EL¯BIETA
MALZAHN
Instytut Badawczy Leœnictwa Zak³ad Lasów Naturalnych 17-230 Bia³owie¿a
e-mail:emalzahn@las.ibl.bialowieza.pl
MONITORING ZAGRO¯EÑ I ZANIECZYSZCZENIA ŒRODOWISKA LEŒNEGO PUSZCZY BIA£OWIESKIEJ
WSTÊP Instytut Badawczy Leœnictwa prowadzi na ca³ym obszarze kraju od 1986 r.program moni-toringu lasu, polegaj¹cy na gromadzeniu mate-ria³u dokumentacyjnego umo¿liwiaj¹cego ak-tualn¹ ocenê jego kondycji, wyznaczaniu tren-dów ró¿norodnych procesów w nim za-chodz¹cych i prognozowaniu sytuacji zdro-wotnej lasów w Polsce wed³ug kryteriów reko-mendowanych przez Uniê Europejsk¹. W ra-mach rozszerzanego stale zakresu badañ na 148 sta³ych powierzchniach obserwacyjnych realizowany jest szeroki program identyfikacji czynników œrodowiska, maj¹cych decyduj¹cy wp³yw na zdrowotnoœæ drzewostanów. Dwie takie powierzchnie zlokalizowane s¹ w Pusz-czy Bia³owieskiej i one reprezentuj¹ Puszczê w skali krainy przyrodniczo-leœnej. Wyniki badañ monitoringowych s¹ zamieszczane w corocz-nych raportach pt. „Stan uszkodzenia lasów w Polsce”, wydawanych w serii „Biblioteka Moni-toringu Œrodowiska”. W 2000 r. stopieñ prze-rzedzenia koron drzew w Puszczy Bia³owie-skiej mieœci³ siê w granicach 21–25%, co
ozna-cza „stan ostrzegawczy” (DOBROWOLSKI i wspó³aut. 2001).
Puszcza Bia³owieska zas³uguje na dok³ad-niejsz¹ analizê zagro¿eñ z wielu wzglêdów, m.in. z powodu unikalnej wartoœci przyrodni-czej i nie spotykanego w innych lasach ni¿u eu-ropejskiego znacznego stopnia naturalnoœci drzewostanów, co czyni z niejwzorzec natural-nych mechanizmów obrony ekosystemów le-œnych przed presj¹ ró¿nych czynników œrodo-wiska. Wp³yw czynników antropogenicznych na stan œrodowiska leœnego jest tu najbardziej widoczny w silnym zanieczyszczeniu jednej z puszczañskich rzek — Leœnej Prawej. Na ca³ym obszarze Puszczy w ostatniej dekadzie obser-wowane s¹ zmiany w sk³adzie epifitycznych porostów oraz eutrofizacja siedlisk leœnych, za których przyczynê uznawane s¹ zanieczyszcze-nia powietrza (SOKO£OWSKI1991). Z tych po-wodów Zak³ad Lasów Naturalnych IBL w Bia³owie¿y prowadzi od 1986 r.program moni-toringu regionalnego na ca³ym obszarze pol-skiej czêœci Puszczy, w tym równie¿ na obsza-rze Bia³owieskiego Parku Narodowego.
MONITORING TECHNICZNY Potencjalne zagro¿enie œrodowiska
leœne-go, jakie stanowi¹ zanieczyszczenia powietrza, jest oceniane poprzez realizowany od 1986 r.
monitoring techniczny, w sk³ad którego
wchodz¹ pomiarydepozycji suchej (SO2i NOx)
i opadu py³ów (w sieci 25 punktów pomiaro-wych) oraz depozycji mokrej, poprzez badanie kwasowoœci i sk³adu chemicznego opadów
at-Numer 4
(257)
Strony 435–441
mosferycznych w Bia³owie¿y (MALZAHN
2001). Depozycja sucha obejmuje cz¹steczki gazów i py³ów wprowadzane do lasów przez osiadanie oraz substancje gazowe nie rozpusz-czone w wodzie. Depozycja mokra (deszcz, œnieg) wnosi do ekosystemu substancje gazo-we rozpuszczone w wodzie oraz py³y i aerozo-le wymywane z atmosfery przez deszcz. Na ocenê aktualnego poziomu i kierunku zmian zanieczyszczeñ powietrza na obszarze Puszczy wp³ywaj¹ zró¿nicowane, w³asne i literaturo-we, kryteria wartoœciowania.
Na podstawie wieloletnich zmian rozk³adu przestrzennego depozycji suchej, reprezento-wanej przez wspó³czynnik sumy obci¹¿enia za-nieczyszczeniami gazowymi powietrza (Wzg), mo¿na wnioskowaæ o ci¹g³ej poprawie jakoœci powietrza (Ryc. 1). W porównaniu z okresem
1986–1996 (MALZAHN1999), w ostatnich piê-ciu latach wspó³czynnik Wzg by³ podobny na ca³ym obszarze Puszczy i tylko na ma³ym obsza-rze przylegaj¹cym do miasta Hajnówki pobsza-rzekra- przekra-cza³ przyjêt¹ dla Puszczy wartoœæ krytyczn¹ równ¹ 1. Obszar Bia³owieskiego Parku Narodo-wego znajdowa³ siê w strefie najmniejszego obci¹¿enia zanieczyszczeniami gazowymi. W ostatnich latach zmniejsza³ siê równie¿ opad py³ów (Op) na ca³ym obszarze Puszczy, a zw³aszcza na polanie bia³owieskiej. Natomiast depozycjê mokr¹ zanieczyszczeñ powietrza, ocenian¹ na podstawie podwy¿szonego pozio-mu kwasowoœci opadów atmosferycznych (œrednie pH 4,57) oraz stosunkowo du¿ego udzia³u kwaœnych deszczy (pH < 4,6) w sumie opadów atmosferycznych (36,8 %), zaliczono do istotnych zagro¿eñ, podkreœlaj¹c jej wp³yw
1986 - 1996 1997 - 2001 1997 - 2001 1986 - 1996 0 5 km < 0,5 0,5 - 1,0 1,0 - 1,5 1,5 - 2,0 2,0 - 2,5 Wzg > 2,5 1,5 - 2,0 1,0 - 1,5 2,0 - 2,5 Op
Ryc. 1. Rozk³ad przestrzenny sumarycznego wspó³czynnika obci¹¿enia zanieczyszczeniami gazowymi (Wzg) i opadu py³ów (Op) na obszarze Puszczy Bia³owieskiej w latach 1986–2001. Wzg 1 = 5 mg SO2 m–2 24 h–1 + 0,1 mg NOx m–2 24 h–1 ; Op – g m–2 miesi¹c–1.
na przyœpieszenie tempa zakwaszenia œrodowi-ska leœnego (MALZAHN2000). Sk³ad chemiczny opadów atmosferycznych w Bia³owie¿y w ko-lejnych latach zmienia³ siê w mniejszym stop-niu i w mniej regularny sposób ni¿ zawartoœæ zanieczyszczeñ gazowych w powietrzu (Ryc. 2). W latach 1994–2001 roczny opad
mo-kry sumy kationów by³ z regu³y wy¿szy ni¿ opad sumy anionów. W porównaniu z pozio-mem jonów w opadach atmosferycznych w in-nych lasach zwraca³o uwagê stosunkowo du¿e stê¿enie jonów azotu utlenionego w Puszczy, czego skutkiem by³ du¿y opad mokry azotu, np. opad N-NO3 w Puszczy w latach 1994–2001 wynosi³ 7,2 kg ha–1 rok–1, podczas gdy w kra-jach europejskich w latach 90. waha³ siê w gra-nicach 0,4–7,6 kg, a w Polsce po³udniowej wy-nosi³ 5,3 kg ha–1 rok–1 (SZAREK-£UKASZEWSKA
1999).
Poziom depozycji ca³kowitej siarki i azotu w Puszczy Bia³owieskiej mo¿na interpretowaæ w ró¿ny sposób (Ryc. 3). Œrednia depozycja ca³kowita siarki w latach 1986–2001 sk³ada³a siê w 55% z depozycji suchej i 45% z mokrej. W 2001 r. jej poziom wynosi³ 13 kg ha–1. Przyjêty na œwiecie poziom krytycznego obci¹¿enia la-sów siark¹ wynosi, w zale¿noœci od w³asnoœci buforowych gleby, od 3 do 32 kg ha–1 rok–1. Obci¹¿enia siark¹ lasów Puszczy Bia³owieskiej znajdowa³o siê w po³owie przedzia³u wartoœci krytycznej i by³o du¿o ni¿sze od przeciêtnego obci¹¿enia lasów europejskich. By³o jednak o co najmniej 3 kg ha–1wy¿sze od proponowanej wartoœci krytycznej depozycji siarki dla lasów pó³nocno-wschodniej Europy — 5–10 kg ha–1
rok–1 (MANNINEN i wspó³aut. 1997). Œrednia depozycja ca³kowita azotu w Puszczy Bia³owie-skiej sk³ada³a siê tylko w 28% z depozycji su-chej i a¿ w 72% z depozycji mokrej i w 2001 r. wynosi³a 11 kg ha–1. Przyjêty na œwiecie po-ziom krytycznego obci¹¿enia lasów azotem wy-nosi 15 do 20 kg ha–1rok–1dla lasów gospodar-czych, ale tylko 2 do 5 kg dla lasów zbli¿onych do naturalnych (GRODZIÑSKA i SZAREK1995). Obci¹¿enie azotem lasów Puszczy Bia³owie-skiej, du¿o ni¿sze od przeciêtnego obci¹¿enia lasów europejskich, przekracza³o jednak war-toœæ krytyczn¹ dla lasów naturalnych o co naj-mniej 6 kg ha–1 rok–1.
Proporcje udzia³u ró¿nych form depozycji siarki i azotu w Puszczy s¹ zgodne z wynikami badañ modelowych, które wykaza³y zale¿noœæ
wzglêdnego udzia³u suchej i mokrej depozycji w depozycji ca³kowitej od charakterystyki ob-szaru (WHELPDALEi wspó³aut. 1997). Przy oce-nie globalnych depozycji kwaœnych ustalono, ¿e w Europie sucha depozycja stanowi 20–70% ca³kowitej depozycji siarki i 15–50% ca³kowi-tej depozycji azotu, przy czym udzia³ ca³kowi-tej depo-zycji z regu³y maleje wraz ze wzrostem od-leg³oœci od silnych Ÿróde³ emisji.
Równie wa¿na jak ocena aktualnego pozio-mu zanieczyszczenia powietrza, jest ocena kie-runku jego zmian, na podstawie której mo¿na by³oby prognozowaæ zagro¿enie œrodowiska Ca K Na N-NH4 Mg S-SO4 N-NO3 N-NO2 Cl F 300 200 100 0 100 200 mg m-2 Kationy Aniony Rok 2001 2000 1999 1998 1997 1996 1995 1994
Ryc. 2. Struktura opadu mokrego kationów i anio-nów w Bia³owie¿y w latach 1994–2001. 0 5 10 15 20 25
Depozycja sucha Depozycja mokra kg ha-1 rok-1 Siarka 0 5 10 15 1986 1988 1990 1992 1994 1996 1998 2000 Azot
Ryc. 3. Depozycja ca³kowita siarki i azotu w Pusz-czy Bia³owieskiej w latach 1986–2001.
przyrodniczego w nastêpnych latach. Optymi-zmem napawa istotne zmniejszanie siê depozy-cji ca³kowitej siarki, wynikaj¹ce g³ównie z re-gularnego spadku depozycji suchej. Z pewno-œci¹ przyczyn¹ takiego trendu jest moderniza-cja wielu kot³owni w Bia³owie¿y i Hajnówce w ostatnich latach, polegaj¹ca na zamianie su-rowców energetycznych, z wêgla i koksu, na olej opa³owy lub gaz. Depozycja ca³kowita azo-tu w takiej samej syazo-tuacji nie zmniejsza³a siê prawdopodobnie z powodurosn¹cego natê¿e-nie lokalnego ruchu samochodowego. Kieru-nek zmian depozycji zwi¹zków siarki i azotu w Puszczy by³ zgodny z trendami zmian emisji i
depozycji tych pierwiastków w Europie (BERGEi wspó³aut. 1999). Od 1985 do 1995 r. emisja siarki zmniejszy³a siê o 39%, azotu utle-nionego o 10% i zredukowanego o 18%. Spo-wodowa³o to obni¿enie depozycji odpowied-nio o 34, 9 i 12%. Szczególnie gwa³towne obni¿-enie emisji siarki w Polsce mia³o miejsce w la-tach 1989–1990 i by³o zwi¹zane z recesj¹ go-spodarcz¹. Od 1991 r. tempo spadku emisji siarki wyraŸnie zmala³o. Natomiast emisja azo-tu zmniejsza³a siê do 1992 r., po czym po krót-kim okresie stabilizacji pojawi³ siê niewielki wzrost emisji od 1994 r.
MONITORING BIOLOGICZNY Do oceny poziomu zanieczyszczenia
œrodo-wiska leœnego Puszczy Bia³owieskiej s³u¿y od 1988 r. monitoring biologiczny, w którym jedn¹ z metod jest prowadzona corocznie na 75 sta³ych powierzchniach bioindykacyjnych analiza zmian sk³adu chemicznego wybranych bioindykatorów roœlinnych, w tym mchu ro-kietnika pospolitego Pleurozium schreberi (Brid.) Mitt. i 2-letnich igie³ sosny zwyczajnej
Pinus sylvestris L., której leœnicy przypisuj¹
naj-wiêksz¹ wartoœæ diagnostyczn¹ w ocenie za-gro¿enia œrodowiska leœnego (MALZAHN1999, 2001). Analizowane zawartoœci makropier-wiastków oraz 8 metali ciê¿kich w bioindyka-torach s¹ porównywane z zakresami normal-nych i toksycznormal-nych ich zawartoœci w roœlinach.
Makropierwiastki (N, P, K, Ca, Mg) s¹ nie-zbêdne do prawid³owego przebiegu podsta-wowych funkcji fizjologicznych w roœlinach. Poziom ich zawartoœci œwiadczy o stopniu od¿ywienia, a niedobory o niedostatecznej ich zawartoœci w glebie lub o degradacji œrodowi-ska, spowodowanej g³ównie przez jego zanie-czyszczenie, bêd¹ce przyczyn¹ pierwotn¹. Ta-k¿e zawartoœci powy¿ej fizjologicznego maksi-mum niektórych makropierwiastków (np. azo-tu) w aparacie asymilacyjnym drzew s¹ t³uma-czone wp³ywem zanieczyszczeñ powietrza (DEVRIESiHEIJ1991). Œrednie zawartoœci ma-kropierwiastków w 2-letnich ig³ach sosny mieszcz¹ siê w granicach klasy 2, w trzyklaso-wej skali zawartoœci makropierwiastków w ig³ach sosny uznawanej przez Centrum Koor-dynacyjne do spraw chemizmu aparatu asymi-lacyjnego, dzia³aj¹cego w ramach ICP-Forest (FORESTFOLIARCONDITIONINEUROPE1997). Zaopatrzenie w sk³adniki pokarmowe drzew
jest wiêc wystarczaj¹ce, chocia¿ niepokoi ma-lej¹ca zawartoœæ azotu, fosforu i cynku w ig³ach sosny. W ostatnich latach wzros³a natomiast za-wartoœæ magnezu, która groŸnie zmniejsza³a siê do 1995 r., zw³aszcza w zachodniej czêœci Puszczy (Ryc. 4). Tê tendencjê nale¿y oceniæ pozytywnie ze wzglêdu na bardzo istotn¹ ujemn¹ korelacjê pomiêdzy zawartoœci¹ ma-gnezu w ig³ach a poziomem defoliacji drzew, czyli degradacji ich aparatu asymilacyjnego. W ostatnich latach najlepiej zaopatrzone w ma-gnez s¹ sosny w pó³nocno-wschodniej czêœci Puszczy, w tym tak¿e w Bia³owieskim Parku Narodowym. Wed³ug zawartoœci siarki w ig³ach, ca³y obszar Puszczy ci¹gle mo¿na zali-czyæ do strefy ma³o zanieczyszczonej (0,09% do 0,12%) (MOLSKIiDMUCHOWSKI1986). Du¿¹ wartoœæ diagnostyczn¹ maj¹ prawid³owe sto-sunki pomiêdzy makropierwiastkami w apara-cie asymilacyjnym drzew (Ryc. 5). Stosunek N:P w ig³ach sosny wynosi³ œrednio 9,6. Czasem przekracza³ wartoœæ 10, ale w ¿adnym roku nie przekroczy³ wartoœci 11, uznawanej w literatu-rze za krytyczn¹, wskazuj¹c¹ na mo¿liwoœæ uszkodzenia igie³ sosny na skutek nadmierne-go nawo¿enia azotem lub zmniejszenia stê¿e-nia fosforu w warunkach silnego zakwaszestê¿e-nia. Stosunek N:K istotnie zmniejsza³ siê, wynosi³ œrednio 2,7 i by³ zawsze ni¿szy od krytycznej wartoœci 3,5 œwiadcz¹cej o naruszeniu równo-wagi pomiêdzy tymi pierwiastkami w ig³ach. Stosunek N:S, który w ig³ach sosny na obszarze kraju waha siê w granicach 8–16 i w najmniej zanieczyszczonej strefie (pó³nocno-wschodnia Polska) wynosi³ na pocz¹tku lat 90. 12–14 (DMUCHOWSKI iWAWRZONIAK1994), w Pusz-czy wynosi³ œrednio 13,8 i charakteryzowa³ siê
istotnym trendem malej¹cym. Najbardziej ko-rzystnym trendem jest zmniejszanie siê od 1994 r. stosunku N:Mg w ig³ach. A wiêc w pod-sumowaniu mo¿na stwierdziæ, ¿e zaopatrzenie w pierwiastki od¿ywcze drzew w Puszczy w ostatnich latach wykaza³o oznaki poprawy, co tak¿e ma wp³yw na zmniejszanie siê kumulacji metali ciê¿kich. Sumaryczna zawartoœæ metali w ig³ach by³a bowiem istotnie ujemnie skorelo-wana z zawartoœci¹ w nich azotu, fosforu, ma-gnezu i cynku.
Zawartoœæ metali ciê¿kich w roœlinach ba-dana jest pod k¹tem zapotrzebowania roœlin na metale, które spe³niaj¹ wa¿ne funkcje fizjolo-giczne (np. ¿elazo, miedŸ, cynk) oraz wp³ywu
nadmiaru metali na roœliny w zwi¹zku z postê-puj¹cym ska¿eniem œrodowiska (KABATA-P EN-DIAS i PENDIAS 1993). Kierunek zmian zanie-czyszczenia œrodowiska leœnego mo¿na prze-œledziæ na przyk³adzie kumulacji metali ciê-¿kich przez organizmy bioindykacyjne. Jed-nym z gatunków ³atwo kumuluj¹cych metale jest mech Pleurozium schreberi, u¿ywany do badañ w Puszczy przez kilku autorów w ci¹gu ostatnich 25 lat (Ryc. 6). Istotne prostoliniowe trendy malej¹ce zawartoœci wiêkszoœci metali w mchu œwiadcz¹ o ci¹g³ym zmniejszaniu siê zanieczyszczenia œrodowiska leœnego metala-mi ciê¿kimetala-mi.
PROGNOZY ZAGRO¯EÑ I ZANIECZYSZCZENIA ŒRODOWISKA LEŒNEGO
W latach 1988–2000 stwierdzono du¿o
istotnych korelacji dodatnich i ujemnych po-miêdzy ró¿nymi wskaŸnikami zanieczyszczeñ powietrza a sk³adem chemicznym bioindykato-rów. Wiêcej istotnych korelacji pomiêdzy za-nieczyszczeniami powietrza a zawartoœci¹ me-tali ciê¿kich zarejestrowano w ig³ach sosny ni¿ w mchu, co mo¿e byæ zwi¹zane z ró¿nym spo-sobem ich kumulacji. W ig³ach sosny stwier-dzono istotne korelacje dodatnie pomiêdzy za-wartoœci¹ wapnia i o³owiu a kwasowoœci¹
opa-dów atmosferycznych oraz pomiêdzy zawarto-œci¹ azotu, fosforu, ¿elaza i sumarycznego in-deksu zawartoœci metali ciê¿kich a depozycj¹ siarki. G³ówne istotne dodatnie korelacje za-wartoœci metali w mchu by³y zwi¹zane z opa-dem py³ów. Depozycja azotu by³a mniej skore-lowana ze sk³adem chemicznym bioindykato-rów ni¿ depozycja siarki. W Puszczy Bia³owie-skiej wyj¹tkowo du¿y udzia³ w depozycji ca³ko-witej azotu stanowi depozycja mokra (72%). Prawdopodobnie w zwartych kompleksach
le-0 5 km Mg, % 0,05 - 0,06 0,06 - 0,07 0,07 - 0,08 0,08 - 0,09 1997 - 2000 1992 - 1996
Ryc. 4. Rozk³ad przestrzenny zawartoœci magnezu w 2-letnich ig³ach sosny zwyczajnej Pinus sylvestris w Puszczy Bia³owieskiej w latach 1992–2000.
œnych niektóre parametry meteorologiczne, ta-kie jak m.in. ma³e prêdkoœci wiatrów, du¿a wil-gotnoœæ wzglêdna i ma³a przewiewnoœæ ich ob-szaru, mog¹ sprzyjaæ zwiêkszonemu udzia³owi depozycji mokrej.
Na zmniejszanie siê zagro¿eñ i zanieczysz-czenia œrodowiska w ostatnich latach w Pusz-czy Bia³owieskiej mog³y mieæ te¿ wp³yw ko-rzystne dla œrodowiska leœnego zmiany niektó-rych czynników klimatycznych. Istotnie
zmniejsza³ siê roczny przedzia³ wahañ tempe-ratury z ponad 40oC w latach 1986–1987 do 31,4oC w latach 1996–2000. W ró¿y wiatrów zmniejsza³ siê udzia³ wiatru z kierunku zachod-niego i po³udniowo-zachodzachod-niego, a zwiêksza³ udzia³ wiatru z kierunku po³udniowo-wschod-niego. Liczba dni z cisz¹ w roku zmniejszy³a siê z 26 w latach 1986–1990, do 4 w latach 1996–2001.
Prognoza zagro¿enia œrodowiska leœnego Puszczy Bia³owieskiej przez zanieczyszczenia powietrza w nadchodz¹cych latach, uwzglêd-niaj¹ca krajowe i europejskie prognozy reduk-cji emisji zanieczyszczeñ do 2010 r., przewidu-je dalsze obni¿anie siê poziomu depozycji ca³kowitej siarki i opadu py³ów, ale utrzymanie siê lub nawet wzrost poziomu depozycji ca³ko-witej azotu. Mo¿e to powodowaæ tylko efekt nawo¿eniowy, czyli eutrofizacjê siedlisk le-œnych, co jednak prowadzi tak¿e do przenosze-nia produkcji biomasy z korzeni do czêœci nad-ziemnych drzew i mo¿e byæ przyczyn¹ wiêk-szej wra¿liwoœci drzewostanów na naturalne stresy œrodowiskowe. Mo¿e te¿ byæ przyczyn¹ szkodliwego efektu zakwaszenia siedlisk le-œnych, zw³aszcza w niekorzystnych warunkach klimatycznych (SOKO£OWSKI 1991). Systema-tyczny wzrost zakwaszenia siedlisk leœnych jest z niepokojem rejestrowany od wielu lat w za-chodniej Europie i Skandynawii, a wynikaj¹ce z tego zak³ócenie bilansu pokarmowego w gle-bie i roœlinach uwa¿a siê za powa¿ne zagro¿e-nie dla normalnego funkcjonowania lasu.
Czasowa i przestrzenna zmiennoœæ stê¿eñ zanieczyszczeñ atmosferycznych w Puszczy Bia³owieskiej dotyczy rejonu oddalonego od wielkich oœrodków przemys³owych i szlaków komunikacyjnych, ale pozostaj¹cego w dal-szym ci¹gu w zasiêgu oddzia³ywania czyszczeñ transgranicznych. Poziom zanie-czyszczeñ powietrza w Puszczy Bia³owieskiej pozostanie w nastêpnych latach w œcis³ym zwi¹zku z charakterem klimatu Polski i usytu-owaniem w polu emisji zanieczyszczeñ w Eu-ropie. Wyniki monitoringu stanu œrodowiska leœnego Puszczy Bia³owieskiej powinny byæ wykorzystywane w przygotowywaniu ka¿dej wersji poszukiwanej od kilku lat najw³aœciw-szej formy ochrony jej zasobów przyrodni-czych. Jednoczeœnie powinny stanowiæ punkt odniesienia dla silnie zagro¿onych przez zanie-czyszczenia powietrza Parków Narodowych, zw³aszcza w po³udniowej czêœci kraju.
0 2 4 6 8 10 12 1975 1980 1985 1990 1995 2000 C u , C d, C r, N i -ppm ; Z n, P b -ppm :1 0 ; F e , M n -ppm :1 00 Fe ** Mn ** Zn ** Pb * Cu * Cd * Cr Ni
Ryc. 6. Trendy zmian zawartoœci metali ciê¿kich w mchu Pleurozium schreberi w Puszczy Bia³owieskiej w latach 1976–2000.
Trendy prostoliniowe istotne statystycznie przy *P < 0.01; **P < 0.001. (wg GRODZIÑSKIEJ 1978, GRODZIÑSKIEJi wspó³aut. 1990, MALZAHN 1999; uzu-pe³nione). 0 5 10 15 20 25 1988 1990 1992 1994 1996 1998 2000 N:Mg N:S N:P N:K
Ryc. 5. Zmiennoœæ stosunków pomiêdzy niektó-rymi makropierwiastkami w 2-letnich ig³ach so-sny zwyczajnej Pinus sylvestris w Puszczy Bia³owieskiej w latach 1988–2000.
THE MONITORING OF THREAT TO AND POLLUTION OF THE FOREST ENVIRONMENT IN BIA£OWIE¯A PRIMEVAL FOREST
S u m m a r y Partial results of a comprehensive monitoring
re-search carried out over the whole Bia³owie¿a Primeval Forest, conducted by Forest Research Institute, Natu-ral Forest Department in Bia³owie¿a in the years 1986–2001, are presented. As a measure of potential threats the level, direction of changes and spatial dis-tribution of dry and wet air pollution (technical moni-toring) were used. The measure of bioindicators re-sponse to changes in the environment is the estima-tion of the level of macroelements and cumulaestima-tion of sulphur and heavy metals in chosen plant bioindicators (two-year-old needles of Pinus sylvestris L. and moss Pleurozium schreberi (Brid.) Mitt.
(biolog-ical monitoring). The relations between chem(biolog-ical composition of bioindicators and variability of air pol-lution and climate conditions were looked for.
The present level of air pollution in Bia³owie¿a Pri-meval Forest is low. Despite changes in quality and to-tal sulphur and nitrogen deposition and the prognosis of reduction of pollutants’ emission up to the year 2010, the forest environment is threated by increasing acidity. The spatial distribution of biotic and abiotic parameters over the whole area of Bia³owie¿a Prime-val Forest allowed to conclude that the threat is the lowest in Bia³owie¿a National Park.
LITERATURA BERGE E., BARTNICKI J., OLENDRZYNSKI K., TSYRO S.G.,
1999. Long-term trends in emissions and
transbo-undary transport of acidifying air pollution in Europe. J. Environ. Manag. 57, 31–50.
DMUCHOWSKIW., WAWRZONIAKJ., 1994. Spatial
distri-bution of sulphur and nitrogen content in needles of Scots pine (Pinus silvestris L.) as related to air pollution and tree stands vitality in Poland. [W:] Climate and Atmospheric Deposition Studies in Forests. SOLONJ., ROO-ZIELIÑSKAE., BYTNEROWICZA. (red.). Conference Papers IGSO PAS, Warszawa, 19, 177–186.
DEVRIESW., HEIJG. J., 1991. Critical loads and critical
levels for the environmental effects of air pollu-tion. [W:] Dutch priority programme on acidifica-tion. HEIJG. J., SCHNEIDERT. (red.). Re no. 200-09. Nationale Institute of Public Health and Environ-mental Protection. Bithoven (Netherlands), 180–190.
DOBROWOLSKIM., LECHP., KLUZIÑSKIL., KOLKA., SIEROTA Z., WAWRZONIAKJ., WÓJCIKJ., ZA£ÊSKIA., 2001. Stan
uszkodzenia lasów w Polsce w 2000 roku na pod-stawie badañ monitoringowych. Biblioteka
Moni-toringu Œrodowiska Inspekcja Ochrony Œrodowi-ska, Warszawa, 1–244.
FORESTFOLIARCONDITIONINEUROPE, 1997. Forest Foliar Coordinating Centre in cooperation with the Au-strian Federal Forest Research Centre, EC-UN/ ECE-FBV A, Brussels, Geneva, Vienna.
GRODZIÑSKAK., 1978. Mosses as bioindicators of heavy
metal pollution in Polish National Parks. Water,
Air Soil Pollut. 9, 83–97.
GRODZIÑSKAK., SZAREKG., 1995. Ska¿enie œrodowiska
Polski na tle Europy. Wiad. Bot. 39, 31–38.
GRODZIÑSKAK., SZAREKG., GODZIKB., 1990. Heavy
me-tal deposition in Polish National Parks — changes during ten years. Water, Air Soil Pollut. 49,
409–419.
KABATA-PENDIAS A., PENDIAS H. 1993. Biogeochemia
pierwiastków œladowych. PWN, Warszawa, 1–364.
MALZAHNE., 1999. Ocena zagro¿eñ i zanieczyszczenia
œrodowiska leœnego Puszczy Bia³owieskiej. Prace
Inst. Bad. Leœn., Seria A, 885, 1–177.
MALZAHN E., 2000. Kwaœne deszcze w Puszczy
Bia³owieskiej jako kryterium zagro¿enia œrodo-wiska leœnego. Prace Inst. Bad. Leœn., Seria A, 4,
906, 54–72.
MALZAHNE., 2001. Za³o¿enia metodyczne i program
monitoringu œrodowiska leœnego Puszczy
Bia³owieskiej. Biuletyn Monitoringu Przyrody 1,
25–36.
MANNINENS., HUTTUNENS., KONTIOM., 1997.
Accumula-tion of sulphur in and on Scots pine needles in the subarctic. Water, Air Soil Pollut. 95, 147–164.
MOLSKIB. A., DMUCHOWSKIW., 1986. Effects of
acidifica-tion on forests and natural vegetaacidifica-tion, wild ani-mals and insects. [W:] Acidification and its policy implications. SCHNEIDERT. (red.). Elsevier, Amster-dam-Oxford-New York-Tokyo, 29–51.
SOKO£OWSKIA.W., 1991. Zmiany sk³adu gatunkowego
zbiorowisk leœnych w rezerwatach Puszczy
Bia³owieskiej. Ochr. Przyr. 49, 63–78.
SZAREK-£UKASZEWSKA G. 1999. Input of chemical
ele-ments to the forest ecosystem on the Carpathian Foothills (S Poland). Pol. J. Ecol. 47, 191–213.
WHELPDALED. M., SUMMERSP. W., SANHUEZAE., 1997. A
global overview of atmospheric acid deposition fluxes. Environ. Monit. Asses., 48, 217–247.
