Ekologiczna systematyka gleb leśnych Polski

A R T Y K U Ł Y PR O B L E M O W E

ZBIGNIEW PRUSINKIEWICZ

EKOLOGICZNA SYSTEMATYKA GLEB LEŚNYCH

POLSKI

Zakład G leb ozn aw stw a U niw ersytetu im. M. K opernika w Toruniu

Zagadnieniem dość często dyskutowanym wśród specjalistów zajmujących się systematyką gleb jest kwestia przydatności roślin i syntaksonów geobotanicznych do celów diagnostyki i klasyfikacji gleb [Prusinkiewicz 1985; Faliński 1990]. Ortodoksyjni wyznawcy tezy, w myśl której zbiory obiektów można dzielić i porządkować wyłącznie na podstawie ich własnych cech, negują a priori taką możliwość, twierdząc, że rośliny nie są częścią utworów glebowych, nie mogą więc służyć za kryterium pomocne w określaniu pozycji systematycznej gleb [Soil Taxonomy 1975]. Przeciwnicy takiego rygorystycznego poglądu argumentują jednak, że naturalna roślinność porastająca daną glebę, a także zbiorowisko chwastów na polu [Borowiec 1984] mogą być traktowane jako bardzo czułe narzędzia analityczne (bioindykatory), zdolne do wykrywania i ilościowego charakteryzowania cech (i to z reguły cech istotnych) umykających często najbar­ dziej wyszukanym metodom laboratoryjnym.

Rozumowanie zwolenników koncepcji bioindykacji stało się punktem wyjścia do prób wzajemnego skorelowania klasyfikacji, podejmowanych zarówno przez gleboznawców, jak i geobotaników, leśników, geomorfologów itd. [Kucharski 1926; Paczoski 1930, Włoczewski 1954; Matuszkiewicz 1966, Kowalski 1982]. Należy zauważyć, że pierwsi badacze zajmujący się tą problematyką stwierdzili istnienie dobrych powiązań syntaksonów roślinnych nie z typami czy podtypami gleb, lecz z jednostkami klasyfikacji utworów geologicznych. Przyczyna była prosta. Pierwsze polskie, i nie tylko polskie, gleboznawcze opracowania klasyfi­ kacyjne przypisywały ogromną ilościową przewagę typowi gleb bielicowych, które, według ówczesnych poglądów, miały rzekomo zajmować około 80% ogólnej powierzchni naszego kraju. Nic dziwnego przeto, że tak szeroko ujmowa­ ny takson nie miał prawie żadnej wartości ekologicznej i wyparły go jednostki proponowane przez inne dyscypliny (np. geologię, petrografię). Z tabeli 1 wynika np., że las dębowo-grabowy w BPN zajął w ponad 70% iły i gliny w różnym stopniu powierzchniowo spiaszczone, a tylko około 15% podobnych fitocenoz spotykać tam można na piaskach głębokich.

126

T A BELA 1. Powierzchnie [%] zajm owane w B iałow ieskim Parku N arodowym przez niektóre zbiorowiska roślinne na utworach mineralnych o różnym uziam ieniu [wg Prusinkiewicza i Ko­

w alkow skiego 1964]

Zbiorowisko leśne Gliny i iły Gliny powierz­ chniowo spiaszczone i piaski naglinowe

Piaski głębokie

Inne Ogółem [ha]

Tilio-Carpinetum 40,6 31,5 15,1 12,8 1700 medioeuropaeum

Pino-Quercetum 6,1 39,5 34,5 19,9 870 Peucedano-Pinetum 2,7 23,5 66,1 7,7 320

Doświadczeni a tego rodzaju utrwaliły się w umysłach wielu siedliskoznawców i pokutują, niestety, do dziś, mimo że ekologiczna systematyka gleb poczyniła od owych pierwszych prób ogromne postępy i dawno prześcignęła swą ekologiczną wartością tworzone zresztą w innych celach klasyfikacje oparte na kryteriach wyłącznie geologicznych.

Możliwości zbliżenia gleboznawczych, geobotanicznych, leśnotypologicz- nych itd. ujęć klasyfikacyjnych ujawnia się najwyraźniej w obiektach chronionych - parkach narodowych, rezerwatach itp., gdzie związki między glebą, szatą roślinną i pozostałymi elementami ekosystemów (krajobrazów) są stosunkowo najmniej zakłócone [Adamczyk, Zarzycki 1963; Prusinkiewicz, Kowalkowski 1964; Prusinkiewicz 1970, 1971a; Borowiec 1973; Puchalski, Prusinkiewicz 1990; Faliński 1986; Prusinkiewicz, Biały 1976 i in.]. Istnienie takiej możliwości pokazano dla przykładu w tabelach 2 i 3, gdzie zestawiono materiał z Parku Narodowego w Białowieży [Prusinkiewicz, Kowalkowski 1964]. W tabeli 3 gleby i odpowiadające in zespoły roślinne zostały uporządkowane w siatce edaficznej, w której na osi rzędnych podano stopnie wilgotności, a na osi odciętych stopnie troficzności siedlisk. Ilość ważnych informacji, jakie się uzyskuje dzięki takiej

T A B E LA 2. W ażniejsze niżow e zbiorowiska leśne i odpowiadające im gleby [Prusinkiewicz 1970]

Zbiorowisko leśne Gleby

Ols Gleby torfowe torfowisk niskich

Lęg olszowo-jesionowy Gleby mułowo-torfowe i mułowo-murszowe Łęg nadrzeczny wierzbowo-topolowy, Gleby mułowo-murszowe i murszowo-glejowe, łęg wiązowy mady rzeczne czarnoziemne, czarne ziemie Las dębowo-grabowy wilgotny, Czarne ziemie murszaste,

las bukowy wilgotny mady rzeczne czarnoziemne i brunatne Las dębowo-grabowy świeży, Gleby brunatne, gleby płowe, buczyna pomorska typowa gleby opadowo-glejowe Uboższe zbiorowiska lasu świeżego, Gleby brunatne zbielicowane,

las mieszany z piasków gliniastych i glin silnie spiaszczonych bór mieszany świeży, kwaśna buczyna gleby płowe zbielicowane, gleby rdzawe Bór mieszany wilgotny Glejobielice i gleby bielicowo-murszaste Bór bagienny Gleby torfowe torfowisk wysokich

Bór świeży Gleby bielicowe i bielice, gleby skrytobielicowe, gleby rdzawe Bór suchy Gleby słabo wykształcone (rankery piaskowe)

T A B E LA 3. Z ależności między typami i podtypami gleb a głów nym i zbiorowiskam i leśnym i w B iałow ieskim Parku N arodowym przedstawione w siatce edaficznej

Skala* wilgotn. gleb

Skala troficzności

gleby eutroficzne gleby m ezotroficzne gleby oligotroficzne Św ieże Gleby brunatne w łaściw e

Tilio-C arpinetum calam agrostisetosum Gleby płow e

Tilio-C arpinetum typicum Gleby płow e

opadow o-glejow e Tilio-C arpinetum stachyetosum et coryd.

Gleby rdzawe P ino-Q uere etum Potentillo albae- Quercetum

Gleby b ielicow e P eucedano-P inetum

W ilgotne Czarne ziem ie F icario- Ulmetum Gleby murszowate Q uerco-Piceetum Gleby glejobielicow e M olinio-P inetum Mokre Błotnoziem y (Gleby m ułow e) Ci rcaeo-A Inetum

Gleby torfowo-m ułow e C arici elongatae-A lnetum O ligotroficzne gleby torfow o-glejow e Vaccinio uliginosi-Pinetum Podto-pione Gleby torfowe torfowisk niskich С a rie i elongatae-Alnetum Gleby torfowe torfowisk przejściowych Sphagno girgensoni- Piceetum Gleby torfowe torfowisk w ysokich Sphagnetum m edio- rubelli pinetosum *Skala ekologicznie efektywnej wilgotności gleb.

strukturze tabeli, jest nieporównanie większa niż w przypadku jakiegokolwiek innego usystematyzowania gleb i fitocenoz.

Powiązania, o których mowa, wydawały się bardzo ścisłe zwłaszcza w pier­ wszej fazie studiów, póki zagęszczenie równoległych punktów badań gleboznaw­ czych i geobotanicznych nie było zbyt duże. Po zgromadzeniu bogatszych materiałów zauważono jednak, że obok faktów potwierdzających pierwotne spo­ strzeżenia zdarzają się też dość liczne odchylenia od idealnego obrazu.

Badania przeprowadzone w Białowieskim Parku Narodowym, a także w innych ekosystemach leśnych na terenie całego kraju, pozwoliły stwierdzić, że przyczyny obserwowanych czasem rozbieżności mogą być następujące:

1) efekt sąsiedztwa,

2) zwiewanie ściółki leśnej, 3) inpulweryzacja,

4) inwazja chwastów, 5) presja zwierzyny,

6) efekt wędrującej mozaiki, 7) zmęczenie gleby,

8) imisje przemysłowe różnego rodzaju,

9) zmiany klimatu, w tym także klimatu glebowego,

10) nietrafność doboru kryteriów diagnostycznych w przyjętej systematyce gleb lub zbiorowisk roślinnych,

11)inne.

128 Z. Prusinkiewicz

Efekt sąsiedztwa. Jeśli na jakimś terenie występują w bezpośredniej bliskości

glebowe utwory macierzyste dość bogate w dostępne dla roślin składniki pokar­ mowe (np. gliny morenowe) i utwory ubogie w pierwiastki biogenne (np. prze­ myte piaski wodnolodowcowe lub piaski wydmowe), to może się zdarzyć, że bogaty w składniki popielne i azot opad roślinny wymagających drzewostanów liściastych porastających np. gleby brunatne lub płowe, będzie niesiony wiatrem i zasilać sąsiednie gleby bielicoziemne wytworzone z ubogich piasków. W stale poszerzającej się strefie kontaktowej (ekotonowej) flory styczne różnice między początkowo odmiennymi zbiorowiskami roślinnymi mogą się wskutek tego sto­ pniowo zacierać i z upływem czasu skład roślinności przestanie być odbiciem różnic w uziarnieniu i innych właściwościach gleb. Nie należy jednak zapominać, że mimo zaniku odrębności florystycznej, nie zanikną różnice stabilności (tj. odporności na różnego rodzaju stresy) między fitocenozami ukształtowanymi na lepiej zbuforowanych glebach naglinowych a odpowiednikami tych fitocenoz rozwiniętymi na ubogich piaskach. Zdarza się, że efekt sąsiedztwa jest mało czytelny, gdy bogatsze siedlisko leśne zostanie w pewnej chwili zastąpione przez uprawę rolną, jak to np. wydarzyło się w rezerwacie "Las Piwnicki" pod Toruniem.

Zwiewanie ściółki. W położeniach szczególnie eksponowanych na działanie

wiatru można obserwować zwiewanie ściółki leśnej powodujące efekty zbliżone do znanego leśnikom procederu wygrabiania ściółki niezwykle szkodliwego dla lasu. Tak potrzebne ekosystemom leśnym biologiczne krążenie składników po­ karmowych zostaje przerwane lub silnie ograniczone i następuje degradacj a gleby, której skutkiem jest lokalne ubożenie roślinności nawet na siedliskach z natury bogatych.

Inpulweryzacja. Eutrofizacja niektórych siedlisk zachodzi dzięki powolnej

sedymentacji osadów eolicznych na danym obszarze. Klasycznym przykładem mogą być gleby, zwane naspami przyklifowymi na wysokim, klifowym brzegu morskim w Wolińskim Parku Narodowym [Prusinkiewicz 197Ib], Dzięki nawie­ waniu pyłu mineralnego pochodzącego z nagiej ściany abradowanego klifu, uboga gleba bielicowa (wzdłuż jego górnej krawędzi) uległa eutrofizacji i została prze­ kształcona w bogatą buczynę storczykową [Piotrowska 1993].

Inwazja chwastów. Inwazja uciążliwych chwastów leśnych, np. trzcinnika

(Calamagrostis epigeios), w prześwietlających się z wiekiem drzewostanach klimaksowych uniemożliwia często powrót w dającym się przewidzieć czasie właściwych dla danego siedliska gatunków roślin.

Presja zwierzyny. Leśne obiekty chronione (rezerwaty, parki narodowe) stają

się często ostojami nadmiernie licznych stad roślinożernych zwierząt, niszczących nasiona, siewki i podrosty niektórych roślin (zwłaszcza drzew liściastych), co uniemożliwia normalny przebieg sukcesji regeneracyjnej na poszczególnych sied­ liskach (Seferyniak 1925).

Efekt wędrującej mozaiki. W lasach pierwotnych lub do nich zbliżonych

można oczekiwać występowania klimaksowych zespołów roślinnych. Zespoły takie pozostawione działaniu wolnych sił przyrody wykształcają się zwykle w formie rozproszonych, stosunkowo niedużych gniazd nawet wtedy, gdy ich roz­ ległość nie jest ograniczana przestrzenną różnorodnością pokrywy glebowej. Miejsca między klimaksowymi gniazdami zajęte są przez zbiorowiska roślinne stanowiące różne fazy regeneracyjnej sukcesji zmierzającej w kierunku asocjacji klimaksowej. Wchodzą one kolejno w fazę pełnej dojrzałości, po której pojawia się stadium starczej destrukcji i ustępowania z uprzednio zajętych gniazd [Faliński

1986; Remmert 1991]. Na zwolnione miejsca wkracza pionierska roślinność przechodząca stopniowo (fazy sukcesji) w stadium dojrzałe. Podobny cykl powta­ rza się wielokrotnie. Dość często podlega on modyfikacjom wskutek mniej lub bardziej nieodwracalnych zmian, które w międzyczasie zaistniały w danym bio­ topie. Tak na przykład jeśli w wyniku zmniejszonej ewapotranspiracji nastąpił wzrost wilgotności siedliska, to w kolejnej sukcesji mogą się pojawić wilgocio- lubne gatunki roślin, które poprzednio nie występowały w stadium klimaksowym.

Ponieważ przechodzenie poszczególnych etapów sukcesji nie odbywa się na całej powierzchni synchronicznie, rozpatrywany więc obszar można traktować jako mozaikę pulsacyjnie zmieniającą swą przestrzenną strukturę (efekt wędrują­

cej mozaiki). Kolejne fazy sukcesji różnią się florystycznie, wskutek czego na podobnych glebach mogą w określonym momencie występować różne roślinne jednostki syntaksonomiczne. W przypadku drzewostanów, które składają się z gatunków szczególnie podatnych na wiatrowały (np. świerk), efekt wędrującej mozaiki może być dodatkowo sterowany i komplikowany przez silne wichury.

Zmęczenie gleby. Zmiany stanu biologicznego gleby i innych jej właściwości

oddziałują ujemnie na odnawianie się dotychczasowego składu gatunkowego roślin. Jest to wynik utrzymywania się na danym siedlisku przez dłuższy czas mało zróżnicowanej pokrywy roślinnej, zwłaszcza roślin będących silnymi edyfikato- rami. Przykładem z zakresu ekosystemów leśnych może być zamieranie siewek cisa w rezerwacie im. L. Wyczółkowskiego w W ierzchlesie [Mańka i in. 1968].

Imisje przemysłowe. Tereny objęte wpływami imisji przemysłowych wyka­

zują przeważnie cechy degradacji gleb i zubożenie szaty roślinnej. Niekiedy jednak następuje przejściowe wzbogacenie takich siedlisk, np. gdy znalazły się one w zasięgu osadzania się pyłów z cementowni. Zwykle obserwuje się wtedy przejściowe wzbogacenie roślinności runa w gatunki bazyfilne kosztem roślin preferujących niskie wartości pH. Po chwilowym wzroście żyzności następuje jednak z reguły jej gwałtowne załamanie.

Zmiany klimatu. Powolne zmiany klimatu, np. tzw. efekt cieplarniany, mogą

powodować, że sukcesja regeneracyjna nie doprowadzi zbiorowiska roślinnego do poprzedniej postaci klimaksowej [Kowalski 1982, 1992], lecz wzbogaci lub zuboży jego skład florystyczny i skłoni do przeklasyfikowania zbiorowiska w odrębną jednostkę syntaksonomiczną. Należy się z tym liczyć zwłaszcza w pobliżu granic stref klimatyczno-roślinnych. Podobny skutek mogą też mieć wszelkie zmiany stosunków wodnych w glebach rozpatrywanych ekosystemów.

Nietrafność doboru kryteriów diagnostycznych. Przyjęcie nieodpowiednich

kryteriów diagnostycznych, tj. uznanie za istotne cech wprawdzie łatwo zauwa- żalanych, ale pozbawionych zupełnie lub prawie zupełnie uzasadnienia ekologi­ cznego, może powodować w pewnych przypadkach łączenie w jeden takson utworów ekologicznie różnych (np. gleb płowych i bielicowych, gleb brunatnych i rdzawych albo gleb ukształtowanych z torfów wysokich i niskich). Natomiast w innych przypadkach prowadzi do sztucznego rozdzielania utworów ekologicznie równoważnych (np. gleb brunatnych bez wyraźnych śladów lessiważu i takich, w których są dostrzegalne nikłe ślady uporządkowania plazmy.

Przytoczone przykłady wskazują, że odstępstwa od oczekiwanego pełnego pokrywania się granic taksonów, wyróżnionych na podstawie kryteriów glebo­ wych, geobotanicznych, geomorfologicznych lub innych, mogą być powodowane przez bardzo różne przyczyny. Odstępstwa te komplikują wprawdzie dawniejsze, nieco uproszczone wyobrażenia o zaletach ekopedologicznej systematyki gleb,

130 Z. Prusinkiewicz

ale nie przeczą opinii, że jedynie systemy naturalne, uwzględniające istotne kryteria ekologiczne, stwarzają możliwość uzyskania spójnej charakterystyki wszystkich elementów krajobrazu oraz ich sprzężonego funkcjonowania w eko­ systemach.

Stworzenie pełnej systematyki gleb na podstawie kryteriów ekologicznych będzie wymagać jeszcze sporo badań, ale dotychczasowe osiągnięcia wskazują, że jest to kierunek słuszny. Liczba istotnie ważnych informacji uzyskiwanych dzięki umiejscowieniu określonej gleby w systemie uwzględniającym kryteria ekopedologiczne jest nieporównanie większa, niż to jest możliwe w innych klasyfikacjach i taksonomiach. Dalsze doskonalenie systemu jest pilnym zada­ niem ekopedologii. Jest to jeden z najbardziej nowoczesnych i obiecujących kierunków nauki o glebach, nie tylko leśnych.

L IT E R A T U R A

A D A M C Z Y K B., ZARZYCKI K., 1963: Gleby bieszczadzkich zbiorow isk leśnych. A cta A g ra ria e t Silv. Ser. Les. III: 175 s.

BOROW IEC S., 1973: Związki między glebami i zespołam i roślinnymi w W ielkopolskim Parku Narodowym . Soc. Sc. Stetinensis, 1: 51 s.

BOROWTEC S., 1984: Zróżnicowanie przestrzenne ekologicznie ważnych w łaściw ości gleb uprawnych Pomorza Zachodniego a występow anie zbiorowisk chw astów segetalnych. Z esz. Nauk. AR w Szczecinie, 107, Roi. 34: 2 1 -3 5 .

FALIŃSKI J. B., 1986: Vegetation dynamics in temperate lowland primeval forests. Dr W. Junk Publishers: 537 pp.

FALIŃSKI J. B., 1990: Kartografia geobotaniczna. Cz. I. Zagadnienia ogólne. Kartografia flory - styczna i fitogeograficzna. Cz. II. Kartografia fitosocjologiczna. Cz. III. Kartografia geobota­ niczna ogólna i stosowana. PPWK im. Romera. Warszawa.

KOW ALSKI M., 1982: Rozwój drzewostanów naturalnych na powierzchni badawczej w B iało­ w ieskim Parku Narodowym. Wyd. SGGW -AR, Warszawa, ss. 87.

KOW ALSKI M., 1992: E cological succession in Polish forests. Fol. For. Pol. Ser. A - F orestry 3 4 : 5 - 1 8 .

KUCHARSK I A., 1926: Zmiana warunków siedliskow ych i szaty roślinnej ze zmianą terenu prostopadle do rzeki Hwoźnej w nadl. Rezerwat w Puszczy B iałow ieskiej. R ocz. Nauk R o i i Leś. 15: 3 7 1 -3 8 8 .

M A Ń K A K., GIERCZAK M., PRUSINKIEW ICZ Z., 1968: Zamieranie siew ek cisa (Taxus baccata L.) w W ierzchlesie na tle saprofitycznych grzybów środowiska glebow ego. Pozn. Tow. P rzyj. Nauk, Wydz. Nauk Roi. i Leś. 25: 177-195.

M ATUSZKIEW ICZ W., 1966: Potencjalna roślinność naturalna wybranych obiektów leśnych w nadleśnictw ie Kartuzy. Mat. Zakładu Fitosoc. Stos. U. W. 10: 10 s + mapa.

PA C Z O SK IJ., 1930: Lasy B iałow ieży. Poznań.

PIOTROW SKA H., 1993: Buczyna storczykowa wzdłuż nadmorskiego klifu na w yspie W olin (północno-zachodnia Polska). Uniw. Gdański; Zesz. Nauk., Biologia 10: 5 -2 9 .

PRUSINKIEW ICZ Z., 1970: G lebajako zasadniczy składnik siedliska leśnego. Sylwan 8/9: 2 6 -3 0 . P R U SIN K IE W IC Z Z., 1 9 7 la: V orschlag einer ök ologisch en G liederung der w ich tigsten W aldböden des mitteleuropäischen Flachlandes. Spom enica uz 70 god. prof. Gracanina, Zagreb: 155-159.

PRUSINKIEW ICZ Z., 1971b: Naspy przyklifowe - nowy typ gleb morskiego pobrzeża. Zesz. Nauk. UMK, Nauki M at.-Przyr., 26. G eografia 8: 133-157.

PRUSINKIEW ICZ Z., 1985: Teoretyczne i dyskusyjne problemy naukowej systematyki gleb. Rocz. Glebozn. 3 4 ,4 : 8 9 - 1 1 2 .

PRUSINKIEW ICZ Z., BIA ŁY K., 1976: Gleby wybranych rezerwatów leśnych w ojew ództw bydgoskiego, toruńskiego i w łocław skiego. St. Soc. Scientiarum Torunensis, 8, 3: 176 s. PRUSINKIEW ICZ Z., KOW ALKOW SKI A., 1964: Studia gleboznaw cze w B iałow ieskim Parku

N arodowym . R o c z G le b o z n . 15, 2: 161-304.

PUC HA LSK I T., PRUSINKIEW ICZ Z., 1990: Ekologiczne podstawy siedliskoznaw stw a leśnego. PW RiL, Warszawa: 619 s.

REM M ERT H. (ed.)., 1991: The M osaic-C ycle Concept o f Ecosystem s. Ecolog. Stud., 85, Sprin­ ger-Verlag: 168 pp.

SEFER YN IA K S., 1925: Puszcza Białow ieska jako teren łow iecki przed wojną św iatową [I]. Las Pol. 6, 7, 9: 2 6 0 -2 6 7 , 3 1 0 -3 1 6 , 4 1 8 -4 2 4 .

SOIL SU R V EY STAFF, 1975: Soil Taxonomy. U.S. Gov. Printing O ffice, W ashington D.C. W ŁOCZEW SKI T., 1954: Materiały do poznania zależności między drzewostanem i glebą w

132

Z. Prusinkiewicz

ECOLOGICAL SYSTEMATICS OF FOREST SOILS OF POLAND

SUM M A RY

The aim of this paper is to provoke a deeper interest in ecopedology, a rapidly growing modern direction within the soil science. Based on examples of perpen­ dicular research in pedology and geobotany carried out in national parks and forest reserves, the possibility to correlate the units of soil systematics with those phytosociological taxonomic units is discussed. Mutual advantage resulting from a possible bringing together of the two taxonomic systems following a proper adjustment of taxonomic criteria, is shown. Examples are given of the most often interdependence and reasons for deviations that occasionally occur even in objects not exposed to severe anthropopressure (national parks and reserves).

To create a full soils systematics system on the ecological backgrounds will need a large portion of new research, but the hitherto achievements suggest the correctness of this direction. The number of significant pieces of information as obtained thanks the placing of determined soil within the ecopedological system is incomparably larger than when applying any other classification or taxonomic system. A further development of this system is an urgent task of ecopedology - one of the most modern and promising directions in the soil science and not exclusively - forest soils.

Praca wpłynęła do redakcji w marcu 1996 r.

Prof. d r hab. Zbigniew Prusinkiewicz Zakład Gleboznawstwa UMK 87-100 Toruń, Sienkiewicza 30