul et al., 1995). Rezistence povrchu Rc je funkcí rezistence stomat (Rsto), která je odporem kladeným plynné složce při jejím příjmu stomaty, rezistence mezofylu (Rm), rezistence kutikul nebo rezistence vnějšího povrchu rostliny (Rext), tj. povrchu listů, větví nebo kmene, aerodynamické rezistence v rostlinném zápoji (Rinc), která je odporem kladeným plynné složce při jejím přenosu skrz vegetaci směrem k půdě a spodním částem rostlinného zápoje a rezistence půdy (Rsoil), která je odporem půdy při absorpci plynné složky půdním povrchem. Rezistence stomat, rezistence vnějšího povrchu rostliny a rezistence půdy působí současně a může být charakterizovaná rovnicí: Rc =

1  1 1 1  + + R inc + R soil R ext  R stom + R m

  

(8)

Rezistence stomat Rsto byla vypočtena podle parametrizace, kterou uvedl Wesely (1989). Wesely (1989) zavedl pojem vstupní rezistence, na jejímž základě byly odhadnuty hodnoty rezistence stomat podle klasifikace využití ploch, ročního období, dat pro globální záření Q a teplotu povrchu Ts. Aerodynamická rezistence v rostlinném zápoji Rinc pro vegetaci byla modelována podle Van Pula a Jacobse (1994). Rezistence půdy Rsoil byla vypočtena podle Meyerse a Baldocchiho (1988). Rezistence vnějšího povrchu rostlin Rext pro jednotlivé plynné složky byla zvolena podle Pula et al. (1995), Baldocchiho et al. (1987), Erismana a Draaijerse (1995) a Meyerse a Baldocchiho (1988). 2.5.2 Měření koncentrace amoniaku pasivními vzorkovači Koncentrace plynného amoniaku byla měřena pasivními vzorkovači GRADKO 400-RTU, které vzorkují ovzduší systémem pasivní difúze plynu. Pasivní vzorkovač je složen z polyakrylátové trubičky délky přibližně 4 cm, která má vnitřní průměr cca 1 cm a na jejíž konce jsou nasazena polyetylenová víčka. Zároveň se vzorkem se analyzuje i slepý vzorek (travel blank), který má stejnou historii manipulace jako exponovaný vzorek, ale není exponován. Po expozici byly vzorkovače odeslány k analýze do laboratoře Gradko v Manchesteru ve Velké Británii. Analytické stanovení koncentrace amoniaku z exponovaných pasivních difúzních trubic bylo provedeno iontovou spektrofotometrii. Výsledky kontroly kvality byly posuzovány dle norem daných validačními daty. Kalibrace metody byla provedena prostřednictvím kalibračních roztoků uzpůsobených tak, aby pokryly měřený rozsah a byla graficky znázorněna za použití lineární regrese. Koncentrace byly stanoveny pro objem vzduchu, který vyplňuje vnitřek pasivního vzorkovače. Limit detekce je pro amonné ionty 0,142 µg NH4. Limit detekce plynného amoniaku pasivním vzorkovačem je 1.5 µg m-3 při expozici delší než 4 týdny. 2.5.3 Meteorologické parametry Nejnižší průměrná roční hodnota teploty 3°C byla dosažena na ploše Mísečky, nejvyšší průměrná roční hodnota teploty 9°C byla dosažena v roce 2011 na ploše Želivka. Výzkumný ústav lesního hospodářství a myslivosti, v. v. i. Strnady 136, 252 02 Jíloviště

36 www.vulhm.cz


NAZV QI112A168

Nejnižší průměrná roční hodnota rychlosti větru 189 cm s-1 byla dosažena v roce 2010 na ploše Luisino údolí, nejvyšší průměrná roční hodnota rychlosti větru 357 cm s-1 byla dosažena v roce 2011 na ploše Luisino údolí. Roční průměrná hodnota relativní vlhkosti vzduchu se na plochách intenzivního monitoringu pohybovala v rozmezí od 87,2 % (Želivka v roce 2011) do 93,8 % (Luisino údolí v roce 2010). Roční průměrná hodnota globálního záření se na plochách intenzivního monitoringu pohybovala v rozmezí od 103.9 W m-2 (Želivka v roce 2009) do 126.3 W m-2 (Benešovice v roce 2011). V tab. 2.2 jsou uvedeny roční průměrné hodnoty teploty vzduchu, relativní vlhkosti vzduchu, globálního záření a rychlosti větru na plochách intenzivního monitoringu. Tab. 2.2: Roční průměrná teplota vzduchu, relativní vlhkost vzduchu, globální záření a rychlost větru na plochách intenzivního monitoringu. Plocha

Číslo plochy

Želivka

I140

Luisino údolí

Q251

Benešovice

Q061

Jizerka Mísečky Lazy Březka Všeteč Klepačka Nová Brtnice Lásenice Medlovice

Q211 B151 Q521 Q102 Q103 Q401 Q561 Q163 Q361

Rok

Teplota vzduchu (Cº)

2009 2010 2011 2009 2010 2011 2009 2010 2011 2010 2010 2010 2010 2010 2010 2010 2010 2010

8,9 7,5 9,0 4,5 3,4 5,0 8,2 7,0 7,0 4,0 3,0 4,0 4,0 6,0 7,0 7,0 7,0 8,0

Relativní Globální záření Rychlost větru vlhkost -2 -1 (W m ) (cm s ) vzduchu (%) 89,1 88,9 87,2 92,7 93,8 91,0 89,5 89,9 87,8 90,0 90,0 90,0 90,0 90,0 90,0 90,0 90,0 90,0

103,9 105,1 111,8 109,0 102,7 119,0 121,7 116,9 126,3 120,0 120,0 110,0 120,0 120,0 110,0 120,0 110,0 120,0

234 230 226 190 189 357 190 189 194 200 210 200 230 200 220 210 190 190

2.5.4 Koncentrace a suchá depozice amoniaku Roční průměrná hodnota koncentrace amoniaku se na plochách intenzivního monitoringu pohybovala v rozmezí od 1.7 µg.m-3 (Benešovice v roce 2010) do 3.6 µg.m-3 (Luisino údolí v roce 2009). Roční průměrná hodnota depoziční rychlosti se na plochách intenzivního monitoringu pohybovala v rozmezí od 0.92 cm s-1 (Medlovice v roce 2010) do 1.62 cm s-1 (Luisino údolí v roce 2011). Nejvyšší hodnota průměrné depoziční rychlosti na ploše Luisino údolí v roce 2011 je ovlivněna zejména nejvyšší hodnotou průměrné rychlosti větru 357 cm s-1 na této ploše.


37 www.vulhm.cz


NAZV QI112A168

Roční průměrná hodnota plynné depozice amoniaku se na plochách intenzivního monitoringu pohybovala v rozmezí od 4.44 kg N ha-1 rok-1 (Klepačka v roce 2010) do 12.21 kg N ha-1 rok-1 (Luisino údolí v roce 2011). V tab. 2.3 jsou uvedeny roční průměrné hodnoty koncentrace, depoziční rychlosti a plynné depozice amoniaku na plochách intenzivního monitoringu. Na obr. 2.11 jsou uvedeny plochy intenzivního monitoringu, pro které byly modelovány suché depoziční toky amoniaku. Tab. 2.3: Roční koncentrace, depoziční rychlost a plynná depozice amoniaku na plochách intenzivního monitoringu. Plocha

Označení

Rok

Koncentrace -3 NH3 (µg.m )

Depoziční rychlost -1 (cm s )

Želivka

I140

Luisino údolí

Q251

Benešovice

Q061

Jizerka Mísečky Lazy Březka Všeteč Klepačka Nová Brtnice Lásenice Medlovice

Q211 B151 Q521 Q102 Q103 Q401 Q561 Q163 Q361

2009 2010 2011 2009 2010 2011 2009 2010 2011 2010 2010 2010 2010 2010 2010 2010 2010 2010

3,5 2,5 2,5 3,6 2,9 2,9 3,0 1,7 2,3 2,0 2,0 2,5 2,5 2,5 1,5 2,5 2,0 2,0

1,07 1,06 1,04 1,02 1,01 1,62 1,02 1,01 1,03 1,07 1,00 1,06 1,17 0,94 1,12 1,10 1,03 0,92

Plynná depozice amoniaku -1 (kg N ha -1 rok ) 9,63 6,88 6,75 9,54 7,55 12,21 7,92 4,47 6,20 5,50 5,15 6,88 7,67 6,22 4,44 7,15 5,28 4,79

Plynná depozice amoniaku + -1 (mol(H ) ha -1 rok ) 687,73 491,66 481,91 681,08 539,20 872,10 566,00 319,39 443,10 392,98 367,83 491,23 547,51 444,18 317,49 510,38 377,33 342,50

Obr. 2.11: Plochy intenzivního monitoringu na území ČR.


38 www.vulhm.cz

NAZV QI112A168

2.6


Shrnutí

Dosud používaný metodický přístup zohledňuje při kvantifikaci suché depozice pouze výstupy z měření oxidů dusíku (NOx). Naší snahou bylo tedy kvantifikovat další – neměřené komponenty suché depozice na základě výpočtu Eulerovským fotochemickým disperzním modelem CAMx, který je v současné době po propojení s předpovědním modelem ALADIN provozován ČHMÚ a kterého lze využít i k výpočtu průměrných koncentrací či depozic celé řady látek. Cílem bylo ověřit hypotézu, že celková atmosférická depozice dusíku je u nás významným způsobem podceněna zejména z důvodu absence měření NH3 a HNO3 (g). Dosud používaný metodický přístup zohledňuje při kvantifikaci suché depozice pouze výstupy z měření oxidů dusíku (NOx). Mezi významná zjištění, kterých bylo při řešení projektu dosaženo, patří:

• Stávající metodika výpočtu depozice dusíku aplikovaná v ČHMÚ podhodnocuje depozici reálnou. Nebere totiž v úvahu některé složky, které mohou přispět k depozici. Údaje o nich ale nejsou k dispozici, protože se neměří.

• Pro kvantifikaci složek, které se neměří, je možné využít Eulerovský disperzní fotochemický model CAMx, který byl v nedávné době zprovozněn a je provozován Úsekem ochrany čistoty ovzduší ČHMÚ.

• Předběžné výsledky získané modelem CAMx indikují potřebu zaměřit se dále zejména na suchou depozici NH3 a HNO3(g).

• Depozice z horizontálních srážek přispívá významnou měrou k reálné depozici. Dosud se zpravidla zanedbává, podařilo se nám zatím indikativně kvantifikovat pro síru, pro dusík je obdobná kvantifikace velmi obtížná vzhledem k tomu, že dusík je na rozdíl od síry látkou, která podléhá významné výměně mezi atmosférou a vegetací.

• Co se týká kvantifikace depozice z horizontálních srážek, jako slibná cesta indikativní kvantifikace (analogickým způsobem jako to bylo provedeno pro síru) se jeví modelování pouze na základě NO3- a vyloučení NH4+.

• Dusík je významným faktorem stresu v mnoha oblastech. Depoziční tok dusíku překračující hodnotu 1 g.m-2.rok-1 (kritická hodnota pro středoevropské jehličnaté lesy) je dosahován na významném území ČR.

• Poměry NO3-/SO42- a NH4+/SO42- hodnocené na ekvivalentovém základě vykazují významně klesající trend odrážející změnu podílu emisí.

• Hodnota pH srážek vykazuje statisticky významně rostoucí trend.


39 www.vulhm.cz

NAZV QI112A168


3. KRITICKÉ ZÁTĚŽE DUSÍKU A ACIDITY (I. Skořepová, Z. Lachmanová, V. Šrámek, M. Vejpustková, K. Neudertová Hellebrandová, M. Zapletal)

3.1 Úvod Pracovní skupinou pro účinky při EHK OSN (WGE - Working Group on Effects), na jejím 5. zasedání v červnu 1986, byl iniciován program mapování kritických zátěží a koncentrací, který byl formálně dopracován na semináři organizovaném Radou ministrů severských zemí ve spolupráci s Evropskou hospodářskou komisí OSN ve Skokloster v roce 1988 (Nilsson, Grenfelt, 1988). Koncept kritických zátěží umožňuje, jako dosud jediný, kvantifikovat potřebné snížení emisí tak, aby bylo možné dostatečně chránit přirozené ekosystémy, půdy a vody před acidifikací. Kritická zátěž je definována jako „nejvyšší dávka znečišťující látky, která ještě nezpůsobí chemické změny vedoucí k dlouhotrvajícím škodlivým účinkům na strukturu a funkci ekosystému“. Koncept kritických zátěží se stal základem pro mezinárodní program spolupráce pro modelování a mapování kritických zátěží a koncentrací, a účinků znečištění ovzduší, rizik a trendů ICP Modelling and Mapping (1988 - 1999 jako TF on Mapping). Vedoucí zemí mezinárodního programu je v současné době Francie (do roku 2009 vedla program Německá spolková republika) a programové centrum (Coordination Center of Effects) založené v roce 1990, které sídlí v RIVM (National Institute for Public Health and the Environment), Nizozemí. V současné době se programu účastní celkem 25 zemí. Základní činností mezinárodního programu pro modelování a mapování jsou výpočty, zpracování mapových podkladů kritických koncentracích a zátěží a hodnocení jejich překročení znečištěným ovzduším. Mapování identifikuje stupeň poškození a rozsah rizikových oblastí. První mapy kritických zátěží Evropy pro odhad rozsahu okyselování prostředí byly zpracovány v roce 1991 (Hettelingh et al., 1991), kritické zátěže nutričního dusíku a těžkých kovů o několik let později. Evropská databáze kritických zátěží se využívá při koncipování a tvorbě protokolů v rámci Konvence prostřednictvím stanovení přijatelné úrovně emisí sloučenin do ovzduší pro jednotlivé země tak, aby docházelo k postupnému ozdravění všech složek přírodního prostředí, včetně člověka. Stanovení emisních stropů je součástí programu cílové pracovní skupiny pro integrované modelování (Task Force Integrated Assessment Modelling), mimo aktivity Pracovní skupiny pro účinky (www.unece.org/env/wgs). V posledních letech se program ICP Modelling and Mapping rozšířil o hodnocení účinků znečištění ovzduší na biodiverzitu. Tato hodnocení zahrnují také hledisko vlivu klimatické změny na přírodní ekosystémy. V rámci projektu ForSoil bylo v roce 2013 provedeno hodnocení kritických zátěží na osmi lesních plochách monitoringu II. úrovně (obr. 3.1). Jedná se o lokality Mísečky (B151), Želivka (I140), Březka (Q102), Všeteč (Q103), Lásenice (Q163), Luisino údolí (Q251), Medlovice (Q361) a Lazy (Q521). Hodnocení se opírá téměř výhradně o měřené údaje na daných plochách. Jedná se především o půdní data o zrnitostním a chemickém složení, data o atmosférické depozici síry, dusíku, bazických kationtů, meteorologické údaje o denních srážkových úhrnech, průměrných denních teplotách vzduchu a denních úhrnech sluneční aktivity, dále pak o růstová data lesních dřevin. Data byla převzata z VÚLHM a od firmy Ekotoxa, ve které byly zpracovány plynné depozice amoniaku na vybraných lokalitách (viz. kap. 2.5).


40 www.vulhm.cz

NAZV QI112A168


Obr. 3.1: Plochy intenzivního monitoringu zahrnuté do výpočtu kritických zátěží.

3.2 Metodika Hodnocení účinků škodlivin z ovzduší na acidifikaci lesních ekosystémů předurčují kritické zátěže síry CLmax (S) a dusíku CLmin (N) a CLmax (N), které graficky představují nerovnoramenný lichoběžník (viz obrázky dále) a ohraničují tak oblast danou v ekvivalentech síry a dusíku na hektar a rok (maximální atmosférickou depozici), kde nedochází k projevům acidifikace daného ekosystému. Kritériem pro hodnocení účinků ovzduší na eutrofizaci ekosystémů je kritická zátěž nutričního dusíku CLnut(N). Zatímco hodnocení acidifikace představuje účinky atmosférické síry a dusíku dohromady, atmosférický dusík vztažený ke kritické zátěži nutričního dusíku určuje pouze účinky eutrofizace. Účinek se posuzuje podle velikosti překročení (exceedance) kritických zátěží. Kritické zátěže síry a dusíku byly zpracovány podle metodiky jednoduchých hmotových bilancí uvedené v manuálu pracovní skupiny programu spolupráce pro modelování a mapování (UBA, 2004). Jejich výpočet v ekvivalentech na hektar za rok (ekv ha-1.rok-1) zahrnuje následující rovnice (1-6): CLmax(S) = BCdep* + BCw – Bcup – ANCle,crit

(1),

kde CLmax(S)= maximální kritická zátěž síry (ekv ha-1rok-1) BCdep* = atmosférická depozice bazických kationtů (korigovaná mořským aerosolem v ekv ha-1rok-1) Výzkumný ústav lesního hospodářství a myslivosti, v. v. i. Strnady 136, 252 02 Jíloviště

41 www.vulhm.cz

NAZV QI112A168


BCw= rychlost zvětrávání (ekv ha-1rok-1) Bcup= rychlost spotřeby vegetací (bez příspěvku Na+) ANCle,crit= limitní (kritická) úroveň vyplavování alkality (ekv ha-1rok-1) ANCle,crit = - Q2/3 . (1,5. (Bcdep+ Bcw – Bcup)/(Kgibb . (Bc/Al)))1/3 – – 1,5 . ((Bcdep+ Bcw – Bcup)/(Bc/Al))

(2),

kde Q = perkolace půdy vodou (m/rok) Bc/Al = limitní poměr bazických kationtů (Ca, Mg, K) a hliníku v půdním roztoku lesních půd (molární poměr) Kgibb = Gibbsitova konstanta, konstanta určující iontovýměnu H-Al v daném typu půdy Bcdep = atmosférická depozice bazických kationtů (Ca, Mg, K v ekv ha-1rok-1) Bcw= rychlost zvětrávání (Ca, Mg, K v ekv ha-1rok-1) Bcup= rychlost spotřeby bazických kationtů lesními porosty (bez Na+, v ekv ha-1rok-1) Pro výpočet minimální a maximální kritické zátěže pro dusík platí vztah daný rovnicemi 3 a 4. CLmin(N) = Nup + Nim

(3),

kde CLmin(N) = minimální kritická zátěž dusíku (ekv ha-1rok-1) Nim= imobilizace dusíku v půdě (ekv ha-1rok-1) Nup= spotřeba dusíku vegetací (ekv ha-1rok-1) CLmax(N) = CLmin(N) + CLmax(S) / (1 – fde)

(4),

kde CLmax(N) = maximální kritická zátěž dusíku (ekv ha-1rok-1) CLmin(N) = minimální kritická zátěž dusíku (ekv ha-1rok-1) CLmax(S) = maximální kritická zátěž síry (ekv ha-1rok-1) fde = faktor denitrifikace (0 – 1) CLnut(N) = Nim + Nup + (Nle(acc)/(1 – fde))

(5),

kde CLnut(N) = kritická zátěž nutričního dusíku (ekv ha-1rok-1) Nim= immobilizace dusíku v půdě (ekv ha-1rok-1) Nup= spotřeba dusíku vegetací (ekv ha-1rok-1) Nle(acc) = dovolené (limitní vyplavování dusíku (ekv ha-1rok-1) fde= faktor denitrifikace Nle(acc)= Q . [N]acc

(6),

kde Q = perkolace půdy vodou (m/rok) [N]acc = akceptovatelná koncentrace dusíku v půdním roztoku (ekv m-3) Hodnota koncentrace [N]acc v rovnici (6) koresponduje s ochranou lesních porostů. Pro jehličnaté typy porostů byla převzata hodnota 0,0143 ekv m-3 a pro listnaté porosty hodnota Výzkumný ústav lesního hospodářství a myslivosti, v. v. i. Strnady 136, 252 02 Jíloviště

42 www.vulhm.cz


NAZV QI112A168

0,0276 ekv m-3 (UBA, 2004). Podobně pro limitní molární poměr Bc/Al v rovnici (2) byly převzaty hodnoty pro jehličnatý porost (SM) 1,2 a pro listnaté a smíšené porosty (bez SM) 0,6 (Sverdrup, Warfvinge, 1993). Rychlost imobilizace dusíku v půdě odráží dvě kritéria. Prvním z nich je hodnota poměru C/N v půdách a druhým je teplotní závislost (tab. 1). Pokud C/N je ve svrchním horizontu (0-30 cm) menší než 20, je hodnota immobilizace N rovna 0 (De Vries et al., 2003). V případě, že hodnota poměru C/N je větší než 20, závisí rychlost imobilizace na průměrné roční teplotě (sdělení - národní centrum pro účinky NFC, SRN). Tab. 3.1: Teplotní závislost imobilizace dusíku v půdě

Teplota oC 4.5 5.5 6.5 7.5 8.5 9.5

Rychlost imobilizace N ekv ha-1rok-1 357.1 285.7 214.3 142.9 107.1 71.4

Odhad rychlosti zvětrávání byl proveden na základě typu půdy a zrnitostního složení půdního profilu do hloubky 80 cm podle následujícího vztahu (7). Půdy na experimentálních lesních plochách spadají do kategorie 2 a 3 (podle zrnitosti) a do kategorie 1 (podle typu půdy). Pokud jde o zatřídění podle rychlosti zvětrávání (WRc), lesní půdy na všech výše uvedených plochách jsou v kategorii 3. BCw = z . 500 . (WRc – 0,5) . exp ((A/281) – (A/(273+T)))

(7),

kde BCw = rychlost zvětrávání v ekv ha-1rok-1 z = hlobka půdního profilu v m WRc = třída rychlosti zvětrávání A = 3600 K T = průměrná roční teplota v °C Iontovýměnná konstanta H-Al (Gibbsitova konstanta) závisí především na obsahu organické hmoty v půdách. Lesním půdám byly přiřazeny hodnoty Kgibb od 3000 do 6000 m6/ekv2 (UBA, 2004). Kromě odhadu rychlostí zvětrávání primárních minerálů v půdách bylo zapotřebí stanovit také množství atmosférické depozice bazických kationtů korigované na mořský aerosol (rovnice 1). Příspěvek mořského aerosolu v atmosférické depozici bazických kationtů se nezúčastňuje procesů neutralizace v půdách. Celková atmosférická depozice bazických kationtů a síry (síranů) byla přepočtena na frakci tzv. „non sea salt“ (ne mořského původu) podle rovnic (8-11), které předpokládají, že veškeré ionty Na+ pocházejí z moře (Gauger et al., 2002). Přepočet se provádí s depozicemi v ekv ha-1rok-1. Knss =Kdep- (Nadep . 0,021) Canss = Cadep – (Nadep . 0,044) Mgnss= Mgdep – (Nadep . 0,277) Snss = Sdep – (Nadep . 0,12)


(8) (9) (10) (11)

43 www.vulhm.cz

NAZV QI112A168


Výpočet rychlosti spotřeby bazických kationtů a dusíku lesními porosty je založen na přírůstech dřevní hmoty měřených v letech 2004 a 2009 pro jednotlivé stromy, které se nacházejí na sledovaných lokalitách v ploše 50 x 50 m. Přírůsty dřevní hmoty (hroubí) v m3 byly přepočteny na sušinu v kg ha-1rok-1 a podle průměrných obsahů N, Ca, Mg a K v sušině dřevní hmoty (UBA, 2004) dále přepočteny na rychlost spotřeby těchto živin v ekv ha-1rok-1. Pro listnaté porosty byly celkové přírůsty dřevní hmoty rozděleny na kmeny a větve a potom přepočteny na celkovou spotřebu z důvodů rozdílných obsahů chemických prvků v jejich dřevní hmotě. K velmi významným tokům chemických prvků v lesním ekosystému, které ovlivňují výsledné hodnoty kritických zátěží, patří rychlosti vyplavování. Pro jejich odhad byla použita hodnota perkolace půdy vodou (hodnota tzv. „precipitation surplus“), která závisí na charakteru půdy a na meteorologické situaci. Pro výpočet těchto hodnot na lesních plochách bylo využito hydrologického modelu (MetHyd v. 1.4.4, vytvořeného pro účely dynamického modelování a přizpůsobeného pro vstup dat o sluneční radiaci také v kJ m-2 den-1 Gertem-Janem Reindsem z Alterry, Wageningen). Vstupními údaji do hydrologického modelu jsou data o zrnitostním složení, obsahu organického uhlíku, informace o geografické pozici sledované plochy (lokality), albedo povrchu – podle vegetačního pokryvu a meteorologická data. K meteorologickým údajům patří srážkové úhrny, průměrné teploty vzduchu a údaje o sluneční radiaci. Tato vstupní data byla zpracována do textových souborů. Podobně výsledky modelování byly zpracovány do textových a grafických výstupů. Export dat zpracovaných do grafu je vidět na následujících příkladech odtoku vody půdním profilem a vlhkosti půdy na ploše Želivka pro půdní horizont o mocnosti 80 cm, a fotosyntetické aktivní radiace na ploše Medlovice (obr. 3.2-3.4). Kromě grafických výstupů je možné data uložit jako textové soubory denních hydrologických údajů.

Obr. 3.2: Denní hodnoty perkolace vody (odtoku) půdním profilem o hloubce 80 cm (mm) na ploše Želivka v letech 2005-2010.


44 www.vulhm.cz

NAZV QI112A168


Obr. 3.3: Denní průměrné hodnoty vlhkosti půdy (m/m) na ploše Želivka v letech 2005-2010.

Obr. 3.4: Denní hodnoty fotosyntetické aktivní radiace v letech 2005-2006 na ploše Medlovice. (µmoly fotonů na m2 za sec.)

3.3 Výsledky Výsledky jsou shrnuty do pěti tabulek (tab. 3.2-3.6) a osmi grafů (obr. 3.5-3.12). Rychlosti zvětrávání osmi sledovaných lesních ploch jsou uvedeny v tabulce 3.2. Data o chemickém složení hornin (ČGS) byla použita pro rozdělení sumy rychlostí bazických kationtů (BCw) na rychlosti zvětrávání pro jednotlivé bazické prvky (Caw, Mgw, Kw a Naw). Přepočet celkové atmosférické depozice na depozici bez mořského aerosolu je vidět z tabulky 3.3. Rychlosti spotřeby živin lesními dřevinami jsou v tabulce 3.4. Tabulka 3.5 obsahuje výsledky hodnocení kritických zátěží síry a dusíku včetně rychlostí vyplavování alkality a Výzkumný ústav lesního hospodářství a myslivosti, v. v. i. Strnady 136, 252 02 Jíloviště

45 www.vulhm.cz

NAZV QI112A168


dusíku na limitní (nebo kritické) úrovni charakteristické pro danou lesní plochu. Výsledky zahrnují období let 2004-2010 v případě spotřeby živin lesními porosty. Z období let 20052010 byla použita data o meteorologických charakteristikách (teploty, srážky, sluneční radiace). Ze stejného období let 2005-2010 jsou také data o atmosférických depozicích. Odběry půd a jejich analýzy byly provedeny v letech 2005-2006. Tab. 3.2: Rychlosti zvětrávání primárních minerálů půd na lesních plochách (ekv ha-1rok-1) do hloubky 80 cm Plocha Textura Typ půdy WRc T °C Geologie B151 2 PZ 3 5,1 biotitický svor I140 2 CM 3 8,64 pararula Q102 2 CM 3 8,81 biotitický granodiorit s amfibolitem Q103 2 CM 3 7,84 biotitická pararula Q163 2 PZ 3 7,82 eolický pisek mezi balvany dvojslídného granitu Q251 2 PZ 3 4,51 rula migmatit. až migmatit Q361 3 CM 3 9,16 střídani jilovců a pískovců hlavně glaukonitických Q521 2 PZ 3 6,48 hrubozrnný biotitický granit

BCw 874,94 1029,54 1037,51 992,73 991,82 851,19 1054,08 932,70

Bcw 708,83 764,87 694,70 820,47 607,50 487,03 981,45 641,67

Mgw 305,08 276,04 207,40 462,08 119,55 89,42 236,92 175,37

Caw 228,92 305,08 338,54 78,33 158,97 85,01 616,77 262,60

Naw 166,11 264,68 342,81 172,26 384,32 364,17 72,63 291,02

Kw 174,84 183,75 148,75 280,06 328,98 312,60 127,75 203,70

Tab. 3.3: Hodnoty celkové depozice (TD-total deposition) bazických kationtů a síry korigované mořským aerosolem a celková atmosférická depozice N (včetně plynné depozice NH3) v ekv ha-1rok-1 Plocha TDnssCa TDnssMg TDnssK TDnssBC TDnssS TDN B151 275,23 7,77 31,83 314,83 582,51 1521,92 I140 273,42 32,56 42,86 348,84 430,34 1235,42 Q102 279,00 33,75 27,44 340,18 366,17 1136,37 Q103 210,28 24,03 27,24 261,55 384,79 1212,35 Q163 200,32 41,07 71,74 313,13 572,78 1367,84 Q251 733,51 57,96 116,85 908,33 1705,49 2482,14 Q361 413,23 63,65 85,91 562,79 459,21 1019,02 Q521 450,11 50,97 92,04 593,12 912,80 2003,23 Tab. 3.4: Rychlost spotřeby živin lesními porosty podle přírůstu dřevní hmoty(ekv ha-1rok-1) Plocha N Ca Mg K Bc 925,36 696,37 143,38 180,34 1020,09 B151 450,83 364,00 76,64 101,88 542,52 I140 776,51 560,78 73,52 121,37 755,68 Q102 1138,48 855,58 176,08 221,21 1053,00 Q103 758,73 582,12 118,79 154,02 854,92 Q163 323,89 261,51 55,06 73,19 389,76 Q251 1180,18 851,81 161,31 211,57 1224,69 Q361 144,17 116,40 24,51 32,58 173,49 Q521 Tab. 3.5: Kritické zátěže síry a dusíku pro sledované lesní plochy (ekv ha-1rok-1) Plocha PS ANClecrit CLmaxS CLmin(N)CLmax(N) Nle crit CLnut(N) B151 0,87 -251,16 254,73 1211,36 1635,91 238,74 1552,42 I140 0,24 -765,72 1336,91 450,83 2360,69 66,24 545,45 Q102 0,20 -788,19 1067,39 776,51 2301,35 55,20 855,37 Q103 0,26 -156,87 185,89 1245,48 1511,03 71,76 1347,99 Q163 0,27 -132,80 198,50 865,73 1149,31 74,52 972,19 Q251 0,91 -1397,98 2403,58 323,89 3757,57 251,16 682,69 Q361 0,21 -906,63 1226,19 1251,18 3002,88 57,96 1333,98 Q521 0,33 -1462,64 2523,94 287,17 3892,80 91,08 417,29 Pozn. PS = „precipitation surplus“ – odtok vody z půdního profilu o hloubce 80 cm

Významným kritériem pro odhad dalšího vývoje lesních ekosystémů jsou hodnoty překročení kritických zátěží atmosférickými depozicemi síry a dusíku. Výsledky jsou shrnuty v tabulce 3.6. Pro názornost jsou kritické zátěže síry a dusíku pro jednotlivé lesní plochy uvedeny také Výzkumný ústav lesního hospodářství a myslivosti, v. v. i. Strnady 136, 252 02 Jíloviště

46 www.vulhm.cz

NAZV QI112A168


graficky (obr. 3.5-3.12). Skutečná atmosférická depozice síry a dusíku je graficky znázorněna bodem ve tvaru šesticípé červené hvězdy. Pokud jsou kritické zátěže překročeny atmosférickou depozicí (síry a/nebo dusíku), jsou naznačeny možnosti, jak postupovat při jejich redukci. Naznačení možností snižování atmosférické depozice síry a dusíku (pro odhad acidifikace ekosystému) dovoluje zhodnotit, který z postupů bude technologicky i finančně lépe dosažitelný. Další komentář k obr. 3.5-3.12 je uveden také v kap. 3.4. Tab. 3.6: Překročení kritických zátěží síry a dusíku (hledisko acidifikace) a překročení nutričního dusíku (hledisko eutrofizace); modře je vyznačena druhá varianta překročení (potřebného snížení depozic) Plocha Ex(S) Ex(N) Ex(S) Ex(N) Ex(N)nut B151 310,56 514,11 -30,50 327,78 I140 -906,57 689,97 Q102 -701,22 281,00 Q103 -135,64 198,90 Q163 502,11 572,78 218,53 374,28 395,65 Q251 -698,09 812,68 1799,45 Q361 -766,98 -314,96 Q521 -1611,14 1585,94

Obr. 3.5: Schematické zobrazení kritických zátěží síry a dusíku na ploše Mísečky a potřebné snížení atmosférických depozic síry a dusíku - acidifikace ekosystému

Obr. 3.6: Schematické zobrazení kritických zátěží síry a dusíku na ploše Želivka a potřebné snížení dusíku eutrofizace ekosystému Výzkumný ústav lesního hospodářství a myslivosti, v. v. i. Strnady 136, 252 02 Jíloviště

47 www.vulhm.cz

NAZV QI112A168


Obr. 3.7: Schematické zobrazení kritických zátěží síry a dusíku na ploše Březka a vyznačení potřebného snížení atmosférické depozice dusíku - eutrofizace ekosystému

Obr. 3.8: Schematické zobrazení kritických zátěží síry a dusíku na ploše Všeteč a naznačení potřebného snížení atmosférické depozice síry - acidifikace ekosystému

Obr. 3.9: Kritické zátěže síry a dusíku na ploše Lásenice a naznačení potřebného snížení atmosférické depozice síry a dusíku - acidifikace i eutrofizace ekosystému


48 www.vulhm.cz

NAZV QI112A168


Obr. 3.10: Kritické zátěže síry a dusíku na ploše Luisino údolí a naznačení potřebného snížení atmosférických depozic síry a dusíku – acidifikace i eutrofizace ekosystému

Obr. 3.11: Kritické zátěže síry a dusíku na ploše Medlovice bez potřebného snížení atmosférických depozic

Obr. 3.12: Schematické znázornění kritických zátěží síry a dusíku na ploše Lazy a naznačení potřebného snížení atmosférické depozice dusíku – eutrofizace ekosystému


49 www.vulhm.cz

NAZV QI112A168


3.4 Závěr Pro posouzení účinků acidifikace na lesní ekosystém je zapotřebí všech tří hodnot kritických zátěží, tj. CLmax(S), CLmin(N) a CLmax(N). Podle skutečné atmosférické depozice síry a dusíku je zapotřebí hodnotit potřebné snížení atmosférické depozice. Pokud je atmosférická depozice S vyšší než kritická zátěž pro S maximum, je překročení dobře patrné. V případě, že atmosférická depozice S je nižší než CLmax(S), ale spadá svojí pozicí bodu mimo nerovnoramenný lichoběžník, je snížení depozice S také zapotřebí, i když není tak zřetelné (odečtením kritické zátěže síry od atmosférické depozice S vyjde záporná hodnota – hodnocená jako nepřekročeno). Tato situace nastala na ploše Luisino údolí. Na této ploše se vyskytuje rovněž významné překročení nutričního dusíku, a to ve srovnání s kritickou zátěži nutričního dusíku o cca 1800 ekv ha-1rok-1 (tj. přibližně o 25 kg N ha-1rok-1). Hodnocení účinků eutrofizace je poněkud jednodušší, protože kritická zátěž je určena pouze jednou hodnotou, kritickou zátěží nutričního dusíku CLnut(N). Při porovnání s hodnotou atmosférické depozice N (odečtení hodnoty kritické zátěže nutričního dusíku od atmosférické depozice N) jsou záporné hodnoty jednoznačně považovány za uspokojivý stav ekosystému – atmosférická zátěž dusíku nepřekračuje kritickou zátěž. Kritické zátěže síry CLmax(S) se pohybují na sledovaných lokalitách v širokém rozsahu hodnot od 186 ekv ha-1rok-1 (Všeteč) do 2524 ekv ha-1rok-1 (Lazy). Atmosférická depozice síry je překročena na 4 plochách (Mísečky, Všeteč, Lásenice a Luisino údolí). Na ploše Mísečky a Lásenice přispívá k acidifikaci lesního ekosystému také dusík. Pokud jde o eutrofizaci lesních ekosystémů na sledovaných plochách, největší překročení nutričního dusíku bylo zjištěno na ploše Luisino údolí. Vysoké překročení bylo patrné také na ploše Lazy, dále pak na ploše Želivka a na ploše Březka. Hodnoty kritických zátěží nutričního dusíku jsou v užším rozsahu hodnot, než je tomu u kritických zátěží síry. Hodnoty se nacházejí v rozsahu hodnot od cca 420 do 1550 ekv N ha-1 rok-1. Hodnoty překročení kritických zátěží nutričního dusíku atmosférickou depozicí se pohybují na sledovaných lokalitách v rozsahu hodnot 281-1800 ekv N ha-1rok-1.


50 www.vulhm.cz

NAZV QI112A168


4. ZAJIŠTĚNÍ SLEDOVÁNÍ DEPOZIC (Z. Lachmanová)

4.1 Metodika měření depozic a chemismu půdní vody na plochách intenzivního monitoringu V roce 2013 byly sledovány depozice a chemismus půdních vod na čtyřech monitoračních plochách II. úrovně (Q521 Lazy, I140 Želivka, Q103 Všeteč, Q061 Benešovice), na plochách Q251 Luisino Údolí, Q361 Medlovice, Q163 Lásenice a Q401 Klepačka se pokračovalo v odebírání vzorků v nouzovém režimu (dobrovolníci bez zajištěného financování). Depozice acidifikujících a eutrofizujících látek, bazických kationtů, fluoridu a chloridu na les a lesní půdu byly monitorovány na volné ploše v blízkosti monitorační plochy (bulk - BD) a pod porostem (throughfall - THR). V bukových porostech se navíc sledoval stok po kmeni (stemflow - STF), který přispívá k depozici látek do porostu. Stanovení množství depozice se provádí měřením koncentrací látek v dešťových a sněhových srážkách. Průměrné roční koncentrace byly váženy množstvím naměřených srážek. Roční depoziční toky hlavních iontů (kg.ha-1.rok-1) byly vypočteny jako součin celkového množství srážek v daném měsíci (mm) a koncentrací látek ve srážkové vodě (mg/l). Vstup látek do porostu ze stoku po kmeni byl přepočten na základě kruhové výčetní základny. Jako měřící zařízení pro sledování depozic pod porostem se používají v letním období tři polyetylénová koryta o šířce 0,2 m a délce 2 m, v zimním období čtyři nádoby pro odběr sněhových srážek (průměr 23,3 cm). V bukových porostech je instalováno zařízení pro sběr vody stékající po kmenech vybraných stromů. Na volné ploše jsou v letním období umístěny tři záchytné nádoby na srážky (průměr 23,3 cm) a v zimním období tři nádoby pro odběr sněhu (průměr 23,3 cm). V letním období je srážková voda z odběrových nádob odváděna do nádob zásobních, které jsou umístěny pod úrovní terénu ve vykopané zemní sondě, což zajišťuje stabilní teplotu a zabraňuje růstu řas vlivem slunečního záření. Výměna typu měření v letním a zimním období probíhá v závislosti na průběhu počasí v daném roce a poloze monitorační plochy. Během celého roku se provádí běžná údržba měřícího zařízení a vybavení monitoračních ploch. Vzorky půdní vody se odebírají pomocí gravitačních lyzimetrů, které jsou umístěny ve dvou hloubkách – pod organickým horizontem (humusový horizont FH) a v hloubce 30 cm minerální půdy, pro každou hloubku vždy ve třech opakováních. Půdní gravitační voda je sváděna do zásobních nádob umístěných v zemní sondě, z důvodu zajištění stabilní teploty a ochrany před slunečním zářením. Vzorky srážkové a půdní vody se odebírají v desetidenním intervalu. Odebrané vzorky se zmrazují a jsou průběžně sváženy do Zkušebních laboratoří Výzkumného ústavu lesního hospodářství a myslivosti, kde jsou před vlastními analýzami poměrově dle naměřeného množství slévány na měsíční vzorky a upravovány k analýze v souladu s metodikou ICP Forests (Clarke et al., 2010). Stanovují se tyto parametry: pH, alkalita, vodivost při 25°C, SSO42-, N-NO3-, N-NH4+, Cl-, F-, Al, Ca, Cu, Fe, K, Mg, Mn, Na, P-PO43-, Zn, TN a DOC. Jak během měření depozic a odběrů vzorků půdní vody v terénu, manipulaci a transportu vzorků, tak při pracích v laboratoři a zpracování analýz je dodržován systém zajištění a kontroly kvality. V laboratořích jsou výsledky jednotlivých analýz verifikovány dle


51 www.vulhm.cz

NAZV QI112A168


kontrolního programu pro kvalitu měření vzorků vod, který je doporučen na základě výsledků práce expertního panelu depozic ICP Forests. Naměřená data se po zpracování a vyhodnocení předávají do národních a evropských databází.

Obr. 4.1 Plochy intenzivního monitoringu (Level II) programu ICP Forests s měřením atmosférické depozice a chemismu půdních vod

4.2 Výpočet celkové depozice síry, dusíku a bazických kationtů z BD, THR a STF Pro stanovení kritických zátěží na dvanácti plochách intenzivního monitoringu byly vypočteny průměrné celkové depozice (total deposition – TD) síry, dusíku a bazických kationtů za období od počátku založení měření do roku 2010 a za šestileté období 2005- 2010. Bazické kationty (BC) vápník (Ca), hořčík (Mg) a draslík (K), které představují hlavní živiny lesních porostů, spolu se sodíkem (Na) určují stupeň nasycenosti bázemi a tak jsou také zásadní pro rezistenci půdy k acidifikaci. K výpočtu bilancí a sledování dynamiky hlavních živin v ekosystému je zapotřebí určit s dostatečnou přesností vstupy a výstupy. Důležitým zdrojem vstupu BC do lesních ekosystémů je atmosférická depozice. BC jsou emitovány do atmosféry jako částice přírodními procesy (půdní eroze, mořské soli) i antropogenní činností (spalování uhlí a biomasy, zemědělství, jiné industriální zdroje). Protože se BC vyskytují v podobě částic různých velikostí, pochází z různých zdrojů a jsou součástí interního cyklu v korunovém zápoji, není úplně snadné určit jejich celkovou depozici. Při hodnocení výsledků měření chemického složení podkorunových srážek a stoku po kmeni ve vztahu k depozičním vstupům BC dochází k prolínání procesů vstupu látek z atmosféry a vnitřních látkových procesů (pohlcování a vyluhování z asimilačních orgánů a kůry). K určení celkové depozice TD musí být upraveny vstupy obsažené v THR i v STF. Pro stanovení depozice draslíku, hořčíku a vápníku byl použit model, kterému základy položil Ulrich (1983) a dále byl rozpracovaný v Holandsku (Draaijers, Erisman 1995, Draaijers et al. 1995) jako nástroj pro hodnocení dat z ploch II. úrovně intenzivního monitoringu evropských lesů.


52 www.vulhm.cz


NAZV QI112A168

Výpočet depozice bazických kationtů byl proveden na základě předpokladu, že poměr depozičního toku sodíku ve srážkách nad porostem a depozičního toku sodíku v podkorunových srážkách určuje depoziční faktor stanovení suché depozice pro Ca2+, Mg2+ a K+, a to vzhledem k minimální interakci sodíku s asimilačním aparátem v korunovém zápoji. Depozice bazických kationtů se stanovuje s použitím dat z měření na volné ploše a pod porostem. Jelikož trvale otevřený kolektor na volné ploše pro určení celkové (bulk) depozice obsahuje i neznámou část suché depozice, doporučuje se použití mokré depozice (wet-only). Jako vstup sodíku do půdy pod porostem se pak uvažuje depozice podkorunovou srážkou. Pro ostatní bazické kationty se údaj o vstupu do půdy získal vynásobením depozice na volné ploše výše uvedeným depozičním faktorem. Vstupy BC do půdy pod porostem byly počítány v ročním kroku ve třech variantách s použitím celkové (bulk) depozice bez korekce suchého podílu a s mokrou depozicí (wet-only) získanou přepočtem korekčním faktorem uvedeným v tab. 1. Pro plochu Luisino Údolí byla data o mokré depozici získána ze stejnojmenné stanice měřící sítě ČHMU. Pro plochu Želivka byla data o mokré depozici získána ze stanice měřící sítě EMEP – Košetice ČHMU, vzdálené cca 20 km JZ směrem od plochy Želivka, (http://portal.chmi.cz/files/portal/docs/uoco/web_generator/locality/precipitation_locality/loc_ JKOS_CZ.html). Data mokré a celkové depozice měřené na stanici Košetice v letech 1997 – 2010 byla použita k odvození korekčního faktoru BD na wet-only pro Českou republiku. Vyluhování (canopy leaching CL) způsobené vnitřním cyklem kationtů v korunovém zápoji bylo počítáno jako rozdíl kationtu obsaženého v THR a STF a celkové depozice TD. Tab. 4.1: Korekční faktor BD – wet only Ca

K

Mg

Na

NH4

+

NO3

0,89

0,83

0,69

0,71

Draaijers1998

0,69

0,67

0,73

0,81

Gauger 2004

0,63

0,6

0,72

0,86

Košetice (1997-2010)

0,60

0,36

0,54

0,61

-

Průměrná TD síry byla vypočtena z koncentrací S-SO42- v podkorunových srážkách. TD inorganického dusíku N (N-NO3-+N-NH4+) byla stanovena z koncentrací N-NO3- v podkorunových srážkách, N-NH4+ depozice na volné ploše byly přepočteny korekčním faktorem uvedeným v tab. 4.1, k mokré depozici N-NH4+ byla přičtena suchá depozice, ta byla na plochách Želivka, Luisino Údolí a Benešovice odvozena z koncentrací plynného amoniaku měřeného pasivními vzorkovači v letech 2009 až 2011. Na těchto plochách byly měřeny základní meteorologické veličiny, a to teplota vzduchu, vlhkost vzduchu, globální záření a rychlost větru. Pro ostatní plochy byly z důvodu absence měřené koncentrace amoniaku použity hodnoty koncentrace amoniaku ve čtvercích 50x50 km na území ČR modelované modelem EMEP-MSC-W pro rok 2010 (Fagerli et al., 2012). Hodnoty průměrné roční teploty vzduchu, vlhkosti vzduchu, globálního záření a rychlosti větru byly pro tyto plochy převzaty z Atlasu podnebí Česka (ČHMÚ, 2007). Pro odhad depozičních rychlostí amoniaku byl použit několikanásobný rezistenční model (Zapletal, 2001, 2006), který modeluje depoziční rychlost amoniaku z meteorologických dat a charakteristik vegetačních pokryvů. V tabulce 4.2 jsou uvedeny vypočtené průměrné hodnoty TD za období 2005 - 2010, kde byl pro výpočet zvolen korekční faktor (Košetice). U bukových ploch byl do hodnot TD zahrnut vstup látek do porostu ze stoku po kmeni.


53 www.vulhm.cz


NAZV QI112A168

Tab. 4.2: Celková depozice (TD) vybraných látek na plochách intenzivního monitoringu

11,21

N_anor g 25,00

15,22

10,44

9,88

20,31

13,31

13,36

10,99

7,99

18,98

10,10

8,28

9,11

6,49

15,60

6,53

2,43

6,09

10,58

4,05

14,62

6,06

0,62

2,27

5,73

9,88

6,88

16,76

7,24

1,78

0,80

2,79

7,36

11,57

4,92

16,48

7,12

5,53

2,46

0,95

2,73

8,23

9,67

7,54

17,21

9,39

Jizerka

9,72

1,97

1,99

8,54

18,94

11,15

10,11

21,26

19,35

Luisino údolí

14,99

4,84

1,82

7,60

21,06

19,39

17,57

36,97

27,92

Plocha

Ca

K

Mg

Na

Cl

N-NH4

N-NO3

Lazy

9,30

3,86

1,69

7,33

16,51

13,79

Brtnice

6,51

2,29

1,08

4,53

11,24

Mísečky

5,77

1,48

1,05

6,52

Benešovice

6,44

1,75

0,91

3,69

Březka

5,68

1,16

0,77

Všeteč

4,30

1,15

Želivka

5,59

Lásenice

S-SO4

Medlovice

8,39

3,46

1,20

2,90

9,05

7,96

5,60

10,32

8,16

Klepačka

6,47

2,05

1,09

4,50

13,09

8,43

5,63

14,06

15,05

4.3 Koncentrace dusíku a molární BC/Al v půdních vodách Jedním z kritérií překročení kritické zátěže je koncentrace dusíku a molární poměr bazických kationtů k hliníku v půdním roztoku. Pro tento účel byly zpracovány data chemismu půdních vod na plochách intenzivního monitoringu. Na obr. 4.2 jsou uvedeny koncentrace N-NO3- a N-NH4+ v hloubce 30 cm minerální půdy na ploše 2103 (Všeteč). Molární poměry bazických kationtů BC (Ca2+ + Mg2+ + K+) k hliníku jsou na obr. 4.3. 9 8 7

mg/l

6 5 4 3 2 1 0 14.I.04

28.V.05

10.X.06

22.II.08 N-NO3-

6.VII.09

18.XI.10

1.IV.12

N-NH4+

Obr. 4.2 Koncentrace N-NO3- a N-NH4+ v půdní vodě v hloubce 30 cm minerální půdy na ploše 2103 Všeteč


54 www.vulhm.cz


NAZV QI112A168

60 50 40 30 20 10 0 28.V.05

10.X.06

22.II.08

6.VII.09

18.XI.10

1.IV.12

BC/Al

Obr. 4.3 BC/Al v půdní vodě v hloubce 30 cm minerální půdy na ploše 2103 Všeteč


55 www.vulhm.cz

NAZV QI112A168


5. SOUHRNNÉ INFORMACE O PRŮBĚHU PROJEKTU (R. Novotný)

5. 1 Shrnutí provedených činností Rok 2013 byl třetím rokem řešení projektu. Činnosti, které v roce 2013 probíhaly, byly pokračováním prací započatých v předchozím období, popřípadě na práce předchozího období plynule navazovaly. Velmi důležitým předpokladem pro úspěšné řešení stanovených dílčích i hlavních cílů projektu je výborně fungující spolupráce pracovišť, která se na řešení projektu podílejí. Spolupráce probíhá jednak v rovině výměny dat a jednak v rovině setkávání pracovníků řešitelského kolektivu při řešení otázek přesahujících specializaci jednotlivých odborníků a to napříč spolupracujícími institucemi. Ve výroční zprávě za rok 2013 jsou předkládány výsledky, kterých bylo dosaženo nejen v tomto roce – jak je na více místech této zprávy uvedeno, činnosti roku 2013 navazovaly na předchozí období a proto je část předložených výstupů výsledkem činnosti za delší časové období. Odborně a časově velmi náročnou součástí projektu je matematické modelování, na které navazují další výpočty a hodnocení získaných výsledků. Výsledky přicházejí postupně – v předchozích dvou periodických zprávách byla představena vždy jejich část dosažená v souladu s časovým plánem a stanovenými aktivitami a cíly projektu. V této zprávě je uvedena další část dosažených výsledků, vše probíhá podle časového plánu projektu. Náročnou částí této činnosti, která při pohledu na předložené mapy a slovní hodnocení výstupů není na první pohled viditelná, je příprava a zpracování rozsáhlých datových podkladů. Datové sestavy součástí zprávy nejsou, nicméně bez těchto vstupních dat by nebylo možné uvedené dílčí výsledky, jako výstupy jednotlivých aktivit, předložit. Dosud dosažené výsledky jsou postupně prezentovány také ve formě publikací, jejichž přehled od začátku řešení projektu je uveden v kap. 5.2. Čerpání finančních prostředků probíhalo – podle údajů dostupných v době zpracování výroční zprávy – v souladu s plánem projektu. Podrobnější kalkulace bude předložena na kontrolním dnu projektu, bude-li již k dispozici. 5. 2 Publikační činnost Jak již v návrhu projektu předloženém do soutěže v roce 2010, stejně tak i v předchozím průběhu řešení projektu bylo vícekrát uvedeno, že charakter prací umožní dosáhnout významnějších publikačních výstupů až ve druhé polovině nebo poslední třetině řešení projektu. Tento předpoklad se naplnil a tak přehled publikační činnosti členů řešitelského kolektivu v souvislosti s tímto projektem představuje práce vydané v letošním roce a také publikaci přijatou k tisku pro rok 2014. Práce na většině uvedených výstupů přitom probíhaly již v první polovině řešení projektu a jsou výsledkem aktivit předchozích let. Další publikace jsou připravovány. Pro certifikaci byly připraveny mapy kritické zátěže dusíku (CL_N), kritické zátěž síry a dusíku (CL_SN), celkové depozice dusíku (DEPN), celkové depozice síry a dusíku – acidity (DEPSN), překročení kritické zátěže dusíku (EXN), překročení kritické zátěže síry a dusíku – acidity (EXSN) v síti 1x1 km na území lesních ekosystémů České republiky pro roky 1994 a 2007. Všechny tyto mapy byly převedeny do georeferencovaného rastru pro zobrazení v ArcGis a doplněny parametry pro mapové listy dle požadavků na certifikaci. Připojena byla metodika výpočtů kritických zátěží zobrazených v zdrojových mapách a závěrečné zprávy, Výzkumný ústav lesního hospodářství a myslivosti, v. v. i. Strnady 136, 252 02 Jíloviště

56 www.vulhm.cz

NAZV QI112A168


kde byly podrobně uvedeny metodiky výpočtů kritických zátěží síry a dusíku, metodika pro výpočet mokré depozice, síranů, dusičnanů a amonných iontů ve srážkách v roce 1994 a 2007, suché depozice sloučen síry a dusíku včetně depozičních rychlosti modelovaných pro oba roky pomocí několikanásobného rezistenčního modelu a metodika interpolace řešených složek (ordinary kriging). Vybrané mapy překročení kritických zátěží byly následně úspěšně certifikovány. V průběhu roku 2013 byla s využitím výsledků a dat zpracovaných při řešení projektu ForSoil úspěšně certifikována metodika pro hodnocení přízemní vegetace. Přehled publikovaných výstupů: Buriánek, V., Novotný, P., Frýdl, J., Čáp, J., Dostál, J. (2013): Metodické postupy hodnocení přízemní vegetace v lesních ekosystémech. Certifikovaná metodika, Lesnický průvodce č. 4: 36 s. Buriánek, V., Novotný, R., Hellebrandová, K., Šrámek, V. (2013): Ground vegetation as an important factor in the biodiversity of forest ecosystems and its evaluation in regard to nitrogen deposition. Journal of Forest Science 59 (6): 238-252. Hůnová, I., Maznová, J., Kurfürst, P. (2014): Trends in atmospheric deposition fluxes of sulphur and nitrogen in Czech forests. Environmental Pollution 184: 668-675. (http://dx.doi.org/10.1016/j.envpol.2013.05.013) Neudertová Hellebrandová, K., Novotný, R., Zapletal, M., Skořepová, I., Chroust, P. (2013): Překročení kritických zátěží acidity celkovou potenciální kyselou depozicí síry a dusíku na území lesních ekosystémů České republiky v roce 1994. Specializovaná mapa s odborným obsahem. Neudertová Hellebrandová, K., Novotný, R., Zapletal, M., Skořepová, I., Chroust, P., Hůnová, I. (2013): Překročení kritických zátěží acidity celkovou potenciální kyselou depozicí síry a dusíku na území lesních ekosystémů České republiky v roce 2007. Specializovaná mapa s odborným obsahem. Neudertová Hellebrandová, K., Novotný, R., Zapletal, M., Skořepová, I., Chroust, P. (2013): Překročení kritických zátěží nutričního dusíku celkovou depozicí dusíku na území lesních ekosystémů České republiky v roce 1994. Specializovaná mapa s odborným obsahem. Neudertová Hellebrandová, K., Novotný, R., Zapletal, M., Skořepová, I., Chroust, P., Hůnová, I. (2013): Překročení kritických zátěží nutričního dusíku celkovou depozicí dusíku na území lesních ekosystémů České republiky v roce 2007. Specializovaná mapa s odborným obsahem. Šrámek, V., Lomský, B., Novotný, R. (2013): Vývoj zdravotního stavu a minerální výživy smrkových mlazin v Jizerských horách v období snižování imisní zátěže. (Changes in the health state and nutrition level of young forest stands in the Jizera Mts. (Jizerské hory, Czech Republic) during decrease of air pollution load. Zprávy lesnického výzkumu 58 (1): 66-77. Šrámek, V., Vortelová, L., Fadrhonsová, V., Hellebrandová, K. (2013): Chemismus lesních půd ČR podle typologických kategorií – výsledky monitoringu lesních půd v rámci projektu EU „BIOSOIL“. (Forest soil chemistry in relation to the forest site classification categories used in the Czech Republic – results of the EU “BIOSOIL” forest soil monitoring project. Zprávy lesnického výzkumu 58 (4): 107-114. Zapletal, M., Chroust, P. (2013): Ammonia dry deposition in the vicinity of the dairy farms and its impact on semi natural ecosystem using critical loads. Air Pollution Workshop, Portland, Oregon, USA, 24. – 27. 7. 2013. Výzkumný ústav lesního hospodářství a myslivosti, v. v. i. Strnady 136, 252 02 Jíloviště

57 www.vulhm.cz

NAZV QI112A168


Zapletal, M., Chroust, P. (2013): Modelování prostorové distribuce depozice síry a dusíku pro vyhodnocení překročení kritických zátěží acidity a dusíku na území lesních ekosystémů České republiky. Program a sborník konference Ovzduší 2013, Brno, duben 2013: 196-199.


58 www.vulhm.cz

NAZV QI112A168


6. LITERATURA Aber, J. D., Goodale, C. L., Ollinger, S. V., Smith, M. L., Magill, A. H., Martin, M. E., Hallett, R. A., Stoddard, J. L. (2004): Is nitrogen deposition altering the nitrogen status of northeastern forests? Bioscience 53: 375-389. Baldocchi, D. D., Hicks, B. B., Camara, P. (1987): A canopy stomatal resistance model for gaseous deposition to vegetated surfaces. Atmospheric Environment 21: 91-101. Ballestrini R., Arisci S., Brizzio M.C., Mosello R., Rogora M., Tagliaferri A. (2007): Dry deposition of particles and canopy exchange: Comparison of wet, bulk and throughfall deposition at five forest sites in Italy. Atmospheric Environment 41: 745–756. Bobbink R., Hicks K., Galloway J., Spranger T., Alkemade R. et al. (2010): Global Assessment of Nitrogen Deposition Effects on Terrestrial Plant Diversity: a Synthesis. Ecological Applications 20 (1): 30–59. Bobbink, R., Ashmore, M., Braun, S., Flückiger, W., Van den Wyngaert, I.J.J., (2002): Empirical nitrogen critical loads for natural and semi-natural ecosystems: 2002 update. Background paper for the Expert Workshop on Empirical Critical Loads for Nitrogen on (Semi-) natural Ecosystems, held under the UN/ECE CLRTAP, Berne, Switzerland, 11- 13 November 2002. Swiss Agency for the Environment, Forests and Landscape (SAEFL), Berne, 2002, s. 1-123. Bobbink, R., Boxman, D., Fremstad, E., Heil, G., Houdijk, A., Roelofs, J. (1992): Critical loads for nitrogen eutrophication of terrestrial and wetland ecosystems based upon changes in vegetation and fauna, in: Grennfelt, P., Thörnelöf, E. (Eds.): Critical loads for nitrogen, Nordic Council of Ministers, Copenhagen, 41 s. Bobbink, R., Roelofs, J. G. M. (1995): Nitrogen critical loads for natural and semi-natural ecosystems: The empirical approach. Water, Air & Soil Pollution 85: 2413–2418. Boháčová, L., Lomský, B., Šrámek, V. (eds.) (2009): Monitoring zdravotního stavu lesa v České republice. Ročenka programu ICP Forests/Forest Focus 2006 a 2007. Forest Condition Monitoring in the Czech Republic. Annual Report ICP Forests/Forest Focus 2006 and 2007. VÚLHM, 136 s. Clarke, N., Zlindra, D., Ulrich, E., Mosello, R., Derome, J., Derome, K., König, N., Lövblad, G., Draaijers, G. P. J., Hansen, K., Thimonier, A. & Waldner, P. (2010): Sampling and Analysis of Deposition. Part XIV. In: Manual on methods and criteria for harmonized sampling, assessment, monitoring and analysis of the effests of air pollution on forests (http://www.icp-forests.org/Manual.htm). UNECE ICP Forests Programme co-ordinating Centre, Hamburg, 66 p. ČHMÚ (2007): Atlas podnebí Česka, ČHMÚ, Praha. De Vries, W., Reinds, G.J., Posch, M., Sanz, M.J., Krause, G.H.M., Calatayud, V., Renaud, J.P., Dupouey, J.L., Sterba, H., E.M. Vel., M. Dobbertin, P. Gundersen, J.C.H. Voogd (2003): Intensive Monitoring of Forest Ecosystems in Europe. Technical Report, 2003, Forest Intensive Monitoring Coordinating Institute, EC-UN/ECE, Brussels, Geneva, ISSN 10206078, the Netherlands. 162 pp. Dollard G.J., Atkins T.J., Healy D.C. (1987): Concentrations and dry deposition velocities of nitric acid. Nature 326: 481– 483.


59 www.vulhm.cz

NAZV QI112A168


Draaijers, G. P. J & Erisman, J. W. (1995): A canopy budget model to assess atmospheric deposition from throughfall measurements. Water, Air & Soil Pollution 85 (4): 2253-2258. Draaijers, G. P. J & Erisman, J. W., Van Leeuwen, N. F. M., Römer, F. G., Te Winkel, B. H., Vermeulen, A. T., Wyers, G. P. & Hansen, K. (1995): The contribution of canopy exchange to differences observed between atmospheric deposition and throughfall fluxes. In: Studies in Environmental Sciences 64: 455-456. Erisman, J. W. (1991): A micrometeorological investigation of surface exchange parameters over heathland. Boundary - Layer Meteorology 57: 115 - 128. Erisman, J. W. a Draaijers, G. P. J. (1995): Atmospheric Deposition in Relation to Acidification and Eutrophication. Elsevier Science B. V., Amsterdam. Erisman, J. W., Leeuw, F. A. A. M. de, Aalst, R. M. van (1989): Deposition of the Most Acidifying Components in the Netherlands During the Period 1980-1986. Atmospheric Environment 23: 1051-1062. ESSS (2011): AirWare On-line Reference Manual. Simulation Models: CAMx (25.4.2013). http://www.ess.co.at//MANUALS/AIRWARE/PDF/CAMx.pdf. Fagerli H., Aas W. (2008): Trends in nitrogen in air and precipitation: Model results and observations at EMEP sites in Europe, 1980–2003. Environmental Pollution 154: 448-461. Fagerli, H., Gauss, M., Steensen, B. M., Benedictow, A.C., Hjellbrekke, A. (2012): EMEP/MSC-W model performance for acidifying and eutrophying components and photooxidants in 2010. Supplementary material to EMEP Status Report 1/2012. Ferm M. (1993): Throughfall measurements of nitrogen and sulphur compounds. International Journal of Analytical Chemistry 50: 29–43. Fiala, P., Reininger, D., Trávník, K. (2000): Výsledky průzkumu stavu výživy lesa v lesní přírodní oblasti č. 01 Krušné hory. Ústřední kontrolní a zkušební ústav zemědělský v Brně, 67 s. Flechard C.R., Nemitz E., Smith R I., Fowler D., Vermeulen A.T., Bleeker A., Erisman J.W., Simpson D., Zhang L., Tang Y.S., Sutton M.A. (2011): Dry deposition of reactive nitrogen to European ecosystems: a comparison of inferential models across the Nitro-Europe network. Atmospheric Chemistry and Physics 11: 2703–2728. Fowler, D., Cape, J.N., Smith, R.I., Nemitz, E., Sutton, M., Dore, A.J., Coyle, M., Crossley, A., Storeton-West, R., Muller, J., Phillips, G., Thomas, R., Vieno, M., Tang, Y.S., Famulari, D., Twigg, M., Bealey, B., Benham, D., Hayman, G., Lawrence, H., Vincent, K., Fagerli, H., and Simpson, D. (2007): Acid Deposition Processes. Final report to Defra. NERC/Centre for Ecology & Hydrology, 110pp. (CEH Project Number: C02379, RMP 2258). Available at: http://nora.nerc.ac.uk/4558/ Fowler, D., Pilegaard, K., Sutton, M.A., Ambus, P., Raivonen, M., Duyzer, J., Simpson, D., Fagerli, H., Fuzzi, S., Schjoerring, J.K., Granier, C., Neftel, A., Isaksen, I.S.A., Laj, P., Maione, M., Monks, P.S., Burkhardt, J., Daemmgen, U., Neirynck, J., Personne, E., WichinkKruit, R., Butterbach-Bahl, K., Flechard, C., Tuovinen, J.P., Coyle, M., Gerosa, G., Loubet, B., Altimir, N., Gruenhage, L., Ammann, C., Cieslik, S., Paoletti, E., Mikkelsen, T.N., RoPoulsen, H., Cellier, P., Cape, J.N., Horvath, L., Loreto, F., Niinemets, U., Palmer, P.I., Rinne, J., Misztal, P., Nemitz, E., Nilsson, D., Pryor, S., Gallagher, M.W., Vesala, T., Skiba, U., Brueggemann, N., Zechmeister-Boltenstern, S., Williams, J., O’Dowd, C., Facchini, M.C., de Leeuw, G., Flossman, A., Chaumerliac, N., Erisman, J.W. (2009): Atmospheric


60 www.vulhm.cz

NAZV QI112A168


composition change: Ecosystems–Atmosphere interactions. Atmospheric Environment 43: 5193–5267. Galloway J. N. et al. (2004): Nitrogen cycles: past, present, and future. Biogeochemistry 70: 153–226. Galloway J. N. et al. (2008): Transformation of the nitrogen cycle: recent trends, questions and potential solutions. Science 320: 889–892. Galloway, J. N. (1995): Acid deposition: perspectives in time and space. Water, Air & Soil Pollution 85: 15–24. Gauger, Th., Anshelm,F., Schuster, H., Erisman, J.H., Vermeulen, A.T., DraAIJERS, g.p.j., Bleeker, A., Nagel, H.-D. (2002): Mapping of specific long-term trends in deposition loads and concentrations of air pollutants in Germany and their comparison with Critical Loads and Critical Levels. Part 1: Deposition Loads 1990-1999. Final Report 29942210, UBA, Berlin. 207 pp. Heij, G. J., Schneider, T. (Eds.) (1991): Acidification research in the Netherlands, Dutch Priority Programme on Acidification. Final report No. 300-05, National Institute of Public Health and Environmental Protection (RIVM), Bilthoven, The Netherlands. Hertel et al.: Nitrogen processes in the atmosphere. Sutton et al. (eds.) 2011: The European Nitrogen Assessment. Cambridge University Press. Hertel O., Skjoth C.A., Loftstrom P. et al. (2006): Modelling nitrogen deposition on a local scale: a review of the current state of the art. Environmental Chemistry 3: 317–337. Hettelingh, J.-P., Downing, R.J., de Smet, P.A.M. (1991): Mapping Critical Loads for Europe, CCE Technical Report No. 1, RIVM Report No. 259101001, ISBN No. 90-6960-011-0, Coordination Center for Effects, RIVM, Bilthoven, 86 pp. Hicks, B.B., Baldocchi, D.D., Meyers, T.P., Hosker, Jr.R.P. and Matt, D.R. (1987): A preliminary multiple resistance routine for deriving dry deposition velocities from measured quantities. Water, Air & Soil Pollution 36: 311-330. Hicks, B.B., Matt, D.R., McMillen, R.T. (1989): A micrometeorological investigation of surface exchange of O3, SO2 and NO2: a case study. Boundary-Layer Met. 47: 321-336. Hůnová I., Kurfürst P., Maznová J., Coňková M. (2011): The contribution of occult precipitation to sulphur deposition in the Czech Republic. Erdkunde Archive for scientific geography 65: 247–259. Hůnová I., Maznová J., Kurfürst P. (2014): Trends in atmospheric deposition fluxes of sulphur and nitrogen in Czech forests. Environmental Pollution 184: 668–675. Janson, R., Granat, L. (1999). A foliar rinse study of the dry deposition of nitric acid to a coniferous forest. Agricultural and Forest Meteorology 98–99: 683–696. Klimo, E., Vavříček, D. (1991): Acidifikace a vápnění lesních půd v Beskydech. Lesnictví 37: 61-72. Klimont, Z., Amann, M., Bertok, I., Cabala, R., Cofala, J., Heyes, Ch., Gyarfas, F.,Schöpp, W., Wagner, F. (2006): The Role of Agricultural Emissions in European Air Quality Policy. In: Aneja, V.P., Schlesinger, W. H., Knighton, R., Jennings, G., Niyogi, D., Gilliam, W., Duke, C.S (eds.): Workshop on Agricultural Air Quality, State of the Science, June 5 - 8, 2006, Bolger Conference Center, Potomac, Maryland, USA, Washington DC, 2006, s. 345346. Výzkumný ústav lesního hospodářství a myslivosti, v. v. i. Strnady 136, 252 02 Jíloviště

61 www.vulhm.cz

NAZV QI112A168


Kopáček J., Turek J., Hejzlar J., Šantrůčková H. (2009): Canopy leaching of nutrients and metals in a mountain spruce forest. Atmospheric Environment 43: 5443–5453. Maznová J., Hůnová I., Vlček O., Hnilicová H. (2009): Zlepšení metod hodnocení znečištění ovzduší částicemi PM10 na území České republiky. Ochrana ovzduší 21 (41), No. 2: 3-9. Meyers T. P., Baldocchi, D.D. (1988): A comparison of models for deriving dry deposition fluxes of O3 and SO2 to a forest canopy. Tellus 40B: 270-284. Müller H., Kramm G., Meixner F., Dollard G.J., Fowler D. (1993). Determination of HNO3 dry deposition by modified ratio and aerodynamic profile techniques. Tellus 45B: 346–367. Munger J.W., Fan S.-M., Bakwin P.S., Goulden M.L., Goldstein A.H., Colman A.S., Wofsy S.C. (1998): Regional budgets for nitrogen oxides from continental sources: Variations of rates for oxidation and deposition with season and distance from source regions, J. Geophys. Res. 103: 8355–8368. Nilsson J., Grenfelt P. (eds.) (1988): Critical loads for sulphur and nitrogen. Report from a workshop held at Skokloster, Sweden, 19-24 March 1988. Nordic Council of Ministers, Copenhagen, 418 s. Ostatnická J., Matoušková L. eds. (2013): Znečištění ovzduší na území ČR v roce 2012. ČHMÚ, Praha. Pryor S.C., Barthelmie, R.J., Jensen, B., Jensen, N.O., Sǿrensen, L.L. (2002): HNO3 fluxes to a deciduous forest derived using gradient and REA methods. Atmospheric Environment 36: 5993–5999. Pryor S.C., Klemm O. (2004). Experimentally derived estimates of nitric acid dry deposition velocity and viscous sub-layer resistance at a conifer forest. Atmospheric Environment 38: 2769–2777. Pul, W. A. J. van, Jacobs, A. F. G. (1994): The conductance of a maize crop and the underlying soil to ozone under various environmental conditions. Boundary-layer Met. 69: 83-99. Pul, W.A.J. van, Potma, C.J.M., Leeuwen, E.P. van, Draaijers, G.P.J., Erisman, J.W. (1995): EDACS - European deposition maps of acidifying components on a small scale. Model description and preliminary results, RIVM. Report No. 722401005. National Institute of Public Health and Environmental Protection, Bilthoven, The Netherlands. Rogora M., Mosello R., Arisci S., Brizzio M.C., Barbieri A. et al. (2006): An overview of atmospheric deposition chemistry over the Alps: present status and long-term trends. Hydrobiologia (Special Issue, A. Lami, A. Boggero (eds), Ecology of high altitude aquatic systems in the Alps). Hydrobiologia 562: 17-40. Schueller, G. (1991): Initial compensation of acidic deposition in forest ecosystems by different rock meals. Water, Air & Soil Pollution 54: 435-444. Sievering H., Enders G., Kins L., Kramm G., Ruoss K., Roider G., Zelger M., Anderson L., Dlugi R. (1994): Nitric acid, particulate nitrate and ammonium profiles at the Bayerischer Wald: evidence for large deposition rates of total nitrate. Atmospheric Environment 28: 311– 315. Slodičák, M. (ed.) (2005): Lesnické hospodaření v Jizerských horách. Lesy České republiky, s.p. Výzkumný ústav lesního hospodářství a myslivosti, 232 s.


62 www.vulhm.cz

NAZV QI112A168


Smith R.I., Fowler D., Sutton M.A., Flechard C., Coyle M. (2000): Regional estimation of pollutant gas dry deposition in the UK: model description, sensitivity analyses and outputs. Atmospheric Environment 34: 3757-3777. Steingruber S., Colombo L. (2010): Acidifying Deposition in Southern Switzerland. Assessment of the trend 1988– 2007. Environmental studies no. 1015. Federal Office for the Environment, Bern. 82 pp. Sutton M.A., Howard C.M., Erisman J.W., Billen G., Bleeker A., Grenfelt P., Grinsven H. Grizzetti B. (2011): The European Nitrogen Assessment: Sources, Effects and Policy Perspectives. Cambridge University Press. Sutton, M. A., Nemitz, E., Theobald, M. R., Milford, C., Dorsey, J. R., Gallagher, M. W., Hensen, A., Jongejan, P. A. C., Erisman, J. W., Mattsson, M., Schjoerring, J. K., Cellier, P., Loubet, B., Roche, R., Neftel, A., Hermann, B., Jones, S. K., Lehman, B. E., Horvath, L., Weidinger, T., Rajkai, K., Burkhardt, J., Löpmeier, F. J., Daemmgen, U. (2009): Dynamics of ammonia exchange with cut grassland: strategy and implementation of the GRAMINAE Integrated Experiment, Biogeosciences 6: 309–331. Sverdrup, H., Warfvinge, P. (1993): Effect of soil acidity on trees and plants as expressed by the (Ca+Mg+K)/Al ratio. Reports in Ecology and Environmental Engineering, 1993:2, ISSN 1104-2877, p. 155. Šrámek, V., Soukup, F., Slodičák, M., (eds.) (2009): Chřadnutí lesních porostů na LS Jablunkov – určení komplexu příčin poškození a návrh opatření na revitalizaci lesa. Grantová služba LČR, s. p., 108 s. Šrámek, V., Vortelová, L., Fadrhonsová, V., Hellebrandová, K. (2011): Výsledky výzkumu lesních půd v rámci programu Biosoil v České republice – zajištění výživy dřevin základními živinami. In: Sobocká J.: Diagnostika, klasifikácia a mapovanie pôd. Výskumný ústav pôdoznalectva a ochrany pôdy, Societas pedologica slovaca, Bratislava, s. 182-190. Šrámek, V., Vortelová, L., Lomský, B. (2008): BIOSOIL – Evropský projekt monitoringu lesních půd – průběh v České republice. Půda v moderní informační společnosti – 1. konference České pedologické společnosti a Societas pedologica slovaca: 287-297. Tang Y.S., Simmons I., van Dijk N., Di Marco C., Nemitz E., D¨ammgen U., Gilke K., Djuricic V., Vidic S., Gliha Z., Borovecki D., Mitosinkova M., Hanssen J.E., Uggerud T.H., Sanz, M.J., Sanz P., Chorda J.V., Flechard C.R., Ferm M., Perrino C., Sutton M.A. (2009): European scale application of atmospheric reactive nitrogen measurements in an application of atmospheric reactive nitrogen measurements in a low-cost approach to infer dry deposition fluxes. Agr. Ecosyst. Environ. 133: 183–195. Tarnay L., Gertler A.W., Blank R.R., Taylor G.E. (2001): Preliminary measurements of summer nitric acid and ammonia concentrations in the Lake Tahoe Basin air-shed: implications for dry deposition of atmospheric nitrogen. Environmental Pollution 113: 145153. Theobald, M. R., Bealey, W. J., Tang, Y. S., Vallejo, A., Sutton, M. A. (2009): A simple model for screening the local impacts of atmospheric ammonia, Sci. Total Environ. 407: 6024–6033. UBA (2004): Manual on Methodologies and Criteria for modelling and mapping critical loads and levels and air pollutions effects, risks and trends. Federal Environmental Agency (Umweltbundesamt), Texte 52/04, Berlin, www.icpmapping.org.


63 www.vulhm.cz

NAZV QI112A168


Ulrich, B. (1983): Interaction of forest canopies with atmospheric constituents: SO2, alkali and earth alkali cations and chloride. In: B. Ulrich & J. Pankrath (eds.): Effects of accumulation of air pollutants in forest ecosystems. Reidel, Dordrecht: 33-45. UNECE (2005): Protocol to the 1979 convention on long-range transboundary air pollution to abate acidification, eutrophication and ground-level ozone (Gothenburg Protocol). http://www.unece.org. Van Breemen, N., Burrough, P. A., Velthorst, E. J., van Dobben, H. F., de Wit, T., Ridder, T. B., Reijnders, H. F. R. (1982): Soil acidification from ammonium sulphate in forest canopy throughfall, Nature 288: 548–550. Vlček O., Corbet L. (2011). Porovnání výstupů Eulerovského modelu CAMx s měřeními ze staniční sítě ČR – část 1: Aerosoly. Meteorologické zprávy 64: 142–151. Voldner, E.C., Barrie, L.A. and Sirois, A. (1986): A literature review of dry deposition of oxides of sulphur and nitrogen with emphasis on long-range transport modelling in North America. Atmospheric Environment 20: 2101-2123. Vos T., Zhang L. (2012): High resolution mapping of total deposition of acidifying pollutants. Atmospheric Environment 57: 80–90. Wesely M.L., Hicks B.B. (2000): A review of the current status of knowledge on dry deposition. Atmospheric Environment 34: 2261–2282. Wesely, M.L. (1989): Parametrization of surface resistances to gaseous dry deposition in regional-scale numerical models. Atmospheric environment 23: 1293-1304. Wilpert, K. v. (2001): Waldböden – Grundlage für die Multifunktionalität von Wäldern. Freiburger Forstliche Forschung, Heft 33:1-13. Zapletal M., Kuňák D., Chroust P. (2007): Chemical Characterization of Rain and Fog Water in the Cervenohorske Sedlo (Hruby Jesenik Mountains, Czech Republic). Water, Air & Soil Pollution 186: 85–96. Zapletal, M. (1998): Atmospheric deposition of nitrogen compounds in the Czech Republic. Environmental Pollution 102, S1: 305-311. Zapletal, M. (2001): Atmospheric deposition of nitrogen and sulphur compounds in the Czech Republic. The ScientificWorld 1: 1 – 10. Zapletal, M. (2006): Atmospheric deposition of nitrogen and sulphur in relation to critical loads of nitrogen and acidity in the Czech Republic. J. Forest Sci. 52: 2006, 92-100. Zapletal, M. (2006b): Atmospheric deposition of nitrogen and sulphur in relation to critical loads of nitrogen and acidity in the Czech Republic. J. Forest Sci. 52, 2006, 92-100. Zapletal, M. Chroust, P. (2011): Modelování prostorové distribuce depozice síry a dusíku pro vyhodnocení překročení kritických zátěží acidity a dusíku na území lesních ekosystémů České republiky. In: Novotný, R. et al. Stav lesních půd jako určující faktor vývoje zdravotního stavu, biodiverzity a naplňování produkční i mimoprodukčních funkcí lesů. Projekt NAZV č. QI112A168 (FORSOIL). VÚLHM Praha 2011. Zbieranowski A.L., Aherne J. (2012): Ambient concentrations of atmospheric ammonia, nitrogen dioxide and nitric acid across a rural–urban–agricultural transect in southern Ontario, Canada. Atmospheric Environment 62: 481–491. Zhang L., Vet R., O’Brien J.M., Mihele C., Liang Z., Wiebe, A. (2009): Dry deposition of individual nitrogen species at eight Canadian rural sites. J. Geophys. Res. 114. Výzkumný ústav lesního hospodářství a myslivosti, v. v. i. Strnady 136, 252 02 Jíloviště

64 www.vulhm.cz

NAZV QI112A168


Zhang, L., Brook, J. R., Vet, R. (2003): Evaluation of a nonstomatal resistance parameterization for SO2 dry deposition. Atmospheric Environment 37: 2941–2947. Zimmermann F., Plessow K., Queck R., Bernhofer Ch., Matschullat J. (2006): Atmospheric N- and S-fluxes to a spruce forest—Comparison of inferential modelling and the throughfall method. Atmospheric Environment 40: 4782–4796.


65 www.vulhm.cz

VÝZKUMNÝ ÚSTAV LESNÍHO HOSPODÁŘSTVÍ A MYSLIVOSTI, V. V. I

Recommend Documents