KYSELÉ DEŠTĚ STÁLE S NÁMI - Modelování dlouhodobé acidifikace lesních půd
Ve světle informací o snižování emisí sloučenin síry by se mohlo zdát, že je poškozování lesů kyselými dešti minulostí. Vždyť rychlost, s jakou během 2. pol. 90. let dochází ke snižování emisí SO2 z velkých zdrojů na území ČR (převážně elektráren ČEZ), nemá ve světě obdoby. Podle údajů REZZO 1-4 (Grafická ročenka ČHMÚ 1998) klesly v r. 1997 emise SO2 oproti r. 1987 o plných 71 %. Do r. 1999 je předpokládán pokles ještě větší, zhruba na hodnotu 10 % oproti roku 1987. Obdobný trend je možné sledovat i u zahraničních zdrojů na území bývalé NDR, které vedle polských zdrojů značnou měrou ovlivňují imisní situaci v severní části republiky (Schwarz 1996). Ovšem ani tento na první pohled skvělý výsledek nezavdává příčinu k přílišnému optimismu. Dlouhodobé studie v malých povodích ukazují, že okyselování lesních ekosystémů, zejména půd, zůstane i v budoucnu velkým problémem.
NEVHODNÝ OPTIMISMUS
S ohledem na úroveň dnešních znalostí o problematice kyselých dešťů a jejich vlivu na lesní ekosystém jsou ve srovnání s ošidností relativních hodnot mnohem důležitější údaje o absolutních hodnotách emisí. Emise zhruba 2,2 mil. tun SO2 v ČR v r. 1987 byly v r. 1997 sníženy na 0,7 mil. tun (REZZO 1-4) a podle odhadů autorů na základě publikovaných dat o emisích ČEZ by emise SO2 mohly klesnout asi na 0,3 mil. tun v r. 1999 (obr. 1: měření v povodí Lysina ve Slavkovském lese). Ovšem 300 000 tun SO2 není zrovna malé množství, uvážíme-li, že je to například více než emise Švédska, Norska a Finska dohromady. Tyto státy emitovaly v roce 1996 225 000 tun SO2 (EMEP/MSC, 1998), ovšem na území zhruba 15x větším než ČR. Ještě závažnější je údaj, že se tyto emise z domácích zdrojů už nebudou po r. 2000 dále snižovat, protože by to bylo technologicky extrémně náročné a drahé. Další pokles emisí SO2 by musel být řešen přechodem na jiné způsoby výroby elektrické energie, než je spalování uhlí nebo jejím nákupem. Bezvýznamným zdrojem emisí nejsou ani lokální topeniště spalující uhlí. Ačkoli byly v 90. letech prudce sníženy emise a současně klesala depozice síry na celém území ČR, není možné očekávat přímo úměrné zlepšení zdravotního stavu smrkových porostů na celém našem území. Ani provedené razantní snížení emisí není totiž pro bezproblémovou existenci smrkových lesních ekosystémů dostatečné, zejména ve vztahu k tzv. kyselým dešťům.
CO JE KYSELÝ DÉŠŤ?
Oxid siřičitý (SO2), který vzniká zejména spalováním hnědého uhlí, a oxidy dusíku (NOX), vznikající hlavně vysokoteplotním spalováním v automobilových motorech, jsou v atmosféře a na povrchu vegetace oxidovány za vzniku kyseliny sírové a kyseliny dusičné. Přítomnost těchto kyselin ve srážkové vodě snižuje pH srážek. Po dopadu na zem startuje kyselá srážková voda řetěz reakcí vedoucích k okyselení půd a povrchových vod, tedy ke stavu zvanému acidifikace. V ČR stále hraje nejdůležitější roli v okyselování půd kyselina sírová. V celé ČR byla tato skutečnost prokázána měřením atmosférické depozice zejména v rámci měření látkových toků v malých povodích (Krám et al. 1997, Fottová a Skořepová 1998) nebo regionálních studií (Hošek et al. 1996). Z atmosféry se na zemský povrch dostává dvěma mechanismy. Prvním je vlastní kyselý déšť, správněji "mokrá depozice", druhým je takzvaná "suchá depozice" síry. Ta se uplatňuje v oblastech s vysokými koncentracemi SO2 v ovzduší. "Vysokými" se v tomto kontextu rozumí průměrné roční koncentrace vyšší než 3-5 mikrogramů/m3, a z tohoto hlediska jsou koncentrace SO2 na našem území stále velmi vysoké.
Mechanismus suché depozice je zhruba následující: SO2 a síranový aerosol z atmosféry se sorbují na povrch vegetace, kde SO2 oxiduje na H2SO4, která je při nejbližším dešti opláchnuta do půdy. Nejefektivnější jsou v tomto směru smrkové monokultury díky vysoké suché depozici na jehličí smrků, které pro ni mají ideální hydrodynamické vlastnosti. Listnaté opadavé dřeviny mají schopnost záchytu suché depozice síry výrazně nižší (Havel et al. 1996). Suchá depozice síry tvoří na území ČR zhruba 2/3 celkové depozice a je rozhodujícím faktorem okyselování zalesněných oblastí.
JAK PŮSOBÍ KYSELÝ DÉŠŤ?
Přesný mechanismus poškozování a odumírání stromů jako následek působení kyselého deště není dodnes znám. Do procesu umírání je zapojeno velké množství fyzikálních, biologických a chemických faktorů (Krám 1997). Jedinou jasnou spojitostí jsou kouřící komíny na začátku a mrtvé lesy na konci. Existuje několik základních hypotéz mechanismu odumírání stromů a konkrétní příčina na konkrétním místě je obvykle kombinací více mechanismů.
První mechanismus je rychlý: přímý kontakt velmi koncentrovaného SO2 s asimilačními orgány smrku poškodí chlorofyl a jehličí uschne (tzv. akutní poškození). Tento mechanismus se nejvíce uplatňuje v oblastech s extrémně vysokými koncentracemi SO2 v ovzduší (Krušné hory). Imisní epizoda může být velice krátká. Při vhodném počasí stačí k akutnímu poškození, vedoucímu k odumření stromu, desítky minut. Význam tohoto mechanismu asi v budoucnu ustoupí, ale v bezprostředním okolí velkých zdrojů může nadále způsobovat potíže. Další mechanismy jsou "pomalé" (chronické).
Druhý můžeme nazvat "půdní": půdy jsou vyčerpány (mají málo vápníku a hořčíku), jsou příliš kyselé a půdní voda obsahuje vysoké koncentrace toxických kovů mobilizovaných kyselým deštěm, zejména hliníku. Strom hyne následkem nedostatku živin a postupné otravy hliníkem z půdního roztoku. Nerozhoduje jen absolutní koncentrace hliníku, ale poměr mezi vápníkem a hliníkem. Čím je poměr nižší (méně vápníku vůči hliníku), tím hůř.
Třetí příčinou poškození mohou být i disproporce ve výživě stromu. Kyselé deště jsou dobrým hnojivem, protože obsahují množství dusíku ze zemědělství (amoniak) a ze spalovacích procesů (NOX). Naopak v půdě se nedostává hořčíku, který je nezbytnou součástí chlorofylu. Strom má nadbytek dusíku, ale málo hořčíku. Rychle přirůstá, hořčík do nových jehlic si musí půjčovat ze starších, ty žloutnou a opadávají. Je zajímavé, že smrky v imisních oblastech, pokud přežívají, mají mnohem větší přírůstky dřeva než v oblastech nepostižených. Dřevo je ale řidší, méně pevné, a smrky jsou daleko náchylnější ke zlomům.
Všechny popsané mechanismy stromy výrazně oslabují, ale jen zřídka jsou bezprostřední příčinou úhynu. Tou bývá obvykle klimatický stres (náhlá změna teploty v zimě, dlouhotrvající sucha nebo mrazy) nebo hmyzí škůdce, kterému by se zdravý les obvykle ubránil jen s malými ztrátami. Imise nejčastěji působí podobně jako AIDS. Svoji oběť fatálně oslabí, ale přímo neusmrtí. Smrt přijde ve formě choroby, se kterou by se zdravý organismus dokázal vypořádat.
PŮDNÍ ACIDIFIKACE
Acidifikace půd bude i v budoucnu problém, který ani výrazný pokles emisí nevyřeší. Vedle množství depozice, závislém na imisních poměrech a druhové skladbě a věku porostu, rozhodují o stupni acidifikace další faktory. Jedním z nich jsou přirozené vlastnosti půd, zejména množství bazických kationtů (Ca2+, Mg2+, Na+, K+) v iontově-výměnném komplexu půd. Jejich hlavním zdrojem v půdách je zvětrávání podložních hornin a jejich celkové množství určuje odolnost vůči kyselé depozici. Čím více je v půdách bazických kationtů, tím jsou půdy odolnější, protože mohou déle neutralizovat kyselý vstup z atmosféry (Krám et al. 1997). Nejméně odolné jsou horské půdy, které mají malou mocnost a přirozeně nízké množství bazických kationtů. To je, spolu s drsným klimatem a vysokou kyselou depozicí, důvod, proč se devastující vliv kyselých dešťů nejdříve objevuje v horských oblastech. Dalším důležitým faktorem, ovlivňujícím půdní acidifikaci, je kvalita opadu, tedy vedle velikosti depozice další funkce druhové skladby porostu.
Zásoby bazických kationtů vznikly v půdách zvětráváním podloží zejména v období od poslední doby ledové, tedy asi za 10 000 let. V důsledku změn druhové skladby původních lesních porostů na smrkové monokultury (acidifikace půdy rozkladem jehličnatého opadu v kombinaci se zvýšenou kyselou depozicí) byly rychle vyčerpány v průběhu zhruba poslední stovky let, hlavně však v posledních desetiletích. Místo nich dnes kyselý déšť uvolňuje z půd velké množství toxického hliníku a dalších kovů, které by se normálně (bez kyselého deště) nevyluhovaly. Tyto kovy jsou přijímány kořeny z půdního roztoku a významně přispívají k úhynu lesa (Ulrich et al.1980, Cronan a Grigal 1995, Hruška a Krám, 1994). Tento jev je možno jen s malou nadsázkou přirovnat ke změně geologické epochy.
MODEL ACIDIFIKACE PŮD
Jak nebezpečnou budoucnost jsme si připravili, se pokusíme demonstrovat na modelu vývoje acidifikace půd ve Slavkovském lese. Ale nejprve si povězme něco o možnostech modelování historie a budoucnosti ekosystémů (nebo alespoň jeho částí), tedy o vědecké disciplíně, která je u nás bohužel málo rozvinutá, přestože naše podmínky masivní acidifikace jsou pro modelové výpočty jako stvořené.
Acidifikace je proces dlouhodobý a kumulativní, který se dynamicky vyvíjí. Teprve po určité době se projevují příznaky procesů, které již dlouho skrytě probíhají. Proto je vhodné zabývat se i minulostí acidifikovaných ekosystémů. Pokud nebudeme schopni alespoň kvalifikovaným odhadem rekonstruovat stav sledovaného ekosystému před začátkem acidifikace, nebudeme mít srovnávací bod, ke kterému bychom se v budoucnu měli opět snažit přiblížit. Pro tento cíl se používají matematické modely simulující dlouhodobý průběh acidifikace. Protože hlavní složkou ekosystému, určující jeho odolnost vůči antropogennímu okyselování, jsou půdy, zahrnují tyto modely zejména půdní procesy, vedoucí k acidifikaci půd a vod. Jedním ze středně komplexních modelů je MAGIC (Model of Acidification of Groundwater In Catchments - Model acidifikace podzemních vod v povodích), vyvinutý v polovině 80. let v USA (Cosby et al. 1985) a od té doby úspěšně použitý na mnoha místech světa. Jako vstupní parametry pro model jsou použity současné vlastnosti půd ve zkoumaném povodí (velikost sorpčního půdního komplexu, jeho nasycenost bazickými kationty, množství a struktura půd, rychlost zvětrávání matečné horniny a další experimentálně dosažitelné veličiny). Hlavní řídící proměnou celého modelu jsou údaje o časových proměnách atmosférické depozice. Další důležitou řídící veličinou je příjem bazických kationtů stromy a jejich fixace v biomase, v tomto případě hlavně ve dřevě. V pěstovaných monokulturách rychle rostoucích dřevin (smrků) se těžbou a odvozem dřeva z lesa porušuje přirozený koloběh prvků tím, že bazické kationty fixované ve dřevě se nemohou po odumření stromu vrátit zpět do půdy tak, jak tomu bylo v původních pralesích. V takovém lese mohou výrazně chybět bazické kationty, jejichž biogeochemický cyklus byl intenzivní těžbou rozpojen. Výrazně tak klesá přirozená neutralizační kapacita celého ekosystému.
Součástí práce s modelem je i odhad parametrů pro období před začátkem kyselé depozice. Model pracuje tak, že vychází z odhadnutých "přirozených" preindustriálních podmínek a podle zadaných scénářů depozice vypočítává odezvu půd a vod na měnící se kyselou zátěž. Před modelováním budoucího vývoje je nutné model ověřit. Modelování je úspěšné, pokud se podaří zadáním preindustriálního odhadu a navržených scénářů vývoje depozice zreprodukovat současný známý stav ekosystému. Teprve pak je možné přikročit k modelování budoucího vývoje.
MODELOVÁNÍ PRŮBĚHU PŮDNÍ ACIDIFIKACE V ZÁPADNÍCH ČECHÁCH
Jak pravděpodobně probíhal acidifikační proces v posledních zhruba 140 letech? Pokusme se tento mechanismus, který je jinak obecně platný pro každou acidifikovanou lokalitu, popsat na příkladu půd v experimentálním povodí Lysina v západních Čechách (Hruška et al. 1996). Povodí Lysina (0,27 km2) se nachází ve vrcholové části Slavkovského lesa v nadmořské výšce 829-946 m. Pouhých 10 km severně od povodí leží v sokolovské hnědouhelné pánvi elektrárna Tisová. Geologické podloží je tvořeno žulou s nízkým obsahem bazických kationtů. Půda je podzolovaná hnědá lesní půda s průměrnou mocností 1 metr. Povodí je porostlé smrkovou monokulturou různého stáří. Atmosférická depozice síry do povodí je zhruba 25-30 kg S/ha/rok, 2/3 tvoří suchá depozice. Povodí má všechny typické znaky dlouhodobé chronické acidifikace.
Naše modelová rekonstrukce vývoje acidifikace půd v povodí Lysina vypadá následovně: V polovině 19. stol. bylo pH půdní vody 4,8, koncentrace síranů byly rovny přirozenému pozadí, pH deště bylo okolo hodnoty 5,0 a déšť neobsahoval téměř žádnou kyselinu sírovou, protože její zdroj, spalování hnědého uhlí, bylo teprve v počátcích. S přibývající důlní činností v nedaleké sokolovské pánvi a s rozvojem průmyslu začaly stoupat koncentrace SO2 v ovzduší. Déšť se stával zvolna kyselejším. Bazická saturace půd (procento, jakým jsou obsazena místa v iontově-výměnném komplexu půd bazickými kationty) byla zhruba 25 % (obr. 2). Zde nutno připomenout, že tato saturace byla výsledkem zvětrávání podloží a tvorby humusu, které trvalo zhruba 10 000 let. Vodíkové ionty (H+), vnesené do ekosystému kyselinou sírovou, začaly tyto sorbované bazické kationty rychle vytěsňovat a zaujímat jejich místo. V okamžiku, kdy rychlost přísunu H+ z atmosféry a z rozkladných procesů jehličnatého opadu převýšila rychlost zvětrávání (tedy rychlost, s jakou byla tato zásoba přirozeně doplňována), začala klesat bazická saturace půd. (obr. 2). Současně začalo klesat pH půdního roztoku (obr. 3). V r. 1955 byla dobudována a spuštěna nedaleká elektrárna Tisová, první z velkých uhelných elektráren komunistické éry. V té době došlo k výraznému zvýšení koncentrace SO2 v ovzduší a bazická saturace půd a pH začaly klesat mnohem strměji. Teď již výrazně kyselá půdní voda začíná rozpouštět hliník z jílových minerálů v půdách. Tento proces částečně neutralizuje a brzdí další pokles pH, protože H+ jsou spotřebovávány na rozpouštění jílových minerálů, ale zato výrazně roste koncentrace rozpuštěného hliníku. Současně prudce klesá bazická saturace půd.
Nejvyšších emisí a také depozice síry bylo na našem území dosaženo v pol. 80. let, pak emise nepatrně poklesly. Příčinou byla úspěšná snaha o snížení emisí SO2 v západní Evropě. Při převaze západních větrů k nám začalo proudit méně škodlivin, zatímco naše emise se udržovaly na stejné úrovni, protože těžba uhlí stagnovala. Od roku 1989 dochází tentokrát k již skutečnému poklesu atmosférické depozice.
Stejně jako se ve skutečnosti stav smrkového lesa nelepší, v naší modelové předpovědi se klíčové parametry půdní acidifikace také dále jen zhoršují. Jak jsme již zmínili v úvodu, ani výrazné snížení depozice síry (jako následek snížení emisí) nepovede ke stavu, kdy by přirozená rychlost zvětrávání bazických kationtů převýšila velikost vstupu kyselosti z atmosféry v kombinaci s kyselostí produktů rozkladu jehličnatého opadu. Jedině pak by mohla začít samovolná regenerace půdního prostředí. Pokračující nevhodný trend se projeví tak, že bazická saturace bude až do r. 2020 nadále klesat. Zvýší se sice poněkud půdní pH, (obr. 3), ale to nebude mít vliv na klíčové veličiny půdní acidifikace: bazickou saturaci a poměr mezi Ca a Al. Bazická saturace dále poklesne (obr. 2) a poměr Ca/Al (obr. 4) také klesne, celkový stav se tedy, přes všechna opatření, dále zhorší.
NEJSME V TOM SAMI
Tento výsledek je ve shodě jak s pozorováními ve světě, tak i několika málo obdobnými studiemi provedenými u nás. Pokračující pokles bazické saturace půd v budoucnu vyplývá ze studie, kterou uveřejnili Havel et al. (1996) pro povodí Jezeří v Krušných horách. Také pro Krkonoše byla na základě regionální studie odhadnuta rychlost odnosu bazických kationtů z půd několikanásobně vyšší než jejich zvětrávání (Hruška 1998), což znamená pokračování půdní acidifikace. Z porovnatelných světových lokalit je stejně pesimistický vývoj půdní acidifkace předpokládán v jižním Švédsku (Moldan et al. 1998), v Německu v pohoří Harz, v USA v pohoří White Mountains (Likens et al. 1996) a to přesto, že tamní podmínky byly v porovnání s našimi v minulosti vystaveny mnohem menší zátěži.
EXISTUJE ŘEŠENÍ
Shora popsaná pesimistická situace je na obr. 2-4 vyjádřena trendy, které mají označení "smrky" a které uvažují přítomnost smrkových porostů. Jak již bylo popsáno, přítomnost smrků výrazně zvyšuje množství kyselosti vstupující do půd. Proto jsme sestavili ještě jeden scénář, který počítá s nahrazením smrkového porostu listnatým lesem pro úroveň r. 1995 (scénář listnáče). V takovém případě se parametry půdní acidifikace do budoucna výrazně zlepší už díky snížené atmosférické depozici; pH půdního roztoku se zvýší výrazněji než v případě smrků a pokles bazické saturace se zastaví. Poměr Ca/Al v půdní vodě se nepatrně zvýší a půdní prostředí se začne pravděpodobně částečně regenerovat. Důvodem této pozitivní změny bude další snížení vstupu kyselosti do půd, způsobené daleko nižší schopností záchytu suché depozice síry korunami listnáčů. Tato situace by se dala označit za další stupeň snižování atmosférické depozice. Pokud v 80. letech byla podkorunová depozice síry pod smrky v severozápadních Čechách zhruba 50 kg/ha/rok při emisích okolo 2,2 mil. tun SO2 ročně, pak v roce 2000 můžeme zhruba očekávat podkorunovou depozici pod smrky asi 20 kg/ha/rok při emisích okolo 0,3 mil. tun SO2 (vztah mezi emisemi a depozicí není lineární). V listnatých porostech by bylo možno očekávat pokles depozice síry na asi 10 kg/ha/rok. Připočteme-li ne-srovnatelně příznivější chemismus rozkladu listnatého opadu, je reálná naděje na skutečné zlepšení stavu lesních půd i v nejpostiženějších místech.
Je tedy jisté, že na mnohých lokalitách se zastoupením melioračních dřevin předepsaným vyhláškou MZe č. 83/1996 Sb. nevystačíme. Opatrně musíme pracovat i s termínem přirozený nebo přírodě blízký lesní ekosystém, protože ten může být v důsledku imisní situace neovlivnitelné lesním hospodářem značně vzdálen od potenciálního klimaxu. Například za současné situace v místech, kde smrk byl přirozeně přítomný (potenciální klimax smrku), tedy ve vysokých horských polohách, jsou dnes podmínky pro jeho existenci nejhorší. Nežijeme totiž v přírodních podmínkách, ale ve světě silně změněném antropogenními vlivy. Zkušenosti našich předků zde téměř neplatí. Se zcela novou situací se musíme vypořádat podle poznatků, které jsme získali bolestně v posledních několika desetiletích. A v kontextu shora popsané reality se rýsuje jen jedna cesta: velmi rychlá přeměna dnešních smrkových monokultur na lesy listnaté nebo převážně listnaté všude tam, kde smrkový les svým úhynem jasně prokázal nemožnost akceptovat dnešní stav půd a ovzduší, a kde nepředpokládáme dostatečné snížení atmosférické depozice (Schwarz 1998). Stejně tak, jako naši předkové přeměnili listnaté a smíšené lesy na smrkové monokultury, stojí před námi úkol přeměnit tyto monokultury na lesy převážně listnaté.
ZÁVĚR
Chtěli bychom závěrem upozornit na jednu velkou výhodu, kterou matematické modelování vývoje ekosystémů či jejich částí, jako v tomto případě půd, skýtá. Touto výhodou je nesporná možnost kvalifikovaného odhadu vývoje budoucí situace, kterou inventarizační studie (u nás velmi rozšířené) neumožňují. Například informace o defoliaci porostů jsou sice ilustrující a umožňují zpětné porovnání a případně analýzu situace, která již proběhla, ale nejsou schopny poskytnout hodnověrnou informaci o možnostech budoucího vývoje zájmového území. Pouhé empirické shromažďování množství dat a jejich zpracování ve stále dokonalejších geografických informačních systémech (GIS) naše schopnosti předvídat změny nezlepší, pouze zlepšuje dokumentaci minulosti. Bez dostatečných informací o půdních procesech je omezené i využití GIS pro analýzy příčin poškození lesních porostů a pro predikci vývoje jejich zdravotního stavu.
Dynamické modelování prezentované v tomto příspěvku na příkladu malého povodí je cestou ke kvalifikované predikci půdních procesů a může být podkladem k objektivnímu stanovení zastoupení listnatých dřevin. Ačkoliv publikovaný scénář vývoje je pro jedno experimentální povodí, můžeme na základě analogií s jinými územími říci, že je současně ve svých trendech i obecný. Ovšem konkrétní hodnoty pH, bazické saturace, poměru Ca/Al (a mnoha dalších důležitých veličin, pro jejichž rozvedení v tomto článku již není místo) se budou území od území lišit. I časové horizonty obratu situace mohou být jiné, stejně jako umírání lesa neprobíhalo všude stejně a ve stejnou dobu. Pro obecnější rozšíření tohoto způsobu modelování vývoje lesních půd na větší území, např. zahrnující typicky celá pohoří, nejsou u nás dosud vytvořeny vhodné podmínky. Kvalitní data využitelná pro takové modelování existují zatím pouze pro několik málo míst v ČR.
Poděkování: Tato práce by nemohla vzniknout bez pečlivé práce našich pozorovatelů, pana Zbyška Dedka z Kladské (in memmoriam) a pana Václava Kmínka z Kladské. Finanční prostředky na tento výzkum poskytl Český geologický ústav a Grantová agentura ČR v rámci projektu 205/99/1685.
Kontakt: Jakub Hruška - Český geologický ústav, Klárov 3, 118 21 Praha 1, tel.: 02/5818 740, fax: 02/5818 748, e-mail: Tato e-mailová adresa je chráněna před spamboty. Pro její zobrazení musíte mít povolen Javascript. , Department of Forest Ecology, Swedish University of Agricultural Sciences, S 901 83, Umea, Švédsko; Pavel Krám
- Český geologický ústav, Klárov 3, 118 21 Praha 1; Otakar Schwarz - Správa Krkonošského národního parku, Dobrovského 3, 543 11 Vrchlabí