spruce forests decline in the beskids hynutie ...

National Forest Centre – Forest Research Institute Zvolen Národné lesnícke centrum – Lesnícky výskumný ústav Zvolen Czech University of Life Sciences Prague Česká zemědělská univerzita v Praze Forestry and Game Management Research Institute Jíloviště – Strnady Výzkumný ústav lesního hospodářství a myslivosti, v. v. i., Jíloviště – Strnady

Editors: Tomáš Hlásny – Zuzana Sitková

SPRUCE FORESTS DECLINE IN THE BESKIDS HYNUTIE SMREKOVÝCH PORASTOV V BESKYDOCH National Forest Centre / Národné lesnícke centrum Zvolen 2010

Reviewers / Recenzenti:

Ing. Miroslav Blaženec, Ph.D. doc. RNDr. Pavel Cudlín, CSc. Ing. Peter Jaloviar, Ph.D. doc. Ing. Vladimír Kunca, Ph.D. Ing. Martin Lukáč, Ph.D. Ing. Oto Nakládal, Ph.D. doc. Ing. Katarína Olšovská, Ph.D. Dr. hab. Ing. Tomasz Oszako prof. Ing. Ladislav Paule, CSc.

Title / Názov:

Spruce forests decline in the Beskids – Hynutie smrekových porastov v Beskydoch

Editors / Editori:

Tomáš Hlásny, Zuzana Sitková

Issued in / Vydavateľstvo: National Forest Centre / Národné lesnícke centrum, Zvolen Issued by / Vydal:

National Forest Centre – Forest Research Institute Zvolen & Czech University of Life Sciences Prague & Forestry and Game Management Research Institute Jíloviště – Strnady / Národné lesnícke centrum – Lesnícky výskumný ústav Zvolen & Česká zemědělská univerzita v Praze & Výzkumný ústav lesního hospodářství a myslivosti, v. v. i., Jíloviště – Strnady, 2010

Citation / Citácia:

Hlásny, T., Sitková, Z. (eds.): Spruce forests decline in the Beskids. National Forest Centre – Forest Research Institute Zvolen & Czech University of Life Sciences Prague & Forestry and Game Management Research Institute Jíloviště – Strnady. Zvolen 2010, 182 p, ISBN 978-808093-127-8.

© National Forest Centre / Národné lesnícke centrum, 2010

ISBN 978-80-8093-127-8

Jsou tiché jak ten černý bor, co kryje jejich hlavy sivé, to hřebeny jsou našich hor, to Beskydy jsou zádumčivé… Petr Bezruč

Foretold It is estimated that human knowledge doubles within five to twelve years in the 21st century. Accordingly, nowadays’ forest research is facing increasing complexity. Multi-functionality and sustainability of forest management are at the centre of interest and potential future developments and risk management have to be taken into consideration. As well, there are claims for inter- and trans-disciplinarity in research raising strong challenges in the transfer of scientific evidence to both policy and practice. In this vortex of demands, it is worthwhile to create a focused and physical statement. The work at hand is a brilliant example for setting such a landmark: it is actually relevant, it is problem-centred, it is transboundary, and – moreover – it is comprehensible. Employing David Douglas’ quote, the name-giver of the Douglas fir, “A forest of these trees is a spectacle too much for one man to see”, creates an allegory for the importance of the Carpathian forests, and the research therein. This book gives proof that international collaborative research is generating added value, and that the European Forest Institute (EFI) CONFOREST Project Centre created impact beyond its official lifetime. Representing the newly launched EFI Central-East European Regional Office (EFICEEC), I am happy to further promote this outstanding activity in the Beskids. It can be seen as role model for the internationalisation of forest research in Eastern Europe, and as a contribution to information provision and agenda-setting in the European research landscape. EFICEEC shall strongly build on initiatives of this kind which form kernels for further research in the Carpathians, and for other research fields in Eastern Europe. I congratulate the editors and authors on this contribution, and recommend an enlightening reading to the interested reader. Bernhard Wolfslehner European Forest Institute Central-East European Regional Office

Editor’s leader There always are certain important topics impacting on society that attract the attention of the general public, scientists as well as decision makers. The decline of spruce forests in various places throughout Europe, along with all the social, economic and environmental consequences of such decline, represents just such a case. Being aware of this, we decided to bring together a group of experts experienced in researching the decline of spruce forest in the Beskids and to summarize in a focused manner their recent achievements in this subject area. The team of authors was assembled mainly during the EFI CONFOREST Project Centre meetings, as well as during numerous more or less formal activities. Although a challenging task, we aspired to present Slovak, Czech and Polish experience in this field. Such knowledge can help in more effectively addressing the decline in spruce forests as well as in improving our understanding of this threat to society and the environment. This bilingual work – in Slovak and English – does not take in systematically all processes related to declining forests, nor does it recommend comprehensive forest management practices. Rather, it provides an overview of current knowledge acquired within the framework of a number of research projects that is far from comprehensive. We intended not to go deeply into methodologies and data descriptions, as these are well documented in the project reports and associated journal articles that are referred to in this book. We felt there is a gap in the transfer of such knowledge in a form that is concentrated and appealing to a broader audience. Therefore, we strived to compile information that can shed light on the history, current status, causes and prospects of spruce decline in the Beskids. We believe that we succeeded to produce an appealing and valuable reading. We thank all the authors for their hard work and patience during all stages in the preparation of this book Tomáš Hlásny – Zuzana Sitková (editors)

Predhovor Odhaduje sa, že v priebehu 21. storočia sa objem poznatkov ľudskej spoločnosti každých päť až dvanásť rokov zdvojnásobí, čomu zodpovedajú aj narastajúce nároky na komplexnosť lesníckeho výskumu. Stredobodom záujmu sú najmä multifunkčnosť a dlhodobá udržateľnosť manažmentu lesa, ktoré by mali zohľadňovať potenciálny vývoj a manažment rizík v budúcnosti. Súčasný lesnícky výskum navyše čelí požiadavkám na interdisciplinárnosť, prenos vedeckých poznatkov do praxe a na ich premietnutie do politických rozhodnutí. Vo víre týchto náročných požiadaviek je dôležité poskytnúť tematicky jasne zamerané a vecné podklady. Skvelým príkladom takéhoto materiálu je publikácia vo vašich rukách – je relevantná, venovaná riešeniu konkrétneho problému, má cezhraničný charakter – a navyše je napísaná zrozumiteľným štýlom. Pre alegóriu významu karpatských lesov a ich výskumu použijem citát Davida Douglasa, po ktorom bola pomenovaná duglaska tisolistá: „Tento les je príliš veľká scéna na to, aby ju mohol obsiahnuť jeden človek“. Táto publikácia je príkladom vytvárania nových hodnôt v spoločnom medzinárodnom výskume, ako aj dôkazom aktívneho pôsobenia Projektového centra EFI CONFOREST po oficiálnom ukončení jeho aktivít. Ako predstaviteľovi novozaloženého Regionálneho úradu EFI pre strednú a východnú Európu (EFICEEC) mi je cťou vyzdvihnúť a podporiť túto výnimočnú aktivitu venovanú regiónu Beskýd. Publikácia môže slúžiť ako model internacionalizácie lesníckeho výskumu vo východnej Európe a ako príspevok k získavaniu poznatkov a definovaniu agendy pre európsky výskumný priestor. EFICEEC bude naďalej budovať na iniciatívach tohto typu, ktoré tvoria jadro ďalšieho výskumu v Karpatoch a zároveň predstavujú východisko pre viaceré oblasti výskumu vo východnej Európe. Blahoželám editorom a autorom tejto publikácie, a všetkým jej čitateľom želám zaujímavé a poučné čítanie. Bernhard Wolfslehner Regionálny úrad EFI pre strednú a východnú Európu

Úvodné slovo editorov V spoločnosti vždy rezonovali témy, ktoré si vyžadovali pozornosť verejnosti, vedeckej komunity a rôznych riadiacich zložiek. Problém rozsiahleho rozpadu smrekových porastov v Európe, jeho spoločenské, ekonomické a ekologické dôsledky nepochybne patrí k týmto témam. Z tohto dôvodu sme sa pokúsili spojiť expertov v oblasti výskumu hynutia smrekových porastov v oblasti Beskýd a spoločne vytvoriť publikáciu, ktorá zhrnie ich poznatky a skúsenosti. Autorský kolektív sa formoval najmä na pracovných stretnutiach projektového centra EFI CONFOREST, ale aj na ďalších viac či menej formálnych, podujatiach. Napriek neľahkej úlohe bolo našou snahou zosumarizovať a prezentovať slovenské, české a poľské poznatky o histórii, súčasnom stave, prognózach a príčinách rozpadu smrekových porastov. Tieto poznatky môžu napomôcť pri hľadaní riešení rozpadu smrekových porastov a lepšom pochopení tejto hrozby pre životné prostredie a spoločnosť. Predložená, dvojjazyčná anglicko-slovenská, publikácia nemá ambíciu podať vyčerpávajúco všetky informácie o problematike hynutia smrekových porastoch, ani nenavrhuje komplexné postupy manažmentu lesa na zmiernenie tohto javu. Prináša prehľad vybraných poznatkov z rozpadom lesa postihnutej oblasti Beskýd, získaných v rámci riešenia rôznych domácich i medzinárodných projektov. V publikácii nezachádzame do metodických oblastí a opisu použitých údajov – tieto časti sú dôkladne spracované a dostupné v citovaných správach, odborných a vedeckých publikáciách. Cítili sme však potrebu vyplniť priestor v prenose výsledkov výskumu príťažlivou a zrozumiteľnou formou širšej odbornej verejnosti. Veríme, že sa nám podarilo vytvoriť zaujímavé a odborne hodnotné dielo. Ďakujeme všetkým autorom za ich úsilie a trpezlivosť po celú dobu prípravy tejto publikácie Tomáš Hlásny – Zuzana Sitková (editori)

List of authors / Zoznam autorov Barcza Zoltán Barka Ivan Bucha Tomáš Ditmarová Ľubica Fabrika Marek Gömöry Dušan Grodzki Wojciech Hlásny Tomáš Holuša Jaroslav Kamenský Martin Kmeť Jaroslav Konôpka Bohdan Krajmerová Diana Kulla Ladislav Kurjak Daniel Leontovyč Roman Longauer Roman Longauerová Valéria Małek Stanisław Novák Jiří Pacalaj Marian Pavlenda Pavel Priwitzer Tibor Rączka Grzegorz Sedmák Róbert Sitková Zuzana Slodičák Marián Strzeliński Paweł Šrámek Vít Štefančík Igor Štěpánek Petr Turčáni Marek Vakula Jozef Węgiel Andrzej

Contents

Obsah

Chapter 1 The Beskids – region of interest

[9]

Kapitola 1 Záujmové územie Beskydy

Chapter 2 Spruce forests decline in the Beskids

[15]

Kapitola 2 Hynutie smrekových porastov v Beskydoch

Chapter 3 Remote Sensing view on declining spruce forests

[33]

Kapitola 3 Hynutie smrekových lesov očami satelitov

Chapter 4 Air pollution and forest nutrition – what are their roles in spruce forests decline?

[49]

Kapitola 4 Znečistenie ovzdušia a výživa – príčiny hynutia smrekových porastov?

Chapter 5 Bark Beetle – the main driving force behind spruce forests decline

[69]

Kapitola 5 Podkôrny hmyz – kľúčový faktor hynutia smrekových porastov

Chapter 6 Fungal pathogens – hidden agents of decline

[93]

Kapitola 6 Hubové patogény – skryté príčiny hynutia

Chapter 7 Physiological aspects of spruce decline in the Beskids

[107]

Kapitola 7 Fyziologické aspekty hynutia smreka v Beskydoch

Chapter 8 Genetics aspects of stress tolerance and adptability of Norway spruce

[131]

Kapitola 8 Potenciál lesných genetických zdrojov pre zmiernenie hynutia smrekových porastov

Chapter 9 Silviculture measures and spruce stands conversion

[145]

Kapitola 9 Pestovateľské opatrenia a konverzia smrekových porastov

Chapter 10 Future of forests in the Beskids under climate change

[157]

Kapitola 10 Budúcnosť smrekových porastov v Beskydoch v podmienkach klimatickej zmeny

I The Beskids – region of interest 9

Záujmové územie Beskydy Zuzana Sitková Tomáš Hlásny Ladislav Kulla Wojciech Grodzki Vít Šrámek

T

he Beskids comprise mountain ranges spreading over the north-eastern Czech Republic, southern Poland and north-western and north-eastern Slovakia. Geomorphologically, the Beskids belong to the following Carpathian divisions: Outer Western Carpathians, Inner Western Carpathians and Eastern Carpathians. The Beskids range, with a length of approximately 600 km, forms an arc starting from the Moravian Gate in Moravia along the Polish–Slovak border to the Ukraine in the eastern part of the Carpathians. This book is directed to selected regions of the Western and Central Beskids, where problems relating to spruce forests decline are most pressing. The geomorphological units to which we frequently refer in this book – Moravian-Silesian (Moravskoslezské Beskydy – CZ), Silesian (Beskid Śląski, Slezské Beskydy – PL, CZ), Żywiec (Beskid Żywiecki – PL) and Little Beskids (Beskid Mały – PL), as well as the Kysuce and Orava Beskids (Kysucké a Oravské Beskydy – SK), which will be referred to also as the Kysuce and Orava regions – are shown in Fig. 1.1.

For the sake of simplicity, the area of aforementioned geomorphological units will be referred to collectively as the Beskids. The Beskids region encompasses about 9,500 km2, and the region’s altitude varies in a range of 400–1,725 m a. s. l. The highest peak Babia hora (1,725 m a.s.l.) is located on the Polish–Slovak border (Fig. 1.2). The bedrock and soils of the studied territory are relatively homogenous. The geological substratum is Cretaceous and Palaeogenic flysch built up of sandstones, slates and claystones. In accordance with the World Reference Base soil classification system (WRB 2006), the dominant soil types across the entire investigated region are Dystric and Haplic Cambisols and their transitions to stagnosols, gleysols, and leptosols. Local occurrence of Humo-ferric Podzols is typical in the highest elevations on nutrient-poor sandstones. Soils are mostly of sandy-loam to loamy-sand structure, except for those parts built up of slates and claystones, where clay-loam and loamy-clay structures prevail.

10 (a)

(b) PL CZ

The Beskids study region / Záujmové územie Beskydy

SK

State Boundaries / Štátne hranice Western Carpathians / Západné Karpaty Fig. 1.1 The Beskids study region in the Western Carpathians (a) and location of the selected geomorfological units in the Beskids (b) Obr. 1.1 Záujmové územie Beskýd v rámci Západných Karpát (a) a poloha vybraných geomorfologických celkov v Beskydoch (b)

P

ohorie Beskýd sa nachádza v severovýchodnej časti Českej republiky, v južnej časti Poľska a v severozápadnom a severovýchodnom výbežku Slovenska. Z hľadiska geomorfologického členenia patria Beskydy k nasledovným geomorfologickým jednotkám Karpát: Vonkajšie Západné Karpaty, Vnútorné Západné Karpaty a Východné Karpaty. Pohorie Beskýd, v celkovej dĺžke približne 600 km, sa začína na Morave v mieste nazvanom Moravská brána a ďalej sa tiahne v oblúku pozdĺž poľsko-slovenskej hranice až na Ukrajinu vo východnej časti Karpát. Táto publikácia je venovaná predovšetkým regiónom Západných a Stredných Beskýd, v ktorých je problém odumierania smrekových porastov najaktuálnejší. Na Obr. 1.1 sú uvedené geo­morfologické celky, na ktoré sa autori tejto knihy najčastejšie odvolávajú: Moravsko-sliezske Beskydy (Moravsko-slezské Beskydy – CZ), Sliezske Beskydy (Beskid Śląski, Slezské Beskydy – PL, CZ), Živiecke a Malé Beskydy (Beskid Żywiecki, Beskid Mały – PL), Kysucké a Oravské Beskydy (SK), ktoré budú spomínané aj ako regióny Kysúc a Oravy. Pre účely tejto

publikácie a pre zjednodušenie textu bude oblasť uvedených geo­morfologických celkov v ďalšom texte označovaná spoločným názvom „Beskydy“. Záujmové územie Beskýd zaberá rozlohu približne 9 500 km2 a nachádza sa v rozpätí nadmorských výšok od 400 do 1 725 m n. m. Najvyšší vrchol Babia hora (1 725 m n. m.) je situovaný na slovensko-poľskej hranici (Obr. 1.2). Geologické podložie a pôdy územia sú relatívne homogénne. Materským substrátom je druhohorný a treťohorný flyš budovaný najmä pieskovcami, bridlicami a ílovcami. Dominantným pôdnym typom v celom regióne sú nenasýtené a typické kambizeme, s lokálnymi prechodmi do pseudoglejov, glejov a rankrov (WRB 2006). Vo vyšších polohách, najmä na chudobnejších pieskovcoch, sú typické humusovo-železité podzoly. Z hľadiska textúry pôd sa v území vyskytujú prevažne hlinito-piesočnaté a piesočnato-hlinité pôdy, s výnimkou častí budovaných na bridliciach a ílovcoch, kde prevládajú ílovitohlinité a hlinito-ílovité pôdy.

11 PL CZ

BABIA HORA (1,725 m a. s. l.) (1 725 m n. m.)

SK

Fig. 1.2 The highest peak of the Beskids – Babia hora (1,725 m a. s. l.) Obr. 1.2 Najvyšší vrchol Beskýd – Babia hora (1 725 m n. m.)

Fig. 1.3 Forest cover of the Beskids and distribution of coniferous, broadleaved and mixed forests (Source: EEA, Corine Land Cover Data 2006) Obr. 1.3 Lesnatosť Beskýd a distribúcia ihličnatých, listnatých a zmiešaných lesných porastov v území (Zdroj: EEA, Corine Land Cover Data 2006)

Forest vegetation ranges from the oak-beech to the dwarf pine vegetation belt. Hemioligotrophic, oligotrophic and mesotrophic sites prevail. The extent of forests estimated using Corine LandCover Data 2006 (EEA 2006) is about 50% of the entire region (Fig. 1.3). Even-age spruce monocultures growing outside the range of spruce’s natural distribution dominate (conifers make up 62% of the forest area). Norway spruce Picea abies (L.) Karst naturally occupied about 10–20% of the studied territory (Michalko 1986), predominantly occurring at sites in the higher altitudinal zone (from 1,000 to 1,400 m a.s.l) and at waterlogged and peaty sites in lower altitudes. Today, Norway spruce absolutely predominates in the area, followed by European beech (Fagus sylvatica L.); Silver fir (Abies alba Mill.); Scotch pine (Pinus sylvestris L.); larch (Larix decidua Mill.) and other tree species of minor occurrence with local admixture of ash (Fraxinus excelsior L.); maples (Acer spp.) and limes (Tilia spp.). There occur also alders (Alnus spp.), and willows (Salix spp.) (Michalko 1986). Sessile Oak (Quercus petraea Matt.) and Pedunculate Oak (Quercus robur L.) are present in the tree species composition at the lowest sites of the Sub-Beskidian 12

Hills and Żywiec Basin. The stands located east of the Silesian, Żywiec, and Little Beskids have more diverse tree compositions (Grodzki et al. 1999). Moderately cold and very wet hilly climate is typical of the region. The annual air temperature and precipitation development at two meteorological stations ( Jablunkov and Čadca) since 1961 in relation to long-term averages (1961–1990) are given in Fig. 1.4. A trend of increasing mean annual air temperature over the past 50 years is notable at both stations (R2 = 0.28). The annual precipitation totals are balanced since 1961. One recent period and several individual years are noteworthy in relation to spruce decline. The period 1989–1995 (with the exception of year 1991) and the years 2000, 2007 and 2008 can be characterized as having above-average air temperatures. A precipitation deficit of 200–250 mm compared to the longterm average occurred in the extremely dry year 2003. However, mean annual air temperature exceeded the long-term average in that year by only 0.2–0.7°C.

Lesná vegetácia sa nachádza v širokom rozpätí od dubovobukového až po kosodrevinový vegetačný stupeň. Prevládajú stanovištia prechodného, kyslého a živného radu. Rozloha lesov podľa údajov Corine LandCover (EEA 2006) je približne 50 % z celého územia (Obr. 1.3). V území dominujú rovnoveké smrekové monokultúry, vyskytujúce sa prevažne mimo areál svojho prirodzeného rozšírenia (ihličnaté dreviny tvoria až 62 % lesov). V prirodzenom drevinovom zložení územia zaberal smrek obyčajný (Picea abies L. Karst) okolo 10 – 20 % (Michalko 1986). Vyskytoval sa najčastejšie vo vyšších nadmorských výškach (od 1 000 do 1 400 m n. m.) a na podmáčaných a rašelinových stanovištiach v nižších polohách. V súčasnosti smrek obyčajný v  území absolútne prevláda, pomiestne dopĺňaný bukom lesným (Fagus sylvatica L.), jedľou bielou (Abies alba Mill.), borovicou lesnou (Pinus sylvestris L.) a smrekovcom opadavým (Larix decidua Mill.). Lokálne sa v území vyskytujú aj ďalšie, menej zastúpené druhy drevín, ako jaseň štíhly (Fraxinus excelsior L.), rôzne druhy javorov (Acer spp.), lipy (Tilia spp.), jelše (Alnus spp.) a vŕby (Salix spp.) (Michalko 1986). Na najnižšie položených stanovištiach územia, v časti Podbeskydskej brázdy a Živieckej kotliny sa v drevinovom zložení vy-

skytujú dub zimný (Quercus petraea Matt.) a dub letný (Quercus robur L.). Všeobecne rôznorodejšiu drevinovú štruktúru majú porasty situované vo východnej časti Sliezskych, Živieckych a Malých Beskýd (Grodzki et al. 1999). Klimaticky patrí územie Beskýd k oblastiam s typicky chladným a veľmi vlhkým podnebím. Na Obr. 1.4 je uvedený grafický vývoj priemerných ročných teplôt vzduchu a úhrnov zrážok od roku 1961 vo vzťahu k dlhodobým priemerom (1961 – 1990). Prezentované sú údaje z dvoch meteorologických staníc v území Beskýd ( Jablunkov a Čadca). Trend nárastu priemerných ročných teplôt vzduchu je markantný na oboch staniciach (R2 = 0,28). Trend vývoja ročných úhrnov zrážok je od roku 1961 vyrovnaný. Vo vzťahu ku chradnutiu smreka je vo vývoji klímy potrebné poukázať najmä na sériu rokov 1989 – 1995 (s výnimkou roku 1991) a roky 2000, 2007 a 2008, kedy boli zistené nadpriemerné ročné teploty vzduchu. Výrazný zrážkový deficit 200 – 250 mm v porovnaní s dlhodobým priemerom sa vyskytol v extrémne suchom roku 2003, kedy však priemerná ročná teplota vzduchu prekročila dlhodobý priemer len o 0,2 – 0,7 °C. 13

References / Literatúra PL CZ

SK

Fig. 1.4 Annual precipitation [mm] and air temperature [°C ] differences from longterm average (1961–1990) at meteorological stations Jablunkov (Source: CHMI) and Čadca (Source: SHMI) Obr. 1.4 Odchýlky ročných úhrnov zrážok [mm] a priemerných ročných teplôt vzduchu [°C ] od dlhodobého priemeru (1961 – 1990) na meteorologickej stanici Jablunkov (Zdroj: ČHMÚ) a Čadca (Zdroj: SHMÚ)

European Environment Agency (EEA) 2006: Corine LandCover Data, http://www.eea.europa.eu Grodzki, W., Kosibowicz, M., Jachym, M. 1999: Różnorodność biologiczna ekosystemów a problemy ochrony lasów górskich. Sylwan 3: 21–31 Michalko, J. 1986: Geobotanická mapa ČSSR. Veda, Bratislava: 168 p WRB, 2006: IUSS Working Group WRB. 2006. World reference base for soil resources 2006. 2nd Edition. World Soil Resources Reports No. 103. FAO, Rome: 132 p

II Spruce forests decline in the Beskids 15

Hynutie smrekových porastov v Beskydoch Tomáš Hlásny Wojciech Grodzki Vít Šrámek Jaroslav Holuša Ladislav Kulla Zuzana Sitková Marek Turčáni Grzegorz Rączka Paweł Strzeliński Andrzej Węgiel

N

16

atural tree composition has dramatically changed across Europe. Today, the distributional ranges of many forest tree species are mainly determined by former management practices rather than by natural factors. As a result of social and economic development, there have appeared vast regions of non-native monocultures that suffer from problems of forest health. The term “forest decline” (Führer 1990; Kandler & Ines 1995) has been generally adopted to indicate the extensive tree mortality caused by a combination of biotic and abiotic stressors. This particularly concerns the secondary Norway spruce (P. abies) stands in Central Europe. Extensive research on pests and diseases in declining stands (Capecki 1994; Jakuš 1998; Grodzki & Jachym 2004; Grodzki 2004, 2007, 2010; Turčáni & Hlásny 2007), the condition of fine roots (Nechwatal & Oswald 2003; Konôpka & Lukáč 2010), air pollution and atmospheric depositions (Zapletal et al. 2003; Modrzynski 2003; Grodzki et al. 2004), critical acidity loads (Aksellson et al. 2004) and climate impacts (Andreassen et al. 2006; Cook & Johnson 2004) including drought (Solberg 2004; Karlsson et al. 1995) has explained certain aspects of this decline. Its comprehensive mechanism, however, is not yet known. Spruce forests in the Beskids comprise one of the focal zones of spruce decline in Europe. Until the 16th century, the Beskids were covered primarily by beech-fir forests typical of the Carpathians, with minor admixture of spruce, and the spruce share increased naturally up to the natural tree line. Increasing pasturing activities led to a decrease in the size of the forest area due to burning and clearing. The most important changes, however, took place in the 19th century in response to very rapid development in the metallurgy, mining and wood industries. At that time, many factories were built using the hardwood from both broadleaf species (beech, sycamore) and spruce, as it was a suitable material for mining and construction (Fig. 2.1). The increasing demand for softwood and a shorter reproduction period (as compared to broadleaf species) was the reason for the increasing role of spruce in the species composition of newly planted stands. Promoting spruce led to a rapid decrease in the size of the natural forests. Undoubtedly, some causes of the current spruce decline can be associated with these forest management policies.

Forests in the Beskids have been affected by air pollution loads from industrial plants in the Ostrava and Katowice coal basin since the late 18th century, when mining activities in this region began. Productive forestry oriented on fast growing Norway spruce timber was established in the region at that time. In the second half of the 20th century, the concentrations of sulphur dioxide (SO2), in particular, were critical, causing forest decline in the upper part of the Moravian-Silesian Beskids in the Czech Republic and in the Silesian Beskids in Poland. Although biotic damage and windthrow played an important role, air pollution was the main factor driving forest decline at that time. Air quality improved significantly during the 1990s, when desulphurizing devices were adopted by polluters and industri-

al production decreased considerably. The trend in forest health was quite positive in the first half of the 1990s, and especially in localities which previously had been extremely damaged. The growth and vitality of younger stands improved and older trees exhibited lower defoliation. This largely positive development changed at the end of the 1990s, when there began a new period of Norway spruce decline. In general, the recent period of spruce decline in the Beskids started approximately in 2002, although the first signs of decreased tree vitality had been observed locally already in the late 1990s. The symptoms and presumed reasons for the decline differ from those of the previously observed mass spruce mortality, and thus such decline is sometimes referred to as “new

P

rirodzené drevinové zloženie lesov v Európe podstúpilo za posledné storočia dramatické zmeny a súčasné distribučné areály viacerých lesných drevín sú v značnej miere formované manažmentom lesa a nie prírodnými podmienkami. V dôsledku spoločenského a ekonomického vývoja v Európe vznikli rozsiahle nepôvodné monokultúry smreka trpiace zhoršujúcim sa zdravotným stavom. Všeobecne zaužívaným pojmom označujúcim rozsiahlu mortalitu lesných drevín v dôsledku komplexu biotických a abiotických faktorov je rozpad alebo hynutie lesa (forest decline) (Führer 1990; Kandler & Ines 1995). Tento termín sa obzvlášť týka porastov smreka obyčajného (P. abies) v strednej Európe. Rozsiahly výskum lesných škodcov a patogénov v hynúcich smrekových porastoch, (Capecki 1994; Jakuš 1998; Grodzki & Jachym 2004; Grodzki 2004, 2007, 2010; Fig. 2.1 Mine timber harvest in the 19th century. Wood was used for example as a fuel in the glass industry.

Obr. 2.1 Ťažba dreva pre banský priemysel v 19. storočí. Drevo bolo využívané ako palivo aj v sklárskom priemysle.

Turčáni & Hlásny 2008), stavu jemných koreňov smreka (Nechwatal & Oswald 2003; Konôpka & Lukáč 2010), znečistenia ovzdušia a atmosférických depozícií (Zapletal et al. 2003; Modrzynski 2003; Grodzki et al. 2004), kritických záťaží acidity (Aksellson et al. 2004) alebo dopadov klímy (Andreassen et al. 2006; Cook & Johnson 2004), vrátane sucha (Solberg 2004; Karlsson et al. 1995), umožnil vysvetliť niektoré čiastkové aspekty rozpadu porastov. Komplexné mechanizmy pôsobiace v hynúcich smrečinách však doposiaľ nie sú známe. Smrekové porasty v oblasti Beskýd predstavujú jednu z hlavných zón hynutia smreka v Európe. Do 16. storočia bola oblasť Beskýd pokrytá prevažne typickými karpatskými buko-

vo-jedľovými porastmi s prímesou smreka, ktorého zastúpenie sa prirodzene zvyšovalo smerom k hornej hranici lesa. Rastúci dopyt po pastvinách viedol k nadmernému rozširovaniu pasienkov a  k  celkovému znižovaniu výmery lesa jeho vypaľovaním a ťažbou. Najvýznamnejšie zmeny sa však odohrali v 19. storočí, ako dôsledok rýchleho rozvoja metalurgického priemyslu, baníctva a spracovania dreva. V tomto období bolo vybudované množstvo fabrík, ktoré využívali dubové, javorové a smrekové drevo ako vhodný materiál pre baníctvo a stavebný priemysel (Obr. 2.1). Zvyšovali sa požiadavky po mäkkom ihličnatom dreve, ako aj po kratších rotačných (regeneračných) periódach čo bolo dôvodom narastajúceho podielu smreka v drevinovom zložení nových porastov. Niektoré dôvody súčasného rozsiahleho hynutia smrekových porastov je nepochybne potrebné hľadať v tomto historickom vývoji lesov v regióne Beskýd a v používaných postupoch manažmentu lesa. Lesy v oblasti Beskýd boli od konca 18. storočia vystavené znečistenému ovzdušiu z priemyselných komplexov v uhoľných panvách Ostravy a Katovíc, kedy sa v tomto regióne začali rozvíjať banské aktivity. K tomuto obdobiu sa datuje aj začiatok manažmentu lesa orientovaného na rýchlu produkciu smrekového dreva. V druhej polovici 20. storočia dosahovali koncentrácie oxidu siričitého (SO2) kritické úrovne, čo sa začalo prejavovať hynutím smrekových porastov v horných partiách Moravsko-sliezskych Beskýd v Českej republike a v Sliezskych Beskydoch v Poľsku. Napriek tomu, že biotické činitele a veterné kalamity zohrávali v procese hynutia dôležitú úlohu, za hlavný faktor bolo v tom období považované znečistenie ovzdušia. Kvalita ovzdušia sa výrazne zlepšila v 90. rokoch, kedy boli hlavnými znečisťovateľmi inštalované odsírovacie zariadenia a  zároveň došlo k výraznému útlmu ťažkého priemyslu. Pozitívny trend vývoja zdravotného stavu lesov bol v prvej polovici 90. rokov evidentný, obzvlášť v oblastiach, ktoré boli v predchádzajúcom období výrazne poškodené. Rast a vitalita mladších porastov sa zlepšila, staršie porasty vykazovali nižšiu defoliáciu. Zvrat tohto prevažne pozitívneho vývoja prišiel na konci 90. rokov, kedy sa začala nová perióda hynutia smrekových porastov. Posledná perióda hynutia sa výraznejšie prejavila po roku 2002, hoci, ako bolo uvedené, jej počiatky spadajú až do konca 90. rokov. Symptómy a predpokladané príčiny hynutia sa vo viacerých aspektoch líšia od mortality smreka pozorovanej

17

18

age”, “new type” or “novel” decline (Saxe & Murali 1989; Lomský et al. 2006; Kulla & Hlásny 2010). The specific features of this novel spruce decline, although varying in space and time, can be summarized as follows: • It occurs at lower elevations, up to 1,000 m a.s.l., starting at around 400 m a.s.l. • It is not age-specific, though older stands with a higher share of spruce tend to be more affected. • It appears to be chronic rather than acute. New age spruce decline symptoms include: • Loss of needles, discoloration (yellowing, browning) (Fig. 2.2); • Shortening of needles and shoots; • Reduced stem and height increment, although the lowered vitality is not necessarily followed by reduced vertical growth; • Stem necroses and resin flow (Fig. 2.3); • Frequent occurrence of fungal pathogens Armillaria sp. (Fig. 2.4a, b) and Heterobasidion sp.; • An assortment of bark beetles act as both primary and secondary mortality agent (according to Grodzki 2004; Jakuš et al. 2008).

Fig. 2.2 Needles yellowing / Obr. 2.2 Žltnutie ihličia

Fig. 2.3 Resin flow / Obr. 2.3 Ronenie živice There are several, often interchangeable terms used in reference to various kinds of tree mortality. In this book, the term “decline” will mainly be used, as it well represents the process of extensive spruce decline in the Beskids. Decline is an episodic event characterized by premature, progressive loss of tree and stand vigour and health over a given period without obvious evidence of a single, clearly identifiable causal factor such as physical disturbance or attack by an aggressive disease or insect (Ciesla & Donaubauer 1994). Decline is characterized by the presence of symptoms such as reduced growth, shortened internodes, root necrosis, premature autumn colouring, yellowing and loss of foliage, dieback of twigs and branches generally beginning in the upper crown, and/or increased prevalence of root decay fungi pathogenicity (Manion 1991). Decline is used to describe a general set of symptoms or syndromes associated with loss of tree vigour. These include

reduced growth, reduction in size and amount of foliage, chlorotic foliage, death of twigs or branches, and, in some cases, tree death. In the case of Norway spruce in the Beskids, we can speak about decline, as the death of trees and stands occurs on large continuous areas and leads to their deforestation (Grodzki 2010) Some authors use the term dieback, which refers to the death of branches and can be associated with changes in soil moisture or with virulent pathogens. Dieback is considered as loss of leaves and death of shoots in reaction to acute stress ( Jurskis 2006), while decline is defined as chronic malfunction and deterioration leading to death of trees or stands of trees. In such context, dieback can be part of the decline syndrome (Ciesla & Donaubauer 1994). The terms “forest dieback”, “stand level dieback” and “canopy dieback” are also used in the context of forest decline and dieback. MuellerDombois (1991) uses the terms “canopy dieback”

and “stand-level dieback” for structural disturbance during which large groups of trees die for no obvious reason and remain standing upright. Yellowing or chlorosis of leaves or needles in part or in full is usually connected with the decomposition of chlorophyll molecules in (still living) assimilation tissues. This symptom is non-specific and can be caused by various stress factors including pest attack, air pollution (e.g. ozone or chlorine) or nutrient deficiency. Yellowing of spruce may be caused by a variety of non-infectious stresses, in particular by problems with the roots. Such stresses include problems with the site, such as excessive or insufficient moisture, or excessively compacted soil. Problems with planting are also a common culprit. Injuries to the trunk or roots can also cause these symptoms (Engelbrecht 2007). Chapter IV deals with spruce yellowing in relation to nutrition in further detail.

Fig. 2.4a Mycelium fans of Armillaria / Obr. 2.4a Syróciá podpňovky

v minulosti, preto sa v tejto súvislosti používa termín „novodobé hynutie smrekových porastov“ (Saxe & Murali 1989; Lomský et al. 2006; Kulla & Hlásny 2010). Jeho základné charakteristiky sú: • Vyskytuje sa v nižších nadmorských výškach, približne od 400 do 1 000 m n. m. • Postihuje porasty vo všetkých vekových štádiách, hoci staršie porasty s vyšším zastúpením smreka sú postihované výraznejšie. • Má skôr chronický ako akútny priebeh. Symptómy novodobého hynutia porastov sú: • Strata ihličia, zmena sfarbenia (žltnutie, hnednutie) (Obr. 2.2). • Skracovanie ihličia a výhonkov. • Znížený hrúbkový a výškový prírastok, hoci znížená vitalita sa nemusí nevyhnutne prejaviť zhoršením rastu. • Nekrózy kmeňa a výtoky živice (Obr. 2.3). • Častý výskyt hubových patogénov rodu Armillaria sp. (podpňovky, Obr. 2.4a, b) a Heterobasidion (koreňovky). • Výrazné napadnutie smrekov podkôrnym hmyzom, ktorý pôsobí ako primárny aj sekundárny mortalitný činiteľ (podľa Grodzki 2004; Jakuš et al. 2008).

Fig. 2.4b Fruiting bodies of Armillaria / Obr. 2.4b Plodnice podpňovky V súvislosti s rozpadom lesných porastov sa v  odbornej literatúre používa niekoľko zameniteľných termínov, ktoré stručne vysvetlíme. Pre komplexný rozpad porastov v oblasti Beskýd budeme v tejto publikácii najčastejšie používať termín „hynutie“ alebo „rozpad“ porastov, ako ekvivalent anglického „decline“. Hynutie alebo rozpad porastov („decline“) predstavuje epizodickú udalosť predčasnej a progresívnej straty vitality a zhoršenia zdravotného stavu lesných porastov v určitom časovom období, bez evidentného pôsobenia jedného identifikovateľného faktora, napr. mechanického poškodenia, napadnutia škodcom alebo infekcie hubovými patogénmi (Ciesla & Donaubauer 1994). Hynutie je charakterizované symptómami ako zhoršenie rastu, skrátenie výhonkov, koreňovými nekrózami, predčasnou stratou sfarbenia, žltnutím, stratou asimilačných orgánov, odumieraním konárov v hornej časti koruny alebo nárastom hubových patogénov (Manion 1991). Hynutie opisuje všeobecný súbor symptómov alebo

syndrómov týkajúcich sa straty vitality drevín. Zahŕňa zhoršenie rastu, defoliáciu, chlorózy asimilačného aparátu, odumieranie konárov a v niektorých prípadoch mortalitu drevín. Hynutie je vnímané ako chronické zlyhanie funkčnosti a zhoršenie stavu lesa vedúce k mortalite stromov a rozpadu porastov. V prípade negatívnych procesov v smrekových porastoch v Beskydoch hovoríme o hynutí, keďže stromy odumierajú na rozsiahlych územiach a dochádza k značným odlesneniam (Grodzki 2010). Odumieranie („dieback“) sa podľa niektorých autorov týka odumierania konárov a môže mať súvis s vlhkosťou pôdy alebo rôznymi patogénmi. Proces odumierania je definovaný ako strata asimilačných orgánov a odumretie výhonkov, ako odozva na akútny stres ( Jurskis 2006). Odumieranie môže byť vnímané ako súčasť hynutia (Ciesla & Donaubauer 1994). Termíny hynutie a odumieranie sú často používané vo formách hynutie lesa, odumieranie porastov, rozpad zápoja, Waldsterben, Waldschäden atď. Mueller-Dombois (1991) používa ter-

mín rozpad zápoja alebo rozpad porastu (canopy/ stand-level dieback), ktorý predstavuje rozvrat štruktúry porastu a postihuje väčšie skupiny stromov, ktoré odumierajú bez evidentnej príčiny a ďalej zostávajú stáť. Žltnutie alebo chlorózy (straty farbiva) častí alebo celých asimilačných orgánov zvyčajne súvisia s rozkladom molekúl chlorofylu. K tomuto symptómu sa neviaže jeden špecifický stresový faktor, ale ich komplex, napr. napadnutie škodcami, vplyv znečistenia ovzdušia (napr. ozón alebo chlór), nutričný deficit. Žltnutie môže byť spôsobené sériou neinfekčných stresových činiteľov, obzvlášť tých, ktoré sa týkajú koreňového systému. Patria sem napr. nepriaznivé stanovištné podmienky, príliš suchá alebo mokrá pôda, príp. nadmerne zhutnená pôda. Zdrojom problémov sú často chyby vznikajúce pri výsadbe sadeníc, prípadne poranenia kmeňa alebo koreňov (Engelbrecht 2007). Problematike žltnutia spojeného s narušením nutričného stavu smreka sa osobitne venujeme v Kapitole IV.

19

Regional variability of spruce forests decline The spatial and temporal development of spruce forests decline, as well as its associated symptoms, differs in individual regions of the Beskids. In the Czech Republic, the Moravian Beskids, seriously damaged by air pollution in the 1980s, have to date been much less affected than the Silesian part. In Poland, large-scale spruce forest decline began in the Western Beskids in 2002 and 2003. The result was a huge amount of dead standing wood in a large part of the Żywiec and Silesian Beskids. In Slovakia, where the direct impact of air pollution on forests was formerly less pronounced, serious worsening of forest health status as well as extensive forest decline were observed mainly in the Kysuce and Orava regions. Furthermore, we describe in greater detail the main distinguishing features and processes of spruce forest decline in the aforementioned regions in the Slovak, Polish and Czech sections of the Beskids (Fig. 1.1). 20

Slovakia Two basic forms of decline have been observed in Slovakia in recent decades. Destructive, wind-driven decline is typical of the mountainous regions, such as Tatras. Frequent windstorms followed by local bark beetle outbreaks particularly disintegrate the stands. In contrast, biotic or transient biotic / destructive agents-driven decline is typical of the Slovak part of the Beskids. Except for common, smaller-scale damage caused mainly by grazing and episodic windstorms, the historical record says nothing about large-scale forest damage in this region. The first serious episode of mass spruce mortality occurred at the turn of the 1940s and 1950s in relation to a bark beetle (Ips typographus) outbreak in Central Slovakia. The outbreak presumably occurred as the consequence of a series of warm and dry years (1947–1950). A second episode appeared soon after in eastern Slovakia (the Spiš region). Though the following extensive decline of forests was thought to be a consequence of generally reduced forest resistance, unfavourable tree species

composition, impacts of drought and heat stress, as well as increasing air pollution from industrial sources, elevated activity of fungal pathogens, bark beetles and viruses largely contributed to such decline. In the 1970s and 1980s, spruce forest damage increased mainly in the vicinity of local air pollution sources and gradually spread throughout northern Slovakia. In this period, local and transboundary air pollution were presumed to comprise the predominant factor in extensive spruce decline. Such processes accorded with the general tendency of spruce decline in Europe (Schmidt-Vogt 1989). In 1988, the state administration declared a state of emergency due to forest damage covering an area of 180,000 hectares in eastern Slovakia (the Spiš region) that had been strongly affected by local sources of air pollution in the past (from the metallurgy and mining industries). Comprehensive sanitary and revitalization measures were initiated, including early sanitary cuttings, application of pesticides, liming and fertilizing. In the 1990s, a series of revitalization projects was prepared also for other parts of Slovakia, mainly for declining mountain forests and spruce forests in northern Slovakia affected by air pollution. Spruce health status improved in the 1990s, probably as a result of reduced air pollution related to the general decline in heavy industry in Central Europe after the fall of socialism. Spruce stands were thought to have successfully overcome the former air pollution loads, which had caused apparent damage mostly in the northern parts of Slovakia close to the Polish and Czech borders (Malý and Veľký Polom, Pilsko and Babia hora massifs). The processes described can be well documented by means of the development in the amounts of sanitary cuttings. Felled volumes due to groups of disturbance agents since 1972 show relatively low and steady forest damage, caused mainly by destructive agents, such as wind and snow, until about 1990 (Fig. 2.5–2.6). Since that time, local bark beetle outbreaks and, to a lesser extent, a rise in fungal pathogen activity has been observed. The presumed reasons for this were extensive reprivatization of forests in Slovakia after 1990 with subsequently reduced impact of applied control measures as well as a drought period during 1989–1995. Bark beetle activity shows two peaks – in 1995 and 1999 – while honey fungus activity increased

Regionálne rozdiely v hynutí smrekových porastov Časový a priestorový vývoj hynutia smrekových porastov, ako aj jeho symptómy, sa medzi jednotlivými regiónmi Beskýd líšia. Moravské Beskydy, v ktorých boli v 80. rokoch porasty vážne poškodené imisiami, sú v súčasnosti v lepšom stave ako Sliezske Beskydy. V Poľsku začalo rozsiahle hynutie smrekových porastov v rokoch 2002 – 2003 v západnej časti poľských Beskýd. Výsledkom je mimoriadne množstvo stojacich mŕtvych stromov na rozsiahlych plochách Živieckych a Sliezskych Beskýd. Na Slovensku bol priamy vplyv znečistenia ovzdušia na lesy menej významný, porasty však boli rovnako dlhé roky vystavené pozaďovým koncentráciám polutantov. Vážnejšie zhoršenie zdravotného stavu porastov a postupný rozpad nastalo po roku 2002 najmä v regiónoch Kysuce a Orava. Charakteristike postupného vývoja hynutia smrekových porastov v jednotlivých regiónoch slovenskej, českej a poľskej časti Beskýd (Obr. 1.1) sa budeme podrobnejšie venovať v ďalšom texte.

Slovensko Na Slovensku boli v posledných desaťročiach pozorované dve formy hynutia smrekových porastov. Deštrukčný, vetrom podmienený rozpad, je charakteristický pre horské regióny, napríklad Tatry. Časté vetrové kalamity nasledované lokálnymi premnoženiami podkôrneho hmyzu sú hlavné rozvratné činitele. Druhou formou je biotický, alebo prechodný bioticko-deštrukčný rozpad porastov, typický pre slovenskú časť Beskýd. Okrem bežného poškodenia porastov menšieho rozsahu, najmä v dôsledku pasenia a epizodických víchríc, sa historické záznamy v tomto regióne nezmieňujú o rozsiahlejšom rozvrate lesa. Prvé vážne premnoženie lykožrúta smrekového (Ips typographus) sa vyskytlo na prelome 50. a 60. rokov 20. storočia na strednom Slovensku. Premnoženie vzniklo pravdepodobne ako dôsledok teplých a suchých rokov 1947 – 1950. Druhé rozsiahle premnoženie bolo zaznamenané krátko na to, na východnom Slovensku v regióne Spiša. Následný komplexný rozpad po-

rastov bol vnímaný ako dôsledok všeobecného zníženia rezistencie porastov, drevinového zloženie, ktoré nezodpovedalo stanovištným podmienkam, vplyvu sucha a extrémnych horúčav a narastajúceho znečistenie ovzdušia. Proces hynutia však výrazne urýchlili hubové patogény, podkôrny hmyz a vírusové ochorenia. V 70. a 80. rokoch 20. storočia sa zdravotný stav lesov zhoršil najmä v bezprostrednej blízkosti zdrojov znečistenia ovzdušia, čo následne postupne postihlo celé severné Slovensko. Lokálny a diaľkový prenos emisií boli v tom období považované za hlavné príčiny hynutia smrekových porastov. Tento vývoj korešpondoval s vývojom stavu lesov v celej Európe (SchmidtVogt 1989). V roku 1988 bol vyhlásený výnimočný stav poškodenia lesa na 180 000 ha v regióne Spiš, ktorý bol v minulosti silne ovplyvnený lokálnymi zdrojmi znečistenia ovzdušia (metalurgický priemysel a banská činnosť). V lesníctve sa realizovali komplexné sanitárne a revitalizačné opatrenia ako sanitárna ťažba, aplikácia pesticídov, hnojenie a vápnenie. V 90. rokoch bola pripravená séria revitalizačných projektov pre ďalšie časti Slovenska, najmä hynúce horské lesy a smrekové porasty na severnom Slovensku vystavené vplyvu znečistenia ovzdušia. Stav ovzdušia sa zlepšil koncom 90-tych rokov, ako dôsledok úpadku ťažkého priemyslu v Strednej Európe po páde socializmu. Predpokladalo sa, že lesy úspešne prekonali predchádzajúcu imisnú záťaž, ktorá spôsobila značné škody najmä v severných častiach Slovenska v blízkosti českých a poľských hraníc (Malý a Veľký Polom, Pilsko a Babia hora). Uvedené procesy je možné vhodne dokumentovať vývojom objemov náhodných ťažieb. Objemy ťažieb v dôsledku skupín rozvratných činiteľov od roku 1972 majú relatívne stabilný priebeh a nie sú vysoké (Obr. 2.5 – 2.6). Ťažby boli realizované najmä v dôsledku poškodenia porastov snehom a vetrom. Od roku 1990 je pozorovaný nárast ťažieb v dôsledku podkôrneho hmyzu a v menšom rozsahu aj hubových patogénov. Jednou z predpokladaných príčin tohto nárastu bola privatizácia štátnych lesov, čo sa prejavilo nižšou účinnosťou obranných a ochranných opatrení, ale aj vplyv sucha v rokoch 1989 – 1995. Aktivita podkôrneho hmyzu indikovaná objemami ťažieb vykazuje dva vrcholy v rokoch 1995 a 1999, zatiaľ čo objemy ťažieb v dôsledku hubových patogénov narastajú postupne (Obr. 2.6). Rok 2002 predstavuje ďalší zlomový bod, od ktorého je možné pozorovať

21

22

Fig. 2.5 Amounts of salvage cutting due to groups of damage agents in the Kysuce region (Slovak part of the Beskids)

Fig. 2.6 Amounts of salvage cutting due to groups of damage agents in the Orava region (Slovak part of the Beskids)

Obr. 2.5 Objemy náhodných ťažieb v dôsledku skupín rozvratných činiteľov v regióne Kysuce (slovenská časť Beskýd)

Obr. 2.6 Objemy náhodných ťažieb v dôsledku skupín rozvratných činiteľov v regióne Orava (slovenská časť Beskýd)

continually (Fig. 2.6). The year 2002 was another turning point, characterized by an enormous increase in activity of bark beetles and honey fungus that continues to the present day. A novel period of mass spruce decline has been observed in the Slovak part of the Beskids since spring 2002, further accelerated by drought during the extremely hot and dry summer of 2003. In addition, the Orava region was stricken by a catastrophic windstorm in 2004, which resulted in an increased volume of salvaged trees in the following years (Fig. 2.6). Since that time, the progressive decline has spread over extensive areas and, despite the intensive forest protection measures adopted, the rate of decline has increased. Both acute and chronic decline are observed, often accompanied by yellowing of needles. Currently, biotic agents play a primary role. Symptoms of tree mortality are yellowing or browning of needles from the top of the crown, defoliation, resinosis on the stem, and flaking away of bark. At stand level, decline usually starts with the yellowing of individual trees or small groups of trees scattered throughout the stand. As a rule, progressive infestation by bark beetles occurs in the vicinity, leading to destruction of the canopy and disintegration of entire forest stands. Two regional foci of spruce decline are the centre of the Orava basin, stretching up to the Oravská Magura, Skorušiná and Babia hora massifs; and the eastern part of the Kysuce region, in the Bystrica valley, and the

adjacent Veľká Rača and Javorské massifs. It is noteworthy that in the vicinity of these strongly affected regions large, relatively untouched areas still remain, including the Moravian-Silesian Beskids ridge and Paráč massif. Defoliation (loss of assimilatory organs) is one of the important indicators of a spruce stand’s health status. Fig. 2.7 indicates the average defoliation as determined at four intensive monitoring plots in the Kysuce region during two recent decades. Average defoliation ranged between 15.5% in 1992 and 32% in 2000. Average defoliation in the entire region was 25.2% (±0.8), which is less in comparison to the whole-country average for spruce (27.6%). In fact, such assessment is being performed once a year according to the ICP forest manual. Only living trees are evaluated, and in case a tree dies or is removed for sanitary reasons it is substituted by another healthy tree in the next evaluation period. That latter point in particular markedly influences the results obtained in the Kysuce and Orava regions, as trees which exhibited average defoliation in year n suddenly died and were felled in year n+1. Trees mortality was highest in the period 2007–2009 (Pavlenda et al. 2009). This suggests that real health status of spruce is worse than indicated by average defoliation as shown in Fig. 2.7.

Fig. 2.7. Development of spruce stands defoliation in the Kysuce region (based on selected I. level forest monitoring plots) (Pavlenda et al. 2009) Obr. 2.7 Vývoj defoliácie smrekových porastov v regióne Kysúc (odvodené z vybraných plôch I. úrovne monitoringu lesov) (Pavlenda et al. 2009)

extrémny nárast ťažieb v dôsledku podkôrneho hmyzu a hubových patogénov, ktorý pokračuje do súčasnosti. O novej perióde hynutia smrekových porastov v Slovenskej časti Beskýd zväčša hovoríme od jari 2002. Tento proces ďalej akceleroval stres porastov suchom v extrémne teplom a suchom roku 2003. Okrem toho, región Oravy bol postihnutý veternou smršťou z roku 2004, po ktorej nasledoval značný nárast objemov náhodných ťažieb v dôsledku biotických činiteľov (Obr. 2.6). Od tohto obdobia progresívne hynutie postihlo rozsiahle oblasti a napriek intenzívnym opatreniam sa jeho postup nespomaľuje. Vyskytuje sa akútna aj chronická forma hynutia, často sprevádzaná žltnutím ihličia. V súčasnosti je za hlavné mortalitné činitele možné považovať podkôrny hmyz a hubové patogény. K symptómom hynutia patria žltnutie a hnednutie ihličia, ktoré sa začína od vrcholcov korún, výtoky živice a opadávanie kôry. Na úrovni porastu sa hynutie zvyčajne začína výskytom žltnúcich jedincov alebo malých skupín stromov roztrúsených v poraste. Z pravidla pokračuje progresívnym napadnutím okolitých stromov podkôrnym hmyzom, čo vedie k zníženiu zápoja a k celkovému rozpadu porastu. Boli identifikované dve regionálne ohniská hynutia – stred Oravskej kotliny až po Oravskú Maguru, Skorušinu a Babiu horu, a východná časť regió­nu Kysúc v údolí rieky Bystrice a v priľahlých masívoch Veľká Rača a Javorské. Je potrebné uviesť, že medzi týmito celkami dopo-

siaľ existujú relatívne zdravé porasty, napr. na hrebeni Moravsko-sliezskych Beskýd a v masíve Paráča. Jedným z ukazovateľov zdravotného stavu smrekových porastov je percento straty asimilačných orgánov (SAO %). Na Obr. 2.7 je uvedený vývoj priemerných hodnôt defoliácie na základe terestrického hodnotenia na 4 plochách dlhodobého monitoringu stavu lesa I. úrovne v oblasti Kysúc. V období 1988 – 2008 sa priemerné hodnoty SAO pohybovali v rozsahu od 15,5 % v roku 1992 do 32 % v roku 2000. Priemerná defoliá­cia za celé obdobie a pre celú oblasť dosiahla hodnotu 25,2 % (±0,8), čo je hodnota nižšia ako celoslovenský priemer pre smrek (27,6 %). Hodnotenie sa však robí raz ročne v súlade s manuálom ICP Forests, v ktorom sa hodnotia len živé jedince, a v prípade, že strom behom roka odumrie (resp. sa zo sanitárnych dôvodov vyťaží), je pri ďalšom hodnotení nahradený ďalším živým stromom. V oblasti Kysúc a Orave dochádzalo často práve k náhlemu odumretiu jedincov smreka, ktoré boli v predchádzajúcom roku hodnotené ako priemerne defoliované a  v  ďalšom roku boli odumreté a následne z porastu odstránené. Najvyšší nárast mortality bol zaznamenaný medzi rokmi 2007 a 2008 (Pavlenda et al. 2009). Reálne je teda stav smreka na Kysuciach nepriaznivejší ako indikujú priemerné hodnoty defoliácie na Obr. 2.7 získané uvedenou metodikou.

23

Poland

24

In Poland, the first symptoms of spruce decline were observed in the late 1950s in the northern sections of the Silesian and Little Beskids in stands affected by Armillaria disease. This process was successfully controlled with a phytosanitary regime (Informacja o stanie lasów Beskidu Śląskiego i Żywieckiego, 2006). An assessment of the health status of mountain forests in the western part of the Carpathians based on data on spruce mortality in the period 1983–1989 (Capecki 1994) referred to the predisposition of stands to damage, the effectiveness of bark beetle control, and stand characteristics. The area of the Beskids was classified into several health status categories, using “forest range” (the lowest forest administration unit, covering 500–1,200 ha) as the basic territorial unit. The stands located in the northern part of the Silesian Beskids, starting from the Skrzyczne massif (in the south), were classified as permanently weakened (Fig. 2.8). This was mainly due to Armillaria root disease and air pollution effects commonly occurring in this area. Stands located in the southern part of the Silesian and Żywiec Beskids, relatively free of Armillaria, were classified as periodi-

cally weakened to a slight/medium degree. This indicated that stands were undergoing a crisis in terms of their vitality, but with prospects for recovery. An assessment based on tree increment conducted in the late 1980s (Zawada 1987), on the other hand, indicated that stands in the Silesian and Żywiec Beskids growing above 1,000 m a. s. l. were under extremely high risk of decline, stands at 800–1,000 m a. s. l. under high risk of decline, and all stands below 800 m a. s. l. as threatened by decline. Later observations showed that forest status developed differently. At the start of the current period of forest decline (approximately since 2002), the most threatened stands were distributed at lower altitudes. Spruce mortality increased in the following years (2003–2008) in stands located at higher altitudes, up to mountain crests. At present, this entire area is the centre of spruce decline in the Western Carpathians, extending over a large belt from the town of Cieszyn to the Pieniny mountains, on both sides of the Polish-Slovak border.

Fig. 2.8 The health status of the forests in the Silesian and Żywiec Beskids in late 1980-ties based on the assessment by Capecki (1994). Obr. 2.8 Zdravotný stav porastov v Sliezskych a Živieckych Beskydoch koncom 80. rokov minulého storočia na základe hodnotenia Capecki (1994). Forest health categories / Kategórie zdravotného stavu porastov I – healthy stands / zdravé porasty II – slightly weakened stands / mierne oslabené porasty III – temporarily weakened stands / dočasne oslabené porasty IV – permanently weakened stands / permanentne oslabené porasty

Poľsko V Poľsku sa prvé symptómy hynutia smrekových porastov objavili koncom 50. rokov v severných častiach Sliezskych a Malých Beskýd v porastoch infikovaných hubami rodu Armillaria (podpňovky). Tento proces však bol úspešne potlačený fytosanitárnymi opatreniami (Informacja o stanie lasów Beskidu Śląskiego i Żywieckiego, 2006). Hodnotenie zdravotného stavu horských lesov v západnej časti Karpát v období 1983 – 1989 založené na údajoch o mortalite smreka (Capecki 1994) bolo venované prieskumu predispozícií porastov k poškodeniu, účinnosti opatrení proti podkôrnemu hmyzu a  stanovištným charakteristikám. Na  týchto základoch bolo územie Beskýd rozdelené do  niekoľkých kategórií zdravotného stavu porastov, pričom ako základné priestorové jednotky boli použité polesia (najmenšie lesnícke administratívne jednotky o veľkosti 500 – 1 200 ha). Porasty v severnej časti Sliezskych Beskýd až po masív Skrzyczne na juhu, boli klasifikované ako permanentne oslabené (Obr. 2.8), najmä v dôsledku infekcie podpňovkou a vplyvom znečistenia ovzdušia, ktoré bolo v tejto oblasti veľmi výrazné. Porasty v južnej časti Sliezskych a Živieckych Beskýd,

Fig. 2.9 Amounts of salvage cutting due to bark beetle and total of cutting in the Silesian and Zywiec Beskids during the period 1991–2008 Obr. 2.9 Objem náhodných ťažieb zapríčinených podkôrnym hmyzom a celkový objem ťažieb v Sliezskych a Živieckych Beskydoch v rokoch 1991 – 2008

v ktorých sa infekcia podpňovkou vyskytovala len okrajovo, boli klasifikované ako slabo alebo stredne periodicky oslabené. Tento termín znamenal, že stromy mali zníženú vitalitu, avšak bola perspektíva, že sa zotavia. Ďalší prieskum realizovaný koncom 80. rokov (Zawada 1987) určil extrémne vysoké riziko vyhynutia pre porasty v Sliezskych a Živieckych Beskydoch v nadmorskej výške nad 1 000 m n. m.; pre porasty v nadmorskej výške 800 – 1 000 m n. m. určil vysoké riziko vyhynutia; a pre porasty do 800 m n. m. určil ohrozenosť vyhynutím. Pozorovania v neskoršom období však potvrdili výrazne odlišný priebeh hynutia smrekových porastov. Na začiatku ostatnej periódy hynutia (približne po roku 2002) sa najohrozenejšie porasty nachádzali v nižších nadmorských výškach. V ďalších rokoch (2003 – 2008) vzrástla mortalita smreka vo vysokých polohách, na horských chrbtoch. V súčasnosti tento región predstavuje ohnisko hynutia smrekových porastov v Západných Karpatoch, ktoré prechádza v tvare širokého pásu od Štetínu po Pieniny na obidvoch stranách poľsko-slovenskej hranice.

25

The first decline of spruce stands, documented by a sharp increase in salvage cutting, has occurred in the Silesian and Żywiec Beskids since 1996. The decline started in stands of the Węgierska Górka Forest District at lower altitudes around the Soła Valley (an area lying between the Silesian and Żywiec Beskids). The decline spread subsequently to neighbouring areas and culminated in 1999. Compared to the description of forest status from the 1980s, the area under high threaten from fungal pathogens and bark beetles has moved southwards to stands that primarily were relatively healthy and classified as “less threatened”, including stands at higher elevations. The second, still ongoing period of spruce decline started in 2002 and has steadily intensified. The decline was also accelerated by unfavourable weather conditions. Physiological drought occurred in the spring of 2003 due to snow cover fallen on already frozen soil in late autumn of the preceding year. The

water thus became inaccessible for trees. This water deficit persisted as a result of the extremely hot and dry vegetation period in 2003. Such conditions subsequently allowed for expansion in the population level of bark beetles (Fig. 2.9). High mortality of trees infested by insects persisted in most areas where the decline had been previously observed. Tree mortality increased most dramatically in 2007–2008. The first symptoms of the bark beetle outbreak’s collapse (parasitization, entomopathogenic fungi) appeared at the same time, and especially in those areas affected earliest by spruce decline. Nevertheless, the process is moving eastwards, affecting more or less mixed spruce stands as well. On the other hand, there is still a huge portion of spruce stands close to the outbreak area, which indicates the existing need for active forest protection against I. typographus and related bark beetle species.

Czech Republic 26

Through the end of the 20th century, damage by abiotic factors was the main forest disturbance in the Moravian-Silesian Beskids. During the past 150 years, few windstorms damaging more than 50,000 m3 of trees have been recorded in this region. The largest snow damage (400,000 m3) occurred in 1909 and 1911, while wind damages in 1916 (160,000 m3) and 1925 (at least 300,000 m3) were extensive (Fig 2.10) (Holuša et al. 2010). Occasionally, heavy snowfall caused serious damage mainly to stands planted in the 1970s and 1980s (Holuša 2004). Higher abundance of bark beetles was observed in the years 1947–1949, 1954–1955, 1968, 1982–1983 and 1992– 1993. Due to the permanent and intensive application of forest protection measures, no extensive bark beetle outbreak had developed even during the peak period of air pollution-induced forest damage (1979–1985) (Holuša 2004). During the 1970s, the volume of wood infested by bark beetles increased locally. Pests were concentrated mainly in the northern part of the Beskids. During the period 1992–1994, the proportion of wood infested by bark beetles reached almost 40% of all accidental felling in this region. In contrast, phy-

tophagous insects have always been of little importance. During the period 1979–1981, outbreaks of web-spinning sawflies of the genus Cephalcia were observed in several localities in the northern part of the Beskids (Holuša 2004). Although signs of infestation by honey fungus (Armillaria sp.) occur in the majority of forest habitats in the MoravianSilesian Beskids, no honey fungus related forest decline has been observed in the past (Holuša 2004). Infection of gamedamaged spruce trees by Fomitopsis pinicola (Sw.: Fr.) P. Karst. and Stereum sanguinolentum (Alb. et Schw.: Fr.) Fr. is frequent. Infected trees can be more vulnerable to other agents. A synergistic effect of climate factors and air pollutioninduced damage was documented at the end of 1978 and the beginning of 1979, when a rapid drop in temperature combined with intensive air pollution resulted in a 5-year period of tree dieback in the northern part of the Beskids at altitudes above 700 m. The average concentration of sulphur dioxide during the winter periods regularly exceeded 30 µg.m–3, with average daily peak concentrations exceeding 200 µg.m–3. The highest recorded daily mean (437 µg.m–3) was measured at the Malenov-

Hynutie smrekových porastov indikované výrazným nárastov objemov náhodných ťažieb sa v oblasti Sliezskych a Živieckych Beskýd začalo objavovať od roku 1996. Hynutie sa začalo v porastoch v oblasti polesia Węgierska Górka, v nižších polohách okolí údolia Soła (oblasť ležiaca medzi Sliezskymi a Živieckymi Beskydmi). Hynutie sa následne rozšírilo do okolitých území a kulminovalo v roku 1999. Pri porovnaní s hodnotením zdravotného stavu porastov zo sedemdesiatych rokov sa oblasť najviac ohrozená hubovými patogénmi a podkôrnym hmyzom presunula južne, do porastov ktoré boli pôvodne klasifikované ako “menej ohrozené”, vrátane porastov vo vyšších polohách. Druhá, stále prebiehajúca vlna hynutia, sa začala v roku 2002 a naďalej sa zintenzívňuje. Hynutie akcelerovalo aj vďaka nepriaznivým klimatickým podmienkam. Na jar v roku 2003 sa vyskytlo fyziologické sucho ako dôsledok napadnutia snehovej

pokrývky na čerstvo zamrznutú zem koncom jesene 2002, takže voda v pôde sa stala pre dreviny veľmi ťažko dostupnou. Deficit vody následne pretrvával kvôli horúcej a suchej vegetačnej sezóne v roku 2003. Uvedené okolnosti výrazne prispeli k ďalšiemu nárastu populácie podkôrneho hmyzu (Obr. 2.9). Vysoká mortalita smrekov napadnutých podkôrnym hmyzom pretrváva vo väčšine oblasti, kde bolo hynutie porastov pozorované v minulosti. Najvýraznejší nárast mortality stromov bolo pozorovaný v období 2007–2008. V tom istom období sa však objavili aj prvé symptómy možného kolapsu tohto premnoženia (zvýšená početnosť parazitov, napadnutie entomopatogénnymi hubami), obzvlášť v oblastiach, v ktorých sa hynutie prejavuje dlhšiu dobu. Na druhej strane, v okolí gradačnej oblasti sa stále nachádza obrovské množstvo zdravých smrekových porastov, z čoho vyplýva potreba intenzívnej aktívnej ochrany lesa proti lykožrútovi smrekovému a ďalším sprievodným druhom podkôrneho hmyzu.

Česká republika V Moravsko-sliezskych Beskydoch zohrávali abiotické faktory do konca 20. storočia hlavnú úlohu v disturbančnom režime lesa. V tomto regióne bolo za posledných 150 rokov zaznamenaných niekoľko víchríc, ktoré poškodili viac ako 50 000 m3 drevnej hmoty. Najväčšie poškodenie snehom (400 000 m3) sa vyskytlo v rokoch 1909 a 1911, poškodenie vetrom v roku 1916 (160 000 m3) a 1925 (viac ako 300 000 m3) (Obr. 2.10) (Holuša et al. 2010). Ťažký sneh spôsoboval priebežne škody najmä porastom zakladaným v rokoch 1970 a 1980 (Holuša 2004). Zvýšená početnosť podkôrneho hmyzu bola pozorovaná v rokoch 1947 – 1949, 1954 – 1955, 1968, 1982 – 1983 a 1992 – 1993. Keďže však boli aplikované intenzívne opatrenia, rozsiahlejšia gradácia sa nevyskytla, dokonca ani v období poškodenia lesov kulminujúcim znečistením ovzdušia v rokoch 1979 – 1985 (Holuša 2004). Počas 70. rokov sa objem dreva napadnutého podkôrnym hmyzom lokálne zvýšil. Ohniská napadnutia sa nachádzali v severnej časti Beskýd. V období 1992 – 1994 drevná hmota napadnutá podkôrnym hmyzom predstavovala takmer 40 % náhodných ťažieb v regióne. Na druhej strane, listožravý hmyz

nikdy nepredstavoval väčšie riziko pre lesné porasty. V období 1979 – 1981 bolo v niektorých lokalitách v severnej časti Beskýd zaznamenané premnoženie ploskaniek (Cephalcia) (Holuša 2004). Hoci poškodenie drevín rôznymi druhmi podpňovky (Armillaria sp.) sa vyskytuje vo väčšine porastov v Moravsko-sliezskych Beskydoch, v minulosti sa nevyskytol rozsiahlejší rozpad lesa podmienený hubovými patogénmi (Holuša 2004). Pomerne často sa vyskytujú infekcie zverou poškodených jedincov smreka parazitickými a saprofytickými hubami Fomitopsis pinicola (Sw.: Fr.) P. Karst., Stereum sanguinolentum (Alb. et Schw.: Fr.) Fr., ktoré môžu zvyšovať zraniteľnosť porastov ďalšími činiteľmi. Ku synergickému poškodeniu lesa vplyvom nepriaznivých klimatických podmienok v kombinácii so znečistením ovzdušia došlo na prelome rokov 1978 – 1979, kedy prudký pokles teploty vzduchu v kombinácii s intenzívnym znečistením ovzdušia vyústili do 5-ročného obdobia zvýšenej mortality stromov s severnej časti Beskýd v nadmorských výškach nad 700 m n. m. Priemerné koncentrácie oxidu siričitého v zimnom

27

28

ice station located at the edge of the Moravian-Silesian Beskids (Blažek & Sochorec 1988). The temperature drop between the daily maximum on 31 December 1978 and the minimum temperature on 1 January 1979 was 28.3°C (Lysá hora meteorological station). The following period of extreme cold, temperature inversion and high air pollution resulted in decline in conifers on nearly 11,000 ha and in broadleaved stands on more than 2,500 ha (Kus 1988). No such situation has occurred since. The present health status of spruce forests is influenced by several factors. Planting allochthonous spruces of south Tirol origin (Holuša 2004) in inappropriate habitats is thought to be the most important of these. When such trees are exposed to low nutrient reserve (Kulhavý & Klimo 1998) and intensive mechanical damage (mainly by game), they became highly vulnerable to other damages and to extreme weather events (frost, rapid drop in temperature, drought) (Holuša 2004; Šrámek et al. 2008). Recently, air pollution essentially has not been affecting spruce stands and has probably acted as a less important predisposing factor, especially in mountain crests. The first yellowing stands were observed in the late 1990s, followed by increasing mortality of trees at the very beginning of the new millennium. Spruce forest decline has been observed since circa 1997 on approximately 32,000 ha. Massive decline Physical injury also was confirmed by dendrochronological studies. In April 2006, three spruce stands with different levels of decline were selected for an analysis of radial growth. In each stand, 20 co-dominant trees representing a medium stem diameter were selected. Two cores for the diameter growth analyses were taken at chest height (1.3 m) from each sample tree. Reduced tree vitality in terms of lower relative increment began to be detectable only at the end of the 1990s in the most damaged stands. A significant decrease in ring width of all forest stands was observed during the 2003 vegetation period. Some strongly affected Norway spruce stands exhibited no recovery after this climatic event and showed increased tree mortality (Fig 2.11). In other stands, vitality and resistance to other environmental stresses were significantly eroded (Šrámek et al. 2008).

has been observed in spruce stands cultivated in oak-beech and beech vegetation zones (elevation: 400–600 m a. s. l.; mean annual air temperature: 6.0–7.5°C; total annual precipitation: 650–800 mm), i.e. in zones where spruce is not the original species, at least not in monocultures. The first symptoms of the novel decline were observed in the north-west part of the Silesian Beskids, in the valley of the Hluchová stream. Tree vitality, reduced by drought, was further weakened by decreased tree water supply due to damaged roots. Subsequently, forest stands were often attacked by honey fungus and colonized by bark beetles (Holuša & Liška 2002). Water deficit was confirmed as both a predisposing and primary mortality factor especially at lower altitudes (Stanovský 2002; Holuša et al. 2010). A dramatic drop in forest health was observed after the warm and dry vegetation period in 2003.

Fig. 2.10 Amount of wood damaged by wind (green bars) and snow (beige bars) in the territory of the Moravian-Silesian Beskids during the period 1875–2008 (volumes greater than 20,000 m3 in 1875–1997 are plotted). Black dots indicate occurrence of larger snow damage without precise volumes (Holuša et al. 2010). Obr. 2.10 Objem drevnej hmoty poškodenej vetrom (zelené stĺpce) a snehom (béžové stĺpce) v oblasti Moravsko-sliezskych Beskýd v období 1875 – 2008 (za obdobie 1875 – 1997 sú vynesené objemy väčšie ako 20 000 m3). Biele krúžky označujú výskyt rozsiahlejších poškodení snehom bez presného uvedenia objemu poškodeného dreva.

období pravidelne presahovali 30 µg.m–3, priemerná denná koncentrácia často prekročila hodnoty 200 µg.m–3. Maximálna priemerná denná koncentrácia (437 µg.m–3) bola zaznamenaná na stanici Malenovice na okraji Moravsko-sliezskych Beskýd (Blažek & Sochorec 1988). Pozoruhodná teplotná amplitúda – 28,3 °C – vyjadrujúca pokles teploty vzduchu z denného maxima 31. decembra 1978 na denné minimum 1. januára 1979, bola nameraná na meteorologickej stanici Lysá hora. Následné nízke teploty, teplotné inverzie a vplyv znečistenia ovzdušia vyústili do rozpadu ihličnatých porastov na rozlohe takmer 11 000 ha, a listnatých porastov na rozlohe 2 500 ha (Kus 1988). Od tohto obdobia sa podobná udalosť neopakovala. Súčasný stav smrekových porastov v českej časti Beskýd je ovplyvnený niekoľkými faktormi. Výsadba nepôvodných porastov juhotirolského pôvodu (Holuša 2004) v nevhodných stanovištných podmienkach je považovaná za jednu z najvýznamnejších príčin. V prípade, ak sú tieto porasty vystavené nedostatku živín (Kulhavý & Klimo 1998) alebo mechanické-

Fig 2.11 Relative increment of heavily damaged forest stand of Norway spruce expressed as a percentage of the control stand increment (Jablunkov–Nýdek). Obr. 2.11 Relatívny prírastok ťažko poškodených smrekových porastov vyjadrený v percentách prírastku meraného v kontrolnom poraste (Jablunkov – Nýdek)

mu poškodeniu (najmä zverou), stávajú sa následne vysoko zraniteľné inými biotickými činiteľmi a extrémnym počasím (mrazy, náhle poklesy teploty, sucho) (Holuša 2004; Šrámek et al. 2008). V poslednom období znečistenie ovzdušia výrazne neovplyvňuje stav lesných porastov, a pravdepodobne pôsobí ako menej významný faktor najmä vo vrcholových partiách pohorí. Žltnutie porastov bolo prvý krát pozorované koncom 90.  rokov a vyústilo do zvýšenej mortality stromov na začiatku tisícročia. Hynutie smrekových porastov bolo od roku 1997 pozorované na približne 32 000 ha. Prvé symptómy novodobého hynutia porastov boli pozorované v severozápadnej časti Sliezskych Beskýd, v údolí horského toku Hluchová. Suchom znížená vitalita stromov bola ďalej oslabovaná poklesom príjmu vody, kvôli poškodenému koreňovému aparátu. Tieto porasty boli následne vystavené tlaku hubových patogénov a podkôrneho hmyzu (Holuša & Liška 2002). Vplyv deficitu vlahy, ako predispozičného aj primárneho mortalitného faktora, bol potvrdený najmä v nižších nadmorských výškach (Stanovský 2002; Holuša et al. 2010). Výrazný rozpad bol pozorovaný najmä v smrekových porastoch pestovaných dubovo-bukovom a bukovom vegetačnom stupni (400 – 600 m n. m., priemerná ročná teplota vzduchu 6,0 – 7,5 °C, ročné úhrny zrážok 650 – 800 mm), čiže v oblastiach kde sa smrek prirodzene nevyskytuje, prinajmenšom nie v monokultúrach. K významnému zhoršeniu zdravotného stavu lesov došlo po extrémne teplej a suchej vegetačnej sezóne v roku 2003. Vizuálne poškodenie porastov bolo potvrdené aj dendrochronologickými štúdiami. V apríli 2006 bol hodnotený hrúbkový prírastok troch smrekových porastov v rôznom stupni rozpadu. V každom poraste bolo vybraných 20 úrovňových stromov reprezentujúcich strednú hrúbku porastu. Z každého stromu boli vo výške 1,3 m odobraté dva vývrty. Znížená vitalita stromov indikovaná nižším relatívnym prírastkom sa začala prejavovať koncom 90. rokov v najviac poškodených porastoch (Obr. 2.11). Významný pokles šírky letokruhov všetkých analyzovaných porastov bol zaznamenaný počas vegetačnej sezóny 2003. Niektoré smrekové porasty po tejto udalosti nezregenerovali a bola v nich pozorovaná zvýšená mortalita stromov. V iných porastoch došlo k výraznému zníženiu rezistencie porastov voči pôsobeniu iných stresových faktorov (Šrámek et al. 2008).

29

References / Literatúra

30

Aksellson, C., Ardo, J., Sverdrup, H. 2004: Critical loads of acidity for forest soils and relationship to forest decline in the northern Czech Republic. Environmental Monitoring and Assessment 98, (1–3): 363–379 Andreassen, K., Solgerg, S., Tveito, O. E., Lystad, S. L. 2006: Regional differences in climatic responses of Norway spruce (Picea abies L. Karst) growth in Norway. Forest Ecology and Management 222 (1–3): 211–221 Blažek, Z., Sochorec, R. 1988: Znečištění ovzduší v Moravskoslezských Beskydech. Český Hydrometeorologický ústav, Ostrava, 20 p Capecki, Z. 1994: Rejony zdrowotności lasów zachodniej części Karpat. Prace Instytutu Badawczego Leśnictwa Ser. A, 781: 61–125 Ciesla, W. M, Donaubauer, E. 1994: Decline and dieback of trees and forests: A global overview. FAO Forestry Paper 120, FAO, Rome, 92 p Cook, E. R., Johnson, A. H. 2004: Climate change and forest decline: A review of the red spruce case. Water, Air and Soil Pollution 48: 127–140 Engelbrecht, C. 2007: Horticulture and HomePests News – Yellowing of Spruce. http://www.ipm.iastate.edu/ipm/ hortnews/2007/4-4/yellowspruce.html Führer, E. 1990: Forest decline in central Europe: Additional aspects of its cause. Forest Ecology and Management 37: 249–257 Grodzki, W. 2004: Zagrożenie górskich drzewostanów świerkowych w zachodniej części Beskidów ze strony szkodników owadzich. Leśnicke Prace Badawcze 2: 35–47 Grodzki, W. 2007: Spatio-temporal patterns of the Norway spruce decline in the Western Beskidy mountains in Poland. Journal of Forest Science 53 (Special Issue): 38–44 Grodzki, W. 2010: The decline of Norway spruce Picea abies (L.) Karst. stands in Beskid Śląski and Żywiecki: theoretical concept and reality. Beskydy 3 (1): 19–26

Grodzki, W., Jachym, M. 2004: Developing a Central European database and map on major forest pests: towards the wider look on forest protection problems. In: Csóka, Gy.; Hirka, A., Koltay, A. (eds.) 2006: Biotic damage in forests. Proceedings of the IUFRO (WP7.03.10) Mátrafüred, Hungary: 54–59 Grodzki, W., McManus, M., Knížek, M., Meshkova, V., Mihalciuc, V., Novotný, J., Turčáni, M., Slobodyan, Y. 2004: Occurrence of spruce bark beetles in forest stands at different levels of air pollution stress. Environmental Pollution 130 (1): 73–83. Holuša, J. 2004: Health condition of Norway spruce Picea abies (L.) Karst stands in the Beskid Mts. Dendrobiology 51 (Suppl.): 11–17 Holuša, J., Křístek, Š., Trombik, J. 2010: Stability of spruce forests in the Beskids: an analysis of wind, snow and drought damages. Beskydy 3: 43–54 Holuša, J., Liška J. 2002: Hypoteza hynuti smrkovych porostu ve Slezsku (Česká republika). Zprávy lesnického výzkumu 47: 9–15 Informacja o stanie lasów Beskidu Śląskiego i Żywieckiego. 2006: Regionalna Dyrekcja Lasów Państwowych w Katowicach, 19 p Jakuš, R. 1998: Types of bark beetle (Coleoptera: Scolytidae) infestation in spruce forest stands affected by air pollution, bark beetle outbreak and honey fungus (Armillaria mellea). Anzeiger für Schädlingskunde 71: 41–49 Jakuš, R., Čaboun, V., Kukla, J., Kulla, L., Blaženec, M. 2004: Hromadné odumieranie nepôvodných smrečín severného Slovenska. E-ekológia lesa, Odborné ekologické publikácie 3. Ústav ekológie lesa SAV, http://www.savzv.sk Jurskis, V., Turner, J., Lambert, M. 2006: Forest decline: should we manage or muddle? Australian Forestry 69 (4): 314–315 Kandler, O., Innes, J. L. 1995: Air pollution and forest decline in Central Europe, Environmental Pollution 90 (2): 171–80

Karlsson, P. E., Medin, E. L., Wickstrom, H., Sellden, G., Wallin, G., Ottosson, S., Skarby, L. 1995: Ozone and drought stress – Interactive effects on the growth and physiology of Norway spruce (Picea abies (L) Karst). Water, Air and Soil Pollution 85 (3): 1325–1330 Konôpka, B., Lukáč, M. 2010: Fine root condition relates to visible crown damage in Norway spruce on acidified soils. Forest Pathology 40: 47–57 Kulhavý, J., Klimo, E. 1998: Soil and nutrition status of forest stands under various site conditions of the Moravian-Silesian Beskids. Chemosphere 36: 1113–1118 Kulla, L., Hlásny, T. 2010: Multi-factorial analysis of spruce forests decline in the Slovak part of Beskydy region. Beskydy 3 (1): 65–72 Kus, J. 1988: Imisní kalamita v Beskydech. Ústav pro hospodářskou úpravu lesů, Brandýs nad Labem, 125 p Lomský, B., Šrámek, V., Maxa, M. 2006: Fertilizing measures to decrease Norway spruce yellowing. Journal of Forest Science 52: 65–72 Manion, P. D. 1981: Decline Diseases of Complex Biotic and Abiotic Origin, Tree Disease Concepts, Prentice-Hall, Inc. Englewood Cliffs, 18 p Modrzynski, J. 2003: Impact of atmospheric deposition on the status of planted Norway spruce stands: A comparative study between sites in southern Sweden and the northeastern Czech Republic. Forest Ecology and Management 181 (3): 289–299 Mueller-Dombois, D. 1991: The mosaic theory and the spatial dynamics of natural dieback and regeneration in Pacific forest. In: Remmert, H. (ed.), The mosaic-cycle concept of ecosystems. Ecological Studies 85. Springer-Verlag, Berlin: 46–60 Nechwatal, J., Oswald, W. F. 2003: Evidence for the involvement of biotic factors in the yellowing disease of Norway spruce (Picea abies [L.] Karst.) at higher elevations of the Bavarian Forest. Plant and Soil 2: 403–414

Pavlenda, P. et al. 2009: Monitoring lesov Slovenska. Správa za Forest Focus a ČMS Lesy za rok 2008. Zvolen, NLC – LVÚ Zvolen, 113 p Saxe, H., Murali, N. S. 1989: Diagnostic parameters for selecting against novel spruce (Picea abies) decline: I. Tree morphology and photosynthesis response to acute SO2 exposures. Physiologia Plantarum, 76 (3): 340–348 Schmidt-Vogt, H. 1989: Die Fichte: Ein Handbuch in zwei Bänden. Band II/2 Krankheiten, Schäden, Fichtensterben. Unter Mitarbeit von Keller T., Klimetzek D., Schönhar S., Tesche M., Vite J. P. – Parey-Verlag, Hamburg, Berlin, 607 p Solberg, S. 2004: Summer drought – a driver for crown condition and mortality of Norway spruce in Norway. Forest Pathology 34: 93–104 Šrámek, V., Vejpustková, M., Novotný, R., Hellebrandová, K. 2008: Yellowing of Norway spruce stands in the Silesian Beskids – damage extent and dynamics. Journal of Forest Science 54 (2): 55–63 Stanovský, J. 2002: The influence of climatic factors on the health condition of forests in the Silesian Lowland. Journal of Forest Science 48: 451–458 Turčáni, M., Hlásny, T. 2007: Spatial distribution of four spruce bark beetles in north-western Slovakia. Journal of Forest Science 53: 45–53 Zapletal, M., Chroust, P., Kunak, D. 2003: The relationship between defoliation of Norway spruce and atmospheric deposition of sulphur and nitrogen compounds in the Hruby Jesenik Mts. (the Czech Republic). Ekológia – Bratislava 22 (4): 337–347 Zawada, J. 1987: Ocena zagrożeń świerczyn górskich wynikająca z aktualnych tendencji przyrostowych. Las Polski 7: 18–20

31

III Remote Sensing view on declining spruce forests 33

Hynutie smrekových lesov očami satelitov Ivan Barka Tomáš Bucha Zuzana Sitková Tomáš Hlásny Ladislav Kulla

This chapter provides, in a documentary form, a series of remote sensing images describing the progress of spruce forest decline in the Beskids. Deforestation between several time periods is described using the Landsat satellite and airborne imagery. While satellite images allow for investigating the deforestation at a regional scale, airborne imagery allows for precise identification of declining trees in smaller areas. We selected six sample regions in the Beskids (Fig. 3.1), where high quality remote sensing imagery has been acquired, and progress of deforestation could be well demonstrated.

V tejto kapitole je s využitím rôznych záznamov diaľkového prieskumu Zeme dokumentovaný postup hynutia smrekových porastov v Beskydoch. Postup odlesnenia medzi viacerými časovými úsekmi je hodnotený pomocou záznamov snímaných satelitným skenerom Landsat a pomocou záznamov leteckého snímkovania. Zatiaľ čo satelitné záznamy sú vhodné pre hodnotenie odlesnenia na regionálnej škále, letecké záznamy je možné využiť na presnú identifikáciu odumierajúcich stromov na menších plochách. Proces hynutia dokumentujeme v šiestich územiach (Obr. 3.1), pre ktoré boli získané kvalitné záznamy a je na nich zreteľný postup odlesnenia.

PL CZ 34

D

A

B

E C F SK

Investigated regions / Hodnotené Sample regions A,územia B, C, D, E, F The Beskids / Beskydy The Beskids region Forests / LesyCover Forest

Fig. 3.1 Regions used for the documentation of deforestation due to spruce forests decline in the Beskids using remote sensing imagery Obr. 3.1 Územia použité pre dokumentáciu odlesnenia v dôsledku hynutia smrekových lesov v oblasti Beskýd s využitím záznamov diaľkového prieskumu Zeme

D

eforestation due to the decline of spruce forests is described using the satellite imagery Landsat TM and Landsat ETM+ with spatial resolution (cell size) of 30×30 and 15×15 meters respectively. The advantage of Landsat imagery is its free availability as well as not too demanding processing and interpretation. Satellite images periodically sense Earth’s surface in several bands of the electromagnetic spectrum (not only in the visible part), what allows for evaluation of objects and processes which remain hidden from human’s sight otherwise. We used so called false color spectral composites to better differentiate between broadleaves and coniferous, using the following spectral bands: Near infrared – Middle infrared – Red Continuous-canopy and healthy coniferous stands are portrayed in dark brown in such composite. Various tones of green and turquoise describe damaged stands and objects such as felled compartments and standing dead trees. Continuous-canopy healthy broadleaves are portrayed in light green, ochracerous and light violet-brown (depending on the imagery). Agriculture area is orange and light blue. Built up areas are described by saturated tones of blue (Fig. 3.2). Temporal change analysis is based on the composites of imagery sensed in two time slices. For example, the following spectral composite is used to investigate the changes in forest cover between 1994 and 2010 Middle infrared (Landsat2010) – Middle infrared (Landsat1994) – Green (Landsat1994) Such composite emphasizes the areas where intensive forest damage, felling or decline occurred. Ferruginous-red color portrays areas with remarkable deterioration of forest health or even decline. Various tones of red describe changes that occurred mostly due to the accidental felling. Coniferous stands, which did not changed, are described in dark violet, dark blue and dark brown. Deciduous stands are portrayed in tones of light green and green-turquoise. In addition to satellite imagery, airborne images acquired in the infrared and visible part of the electromagnetic spectrum with spatial resolution of 0.5 and 0.2 m were used to describe the changes in forest status in more details. Such imagery allows for the identification of individual trees and investigation of

P

roces odlesnenia v dôsledku hynutia smrekových lesov je opísaný pomocou satelitných snímok Landsat TM a  Landsat ETM+ s priestorovým rozlíšením (veľkosťou bunky) 30×30 resp. 15×15 metrov. Výhodou snímok Landsat je ich voľná dostupnosť a relatívna nenáročnosť spracovania. Satelitné záznamy periodicky snímajú povrch Zeme vo viacerých pásmach elektromagnetického spektra (nie len vo viditeľnej časti), čo umožňuje hodnotiť stavy a procesy, ktoré sú inak ľudským okom nepostihnuteľné. Pre lepšie odlíšenie listnatých a ihličnatých porastov sú použité tzv. kompozície v nepravých farbách, vytvorené nasledovnou kombináciou spektrálnych kanálov: Blízky Infračervený – Stredný Infračervený – Červený Na týchto kompozíciách sú zapojené a nepoškodené ihličnaté porasty zobrazené tmavohnedo. V rôznych odtieňoch zelenej až tyrkysovej farby sú zobrazené poškodené lesy a objekty ako rúbaniská, kalamity a stojace sucháre. Zapojené nepoškodené listnaté porasty sa zobrazujú svetlohnedo, okrovo až svetlo fialovo-hnedo (v závislosti od použitej snímky). Poľnohospodárska pôda sa javí oranžovo alebo svetlomodro. Zastavané plochy sa zobrazujú sýtejšími odtieňmi modrej (Obr. 3.2). Pre vizuálnu interpretáciu zmien stavu lesa sú použité kompozície satelitných snímok z dvoch období. Napríklad pre vyhodnotenie zmeny medzi rokmi 1994 a 2010 sú použité nasledovné spektrálne kanály: Stredný Infračervený (Landsat2010) – Stredný infračervený (Landsat1994) – Zelený (Landsat1994) Uvedená kompozícia zvýrazní lokality, kde došlo k silnému poškodeniu porastov, ich rozpadu alebo k ťažbe. Hrdzavočervenou (tehlovou) farbou sa zobrazujú plochy lesa, v ktorých došlo k výraznému zhoršeniu zdravotného stavu až odumretiu stromov. V rôznych odtieňoch červenej farby sú indikované zmeny z dôvodu prevažne náhodnej ťažby. Ihličnatý les, v ktorom nedošlo k podstatnejším zmenám stavu, sa zobrazuje v odtieňoch tmavofialovej, tmavomodrej až tmavohnedej farby. Listnatý les sa v tomto prípade zobrazí v odtieňoch svetlozelenej a zelenotyrkysovej farby. Pre podrobnejšie zobrazenie zmien stavu lesa boli použité letecké snímky s rozlíšením 0,5 a 0,2 metra snímané v infračervenej a viditeľnej časti elektromagnetického spektra, čo umožňuje hodnotiť zmeny stavu porastov na úrovni jednotlivých

35

decline processes at tree level. Infrared images allows for better differentiation between coniferous and broadleaves because of their markedly different responses in the infrared spectral bands. In addition, infrared imagery has key importance in the assessment of forest health and identification of dead trees.

stromov. Infračervené snímky umožňujú lepšie odlíšiť ihličnaté a listnaté dreviny z dôvodu výraznejších rozdielov v ich spektrálnych charakteristikách v infračervenej oblasti. Taktiež majú zásadný význam pri hodnotení zmien zdravotného stavu drevín a pri identifikácii suchárov.

coniferous stands ihličnaté porasty deciduous stands listnaté porasty mixed stands zmiešané porasty regular felling plánovaná (úmyselná) ťažba

36

accidental felling náhodná (kalamitná) ťažba dead standing trees odumreté stojace stromy (sucháre) agricultural land poľnohospodárska pôda built up area zastavaná plocha water bodies vodné plochy state boundary štátna hranica cloudiness mask maska oblačnosti

Fig. 3.2. Legend for the interpretation of presented remote sensing imagery Obr. 3.2 Legenda k interpretácii prezentovaných záznamov diaľkového prieskumu Zeme

Sample plot A (Fig. 3.3) represents forest complex located approximately 3 km south-westerly from the town of Čadca (Slovakia). The initial stage of progressive deforestation can be seen approximately in the centre of the 2003 image as a triangleshaped deforested area with size of 0.7 ha. The 2005 image describes the progressive growth of deforestation from the aforementioned area and reaching the size of 11.5 ha. In the same time, new deforested spots appeared in the surrounding evenaged spruce forest. The 2009 infrared image describes merging felled compartments as well as continuous regeneration of formerly deforested areas (mainly birch occurs). Broadleaved stands are portrayed in brown-red color. Sample area B (Fig. 3.4) represents the Javorské massive (860 m a. s. l.) between the town of Čadca and village of Skalité (Slovakia) with size 57 km2 (28.8 km2 of forests in 1994). Landsat TM imagery acquired in July 1994 describes the forest before the main period of decline, with clearly visible regularshaped areas of planned felling. The September 2005 image describes the first irregularly shaped areas of accidental felling, the extent of which rose dramatically up to June 2010. The fourth image with the composite of 1994 and 2010 spectral bands describes in red the changes in forest cover between 1994 and 2010. The decline has been primarily initiated by Armillaria disease and finalized by bark beetle. Sample area C (Fig. 3.5) describes a part of the Kysucké Beskids mountain crest from the Veľká Rača Mt. (1,236 m a. s. l.) to the Bugaj Mt. (1,140 m a. s. l.), northerly from the village of Stará Bystrica. Size of this area is 90 km2 with 75% cover of both state and private forests in 1994. Two thirds of the total forest cover were originally made up of spruce. The Landsat imagery from 1994 describes the first appearing spots of declining stands, portrayed in turquoise in the centre of compact spruce forest (dark brown) close northerly from the village of Stará Bystrica. The 2005 image describes widespread belt of declining spruce stands as well as vast deforested area. Regular turquoise stripes in the northern edge of the image portray ski slopes. The 2010 image describes almost total disappearance of spruce stands in the central part of the sample area; and spread of the decline to the west, northerly from the village of Zborov nad Bystricou as well as southerly to the Kysucká vrchovina Mts. The fourth image describes in red the aforementioned changes.

Plocha A (Obr. 3.3) znázorňuje lesný komplex 3 km juhozápadne od Čadce. Začiatok ohniskového rozpadu porastov je viditeľný naľavo od stredu snímky z roku 2002, ako malá vyťažená plocha trojuholníkového tvaru s veľkosťou 0,7 ha. Snímka z roku 2005 zachytáva jej postupný nárast až na rozlohu 11,5 ha, pričom v okolitom rovnovekom smrekovom poraste pribudli ďalšie malé vyťažené ohniská. Na infračervenej leteckej snímke z roku 2009 je vidieť spájanie vyťažených plôch, ako aj postupnú obnovu lesa samovoľným náletom prípravných drevín (najmä brezy) v mieste prvotného ohniska rozpadu. Listnatý les je na infračervenej snímke zobrazený v odtieňoch hnedočervenej (tehlovej) farby. Plocha B (Obr. 3.4) znázorňuje výrazne ohraničený horský masív vrchu Javorské (860 m n. m.) medzi Čadcou a Skalitým s rozlohou približne 57 km2 (z toho bolo v roku 1994 takmer 28,8 km2 lesov). Satelitná snímka Landsat TM z júla 1994 zachytáva stav lesov pred rozpadom s dobre viditeľnými pravidelnými plochami plánovanej ťažby. Snímka zo septembra roku 2005 zachytáva prvé nepravidelné plochy náhodných ťažieb, ktorých výmera dramaticky narástla do júna roku 2010. Štvrtý obrázok s kompozíciou kanálov snímok z rokov 1994 a 2010 znázorňuje červenou farbou plochy lesa, v ktorých nastali za uvedené obdobie zmeny. Rozpad bol iniciovaný podpňovkou (Armillaria sp.) a ukončený podkôrnym hmyzom. Plocha C (Obr. 3.5) zachytáva časť Kysuckých Beskýd nad obcou Stará Bystrica spolu s hraničným hrebeňom pohoria od Veľkej Rače (1 236 m n. m.) po Bugaj (1 140 m n. m.). Plocha výrezu je 90 km2 s lesnatosťou 75 % v roku 1994 (súkromné aj štátne lesy) a pôvodne viac ako s dvojtretinovým podielom smrečín. Na snímke Landsat TM z roku 1994 sú prvé malé ohniská rozpadu nad Starou Bystricou uprostred smrekového lesa (tmavohnedá farba) zobrazené tyrkysovou farbou. Snímka z roku 2005 zachytáva rozsiahly rozpad smrekových porastov a plochy kalamitnej ťažby najmä priamo nad obcou Stará Bystrica. Pravidelné pásy tyrkysovej farby na severnom okraji výrezu zobrazujú zjazdové trate lyžiarskeho strediska. Snímka z roku 2010 dokumentuje takmer úplné vyťaženie smrekových porastov v centrálnej časti výrezu a šírenie kalamity smerom na západ nad obec Zborov nad Bystricou, ako aj južným smerom do Kysuckej vrchoviny. Zmeny v stave lesa za obdobie 1994 – 2010 sú zobrazené na poslednom obrázku červenou farbou.

37

38

Sample area D (Fig. 3.6) describes the highest parts of the Silesian Beskids with Barania Góra Mt. (1,220 m a. s. l.) and Skrzyczne massive (1,257 m a. s. l.), and with source of the Wisła river in the central part. Plot’s size is 368 km2. The 1994 image describes the initial status with continuous spruce forest cover in the central and southern part of the mountain crest. The 2005 and 2007 images describe the progress of decline. Compact spruce stands in the south-west of the Barania Góra Mt. were stricken as the last. The fourth image describes in red the aforementioned changes. Sample area E (Fig. 3.7) with size of 87 km2 describes compact spruce forest in the Gluchová Mt. (822 m a. s. l.) on SlovakPolish border, approximately 7 km to the north-east from the town of Námestovo (Slovakia). Landsat TM imagery acquired in September 1994 describes the initial stage of decline of private spruce forests, occurring mainly in the southern part of the forested area. This is the initial spot from where the decline spreads to the central part (May 2001 image) and further to all the remaining parts (June 2010 image). This area represents one of the main initial spots of spruce decline in the Orava region. Armillaria disease was extremely important agent in the initial stages of decline. As can be seen in the fourth image, the decline occurred both in Slovak and Polish parts of the forested area. Dark blue to black color in the right bottom part portrays the Oravská priehrada dam water body. Sample area F (Fig. 3.8) describes the total area of the Kysuce, Horná Orava and adjacent regions in the Czech Republic and Poland. Size of this area is 4,096 km2. Dark red color portrays the changes induced primarily by accidental felling. The centre of spruce forests decline is located in the Kysuce Beskids, mainly in the southern (Fig. 3.5) and eastern parts of the main mountain crest. Similar damage can be seen in the adjacent parts of the Soła basin in the Silesian (Fig. 3.6) and Żywiec Beskids. Smaller spots of decline occurred in the eastern part of the Javorníky Mts., highly concentrated westerly from the town of Turzovka. The northern part of the Kysucká vrchovina Mts. is largely stricken. The most affected areas in the Orava region can be seen in in the surrounding of the Námestovo (eastern edge of the Oravská Magura Mt. and Podbeskydská vrchovina Mts., Fig. 3.7) and northerly from the village of Oravská Polhora. Forest stands in the Biela Orava basin (surrounding of the Oravská Lesná village and large part of the Oravská Magura Mt.) remain relatively healthy. Important focal area of decline is located close to the right bottom part of the image.

Plocha D (Obr. 3.6) znázorňuje najvyššie partie Sliezskych Beskýd s vrcholmi Barania Góra (1 220 m n. m.) a Skrzyczne (1 257 m n. m.), spolu s pramennou oblasťou rieky Visla (centrálna časť). Rozloha výrezu je 368 km2. Satelitná snímka z roku 1994 zachytáva východiskový stav so súvislými smrekovými lesmi v centrálnej a južnej časti pohoria. Snímky z rokov 2005 a 2007 dokumentujú dynamiku rozpadu smrekových porastov. V roku 2007 ešte kompaktné smrekové porasty juhozápadne od vrcholu Barania Góra postihol rozpad ako posledné. Červenou farbou na štvrtom obrázku sú znázornené zmeny stavu lesa v období 1994 až 2007. Plocha E (Obr. 3.7) o veľkosti 87 km2 zachytáva lesný celok v oblasti vrchu Gluchová (882 m n. m.) na slovensko-poľskej hranici, približne 7 km severovýchodne od Námestova. Na satelitnej snímke Landsat TM z júla roku 1994 je zachytená počiatočná fáza rozpadu súkromných smrekových lesov, najmä v južnej časti lesného celku, odkiaľ sa rozpad šíril do centrálnej (snímka z mája 2001) a postupne aj ostatných častí (snímka z júna 2010). Ide o jedno z primárnych ohnísk odumierania smreka v regióne Oravy s vysokým podielom napadnutia podpňovkou, predovšetkým v prvých štádiách rozpadu. Rozpad postihol slovenskú ako aj poľskú stranu a jeho celkový postup v období 1994 – 2010 dokumentuje štvrtý obrázok. Tmavomodrá až čierna farba v pravej dolnej časti znázorňuje vodnú plochu Oravskej priehrady. Plocha F (Obr. 3.8) zachytáva oblasť Kysúc, Hornej Oravy a priľahlých častí Českej republiky a Poľska. Rozloha zobrazeného územia je 4 096 km2. Tmavé odtiene červenej farby označujú zmeny v stave lesa z dôvodu prevažne náhodnej ťažby. Centrum rozpadu smrekových lesov sa nachádza v oblasti Kysuckých Beskýd, najmä na južnej (Obr. 3.5) a západnej strane ich hlavného hrebeňa. Takmer rovnako je postihnutá s nimi susediaca horná časť povodia rieky Soła v Sliezskych (Obr. 3.6) a Živieckych Beskydoch. Relatívne menšie ohniská rozpadu sa nachádzajú v celej východnej časti Javorníkov s vyššou koncentráciou západne od mesta Turzovka. Výrazne postihnutá je tiež severná časť Kysuckej vrchoviny. Na Orave sú najviac postihnuté lesy v okolí Námestova (východný okraj Oravskej Magury a Podbeskydskej vrchoviny, Obr. 3.7) a nad Oravskou Polhorou. Relatívne menej postihnuté ostávajú lesné komplexy v povodí Bielej Oravy (okolie Oravskej Lesnej a prevažná časť Oravskej Magury). Výrazné ohnisko pri pravom dolnom okraji leží v Skorušinských vrchoch.

A

39

Airborne visible 2003 / Letecká snímka vo viditeľnej časti spektra 2003 Fig. 3.3 Airborne imagery presenting the progresive deforestation in the Kysuce region – sample area A Obr. 3.3 Letecké snímky dokumentujúce postupujúce odlesnenie v oblasti Kysúc – územie A

A

40

Airborne infrared 2005/ Letecká infračervená snímka 2005

A

41

Airborne visible 2009 / Letecká snímka vo viditeľnej časti spektra 2009

B

42

Landsat satellite imagery, 2. 7. 1994 / Satelitná snímka Landsat, 2. 7. 1994 Landsat satellite imagery, 12. 6. 2010 / Satelitná snímka Landsat, 12. 6. 2010

Landsat satellite imagery, 2. 9. 2005 / Satelitná snímka Landsat, 2. 9. 2005 Changes between 1994–2010 (red) / Zmeny v období 1994 – 2010 (červená)

Fig. 3.4 Forest cover changes in the Kysuce region – sample area B / Obr. 3.4 Zmeny stavu lesa v oblasti Kysúc – územie B

C

Landsat satelite imagery 2. 7. 1994 / Satelitná snímka Landsat, 2. 7. 1994 Landsat satelite imagery 12. 6. 2010 / Satelitná snímka Landsat, 12. 6. 2010

Landsat satelite imagery 2. 9. 2005 / Satelitná snímka Landsat, 2. 9. 2005 Changes between 1994–2010 (red) / Zmeny v období 1994 – 2010 (červená)

Fig. 3.5 Forest cover changes in the Kysuce region – sample area C / Obr. 3.5 Zmeny stavu lesa v oblasti Kysúc – územie C

43

D

44

Landsat satelite imagery 2. 7. 1994 / Satelitná snímka Landsat, 2. 7. 1994 Landsat satellite imagery, 23. 8. 2007 / Satelitná snímka Landsat, 23. 8. 2007

Landsat satelite imagery 2. 9. 2005 / Satelitná snímka Landsat, 2. 9. 2005 Changes between 1994–2010 (red) / Zmeny v období 1994 – 2010 (červená)

Fig. 3.6 Forest cover changes in the Silesian Beskids – sample area D / Obr. 3.6 Zmeny stavu lesa v oblasti Sliezskych Beskýd – územie D

E

Landsat satelite imagery 2. 7. 1994 / Satelitná snímka Landsat, 2. 7. 1994

Landsat satellite imagery, 26. 5. 2001 / Satelitná snímka Landsat, 26. 5. 2001

Landsat satellite imagery, 12. 6. 2010 / Satelitná snímka Landsat, 12. 6. 2010

Changes between 1994–2010 (red) / Zmeny v období 1994 – 2010 (červená)

Fig. 3.7 Forest cover changes in the Orava region – sample area E / Obr. 3.7 Zmena stavu lesa v oblasti Oravy – územie E

45

46

Fig. 3.8 Forest cover changes in the Kysuce region, Horná Orava and adjacent regions in the Czech Republic and Poland – sample area F Obr. 3.8 Zmena stavu lesa v oblasti Kysúc, Hornej Oravy a priľahlých častí Českej republiky a Poľska – územie F

F

47

Changes between 1994–2010 (red) / Zmeny v období 1994 – 2010 (červená)

IV Air pollution and forest nutrition – what are their roles in spruce forests decline? 49

Znečistenie ovzdušia a výživa – príčiny hynutia smrekových porastov? Vít Šrámek Zuzana Sitková Stanisław Małek Pavel Pavlenda Tomáš Hlásny

O

50

wing to measures resulting from international conventions and obligations (Geneva 1979, Helsinki 1985, Sofia 1988, Oslo 1994, Gothenburg 1999), a substantially decreasing trend of air pollution in Europe (especially SO2) has been achieved in recent decades. Vestreng et al. (2007) have stated that anthropogenic SO2 production in Europe decreased by 73% over the period from 1980 to 2004. Long-term monitoring of air pollution’s impact on forest ecosystems has confirmed a decrease in concentrations of acidifying substances (e.g. SO42–) also in throughfall depositions in forest stands (de Vries et al. 2003). In spite of such positive trends, pan-European research has shown that recovery of forest ecosystems after long-term air pollution stress has been markedly delayed (Posch et al. 2001). The soil environment’s response to atmospheric inputs is delayed in time mainly due to the buffering processes in forest soils, such as exchange of cations in sorption complex (Kunca 2005). Therefore, it can take decades or even centuries until equilibrium in an ecosystem is achieved (Małek et al. 2005) . Regeneration of soil properties is expected to be very slow even under the current air pollution load, and natural processes in many areas will not necessarily lead to restoration of the original equilibrium. An ICP Forests report (Lorenz et al. 2007) based on European mapping of critical load exceedances emphasizes that risk of environmental damages still is at an unacceptable level as a result of accumulated acidifying substances in soils. Therefore, ecological problems related to forest soils can be expected to persist in the coming decades. As suggested in this book’s introductory chapter, industrial air pollution is generally recognised to be the most fundamental cause of spruce decline in the Beskids. Therefore, this chapter summarizes recent knowledge acquired in this region regarding air pollution, acid deposition, and the nutrition status of forest soils, stands and trees.

Air pollution The geographical position of the Beskids implies their longterm exposure to air pollution, and especially to acid deposition in their Czech and Polish parts. Heavy air pollution, especially by sulphur dioxide (SO2), seriously influenced forests in the Beskids during the 1970s and 1980s, mainly in their western parts which were exposed to Ostrava, Karviná and Katowice air pollution sources (Fig. 4.1). At that time, mean concentration of SO2 during winter seasons often exceeded the 20 µg.m–3 critical limit for the protection of vegetation in winter. Occasionally, even monthly mean concentration of more than 100 µg.m–3 was recorded at the most polluted sites. SO2 production has declined substantially during the last 15 years, which has also been reflected in improved air quality in forested areas (Fig. 4.2). Such trend can also be documented by the results of a dispersion model developed for the Slovak part of the Beskids, which estimates annual mean SO2 concentration of 10.4 µg.m–3 for the period 1995–1999 and 4.7 µg.m–3 for the period 2000– 2004 (Sitková et al. 2010). Currently, SO2 concentrations are sufficiently low under the air quality limits. The same tendency has been observed in nitrogen oxides (NOx) concentration. Even though nitrogen oxide concentrations were higher in the 1980s than today, they have probably never directly influenced forest health status in the Beskids. Their annual mean concentration today fluctuates between 5 and 8 µg.m–3, which is far beneath the limit for vegetation protection (30 µg.m–3).

Air pollution is contamination of the atmosphere by gaseous, liquid, or solid wastes or by-products that can endanger human health and the health and welfare of plants and animals, or can attack materials, reduce visibility, or produce undesirable odours. The contamination level is usually given in terms of atmospheric concentrations (micrograms of pollutants per cubic metre of air) or, for gases, in terms of parts per million, that is, number of pollutant molecules per million air molecules.

V

ďaka opatreniam vyplývajúcich z mnohých medzinárodných dohovorov a záväzkov (Ženeva 1979, Helsinky 1985, Sofia 1988, Oslo 1994, Gothenburg 1999) dosiahol trend znečistenia ovzdušia v Európe (najmä SO2) za ostatné desaťročia výrazný pokles. Objem európskych antropogénnych emisií SO2 bol v priebehu obdobia 1980 do 2004 zredukovaný o 73 % (Vestreng et al. 2007). Dlhodobý monitoring dopadov vývoja znečistenia ovzdušia na lesné ekosystémy potvrdil pokles koncentrácií zakysľujúcich zlúčenín (napr. SO42–) aj v porastových zrážkach (de Vries et al. 2003). Napriek uvedeným, relatívne pozitívnym trendom, výsledky celourópskych výskumov ukázali, že zotavovanie ekosystémov z imisného stresu je len veľmi pozvoľné (Posch et al. 2001). Odozva pôd na atmosférické vstupy je časovo zdržaná tlmivými procesmi v lesných pôdach, napr. výmenou katiónov v sorpčnom komplexe (Kunca 2005), takže môže trvať dekády až storočia, kým bude v ekosystéme dosiahnutá rovnováha (Małek et al. 2005). Regenerácia pôdnych vlastností bude aj pri súčasnej záťaži veľmi pomalá a prirodzené procesy nebudú v mnohých oblastiach viesť k obnove pôvodnej rovnováhy. Potvrdzujú to aj výsledky prezentované v správe ICP Forests (Lorenz et al. 2007), ktorá na základe výsledkov celoeurópskeho mapovania prekračovania kritických záťaží upozorňuje na fakt, že v dôsledku už naakumulovaných zakysľujúcich látok v pôdach, naďalej pretrváva riziko environmentálneho poškodenia na neakceptovateľnej úrovni. V nastávajúcich dekádach preto možno v súvislosti s lesnými pôdami očakávať pretrvávanie ekologických problémov.

Znečistenie ovzdušia znamená kontamináciu atmosféry plynnými, kvapalnými alebo tuhými časticami, prípadne inými vedľajšími produktami výroby, ktoré môžu poškodzovať ľudské zdravie, zdravie rastlín a živočíchov, ale tiež rôzne materiály a povrchy, znižujú viditeľnosť alebo produkujú nežiadúci zápach. Úroveň kontaminácie je daná koncentráciou látky v atmosfére (vyjadrená v mikrogramoch na meter kubický vzduchu), v prípade plynných látok počtom molekúl znečisťujucej látky (plynu) na milión molekul vzduchu.

Ako už bolo naznačené v úvodnej kapitole, priemyselné znečistenie ovzdušia je všeobecne považované za jednu zo základných príčin hynutia smrekových porastov v oblasti Beskýd. Z uvedeného dôvodu sme v tejto kapitole zosumarizovali súčasné poznatky týkajúce sa znečistenia ovzdušia, kyslej depozície, stavu lesných pôd a výživy lesných porastov, ktoré boli v rámci výskumu v tomto regióne nadobudnuté.

Znečistenie ovzdušia Vďaka svojej geografickej polohe sú Beskydy vystavené dlhodobému vplyvu znečistenia ovzdušia, obzvlášť formou kyslej depozície v českej a poľskej časti územia. Lesy v beskydskej oblasti boli významne ovplyvňované znečistením ovzdušia najmä v sedemdesiatych a osemdesiatych rokoch, a to predovšetkým pôsobením oxidov síry (SO2). Postihnutá bola najmä západná časť územia, ktorá bola viac exponovaná voči hlavným zdrojom znečistenia v aglomeráciách Ostrava, Karviná a Katowice (Obr. 4.1) V tom čase priemerné koncentrácie SO2 najmä v zimných mesiacoch často prekračovali hodnotu 20 µg.m–3, ktorá predstavuje kritický limit pre ochranu vegetácie v zimnom období. V najviac znečistených oblastiach boli epizodicky zaznamenané priemerné mesačné koncentrácie aj vyššie ako 100 µg.m–3. Produkcia SO2 sa počas ostatných 15 rokov významne znížila, čo sa odrazilo aj v zlepšení kvality ovzdušia v lesných oblastiach (Obr. 4.2). Uvedený trend potvrdzujú aj výsledky rozptylového modelu aplikovaného v slovenskej časti Beskýd, podľa ktorého dosahovali priemerné ročné koncentrácie SO2 hodnotu 10,4 µg.m–3 v rokoch 1995 – 1999 a hodnotu 4,7 µg.m–3 v období 2000 – 2004 (Sitková et al. 2010). V súčasnosti sú koncentrácie oxidov síry uspokojivo pod kritickými limitami pre kvalitu ovzdušia. Podobná tendencia bola zistená aj pri koncentráciách oxidov dusíka (NOx). Aj keď boli koncentrácie oxidov dusíka v osemdesiatych rokoch podstatne vyššie ako je tomu v súčasnosti, pravdepodobne nikdy bezprostredne neovplyvnili zdravotný stav lesov v Beskydoch. Dnešné priemerné ročné koncentrácie kolíšu medzi 5 až 8 µg.m–3, čo je výrazne pod limitom pre ochranu vegetácie (30 µg.m–3).

51

Nitrogen oxides are important as precursors for ozone formation. Mean summer ozone concentration in the Beskids usually reaches 60 to 90 µg.m–3. Under certain meteorological conditions, the monthly average exceeds 100 µg.m–3. Because ozone has a cumulative influence upon vegetation, the limits are assessed using the AOT40 index that accumulates hourly concentrations of ozone exceeding 40 ppb (80 µg.m–3) during the vegetation season. In fact, critical limits for vegetation protection are regularly exceeded over the entire area of the Beskids. On the other hand, similarly increased ground level ozone concentration commonly occurs over most of the Czech Republic, Slovakia and southern Poland without direct visible effects on forests. Therefore, it is doubtful that ozone substantially impacts on forest health in the Beskids or that it is significantly related to the observed forest decline.

Atmospheric deposition 52

Regional differences in forest health in the western and eastern parts of the Beskids are believed to reflect various loads of acid deposition in the past. Unfortunately, there are no exact measurements of atmospheric deposition during the 1970s and 1980s, when the air pollution peaked. It is quite apparent that the Moravian-Silesian Beskids, which are closer to the main air pollution sources, were more influenced than was the eastern part in Slovakia. A decrease of sulphur deposition since the second half of the 1990s can be documented in the Červík catchment in the central part of the Moravian–Silesian Beskids and at the Grónik permanent monitoring plot (PMP) in the Kysuce Beskids (Fig.  4.3). The observed trends are very similar, although the Červík catchment represents an average load for the Moravian–Silesian Beskids while Grónik PMP represents one of the sites with the historically highest sulphur deposition in Slovakia (Pavlenda et al. 2010). The current level of atmospheric sulphur deposition is estimated to be 5–9 kg.ha–1.year–1 at the open field site (bulk deposition) in both mentioned localities, although Novotný et al. (2008) found even 12 kg.ha–1.year–1 in the Czech part of the Silesian Beskids. The deposition measured

Fig. 4.1 The main air pollution sources in the Beskids Obr. 4.1 Hlavné zdroje znečistenia ovzdušia v oblasti Beskýd

Ozone (trioxygen, O3) is a gaseous pollutant which is not directly produced by human activities. It originates from a photochemical reaction in the atmosphere, where the common O2 molecule is oxidized to O3 with the help of ultraviolet radiation, nitrogen oxides (NO2), and volatile organic compounds. Ozone is naturally produced in the stratosphere, where it has an important role in absorbing ultraviolet radiation. Tropospheric (ground-level) ozone can have adverse effects on vegetation, animals and human beings. Atmospheric deposition is the transfer of substances from the air to the surface of the earth, either in wet form (rain, fog, snow, dew, frost, hail) or in dry form (gases, aerosols, particles). This includes acidic deposition, or “acid rain”, which is a common term used in reference to the acidic components found in rain, snow, fog, dew, or dry particles.

Fig 4.2 Development of monthly mean SO2 concentrations at two air quality monitoring stations in the Moravian–Silesian Beskids during the period 1992–2009 (Source: Czech Hydrometeorological Institute) Obr. 4.2 Vývoj priemerných mesačných koncentrácií SO2 v ovzduší na dvoch staniciach monitorujúcich kvalitu ovzdušia v oblasti Moravsko-sliezskych Beskýd od roku 1992 do 2009 (Zdroj: Český hydrometeorologický ústav)

Ozón (trioxygen, O3) je plynný polutant, ktorý nie je priamym produktom ľudských aktivít. Vzniká pri fotochemickej reakcii prebiehajúcej v atmosfére, kde molekula kyslíka O2 za pomoci ultrafialového žiarenia, oxidov dusíka a organických prchavých látok (VOC) oxiduje na O3. Ozón je prirodzene produkovaný v stratosfére, kde má dôležitú úlohu absorbovať ultrafialové žiarenie. Troposférický (prízemný) ozón môže mať naopak nepriaznivé účinky na vegetáciu, živočíchy a ľudí. Atmosférická depozícia znamená prenos rôznych substancií na povrch zeme, a to buď vo forme mokrej (dážď, hmla, sneh, rosa, námraza, krúpy) alebo suchej (plyny, aerosóly, tuhé častice) depozície, ktorú poznáme aj ako kyslú depozíciu, či „kyslý dážď“. Tento termín je často používaný v súvislosti s obsahom zakysľujúcich látok v daždi, snehu, hmle, rose alebo v suchých prachových časticiach.

Oxidy dusíka sú dôležitými prekurzormi tvorby troposférického ozónu. Priemerné koncentrácie ozónu v letných mesiacoch dosahujú v oblasti Beskýd hodnoty okolo 60 až 90 µg.m–3. Za určitých meteorologických podmienok prekračujú mesačné priemery aj hodnotu 100 µg.m–3. Keďže ozón má na vegetáciu kumulatívne účinky, limitné hodnoty sú hodnotené použitím kumulatívneho indexu AOT40, ktorý vyjadruje sumy hodinových koncentrácií ozónu prekračujúcich hranicu 40 ppb (80 µg.m–3) počas vegetačnej sezóny. V skutočnosti sú kritické hodnoty pre ochranu vegetácie prekračované na celom území Beskýd. Na druhej strane, zvýšené koncentrácie prízemného ozónu pozorované na väčšine územia Čiech, Slovenska a južného Poľska nespôsobujú viditeľné prejavy poškodenia na lesných porastoch. Reálne dopady koncentrácií ozónu na zdravotný stav lesov v Beskydoch a ich vzťah k hynutiu smrekových porastov v tejto oblasti však neboli jednoznačne preukázané.

Atmosférická depozícia Regionálne rozdiely v zdravotnom stave lesov vo východnej a západnej časti Beskýd pravdepodobne odrážajú rôznu úroveň záťaže kyslou depozíciou v minulosti. Bohužiaľ, priame merania atmosférickej depozície zo sedemdesiatych a osemdesiatych rokov, kedy znečistenie ovzdušia kulminovalo, absentujú. Je pravdepodobné, že Moravsko-sliezske Beskydy, situované bližšie k zdrojom znečistenia ovzdušia boli ovplyvňované viac ako napríklad východnejšie časti Beskýd na Slovensku. Pokles depozície síry v druhej polovici deväťdesiatych rokov bol zaznamenaný v centrálnej časti Moravsko-sliezskych Beskýd (povodie Červík) a na trvalej monitorovacej ploche (TMP) Grónik v Kysuckých Beskydoch (Obr. 4.3). Pozorované trendy majú veľmi podobný priebeh, aj keď povodie Červík reprezentuje oblasť so strednou záťažou v Moravsko-sliezskych Beskydoch, zatiaľ čo monitorovacia plocha Grónik predstavuje dlhodobo stanovište s historicky najvyššou depozíciou síry v rámci Slovenska (Pavlenda et al. 2010). Súčasné hodnoty atmosférickej depozície síry sa pohybujú okolo 5 – 9  kg.ha–1.rok–1 na voľnej ploche na oboch lokalitách, hoci v českej časti Sliezskych Beskýd bola zistená depozícia až 12  kg.ha–1.rok–1 (Novot-

53

54

under forest stands is as a rule significantly higher, and mainly so in coniferous stands. A load of 8–20 kg.ha–1.year–1 could be expected in Norway spruce stands in the Beskids, depending on a stand’s age and structure. Hadaš (2008) has estimated the potential deposition of sulphur to be even 20–25 kg.ha–1.year–1 in the highest location of the Czech part of the Silesian Beskids at the Polish border. Such depositions can also be expected in the western, highly exposed parts in the Moravian–Silesian Beskids. The mean sulphur (S–SO42–) deposition (1999–2003) to the Dupniański catchment located near the Polish-Czech and Slovakia borders in the Silesian Beskids was 13.7 kg.ha–1.year–1 at the open plot (bulk), whereas in terms of throughfall and stemflow of each particular Norway spruce age class it increased from 13.1 kg.ha–1.year–1 in the 1st age class to 16.9, 17.8 and 17.9 kg.ha–1.year–1 in the 2nd, 5th and 6th age classes, respectively. The sum of the strong acids (S–SO42– and N–NO3) in bulk deposition was around 22.7 kg.ha–1.year–1, but in throughfall and stemflow around 24.8 kg.ha–1.year–1 was found in the older age classes (Małek 2010). In contrast to sulphur, nitrogen atmospheric deposition does not exhibit such decreasing tendency. The negative role of nitrogen seems to be important not only for the acidification of forest ecosystems but also for eutrophication within them. The bulk deposition of total nitrogen (in forms of NO3– and NH4+) varies from 6 to 15 kg.ha–1.year–1 in the Moravian–Silesian Beskids, and throughfall deposition in the Norway spruce stands was estimated to be in the range of 8–20 kg.ha–1.year–1. Hadaš (2008) suggests that acidification potential for nitrogen deposition in the Czech part of the Silesian Beskids can be 77%, compared to 23% potential for sulphur deposition. In this region, 9% of forest area exhibits exceedance of the critical load for nitrogen deposition. In the Dupniański Stream catchment, nitrogen deposition (sum of N–NO3– and N–NH4+) was approximately 21 kg.ha–1. year–1 in bulk precipitation, but only about 16 kg.ha–1.year–1 was deposited to the upper soil layer in each particular spruce age class. This value was above the critical load (15–20 kg N.ha–1. year–1) for coniferous trees (Małek 2010). This will change N/ macronutrients ratios, decreasing K and Mg and increasing N concentration in the foliar tissue (Hall 2004) over time. Con-

Fig. 4.3 Trend of sulphur deposition at the open plot (bulk) and Norway spruce stand (throughfall) at Červík catchment (central part of Moravian–Silesian Beskids) and at Grónik permanent monitoring plot (Kysuce Beskids) Obr. 4.3 Vývoj ročnej depozície síry na voľnej ploche a v smrekovom poraste v povodí Červík (centrálna časť Moravsko-sliezskych Beskýd) a na trvalej monitorovacej ploche Grónik (Kysucké Beskydy)

Critical loads of sulphur and nitrogen acidity for an ecosystem have been specifically defined at the Skokloster Workshop as: “The highest deposition of acidifying compounds that will not cause chemical changes leading to long-term harmful effects on ecosystem structure and function” (Nilsson & Grennfelt 1988). Both sulphur and nitrogen compounds contribute to the total deposition of acidity. The acidity input has to be considered in total regardless whether it is due to S or N depositions. Thus, the ratio between sulphur and nitrogen may vary without change in the acidity load. In addition to acidification, inputs of nitrogen may influence the eutrophication and nutrient imbalances of ecosystems. The critical load for nitrogen nutrition effects is defined as: “the highest deposition of nitrogen as NHx and/or NOy below which harmful effects in ecosystem structure and function do not occur according to present knowledge (Mapping Manual 2004). A positive difference between the current deposition level and the critical load is referred to as an exceedance. Calculating critical load functions and target load functions includes several simplifications and thus can be viewed as a risk concept: “The higher the exceedance the higher the risk for adverse effects and there is a certain risk that zero exceedance will still lead to adverse effects.”

KYSUCE ORAVA

Fig. 4.4 Exceedance of sulphur critical loads in the Kysuce and Orava regions (2000–2005) (Sit­ková & Kunca 2008) Obr. 4.4 Mapa prekračovania kritických záťaží síry v regiónoch Kysuce a Orava (2000 – 2005) (Sitková & Kunca 2008)

Definícia kritických záťaží acidity síry a dusíka pre ekosystémy bola ustanovená na pracovnej konferencii o kritických záťažiach v Skoklostery v roku 1988 (Nilsson & Grennfelt 1989) ako: „Najvyššia depozícia zakysľujúcich zložiek, ktorá nespôsobuje chemické zmeny vedúce k dlhodobým škodlivým účinkom na štruktúru a funkčnosť ekosystémov“. Ku zakysleniu prispievajú obidve zložky, síra aj dusík, preto sa uvažuje so sumárnym vstupom oboch látok bez ohľadu na to, či je spôsobené depozíciou síry alebo dusíka. Preto sa pomer medzi sírou a dusíkom môže ľubovolne meniť bez zmeny v kyslej záťaži. Okrem procesu acidifikácie, môžu depozície dusíka spôsobiť aj eutrofizáciu a živinovú nerovnováhu ekosystémov. Kritická záťaž pre vplyv nutričný dusík je definovaná ako: „Najvyššia prípustná depozícia dusíka v amoniakálnej a/alebo dusičňanovej forme, pri ktorej na súčasnej úrovni poznania nedochádza k škodlivým dopadom na štruktúru a funkčnosť ekosystému“ (Mapping Manual 2004). Kladná odchýlka súčasnej úrovne depozície od hodnoty kritickej záťaže sa označuje ako prekračovanie kritických záťaží. Výpočet kritických záťaží a stanovenie funkcií cieľovej záťaže zahŕňa viaceré zjednodušenia. Koncept rizika, vyplývajúceho z ich prekračovania je chápaný nasledovne: „Vyššie prekračovanie predstavuje zároveň aj vyššie riziko nepriaznivých vplyvov, a určité riziko pretrvávania nežiadúcich vplyvov existuje aj pri nulovom prekračovaní“.

ný et al. 2008). Depozícia meraná v lesných porastoch, najmä v ihličnatých, býva v porovnaní s otvorenou plochou obvykle signifikantne vyššia. V smrekových porastoch Beskýd sa depozícia v závislosti od veku a štruktúry porastu pohybuje v rozpätí od 8 – 20 kg.ha–1.rok–1. Potenciálna depozícia síry môže v najvyšších polohách Sliezskych Beskýd, na hranici Čiech a Poľska, dosahovať hodnoty až 20 – 25 kg.ha–1.rok–1 (Hadaš 2008). Podobné hodnoty sa predpokladajú aj v západných, vysoko exponovaných partiách Moravsko-sliezskych Beskýd. V lesnom povodí Dupniański, situovanom blízko poľsko-česko-slovenských hraníc v Sliezskych Beskydoch, bola v období 1999 – 2003 zistená priemerná ročná depozícia síry 13,7  kg.ha–1.rok–1 na voľnej ploche, zatiaľ čo v porastových zrážkach (podkorunové zrážky a stok po kmeni) postupne narastala vo vzťahu k vekovým triedam smreka nasledovne: 13,1  kg.ha–1.rok–1 v 1. vekovej triede, 16,9 kg.ha–1.rok–1 v 2. vekovej triede, 17,8 kg.ha–1.rok–1 v 5. vekovej triede až na 17,9 kg.ha–1.rok–1 v 6. vekovej triede. Zmiešaná (bulk) depozícia silne zakysľujúcich komponentov (S–SO42– a N–NO3) sa pohybovala okolo hodnoty 22,7 kg.ha–1.rok–1, v podkorunových zrážkach a stoku po kmeni bola v starších vekových triedach smreka zistená hodnota 24,8 kg.ha–1.rok–1 (Małek 2010). Na rozdiel od síry, depozície dusíka nevykazujú tak jednoznačne klesajúci trend. Negatívne účinky nadmerných depozícií dusíka nespočívajú len v acidifikácii lesných ekosystémov, ale aj v procese ich postupnej eutrofizácie. Zmiešaná depozícia celkového dusíka vo forme NO3– a NH4+ sa v Moravskosliezskych Beskydoch pohybuje približne v rozpätí od 6 do 15 kg.ha–1.rok–1, zatiaľ čo podkorunová depozícia v smrekovom poraste sa odhaduje na 8 – 20 kg.ha–1.rok–1. Pre oblasť českej časti Sliezskych Beskýd bol odhadnutý acidifikačný potenciál depozície dusíka na 77 % v porovnaní ku 23 % depozície síry (Hadaš 2008). Prekračovanie kritických záťaží dusíka vykazuje až 9 % lesných porastov v tejto oblasti. V povodí potoka Dupniański bola zistená depozícia celkového dusíka (N–NO3– a N–NH4+) 21 kg.ha–1.rok–1 v zrážkach na voľnej ploche, pričom bolo zistené, že v smrekových porastoch všetkých vekových tried sa do vrchných horizontov pôdy dostáva približne 16 kg N.ha–1.rok–1, čo je stále nad hodnotou kritických záťaží stanovenou pre ihličnaté dreviny (15 – 20 kg.ha–1.rok–1) (Małek 2010). Vplyvom uvedených de-

55

centrations of NH4+ and H+ in throughfall (Małek & Astel 2008) and soil water (vertical penetration) increased with age of the spruce stands. This is of particular concern, as it will cause a gradual increase in soil acidification (Małek 2010). Spatial modelling of critical loads of acidity in the Kysuce and Orava regions (Fig. 4.4) indicated critical loads exceedance at less than 14% of the two regions’ total area during 2000–2005 (Sitková & Kunca 2008). The highest exceedance occurred in soils with low weathering rates of base cations (Podzols and Dystric Cambisols). In summary, the current load of atmospheric deposition should not be a imminent threat to forest ecosystems in this part of the Beskids. Under the present substantially reduced deposition of acid compounds, the future development of forest soil conditions in sites that historically were extremely polluted remains uncertain.

Forest soils 56

As mentioned in Chapter I, the part of the Beskids under study has relatively homogenous soils and geology. The flysch bedrock is formed by various series of sandstones and claystones. Dystric and Haplic Cambisols with marginal occurrence of Podzols in the highest elevations on nutrient-poor sandstones dominate in the region. Forest soils were influenced by strong acidification during recent decades (Pavlenda & Ištoňa 2004, Hruška & Ciencala 2001). Acidification is one of the main aspects of atmospheric chemistry that may affect soil productivity. Plíva & Žlábek (1986) stated that the active acidity pH(H2O) in the Moravian–Silesian Beskids ranges from 3.5 to 5.5. Another survey was conducted in 2004 with chemical analyses of soil from 375 sampling sites (Fiala et al. 2005). The authors found that 95% of the upper mineral soil layer (0–5 cm) and 83% of deeper mineral soil in this region had pH(H2O) under 4. In the Orava region (Tab. 4.1), the median soil showed a decrease in its active pH(H2O) from 4.30 in 1965 to 3.83 in 1999 (Pavlenda & Ištoňa 2004). As part of an extensive 2006–2007 survey, 330 mineral soil samples were taken in

spruce stands throughout the entire Slovak part of the Beskids. The results suggest that the present active soil reaction varies in the range 3.67–4.10 (Sitková et al. 2010). In fact, soil reaction is just one of several indicators of soil acidity or the unfavourable soil conditions due to acidification. A comprehensive assessment of acid pollutant impacts should also consider the development of such other parameters as the content of exchangeable base cations or base saturation. In 1986, the base saturation of forest soil in the Czech part of the Beskids was described as distinctly unsaturated (less than 30%) (Plíva & Žlábek 1986). Fiala et al. (2005) reported that 65.1% of lower mineral soil layers (5–30 cm) exhibited critical base saturation under 10%. In addition, frequent deficiency of exchangeable calcium (80% of samples below 120 mg Ca.kg–1), magnesium (75% of samples below 20 mg Mg.kg–1) and phosphorus in mineral soil (depth ca 5–30 cm) was documented. Potassium content was sufficient or good in most samples. This unfavourable development in the central Moravian–Silesian Beskids was also confirmed by Lochman et al. (2008), who found distinct decrease of base cations and available phosphorus contents during the period 1981–2005 at several soil profiles within the studied research catchments (Červík and Malá Ráztoka). Very low base saturation, as well as very low calcium, magnesium and phosphorus content were also found within the entire soil profile in another group of seriously damaged Norway spruce stands in the Czech part of the Silesian Beskids ( Jablunkov – Nýdek). Base saturation was below 20% even in the more vital forest stands. Surprisingly, the same has been found also for the neighbouring stands of European beech (Fig. 4.5).

Tab. 4.1 Temporal changes of active soil reaction (pH) in the Orava region (Pavlenda & Ištoňa 2004) Tab. 4.1 Zmeny reakcie lesných pôd (pH) v oblasti Oravy (Pavlenda & Ištoňa 2004) pH Median 10th percentile

1965 4.30 3.92

1999 3.83 3.40

90th percentile

4.55

4.36

pozičných hodnôt môže v priebehu času dojsť ku zmene v pomeroch dusíka a makroživín, k poklesu koncentrácií draslíka a horčíka a nárastu obsahu dusíka v asimilačnom aparáte drevín (Hall 2004). Koncentrácie NH4+ a H+ v podkorunových zrážkach (Małek & Astel 2008) a pôdnej vode (vertikálny prienik) sa zvyšujú spolu s vekom smrekových porastov, čo bude postupne spôsobovať vyššiu acidifikáciu pôd (Małek 2010). Priestorové modelovanie kritických záťaží acidity v regiónoch Kysúc a Oravy (Obr. 4.4) preukázalo prekračovanie kritických záťaží na takmer 14 % výmery lesných porastov oboch regiónov v období rokov 2000 – 2005 (Sitková & Kunca 2008). Najvyššie hodnoty prekračovania kritických záťaží boli zistené na pôdach s nízkym pomerom zvetrávania bázických katiónov (podzoly a nenasýtené kambizeme). Súčasné hodnoty atmosférickej depozície síce nepredstavujú priamu hrozbu pre lesné ekosystémy tejto časti Beskýd, no budúci vývoj stavu pôd v oblastiach s historicky silnou imisnou záťažou ostáva otázny.

Stav lesných pôd Ako bolo uvedené v Kapitole I, záujmová časť Beskýd disponuje relatívne homogénnymi pôdnymi a geologickými podmienkami. Flyšové podložie tvoria predovšetkým rôzne série pieskovcov a ílovcov. Dominantným pôdnym typom sú kambizeme, najmä kambizeme modálne kyslé (nenasýtené), s okrajovým výskytom humusovo-železitých podzolov najmä vo vyšších polohách na nutrične chudobnejších pieskovcoch. Lesné pôdy boli počas ostatných desaťročí ovplyvňované procesmi silnej acidifikácie (Pavlenda & Ištoňa 2004, Hruška & Ciencala 2001). Acidifikácia je pritom jedným z hlavných aspektov chemizmu atmosféry, ktorý môže negatívne ovplyvňovať produktivitu lesných pôd. Aktívna reakcia pôd pH(H2O) v Moravsko-sliezskych Beskydoch sa podľa autorov Plíva & Žlábek (1986) nachádzala v  rozpätí od 3,5 do 5,5. V rámci prieskumu zrealizovaného v roku 2004 sa na základe chemických analýz pôd z 375 lokalít v tomto regióne zistilo, že 95 % hornej vrstvy minerálnej pôdy (0–5 cm) a 83 % hlbších vrstiev pôd dosahuje hodnotu pH(H2O) nižšiu ako 4 (Fiala et al. 2005).

Výsledky analýz pôd v regióne Oravy ukázali (Tab. 4.1), že medián aktívnej pôdnej reakcie pH(H2O) poklesol z hodnoty 4,3 v roku 1965 na hodnotu 3,83 v roku 1999 (Pavlenda & Ištoňa 2004). V rámci rozsiahleho terénneho prieskumu v rokoch 2006 – 2007 bolo v smrekových porastoch slovenskej časti Beskýd odobraných 330 vzoriek minerálnej pôdy. Výsledky ukázali, že v danom regióne sa pohybujú hodnoty aktívnej pôdnej reakcie v intervale od 3,67 – 4,10 (Sitková et al. 2010). V skutočnosti je pôdna reakcia len jedným z viacerých indikátorov acidity pôdy alebo nepriaznivého stavu lesných pôd zapríčinených acidifikáciou. Komplexné posúdenie dopadov zakysľujúcich látok na pôdy si vyžaduje zohľadnenie ďalších parametrov, ako je výmenná kapacita bázických katiónov alebo nasýtenie bázami. Podľa ukazovateľa bázického nasýtenia boli lesné pôdy v českej časti Beskýd charakterizované v roku 1986 ako výrazne nenasýtené (pod 30 %) (Plíva & Žlábek 1986). Podľa výsledkov analýz uvedených v práci Fiala et al. (2005), až 65,1 % hlbších vrstiev minerálnej pôdy (5 – 30 cm) vykazovalo kritické nasýtenie bázami pod 10 %. Navyše bol v minerálnej pôde zistený častý deficit vymeniteľného vápnika (80 % vzoriek pod 120 mg Ca.kg–1), horčíka (75 % vzoriek pod 20 mg Mg.kg–1) a fosforu. Obsah draslíka bol dostatočný alebo vyhovujúci vo väčšine vzoriek. Nepriaznivý vývoj stavu lesných pôd v centrálnej časti Moravsko-sliezskych Beskýd bol potvrdený aj v práci Lochman et al. (2008), ktorí vo viacerých pôdnych profiloch v rámci výskumných povodí Červík a Malá Ráztoka zistili v období rokov 1981 – 2005 výrazný pokles obsahu bázických katiónov a dostupného fosforu. Veľmi nízke nasýtenie bázami, ako aj veľmi nízky obsah vápnika, horčíka a fosforu v rámci celých pôdnych profilov bolo zistené aj v ďalšej časti Sliezskych Beskýd ( Jablunkov – Nýdek), v  oblasti s vážnym poškodením smrekových porastov. Nasýtenie bázami bolo nižšie ako 20 % dokonca aj vo vitálnejších porastoch smreka. Prekvapivo podobné hodnoty boli zistené aj pre susedné porasty buka lesného (Obr. 4.5). O niečo priaznivejší stav lesných pôd z hľadiska ich bázického nasýtenia bolo zistené v slovenskej časti Beskýd. Vo viacerých smrekových porastoch v regióne Kysúc prekračovalo priemerné nasýtenie pôd bázami hodnotu 20 %. Obsah bázic-

57

58

Forest soils status indicated by base saturation seems to be slightly better in the Slovak part of the Beskids. Average base saturation of soils at several Norway spruce stands in the Kysuce region exceeds 20%. The content of basic cations is generally lower than could be expected in the given natural conditions (mesotrophic sites). Extremely low base saturation ratios (60%

Odporúčaná rubná doba

Odporúčaná obnovná doba

31 %

Nepodstatná

Okamžitá

Navrhovaná kategorizácia dĺžky rubnej a obnovnej doby umožňuje flexibilnejší prístup k obhospodarovaniu lesa, hlavne v podmienkach jeho rýchleho rozpadu. Môže napomôcť pred-

chádzať rozpadu poškodených lesných ekosystémov s následnými ekologickými škodami (erózia pôdy, zvýšený odtok atď.) a problematickou obnovou rozsiahlych holín.

Prebierky Prebierka je pestovné opatrenie zamerané na súčasné porasty s prevahou smreka. Najnovšie poznatky naznačujú, že tieto porasty sa vyznačujú do veku 40 rokov menšou defoliáciou ako staršie porasty. Pozornosť by sa preto mala venovať práve stabilizácii súčasných mladých smrekových porastov prostredníctvom vhodných výchovných zásahov. Hlavné ciele prebierok v týchto porastoch sú: • zachovanie vitality a stability nadúrovňových stromov, čiže zvyšovanie stability celých porastov pred ich konverziou na porasty s prirodzenejším drevinovým zložením, • zníženie intercepcie porastov na dosiahnutie priaznivejšieho vodného režimu, • vytváranie mikroklímy priaznivej pre postupný rozklad opadanky, čím sa zlepšujú pôdne podmienky a zabraňuje sa hromadeniu surového humusu. Navrhované prebierkové modely smrekových porastov sú založené na jednom veľmi silnom zásahu v rastovej fáze mladín, pri hornej výške (ho) 5 m (Obr. 9.3). Najskôr by mali byť odstránené silno poškodené stromy, a to negatívnym výberom v podúrovni i úrovni porastu. Následne by sa mali z podúrovne a úrovne porastu odstrániť stredne poškodené stromy. Prvá prebierka sa zakončí tradičným negatívnym výberom v podúrovni, aby sa dosiahlo odporúčané zakmenenie porastu (Obr. 9.2). Prvou silnou prebierkou sa stimuluje hrúbkový prírastok zostávajúcich stromov, čím sa následne podporuje odolnosť voči poškodeniu snehom a námrazou. Otvorený korunový zápoj tiež zlepšuje porastovú mikroklímu (vyššia teplota vzduchu a pôdy, vyššia pôdna vlhkosť), čo prispieva k postupnej dekompozícii opadanky. Ročný opad v smrekových mladinách prevyšuje 5 ton sušiny na hektár (Novák & Slodičák 2004), takže rozklad opadanky je dôležitým procesom zachovania živín v smrekových porastoch. Počas výchovy sa môžu doplňovať tieňotolerantné listnaté dreviny (najmä buk) alebo ihličnany (jedľa) (Obr. 9.4).

151

After the second thinning, and especially in relatively healthy stands, some aspects of a stand’s health status can be improved also by a combination of low and high thinning. For example, it has been observed that damage to young trees by aphids (Sacchiphantes viridis Ratz.) in the Kysuce region was about 2.5 times higher in stands where thinning intensity was weak compared to that where thinning intervention was strong (5.2% versus 12.7%, Štefančík & Kamenský 2009). Application of thinning from above can support both height and diameter differentiation as well as suitable spatial distribution of future crop trees. Such thinning is recommended, however, only for those spruce stands which previously were thinned early, intensively and systematically. Thinning models have been elaborated based upon the aforementioned recommendations. In the models, number of

trees per hectare is proposed in accordance with top height (mean height of the 100 thickest trees per hectare). The models are differentiated according to the health condition of stands (up to 25% damaged trees versus more than 25% damaged trees) and according to site type (exposed sites and nutrientrich sites). Compared to the traditional density management in spruce stands, proposed models are more intensive at the young age. That is because young stands are relatively healthy and intensive opening of the canopy is not so risky as in older stands. Additionally, higher thinning intensity is recommended at the nutrient-rich sites due to the higher growth potential for trees there compared to exposed sites. Later (at top height 20 m and more), thinning intensity decreases and corresponds with the density from growth tables (Černý et al. 1996).

152

Fig. 9.2 Thinning programmes for spruce stands differentiated according to health condition of the stands and site type compared with growth tables (Černý et al. 1996) for site indices +1 (36) and 5 (26). Obr. 9.2 Prebierkový program pre smrekové porasty diferencovaný podľa zdravotného stavu a stanovištného typu porovnaný s rastovými tabuľkami (Černý et al. 1996) pre bonity +1 (36) a 5 (26).

Po vykonaní druhého zásahu, najmä v relatívne zdravých porastoch, sa kombinovaným zásahom podúrovňovou a úrovňovou prebierkou môžu zlepšiť aj niektoré aspekty zdravotného stavu porastu. Okrem iného sme zistili, že poškodenie mladých stromov voškami (Sacchiphantes viridis Ratz.) v oblasti Kysúc v porastoch so silným zásahom bolo 2,5 krát menšie v porovnaní s porastmi so slabou prebierkovou intenzitou (5,2 % až 12,7 %, Štefančík & Kamenský 2009). Aplikácia úrovňových prebierok môže podporiť výškovú aj hrúbkovú diferenciáciu a vhodné priestorové rozdelenie budúcich cieľových stromov. Avšak takáto výchova sa odporúča len v smrekových porastoch, ktoré boli predtým vychovávané včas, intenzívne a systematicky. Na základe uvedených odporúčaní bol vytvorený prebierkový model, v ktorom je počet stromov na hektár navrhovaný

podľa hornej výšky (priemerná výška 100 najhrubších stromov na hektár). Modely sa diferencujú podľa zdravotného stavu porastov (do 25 % poškodených stromov a nad 25 % poškodených stromov) a podľa stanovištného typu (exponované stanovištia a na živiny bohaté stanovištia). Pri porovnaní s tradičným obhospodarovaním smrekových porastov sa podľa navrhovaného modelu zasahuje intenzívnejšie v mladšom veku, pretože mladé porasty sú relatívne zdravšie, a silnejšie zníženie korunového zápoja nie je natoľko rizikové ako v starších porastoch. Vyššia intenzita zásahov sa odporúča na stanovištiach bohatých na živiny, kvôli väčšiemu rastovému potenciálu stromov, v porovnaní s exponovanými stanovišťami. Neskôr (pri hornej výške 20 m a viac) prebierková intenzita klesá a korešponduje so zakmenením porastov podľa rastových tabuliek (Černý et al. 1996).

153

Healthy spruce / Zdravý smrek

Unhealthy spruce / Poškodený smrek

Admixed broadleaves / Primiešaná listnatá drevina

Thinning / Prebierka

Fig. 9.4 Scheme for the first thinning in unhealthy young spruce stands (number of unhealthy trees exceeding 25% of all individuals) on nutrient-rich localities at middle and higher elevations. Thinning starts at top height (h0) of 5 m. First, damaged trees are removed by negative selection both from below and above, then thinning is completed by traditional negative selection from below resulting in recommended density (about 50% of trees are removed). During thinning, support to admixture of shade-tolerant broadleaved species (especially beech) or coniferous species (fir) is recommended as well.

Fig. 9.3 Spruce thicket after heavy thinning with 2,000 remaining individuals per hectare (Photo: I. Štefančík) Obr. 9.3 Smreková mladina po silnom zásahu s počtom 2 000 zostávajúcich jedincov na hektár (Foto: I. Štefančík)

Obr. 9.4 Schéma prvej prebierky v poškodených mladinách smreka (počet poškodených stromov > 25 % z celkového počtu jedincov) na stanovištiach bohatých na živiny v stredných a vyšších polohách. Prebierka začína pri hornej výške h0 = 5 m. Najskôr sa odstránia poškodené stromy, a to negatívnym výberom v podúrovni i úrovni porastu a prebierka sa zakončí tradičným negatívnym výberom v podúrovni, aby sa dosiahlo odporúčané zakmenenie porastu (asi 50 % stromov sa odstráni). Počas prebierky sa odporúča podpora prímesí tieňotolerantných listnatých drevín (najmä buka) alebo ihličnanov (jedle).

Conclusions All silvicultural measures discussed above focus on replacing the present declining forest stands composed mainly of Norway spruce with new stands having diverse species composition and more complex structure. A general theme is to approach the natural tree species composition while complementing that with less traditional species producing positive effects on forest soils, such as wild cherry, aspen and birch. Enrichment by introducing Douglas fir, which appears to be resistant to drought and pests in our conditions, is recommended as well. While silvicultural measures cannot reverse the critical decline and disintegration of the existing Norway spruce monocultures, they can, together with other remedial measures, slow these processes and thus provide additional time for converting forests over the long term to stable and close-to-nature ecosystems.

154

Záver

References / Literatúra

Všetky uvedené pestovateľské opatrenia sú zamerané na nahradenie súčasných chradnúcich porastov skladajúcich sa hlavne zo smreka obyčajného novými porastmi s väčšou pestrosťou drevinového zloženia a zložitejšou štruktúrou. Všeobecným motívom je priblíženie sa k prirodzenému drevinovému zloženiu porastov doplnenému menej tradičnými druhmi, ktoré majú pozitívny účinok na pôdu, ako napr. čerešňa vtáčia, osika a breza. Odporúča sa tiež obohatenie o duglasku tisolistú, ktorá sa v našich podmienkach prejavuje ako odolná drevina voči suchu a hmyzím škodcom. V skutočnosti pestovné opatrenia nemôžu zvrátiť kritické chradnutie a rozpad smrekových monokultúr. Môžu však, spolu s ostatnými ozdravnými opatreniami, spomaliť tieto procesy a tak poskytnúť ďalší čas na dlhodobú premenu lesov na stabilné a prírode blízke ekosystémy.

Assmann, E. 1968: Náuka o výnose lesa. Príroda, Bratislava: 488 p Černý, M., Pařez, J., Malík, Z. 1996: Růstové a taxační tabulky hlavních dřevin České republiky (smrk, borovice, buk, dub). IFER, Jílové u Prahy: 245 p Novák, J., Slodičák, M. 2004: Structure and accumulation of litterfall under Norway spruce stands in connection with thinnings. Journal of Forest Science 50 (3): 101–108 Plíva, K. 2000: Trvale udržitelné obhospodařování lesů podle souborů lesních typů. Ústav pro hospodářskou úpravu lesů, Brandýs nad Labem: 34 p + appendix Pommerening, A., Murphy, S. T. 2004: A review of the history, definitions and methods of continuous cover forestry with special attention to afforestation and restocking. Forestry 77 (1): 27–44 Šrámek, V. et al. 2007: Chřadnutí lesních porostů na LS Jablunkov – určení komplexu příčin poškození a návrh opatření na revitalizaci lesa. Dílčí technická zpráva II a realizační výstup I. VÚLHM, v. v. i. Strnady: 27 p Štefančík, I., Kamenský, M. 2009: Výskum prirodzenej obnovy a  výchovy v odumierajúcich smrečinách v oblasti Kysúc. In: Štefančík, I., Kamenský, M. (Eds.): Pestovanie lesa ako nástroj cieľavedomého využívania potenciálu lesov. Zborník recenzovaných príspevkov z konferencie, NLC – LVÚ Zvolen, Zvolen: 158–171

155

X Future of forests in the Beskids under climate change 157

Budúcnosť lesov v Beskydoch v podmienkach klimatickej zmeny Tomáš Hlásny Marek Fabrika Róbert Sedmák Zoltán Barcza Petr Štepánek Marek Turčáni

T

158

he present unfavourable status of spruce forests in the Beskids raises questions as to the future of such forests under conditions of global environmental change. Climate change related alterations of the atmosphere’s chemical composition, increased temperature, changes in precipitation patterns, as well as subsequent alteration of forest disturbance regimes are anticipated to have profound impact on forests (Ainsworth & Long 2005; Goldblum & Rigg 2005), and all agents and processes discussed in the previous chapters can be altered to some extent. In contrast to other sectors (e.g. agriculture), forests are especially sensitive to climate change because of their long life spans, which do not allow for functional adaptation. Forest responses can be both positive and negative, varying across latitudinal and altitudinal gradients, bioclimatic zones and forest types (Lindner et al. 2010). In general, increased temperatures moderate severe climate at higher elevations and latitudes and prolong the growing season, thus improving trees’ growth, reproduction and survival (Walther et al. 2002). This is the case, too, in the highest elevations of the Beskids, where drought stress to trees is not anticipated to occur, spruce growth can improve, and, for example, beech’s expansion to higher elevations may appear at an accelerated rate. In contrast to mostly positive processes at species’ upper distributional limits, water availability interacts with high temperatures to exert climatic limitations at species’ lower range limits ( Jump et al. 2009; Colwell et al. 2008). Some European forest tree species already have been found to be in decline at their lower range limits, driven by elevated mortality and reproductive decline that is evidently linked to increasing temperatures and drought stress (Gessler et al. 2007; Peñuelas et al. 2007). Persisting drought stress to trees can be presumed to occur mainly at lower elevations in the Beskids, while heat spells and extraordinary drought periods (such as that observed in 2003), the frequency of which is expected to increase (Giorgi & Coppola 2007), can affect vegetation throughout the entire region. In addition to direct impact of changing climate on forests, climate change is anticipated to alter the distributional and outbreak ranges of many forest insect pests as well as speed up the development of multivoltine species (i.e. those producing more generations per year). Pest organisms are able to adapt to

changing climate much more quickly than do their host trees, thereby increasing the likelihood of severe pest impacts (Battles et al. 2006). A changing climate may also cause pests that are currently of minor significance (e.g. not creating large-scale outbreaks) to become key species. As forest vegetation in the Beskids ranges from oak–beech to dwarf pine vegetation zone (Zlatník 1976), a wide range of response patterns can occur in future. This, along with inherent uncertainty of future climate development and largely incomplete knowledge as to mitigation possibilities in forest management, hinders the development of such management as could allow for effectively adapting forests for the changes in the years ahead. We describe in this chapter two issues which may be indicative of the future of forests in the Beskids: climate change impact on spruce and beech growth, as two of the dominant tree species in the Beskids; and climate change impact on future development of spruce bark beetle, as presumably the main agent of recent spruce forests decline in the Beskids. The results presented are based on various modelling techniques, which will be described only briefly here, and more details can be found in the literature cited.

Expected climate development in the Beskids The Beskids, and Central Europe generally, are located in a vulnerable area, where the strength of climate change might be amplified by a factor of 1.2–1.5 as compared to the global average (Bartholy et al. 2007). Projected temperature increase for this region by 2100 is 3–4°C. Precipitation is expected to increase in middle and northern latitudes in winter months, while summer precipitation is expected to decrease by as much as 10% (Christensen et al. 2007). This suggests increasing drought stress to vegetation, while precipitation increase in winter seasons could result in heavier snow loads and thus potentially increasing snow damage to forest. Mountain regions are expected to face even greater temperature increase, although precipitation amounts and patterns are subject to considerable uncer-

S

účasný nepriaznivý stav smrekových lesov v Beskydoch nastoľuje otázku na ich budúcnosť v meniacich sa prírodných podmienkach. Očakáva sa, že s klimatickou zmenou súvisiace zmeny chemického zloženia atmosféry, nárast teploty vzduchu, zmena zrážkového režimu a následné zmeny disturbančného režimu lesa (Ainsworth & Long 2005; Goldblum & Rigg 2005), v určitej miere ovplyvnia všetky činitele a procesy, ktorým boli venované predchádzajúce kapitoly. Na rozdiel od iných sektorov, ako je napríklad poľnohospodárstvo, sú lesy výrazne citlivejšie na  globálne zmeny prírodných podmienok, pretože ich dlhý životný cyklus neumožňuje efektívnu adaptáciu. Dopady klimatickej zmeny na  lesy môžu byť pozitívne aj negatívne, meniace sa v závislosti od  zemepisnej šírky, nadmorskej výšky, bioklimatických zón a typu lesa (Linder et al. 2010). Stúpajúca teplota zmierňuje klimatické podmienky vo vyšších zemepisných šírkach a nadmorských výškach, predlžuje vegetačnú sezónu a tým zlepšuje podmienky pre rast, reprodukciu a prežívanie drevín (Walther et al. 2002). Toto je prípad najvyšších polôh Beskýd, kde nie je možné očakávať negatívny vplyv sucha, ale naopak, rast drevín (najmä smreka) sa môže zlepšovať a môže dochádzať k výraznejšej expanzii buka do  vyšších nadmorských výšok. K prevažne pozitívnym procesom na  hornom distribučnom limite drevín sa viažu negatívne procesy súvisiace so zníženou dostupnosťou vody na  dolnom distribučnom limite ( Jump et al. 2009; Colwell et al. 2008). U niektorých drevín v Európe bola na ich dolných distribučných limitoch pozorovaná zvýšená mortalita a znížená reprodukcia súvisiaca s nárastom teploty a stúpajúcim stresom zo sucha (Gessler et al. 2007; Peñuelas et al. 2007). Pretrvávajúci stres drevín suchom je možné v budúcnosti očakávať najmä v najnižších polohách Beskýd, zatiaľ čo vlny horúčav a extrémne periódy sucha (ako napríklad udalosť z roku 2003), ktorých frekvencia a intenzita má podľa projekcií vývoja klímy stúpať (Giorgi & Coppola 2007), môžu negatívne ovplyvňovať vegetáciu v celom regióne. Okrem priamych dopadov meniacich sa klimatických podmienok na les je v budúcnosti možné očakávať klimatickou zmenou podmienené zmeny tzv. biotického rozvratného (disturbančného) režimu lesa – môže dôjsť k zmenám distribučných areálov a areálov premnožení viacerých hmyzích škodcov, ale-

bo k zrýchlenému vývoju druhov, ktoré tvoria viac generácií za rok. Škodcovia sú všeobecne schopní adaptovať sa na zmenené podmienky rýchlejšie ako ich hostiteľské dreviny, čím narastá pravdepodobnosť vzniku závažných negatívnych dopadov na les (Battles et al. 2006). V dôsledku klimatickej zmeny sa môžu škodcovia, ktorí doposiaľ nepredstavovali vážnejšie riziko (napr. areál ich premnožení nedosahoval významnejšie rozlohy), stať pre vývoj lesa kľúčovými. Keďže Beskydy zahŕňajú takmer všetky vegetačné stupne od  dubovo-bukového až po  kosodrevinový (Zlatník 1976) – je možné očakávať široké spektrum reakcie drevín na procesy zmeny klímy. Táto skutočnosť, spolu s prirodzenou neurčitosťou projekcií budúceho vývoja klímy a s relatívne nepreskúmanými možnosťami zmierňovania dopadov zmeny klímy prostredníctvom manažmentu lesa, v značnej miere obmedzuje možnosti vývoja účinných manažmentových stratégií pre adaptáciu lesov na nastávajúce obdobie. V tejto kapitole sa venujeme dvom oblastiam, ktoré považujeme z hľadiska budúcnosti lesov v Beskydoch za kľúčové – dopadom klimatickej zmeny na rast buka a smreka, ako dvoch dominantných drevín v Beskydoch, a dopadom klimatickej zmeny na budúci vývoj lykožrúta smrekového, ako jedného z hlavnýc činiteľov súčasného rozpadu smrekových porastov v Beskydoch. Prezentované výsledky sú založené na  využití väčšieho množstva modelovacích techník, ktorým sa venujeme len stručne. Ich detailnejší opis je dostupný v citovanej literatúre.

Očakávaný vývoj klímy v Beskydoch Beskydy, a všeobecne Stredná Európa, sa nachádzajú v zraniteľnej oblasti, v ktorej je odhadovaná budúca zmena klimatických podmienok 1,2 – 1,5-krát silnejšia v porovnaní s globálnym priemerom (Bartholy et al. 2007). Projektovaný nárast teploty vzduchu v tomto regióne v roku 2100 je 3 – 4 °C. Očakáva sa nárast úhrnov zrážok v stredných a vyšších zemepisných šírkach v zimnom období, zatiaľ čo úhrny zrážok v letnom období môžu poklesnúť približne o 10 % (Christensen et al. 2007). Dôsledky takejto zmeny zrážkového režimu sú stúpajúci stres vegetá-

159

160

tainty. Expected shifts of storm tracks northward, which might trigger droughts and heat spells in Central Europe (Giorgi & Coppola 2007), could directly impact forest vegetation as well. Future development of air temperature and precipitation in the Kysuce Beskids (arbitrarily selected at elevation 650 m a. s. l.) in three time slices – 1961–1990 (reference climate), 2021– 2050 (near future climate) and 2071–2100 (distant future climate) – at a single location is presented in Fig. 10.1. As can be seen, mean annual air temperature rises in the near future by approximately 1.5°C. Air temperature increase during the vegetation season is less intensive, by about 1.0°C. Projected air temperature increase in the distant future is 3.0 to 3.5°C. Both annual and vegetation season precipitation show slight decrease by the end of the century (by 100–150 mm), while near future precipitation remains equal to the reference period or is even higher. Because spatial variability of projected temperature increase is relatively low (up to 0.5°C over the Czech and Slovak republics in the second half of the 21st century), a similar tendency of future temperature development, as described in Fig. 10.1, can be expected also in the Beskids as a whole. Changes in precipitation can be expected to be more variable in this space, but the aforementioned changes in the intra-annual precipitation distribution can be expected.

Spruce and beech growth under climate change in the Beskids Spruce is a highly vulnerable, water demanding species that currently is distributed largely outside the range of its natural distribution in Central Europe (Spiecker et al. 2004). Indirect climate change impacts, and particularly those acting through changes of forest disturbances (mainly wind and snow damage, bark beetles infestation, and infection by fungal pathogens), are much pronounced compared to those influencing trees growth, reproduction and survival directly through changes in climate and the atmosphere’s chemical composition (Eriksson et al. 2005; Schütz et al. 2006). Beech is the most abundant and dominating tree species of the potential natural vegetation of

a)

–

Fig. 10.1 Future development of mean annual air temperature and mean annual precipitation totals (a), as well as mean air temperature and mean total precipitation during the vegetation season (IV–IX) (b) in the periods 1961–1990 (reference), 2021–2050 (near future) and 2071–2100 (distant future) in the Kysuce Beskids at elevation 650 m a.s.l under ALADIN-Climate/CZ climate change scenario.

The future climate data were originally calculated using the global climate model (GCM) ARPEGE–Climat V4 (Déqué 2007) in an experiment performed by CNRM/Météo-France. Because of the GCM’s rather coarse resolution (~50 km over Central Europe), the regional climate model (RCM) ALADIN-Climate/CZ (Farda et al. 2010) was used to provide additional downscaling of the GCM data. The IPCC A1B emission scenario was adopted as the information regarding future development of greenhouse gas emissions. The scenario represents a medium variant of greenhouse gas emissions.

b)

Obr. 10.1 Budúci vývoj priemernej ročnej teploty vzduchu a priemerných ročných úhrnov zrážok (a); a priemernej teploty vzduchu počas vegetačnej sezóny (IV – IX) a úhrnov zrážok počas vegetačnej sezóny (b) v obdobiach 1961 – 1990 (referenčná klíma), 2021 – 2050 (klíma v blízkej budúcnosti) a 2071 – 2100 (klíma vo vzdia­ lenej budúcnosti) v oblasti Kysuckých Beskýd v nadmorskej výške 650 m n. m. podľa scenára zmeny klímy ALADIN-Climate/CZ.

Použitý scenár zmeny klímy bol vytvorený pomocou globálneho klimatického modelu (GCM) ARPEGE–Climat V4 (Déqué 2007) v experimente realizovanom v CNRM/Météo-France. Z  dôvodu hrubého priestorového rozlíšenia týchto údajov (~50 km v  Strednej Európe) bol použitý regionálny klimatický model (RCM) ALADIN-Climate/CZ (Farda et al. 2010), pomocou ktorého boli výstupy GCM preškálované na jemnejšie priestorové rozlíšenie (tzv. downscaling). Informácie o budúcom vývoji emisií skleníkových plynov boli prevzaté z emisného scenára IPCC A1B. Tento scenár reprezentuje stredný variant nárastu koncentrácií skleníkových plynov.

cie suchom a potenciálne narastajúce poškodenie porastov snehom. Pre horské regióny je projektovaný ešte výraznejší nárast teploty, zatiaľ čo charakter zmeny zrážkového režimu je tu značne neurčitý. Očakávaný posun búrkových pásiem na sever môže spôsobiť zvýšenie frekvencie a intenzity periód sucha a horúčav v Strednej Európe (Giorgi & Coppola 2007), čo môže mať taktiež nepriaznivý dopad na lesnú vegetáciu. Projektovaný vývoj teploty vzduchu a úhrnov zrážok v oblasti Kysuckých Beskýd (na účelovo vybranej polohe v nadmorskej výške 650 m n. m.) v troch časových obdobiach – 1961 až 1990 (referenčné obdobie), 2021 až 2050 (blízka budúcnosť) a 2071 až 2100 (vzdialená budúcnosť) – je prezentovaný na Obr. 10.1. Ako je možné vidieť, priemerná ročná teplota vzduchu narastie v blízkej budúcnosti približne o 1,5 °C, zatiaľ čo nárast teploty vzduchu vo vegetačnom období je menej výrazný, približne o  1  °C. Nárast teploty vzduchu vo vzdialenej budúcnosti je 3  –  3,5 °C. V prípade ročných úhrnov zrážok a úhrnov zrážok počas vegetačnej sezóny je ku koncu storočia pozorovaný pokles o 100 – 150 mm, zatiaľ čo v blízkej budúcnosti zostávajú úhrny zrážok na  úrovni porovnateľnej s  referenčným obdobím, príp. dokonca vyššie. Priestorová variabilita projektovaného nárastu teplôt vzduchu je relatívna nízka (do 0,5 °C v Českej republike a na Slovensku v druhej polovici 21. storočia), takže podobnú tendenciu nárastu teploty, ako je prezentovaná na Obr. 10.1, je možné očakávať v celých Beskydoch. Zmeny úhrnov zrážok sú v priestore značne variabilnejšie, vo všeobecnosti však môžu byť očakávané vyššie opísané zmeny distribúcie zrážok medzi letným a zimným obdobím.

Rast buka a smreka v podmienkach klimatickej zmeny Smrek je zraniteľná a na dostatok vlahy náročná drevina, ktorá je v Strednej Európe v súčasnosti rozšírená značne mimo areál jej prirodzeného rozšírenia (Spiecker et al. 2004). Nepriame dopady klimatickej zmeny, najmä dopady pôsobiace cez zmeny rozvratného režimu lesa (poškodzovanie porastov vetrom a  snehom, napadnutie podkôrnym hmyzom, hubové infekcie a  pod.) sú v porovnaní s priamymi negatívnymi vplyv-

161

Central Europe (Ellenberg 1996). It is a highly plastic and adaptable species, but it becomes climate-sensitive closer to its xeric (lower, water availability induced) distributional limit (Mátyás et al. 2010). Increased mortality and production decline of beech already have been observed in several regions of Europe (Czajkowski et al. 2005; Penuelas et al. 2007; Lenoir et al. 2009; Berki et al. 2009). We describe here a projection of future growth and production of these tree species under the climate change scenario (Fig. 10.1a, b) and discuss the impacts of such development on forests in the Beskids. The following quantities were simulated under the climate change scenario described above, then compared with those simulated under the reference (unchanged) climate: • change of future total volume production (TVP) relative to the TVP reached under the reference climate (%); TVP is calculated as the sum of growing stock at the end of the simulation period and mortality during the simulation period (time slices 1961–1990, 2021–2050 and 2071–2100 represent the simulation periods);

• r elative change between the growing stock at the end and beginning of the 30-year simulation periods (1961 vs. 1990, 2021 vs. 2050 and 2071 vs. 2100). This was calculated as the ratio of the change in period and initial growing stock (%). Vegetation zones (VZs) of the Beskids (Zlatník 1976) were used as a framework for interpreting the simulation results (Fig. 10.2).

SIBYLA tree growth simulator (Fabrika & Ďurský 2005, 2006) was used to model the climate change impact on spruce and beech production. SIBYLA is an empirical, ecological niche-based model simulating growth of individual trees, including evaluation of interand intra-species tree competition. Growth and mortality routines are climate sensitive, thus the simulator is believed well suited for modelling climate change impacts on forest growth. Forest growth was simulated at several plots in each vegetation zone of Slovakia (Zlatník 1976).

162

Vegetation zone (VZ) / Vegetačný stupeň (VS) — 2nd 3rd 4th 5th 6th 7th 8th

VZ characteristics / Charakteristika VS Azonal communities / Azonálne spoločenstvá Beech-Oak / Bukovo-dubový Oak-Beech / Dubovo-bukový Beech / Bukový Fir-Beech / Jedľovo-bukový Spruce-Fir-Beech / Smrekovo-jedľovo-bukový Spruce / Smrekový Dwarf pine / Kosodrevinový

Zone’s elevation range in the Kysuce and Orava Beskids (m a. s. l.)* / Výškový rozsah VS v Kysuckých a Oravských Beskydoch (m n. m.)*

Zone’s extent in the Kysuce % of the total region’s and Orava Beskids (ha) / forested area / Výmera VS v  Kysuckých % z výmery lesov a Oravských Beskydoch (ha) celého územia

600

680

845

3 426

1.8

320

405

530

2 843

1.5

375

460

575

15 028

8.0

480

605

740

40 926

21.9

590

745

890

87 260

46.7

830

970

1 130

34 815

18.6

1 225

1 305

1 415

2 113

1.1

1 435

1 500

1 575

458

0.2

mi zmien klímy a chemického zloženia atmosféry na rast, reprodukciu a prežívanie smreka, omnoho významnejšie (Eriksson et al. 2005; Schütz et al. 2006). Buk predstavuje v Strednej Európe významne zastúpenú drevinu, ktorá dominuje aj v prirodzenom drevinovom zložení lesov (Ellenberg 1996). Je to adaptabilná a plastická drevina, avšak citlivá na nedostatok vlahy, s ktorého prejavmi sa stretávame najmä na xerickom (nedostatkom vlahy podmienenom) spodnom distribučnom limite. Zvýšená mortalita a pokles produkcie buka boli v týchto oblastiach v posledných rokoch zaznamenané vo viacerých regiónoch Európy (Czajkowski et al. Na modelovanie dopadov zmeny klímy na rast buka a smreka bol použitý simulátor rastu lesa SIBYLA (Fabrika & Ďurský 2005, 2006). SIBYLA je empirický model založený na koncepte ekologickej niky (niche-based model, environmental envelope-based model), simulujúci rast jednotlivých stromov a zohľadňujúci vnútro a medzidruhovú konkurenciu stromov. Rastový a mortalitný submodel sú citlivé na klimatické parametre, preto je tento simulátor možné využiť pre simuláciu dopadov zmeny klímy na rast drevín. Rast smreka a buka bol simulovaný na sérii modelových porastov rozložených v rámci jednotlivých vegetačných stupňov Slovenska.



2005; Penuelas et al. 2007; Lenoir et al. 2009; Berki et al. 2009). V ďalšom texte opíšeme projekcie budúceho rastu týchto drevín v podmienkach definovaných vyššie uvedeným scenárom zmeny klímy (Obr. 10.1), a objasníme možné dopady očakávaných zmien na budúci stav lesov v Beskydoch. Zamerali sme sa na nasledovné veličiny, ktorých vývoj bol simulovaný v podmienkach klimatickej zmeny a porovnaný s vývojom počas referenčnej (nezmenenej) klímy: • zmena budúcej celkovej objemovej produkcie (COP) vo vzťahu k COP dosiahnutej za referenčnej klímy (%); COP je určená ako suma zásoby porastu na konci simulačnej periódy a mortality počas simulačnej periódy (simulačné periódy sú obdobia 1961 – 1990, 2021 – 2050 a 2071 – 2100); • relatívna zmena zásoby porastu medzi koncom a začiatkom 30-ročných simulačných periód (1961 vs. 1990, 2021 vs. 2050 a 2071 vs. 2100). Výsledná veličina je vypočítaná ako rozdiel medzi konečnou a počiatočnou zásobou v pomere k počiatočnej zásobe (%). Ako priestorový rámec pre interpretáciu výsledkov simulácií sú použité vegetačné stupne na území Beskýd (Zlatník 1976) (Obr. 10.2).

Table 10.1 Descriptive characteristics of vegetation zones in the Kysuce and Orava Beskids *10, 50 and 90% quantiles of zone’s elevation range are given Tab. 10.1 Opisné charakteristiky vegetačných stupňov v oblasti Kysuckých a Oravských Beskýd *sú uvedené 10, 50 a 90 % kvantily výškového rozsahu zón

Fig. 10.2 Vegetation zones in the Kysuce and Orava Beskids (legend according to Table 10.1) Obr. 10.2 Vegetačné stupne v oblasti Kysuckých a Oravských Beskýd (legenda podľa Tab. 10.1)

163

164

The growth simulations indicate that changes in spruce and beech production exhibit similar response across the VZs. Production of both species is subject to decline at the receding edge (or within the “lower” part of the species’ distributional range), where trees are expected to suffer in future mainly from water stress; while substantial increase of production is projected to occur at the species’ upper distributional edge in higher elevations (Fig. 10.3c,d). The same trend is projected for the near and distant future, although it is more pronounced in the distant future. Spruce’s production optimum is projected to shift from the 5th VZ to the 6th and then 7th VZs (Fig. 10.3d). Compared to the reference period, production declines in spruce’s present production optimum by as much as 10%, while it increases in the 6th and 7th VZs by as much as 15–25% (Fig. 10.3b). Fig. 10.3b,d also presents values for the 8th VZ, but the projection there is only hypothetical as that zone presently is free of spruce and is occupied by dwarf pine (Pinus mugo). In summary, reduced spruce production in the 4th to 5th VZs, which represent almost 70% of forests in the Kysuce and Orava Beskids (Table 10.1), cannot be compensated by increased production in the 6th and 7th VZs. The growth simulations indicate that in the near future beech production declines by 5–10% in the 2nd VZ, where oak species naturally dominate. The 2nd VZ is critical, as the differences between the final and initial stock volumes turn negative (Fig. 10.3c), indicating that beech mortality exceeds the increment. This zone occurs in the Beskids only marginally (Table 10.1), however, and thus the impact of such development on total regional forest production is negligible. Decrease of beech production by as much as 10% is also projected in the 3rd and 4th VZs, which presently comprise beech’s ecological optimum. Relative change of growing stock remains positive (Fig. 10.3c), however, and thus droughtinduced beech mortality is not presumed to occur here. Such decline in beech-dominated zones, which cover approximately 35% of the region’s forests, could result, however, in a reduction in the region’s total forest biomass. Production in the 5th VZ remains comparable to that in the reference period, while a 15–40% improvement is projected in the 6th and 7th VZs. In fact, the marginal gains in the 6th and 7th VZs prevent the afore-

a)

b)

Fig. 10.3 Relative change in total volume production of beech (a) and spruce (b) stand; and relative change of beech (c) and spruce (d) stand growing volume between the end and beginning of 30-year simulation periods under ALADINE Climate-CZ climate change scenario. Vertical bars indicate 97.5% confidence bands (α = 5%).

c)

d)

Obr. 10.3 Relatívna zmena celkovej objemovej produkcie bukového (a) a smrekového (b) porastu; a relatívna zmena zasoby bukového (c) a smrekového (d) porastu na začiatku a na konci 30-ročnej simulačnej periódy v podmienkach scenára zmeny klímy ALADINE Climate-CZ. Vertikálne stĺpce vyjadrujú 97.5% intervaly spoľahlivosti (α = 5 %).

Výsledky rastových simulácií naznačujú, že zmeny v produkcii buka a smreka majú v rámci vegetačných stupňov podobnú odozvu. Produkcia obidvoch druhov sa znižuje na tzv. ustupujúcom distribučnom limite týchto drevín (čiže v spodnej časti distribučného areálu), kde budú dreviny v budúcnosti trpieť najmä stresom zo sucha, zatiaľ čo pre vyššie nadmorské výšky je charakteristické zlepšenie rastových podmienok a relatívne výrazný nárast produkcie (Obr. 10.3 c, d). Tento trend je pozorovaný v blízkej aj vzdialenej budúcnosti, vo vzdialenej budúcnosti je však výraznejší. Produkčné optimum smreka sa presunie z 5. VS do 6. až 7. VS (Obr. 10.3 d ). V porovnaní s referenčným obdobím je možné očakávať pokles produkcia smreka v oblasti jeho súčasného produkčného optima do 10 %, zatiaľ čo v 6. a 7. VS sa produkcia zvýši o 15 – 25 % (Obr. 10.3 b). Obr. 10.3 b, d prezentuje aj projekciu pre 8. kosodrevinový VS, v ktorom sa smrek nenachádza, tento údaj je preto potrebné považovať len za hypotetický. Z opísaných projekcií vyplýva, že znížená produkcia smreka v 4. a 5. VS, ktoré reprezentujú 70 % lesov v Kysuckých a Oravských Beskydoch (Tab. 10.1), nemôže byť kompenzovaná nárastom produkcie v menej zastúpenom 6. a 7. VS, kde sa nachádza súčasné ekologické optimum tejto dreviny. Rastové simulácie buka naznačujú, že v blízkej budúcnosti by jeho produkcia mala v 2. VS, kde prirodzene dominuje dub, poklesnúť o 5 – 10 %. Tento vegetačný stupeň je možné považovať za kritický, keďže rozdiel medzi počiatočnou a koncovou zásobou porastu je negatívny (Obr. 10.3 a), čo znamená že mortalita prevyšuje produkciu. Druhý VS sa však v Beskydoch vyskytuje len okrajovo (Tab. 10.1), takže dopady tohto vývoja na celkovú produkciu lesov v regióne sú zanedbateľné. Pokles produkcie buka do 10 % bol projektovaný aj v 3. a 4. VS, v oblasti jeho súčasného ekologického optima. Relatívna zmena zásoby porastu však zostáva pozitívna (Obr. 10.3 c), čo naznačuje, že suchom podmienená mortalita buka sa nevyskytne. Tento pokles produkcie vo vegetačných stupňoch, ktoré zahŕňajú približne 35 % lesov v regióne a v ktorých buk prirodzene dominuje, môže spôsobiť celkové zníženie produkcie lesov v Beskydoch. Produkcia buka v 5. VS zostáva porovnateľná s produkciou v referenčnej perióde, zatiaľ čo v 6. a 7. VS bol projektovaný 15 – 40 % nárast produkcie. Obdobne ako v prípade smreka, nízka výmera týchto vegetačných stupňov neumožňuje

165

mentioned production increase from compensating for the reduced production in the dominant 3rd and 4th VZs. Beech’s production optimum is projected to shift in the distant future into a relatively narrow belt around 1,200 m a. s. l. from the elevation range approximately between 400 and 800 m a. s. l. under the reference climate (Fig. 10.3d).

Climate change impacts on spruce bark beetle in the Beskids

166

As has been described in Chapter V, bark beetles are presently recognized as the main agents of spruce forests decline in the Beskids. In future, spruce bark beetle (I. typographus) is anticipated to benefit mainly from a climate-warming accelerated developmental rate, thus allowing for earlier completion of life cycles and the establishment of additional generations within a season (Lange et al. 2006). Climate change is also expected to influence the pest’s swarming activity, diapause and winter mortality. The temperature regime during autumn could have a decisive impact on the size of the swarming population in the next spring. Abiotic stress affects the interplay between vegetation’s susceptibility and insect pests’ activity ( Jönsson et al. 2009). It is projected that severe regional heat waves may become more frequent in a changing climate (Meehl & Tebaldi 2004), thereby increasing spruce susceptibility to bark beetle attacks. In addition, forest stands damaged by wind are especially important precursors to outbreaks as they quickly provide large quantities of optimal breeding material (e.g. Grodzki et al. 2006). Thus, a projected increase in windstorm frequency (Giorgi & Coppola 2007) also could escalate bark beetle risk to forest in future. We describe here how anticipated climate change is expected to influence spruce bark beetle development in the Beskids and we discuss the expected impacts of such development on forests in this region. Only direct impacts of changing climate on bark beetle’s development will be addressed, while changes in host plants availability and resistance will not be considered. In the reference period, spruce stands in the Kysuce and Orava Beskids were distributed almost equally within regions

allowing for the development of one or two generations of bark beetles (Fig. 10.4, Table 10.2). The third generation was, on average, not able to develop in this period. The one-generation regime was observed marginally in the highest elevations of the Kysuce Beskids, while such regime dominated in the Orava Beskids. In the near future climate, a two-generation regime is projected to dominate in more than 90% of all spruce stands in the region (assuming the present spruce distribution) (Fig. 10.4, Table 10.2). Only the marginally distributed stands in the Kysuce Beskids faced the pressure of three generations (2.6% of spruce stand). The one-generation regime recedes to the elevations above 850 m a.s.l. in the Orava Beskids, where 6.7% of all spruce stands in the region are presently distributed. Interpretation of distant future projections is subject to greater uncertainty, because forest management is expected to alter spruce’s distribution and, in particular, by radically reducing its proportion relative to those of other trees. In any case, the three-generation regime is expected to dominate over a great part of the current distribution of spruce in the Kysuce Analysis of bark beetle development was based on the model PHENIPS – A Comprehensive Phenological Model of Ips typographus (Baier et al. 2007). In this model maximum daily air temperature indicates the year day of infestation onset, while mean bark temperature determines the development of particular developmental stages. The onset of host tree infestation in spring is estimated using a lower threshold of 16.5°C for flight activity and a mean thermal sum of 140 degree-days from the beginning of April. Beetles occur after the thermal sum of 557 degree-days accumulated above 8.3°C needed for total development is reached. Discontinuance of the beetle’s reproductive activity occurs at a day length less than 14.5 h (August 22 in the study region). Mean bark temperature is calculated by regression of daily mean air temperature and solar radiation. The egg stage is assumed to require 12% of the total development time, while 35% is attributed to the larval stage and 13% to the pupal stage.

kompenzovať uvedený pokles produkcie v dominantnom 3. a 4. stupni. Produkčné optimum buka sa vo vzdialenej budúcnosti presunie do relatívne úzkej výškovej zóny okolo 1 200 m n. m., pričom v období referenčnej klímy sa nachádzalo v území s výškovým rozpätím 400 – 800 m n. m. (Obr. 10.3 d).

Dopady klimatickej zmeny na vývoj lykožrúta smrekového v Beskydoch Ako bolo uvedené v Kapitole V, podkôrny hmyz je možné v súčasnosti považovať za hlavný činiteľ hynutia smrekových porastov v Beskydoch. V podmienkach klimatickej zmeny je možné očakávať, že lykožrút smrekový (I. typographus) bude ťažiť najmä zo zrýchlenia jeho vývojového cyklu v dôsledku očakávaného nárastu teploty vzduchu. Tým bude umožnené skoršie ukončenie jednotlivých vývojových štádií a následne môže dôjsť k vývoju vyššieho počtu generácií v roku (Lange et al. 2006). Klimatická zmena môže taktiež ovplyvniť rojenie hmyzu, diapauzu a mortalitu v zimnom období. Teplotný režim v jeAnalýza vývoja lykožrúta smrekového bola založená na modeli PHENIPS – Komplexnom fenologickom modeli lykožrúta smrekového Ips typographus (Baier et al. 2007). V rámci tohto modelu maximálna denná teplota vzduchu určuje deň nástupu napadnutia a priemerná teplota kôry určuje rýchlosť vývoja jednotlivých vývojových štádií. Začiatok napadnutia hostiteľskej dreviny na jar je určovaný na základe teplotného limitu 16,5 °C pre letovú aktivitu a sumou teplôt nad túto hranicu 140 stupňodní (degree-days) kumulovaných od 1. apríla. Vývoj potomstva je ukončený po dosiahnutí 557 stupňodní nad prahovú hodnotu 8,3 °C. K ukončeniu reprodukčnej aktivity lykožrúta dôjde pri dosiahnutí dĺžky slnečného svitu 14,5 hodiny (v oblasti Beskýd 22. august). Priemerná teplota kôry vo vyššie opísanom algoritme je určená regresiou priemernej dennej teploty vzduchu a slnečnej radiácie. Na vývojové štádium vajíčka pripadá 12 % celkovej doby vývoja dospelého jedinca, 35 % pripadá na štádium larvy a 13 % na štádium kukly.

sennom období môže mať rozhodujúci vplyv na veľkosť prezimujúcej populácie. Abiotické činitele významne ovplyvňujú vzťahy medzi náchylnosťou vegetácie na napadnutie škodcami a aktivitou škodcov ( Jönsson et al. 2009). Projekcie vývoja klímy naznačujú, že napríklad extrémne vlny horúčav môžu byť v budúcnosti častejšie (Meehl & Tebaldi 2004), čo môže prispieť k zvýšeniu náchylnosti smrekových porastov na napadnutie podkôrnym hmyzom. Poškodenie porastov vetrom je mimoriadne významný predispozičný činiteľ vzniku premnožení podkôrneho hmyzu, keďže poškodené porasty predstavujú atraktívny potravný zdroj (Grodzki et al. 2006). Projekcie nárastu frekvencie víchric v budúcnosti (Giorgi & Coppola 2007) preto taktiež indikujú zvyšujúce sa riziko poškodzovania lesov podkôrnym hmyzom. V ďalšom texte opíšeme očakávané dopady zmeny klímy na vývoj lykožrúta smrekového v Beskydoch a možné dopady tohto vývoja na lesy v regióne. Zameriavame sa len na priame dopady meniacej sa klímy na vývoj lykožrúta – dopadom na zmenu dostupnosti a rezistencie hostiteľskej dreviny sa s ohľadom na komplexnosť tejto problematiky venovať nebudeme. Zo získaných výsledkov vyplýva, že v referenčnom období 1961 – 1990 boli smrekové porasty v Oravských a Kysuckých Beskydoch rozložené takmer rovnomerne v regiónoch umožňujúcich vývoj jednej alebo dvoch generácií lykožrúta smrekového (Obr. 10.4, Tab. 10.2). K vývoju tretej generácie v tomto období nedochádzalo. Jednogeneračný režim sa v Kysuckých Beskydoch vyskytoval len okrajovo v najvyšších polohách, zatiaľ čo v Oravských Beskydoch dominoval. V blízkej budúcnosti je možné očakávať, že takmer 90 % súčasných smrekových porastov sa bude nachádzať v území s dvojgeneračným režimom (Obr. 10.4, Tab. 10.2). Menšie územia v Kysuckých Bekydoch v najnižších nadmorských výškach budú vystavené tlaku troch generácií lykožrúta smrekového (2,6 % smrekových porastov). Jednogeneračný režim ustúpi do najvyšších polôh Oravských Beskýd do nadmorských výšok nad 850 m n. m., kde je v súčasnosti distribuovaných 6,7 % smrekových porastov v regióne. Dopady projekcií do vzdialenej budúcnosti sú značne neurčité, najmä preto, že manažment lesov v Beskydoch bude smerovať k postupnému znižovaniu zastúpenia smreka v porastoch v prospech iných drevín. Projekcie naznačujú, že trojgeneračný

167

Beskids, while the one-generation regime will almost disappear (Fig. 10.4, Table 10.2). The two-generation regime will occur over almost all areas in the Orava Beskids that are currently occupied by spruce. The most vulnerable spruce stands are expected to be those where there could be an increase by at least one full bark beetle generation, thereby altering the long-term bark beetle related forest disturbance regime (Fig. 10.5, Table 10.3). In the near future, the potential for increasing the number of bark beetle generations remains unchanged over a majority of the Kysuce Beskids, while a large part of spruce stands in the Orava Beskids will face a one-generation increase (from 1 to 2 generations). In fact, much broader areas can be influenced due to bark beetles’ natural dispersal from such “hot” regions. The impact of bark beetles can be thought of as critical by the end of the century, when the entire Kysuce and Orava Beskids will face a one-generation increase, either from 1 to 2 generations or from 2 to 3 generations.

168

režim sa bude realizovať na rozsiahlych územiach v Kysuckých Beskydoch, zatiaľ čo územia s jednogeneračným režimom sa nebudú vyskytovať (Obr. 10.4, Tab. 10.2). Dvojgeneračný režim bude prítomný takmer vo všetkých oblastiach Oravských Beskýd, v ktorých sa v súčasnosti nachádza smrek. Za najzraniteľnejšie porasty je potrebné považovať tie, v ktorých dôjde k nárastu o jednu celú generáciu, čím dôjde k zmene dlhodobého disturbančného režimu lesa (Obr. 10.5, Tab. 10.3). V blízkej budúcnosti je projektovaný nárast o jednu generáciu na rozsiahlych územiach Oravských Beskýd (z jednej na dve generácie), zatiaľ čo v Kysuckých Beskydoch bude situácia porovnateľná s referenčným obdobím. V skutočnosti však môžu byť oblasti vystavené stúpajúcemu tlaku podkôrneho hmyzu rozsiahlejšie, keďže hmyz môže z oblastí, v ktorých dôjde k zvýšeniu počtu generácií, migrovať do širšieho okolia. Dopady nárastu počtu generácií lykožrúta smrekového môžu byť kritické koncom storočia, kedy bude podľa prezentovanej projekcie celé územie Kysuckých a Oravských Beskýd vystavené nárastu o jednu generáciu (z 1 na 2 alebo z 2 na 3).

Table 10.2 Proportions of spruce stands in the Kysuce and Orava Beskids with n-generation regime of spruce bark beetle in the reference, near future and distant future climates. Tab. 10.2 Výmery smrekových porastov v oblasti Kysuckých a Oravských Beskýd s n-generačným režimom lykožrúta smrekového v referenčnom období, blízkej a vzdialenej budúcnosti   1961–1990 2021–2050 2071–2100

1 generation / 1 generácia (ha) (%) 81 584 47.4 11 513 6.7 532 0.3

2 generations / 2 generácie (ha) (%) 90 372 52.6 155 962 90.7 91 170 53.0

3 generations / 3 generácie (ha) (%) — — 4 476 2.6 80 250 46.7

Table 10.3 Proportions of spruce stands in the Kysuce and Orava Beskids with specific increase in number of bark beetle generations between the reference and near future or distant future climates. Tab. 10.3 Výmery smrekových porastov v oblasti Kysuckých a Oravských Beskýd so špecifickým nárastom počtu generácií lykožrúta smrekového v blízkej a vzdialenej budúcnosti oproti referenčnému obdobiu. Change / Zmena (1961–1990) → (2021–2050) (1961–1990) → (2071–2100)

1→1 (ha) (%) 11 504 6.7 532 0.3

1→2 (ha) (%) 70 048 40.7 80 894 47.1

Interpretation: 0 → 1: shift from 0- to 1-generation regime A: proportion of spruce stands facing 1-generation shift of bark beetle development B: proportion of spruce stands with no increase in number of bark beetle generations

2→2 (ha) (%) 85 893 50.0 10 270 6.0

2→3 (ha) (%) 4 476 2.6 80 099 46.6

A (ha) 74 524 160 993

B (%) 43.3 93.7

(ha) 97 397 10 802

(%) 56.7 6.3

Interpretácia: 0 → 1: zmena počtu generácií z 0 na 1 A: časť smrekových porastov vystavených nárastu počtu generácií o jednu generáciu B: časť smrekových porastov, v ktorých nedošlo k nárastu počtu generácií

169

Fig. 10.4 Number of full bark beetle generations projected to develop under reference, near future and distant future climates across the Kysuce and Orava Beskids. Obr. 10.4 Počet generácií lykožrúta smrekového v referenčnom období a projekcie do blízkej a vzdialenej budúcnosti v oblasti Kysuckých a Oravských Beskýd.

Fig. 10.5 Differences in number of full bark beetle generations projected to develop under future climate compared to the reference climate across the Kysuce and Orava Beskids. Obr. 10.5 Rozdiel v počte generácií lykožrúta smrekového vyvinutých v blízkej a  vzdia­lenej budúcnosti oproti referenčnému obdobiu v oblasti Kysuckých a Oravských Beskýd.

It is noteworthy that climate projected to appear in the period 2021–2050 is already occurring at present, and thus the near future climate projections can in part be regarded as describing the present situation. All the presented results were calculated using average climate data for three 30-year time periods (1961–1990, 2021–2050 and 2071–2100). To complement this information, we investigated the temporal variability of bark beetle development at several locations identified by altitudinal gradient (for more details see Hlásny et al. 2011). The range of 5–95% quantiles in the reference period is lowest compared to both future time slices, and it ranges from 0.73 to 0.85 generations (i.e. range covers 0.11 generation). The variability slightly increases in future, ranging from 0.95 to 1.19 generation in the near future (range of 0.24) and from 0.84 to 1.0 generation in the distant future (range of 0.16). No specific response of variability to elevation has been observed.

170

Conclusions Both growth simulations and projections of future bark beetle development foresee worsening conditions for maintaining spruce forests in the Beskids. These forests are expected to face reduced production over large territories while an accompanying one-generation increase of bark beetle pressure will occur throughout the entire region by the end of the century. Stands at the lower range of spruce’s present distribution are generally anticipated to suffer from heat and drought stress ( Jump et al. 2009; Colwell et al. 2008), thereby increasing spruce’s susceptibility to bark beetle attack (Dutilleul et al. 2000) and, more generally, its vulnerability to a range of secondary harmful agents. Nevertheless, the fact that I. typographus feeds preferably on spruce older than 60 years as well as expected improvement in growing conditions at high elevations suggest that spruce could remain a part of the Beskids’ tree species composition. The findings presented suggest that spruce is not sustainable lower than the 6th VZ in future, and radical near-term reduction in spruce’s proportion in favour of naturally dominating broadleaves is a timely task. While the results presented from beech growth simulations, and especially the expectation of production decline over large territories, can diminish in part the expected potential of beech for use in adapting Central European forests to climate change (Lindner 2000), beech’s broad range of natural distribution and relatively low vulnerability to biotic and abiotic agents do argue for its broader use, except in locations around beech’s lower distributional limit. Such elevations occur in the Beskids only marginally, and thus the threat of critical production decline or even drought-induced beech mortality is not that serious. In addition, Sykes & Prentice (1996) suggest that climate warming will induce an increased rate of beech establishment as a successional response after disturbances. Thus, beech’s natural expansion can be supported by forest management, as beech is a sound alternative for the conversion of declining spruce forest, although the caveats for broader use of this species should be borne in mind (see Chapter IX).

Je potrebné zmieniť sa o skutočnosti, že hodnoty klimatických prvkov, ktoré sú podľa prezentovaného scenára zmeny klímy projektované na obdobie 2021 – 2050 sú pozorované už aj v súčasnosti, takže projekcie vývoja počtu generácií lykožrúta smrekového v blízkej budúcnosti čiastočne opisujú aj súčasnú situáciu. Všetky prezentované výsledky charakterizujú priemerné klimatické údaje pre tri 30-ročné obdobia (1961 – 1990, 2021 – 2050 a 2071 – 2100). Pre doplnenie týchto informácií uvádzame časovú variabilitu vývoja počtu generácií v rámci týchto období na niekoľkých polohách usporiadaných na výškovom gradiente. Rozsah 5 – 95 % kvantilu je najnižší v referenčnom období – 0,73 – 0,85 generácie (rozsah 0,11 generácie). Variabilita sa v budúcnosti mierne zvyšuje – v blízke budúcnosti nadobúdajú uvedené kvantily hodnoty 0,95 a 1,19 (rozsah 0,24) a vo vzdialenej budúcnosti 0,84 a 1,0 (rozsah 0,16). Nebola pozorovaná žiadna charakteristická odozva variability počtu generácií na výškový gradient (podrobnejšie v Hlásny et al. 2011). Tieto informácie je vhodné konfrontovať s vyššie prezentovanými priemernými údajmi.

Zhrnutie Prezentované rastové simulácie, ako aj projekcie budúceho vývoja počtu generácií lykožrúta smrekového, naznačujú zhoršujúce sa podmienky pre udržanie smrekových porastov v Beskydoch. V rozsiahlych oblastiach je ku koncu storočia potrebné očakávať zníženú produkciu hlavných porastotvorných drevín a  nárast počtu generácií lykožrúta smrekového o jednu celú generáciu. Porasty v spodnej časti distribučného areálu drevín budú podľa očakávaní ( Jump et al. 2009; Colwell et al. 2008) trpieť stresom z tepla a sucha, čo bude zvyšovať náchylnosť porastov na napadnutie podkôrnym hmyzom (Dutilleul et al. 2000), resp. všeobecne zraniteľnosť sekundárnymi škodlivými činiteľmi. Napriek týmto zisteniam, skutočnosť, že lykožrút smrekový napáda primárne porasty staršie ako 60 rokov, ako aj očakávané zlepšenie rastových podmienok vo vyšších vegetačných stupňoch, naznačujú, že smrek môže aj naďalej tvoriť istú súčasť drevinového zloženia lesov v Beskydoch. Z prezentovaných projekcií vyplýva, že smrek nie je udržateľný nižšie ako v 6. VS a urýchlené výrazné zníženie jeho zastúpenia v prospech iných drevín, najmä prirodzene dominujúcich listnáčov, je nanajvýš aktuálnou úlohou. Napriek tomu, že prezentované výsledky rastových simulácií buka, najmä pokles jeho produkcie na relatívne rozsiahlych územiach v Beskydoch, môžu čiastočne spochybniť význam tejto dreviny pre adaptáciu lesov v Strednej Európe na podmienky klimatickej zmeny (Lindner 2000), rozsiahly areál prirodzeného rozšírenia buka a jeho relatívne nízka zraniteľnosť biotickými a abiotickými činiteľmi poukazujú na jeho potenciál pri rekonštrukcii nepôvodných smrekových porastov, s výnimkou oblastí blízko jeho spodného distribučného limitu. Keďže tieto lokality sa nachádzajú v oblasti Beskýd len okrajovo, riziko kritického poklesu produkcie alebo dokonca suchom podmienenej mortality nie je vážne. Okrem toho, Sykes & Prentice (1996) uvádzajú, že otepľovanie klímy vytvorí podmienky pre intenzívnejšie osídľovanie kalamitných plôch bukom v rámci procesu sukcesie. Do budúcna je teda možné podporiť ďalšiu expanziu buka v Beskydoch, ako vhodnú alternatívu k rozpadajúcim sa smrekovým porastom (Spiecker et al. 2004), hoci problémy so širším využitím tejto dreviny sú známe a mali by byť brané na zreteľ (pozri Kapitola IX).

171

References / Literatúra

172

Ainsworth, E. A., Long, S. P. 2005: What have we learned from 15 years of free-air CO2 enrichment (FACE)? A metaanalytic review of the responses of photosynthesis, canopy properties and plant production to rising CO2. New Phytologist 165: 351–372 Baier, P., Pennerstorfer, J., Schopf, A. 2007: PHENIPS – A comprehensive phenology model of Ips typographus (L.) (Col. Scolytinae) as a tools for hazard rating of bark beetle infestation. Forest Ecology and Management 249: 171–186 Bartholy, J., Pongrácz, R., Gelybó, G. 2007: Regional climate change expected in Hungary for 2071–2100. Applied Ecology and Environmental Research 5:1–17 Battles, J. J., Robards, T., Das, A., Waring, K. et al. 2006: Climate Change Impact on Forest Resources. Research Report, California Climate Change Center: 45 p Berki, I., Rasztovits, E., Móricz, N., Mátyás, Cs. 2009: Determination of the drought tolerance limit of beech forests and forecasting their future distribution in Hungary. Cereal Research Communications 37: 613–616 Christensen, J. H., Hewitson, B., Busuioc, A., Chen, A. et al. 2007: Regional climate projections. In: Salomon, S., Qin, D., Manning, M., Chen, Z. et al. (eds.): Climate change 2007: The physical science basis. Contribution of Working Group I to the Fourth Assessment Report of the Intergovernmental Panel on Climate Change. Cambridge University Press, Cambridge: 996 p Colwell, R. K., Brehm, G., Cardelús, C. L., Gilman, A. C., Longino, J. T. 2008: Global warming, elevational range shifts, and lowland biotic attrition in the wet tropics. Science 322: 258–261 Colwell, R. K., Brehm, G., Cardelús, C. L., Gilman, A. C., Longino, J. T. 2008: Global warming, elevational range shifts, and lowland biotic attrition in the wet tropics. Science 322: 258–261 Czajkowski, T., Kuhling, M., Bolte, A. 2005: Einfluss der Sommertrockenheit im Jahre 2003 auf das Wachstum von

Naturverjüngungen der Buche (Fagus sylvatica L.) im nordöstlichen Mitteleuropa. Allgemeine Forst und Jagdzeitung 176:133–143 Déqué, M. 2007: Frequency of precipitation and temperature extremes over France in an anthropogenic scenario: model results and statistical correction according to observed values. Global and Planetary Change: 57: 16–26 Dutilleul, P., Nef, L., Frigon, D. 2000: Assessment of site characteristics as predictors of the vulnerability of Norway spruce (Picea abies Karst.) stands to attack by Ips typographus L. (Col., Scolytidae). Journal of Applied Entomology 124: 1–5 Ellenberg, H. 1996: Vegetation Mitteleuropas mit den Alpen. 5th ed. Ulmer, Stuttgart, Germany: 1096 p Ericsson, M., Pouttu, A., Roininen, H. 2005: The influence of windthrow area and timber characteristics on colonization of wind-felled spruces by Ips typographus (L.). Forest Ecology and Management 216: 105–116 Fabrika, M., Ďurský, J. 2005: Algorithms and software solution of thinning models for SIBYLA growth simulator. Journal of Forest Science 51: 431–445 Fabrika, M., Ďurský, J. 2006: Implementing Tree Growth Models in Slovakia. In: Hasenauer, H. (ed.): Sustainable Forest Management. Growth Models for Europe. Springer Berlin Heidelberg, New York: 315–341 Farda, A., Déqué, M., Somot, S., Horányi, A., Spiridonov, V., Tóth, H. 2010: Model ALADIN as a Regional Climate Model for Central and Eastern Europe. Studia Geophysica et Geodaetica 54: 313–332 Gessler, A., Kejtek, C., Kreuyzwieser, J., Matyssek, R., Seiler, W., Rennenberg, H. 2007: Potential risks for European beech (Fagus sylvatica L.) in a changing climate. Trees 21:1–11 Giorgi, F., Coppola, E. 2007: European climate-change oscillation (ECO). Geophysical Research Letters 34: L21703 doi:10.1029/2007GL031223

Goldblum, D., Rigg, L. S. 2005: Tree growth response to climate change at the deciduous – boreal forest ecotone, Ontario, Canada. Canadian Journal of Forest Research 35: 2709–2718 Grodzki, W., Loch, J., Armatys, P. 2006: Occurrence of Ips typographus (L.) in wind-damaged Norway spruce stands of Kudłoń massif in the Gorce National Park. Ochrona Beskidów Záchodních 1: 125–137 Hlásny, T., Zajíčková, L., Turčáni, M., Holuba, J., Sitková, Z. 2011: Geographical variability of spruce bark beetle development under climate change in the Czech Republic. Journal of Forest Science, Special Issue 1, accepted Jönsson, A.M., Appelberg, G., Gardiny, S., Barčiny, L. 2009: Spatio-temporal impact of climate change on the activity and voltinism of the spruce bark beetle, Ips typographus. Global Change Biology 15: 486–499 Jump, A. S., Mátyás, C., Peñuelas, J. 2009: The altitude-forlatitude disparity in the range retractions of woody species. Trends in Ecology and Evolution 24: 694–701 Lange, H., Oklame, B., Krokene, P. 2006: Thresholds in the life cycle of the spruce bark beetle under climate change. Interjournal for Complex Systems 1648: 1–10 Lenoir, J., Gégout, J. C., Pierrat, J. C., Bontemps, J. D., Dhote, J. F. 2009: Differences between tree species seedling and adult altitudinal distribution in mountain forests during the recent warm period (1986–2006). Ecography 32: 765–777 Lindner, M. 2000: Developing adaptive forest management strategies to cope with climate change. Tree Physiology 20: 299–307 Mátyás, Cs., Berki, I., Czúc, B., Gálos, B., Móricz, N., Rasztovits, E. 2010: Future of Beech in Southeast Europe from the Perspective of Evolutionary Ecology. Acta Silvatica & Lignaria Hungarica 6: 91–100

Meehl, G. A., Tebaldi, C. 2004: More intense, more frequent and longer lasting heat waves in the 21st Century. Science 305: 994–997 Peñuelas. J., Ogaya. R., Boada, M., Jump, A. S. 2007: Migration, invasion and decline: changes in recruitment and forest structure in a warming-linked shift of European beech forest in Catalonia (NE Spain). Ecography 30: 830–838 Schütz, J.–P., Götz, M., Schmidt, W., Mandallaz, D. 2006: Vulnerability of spruce (Picea abies) and beech (Fagus sylvatica) forest stands to storms and consequences for silviculture. European Journal of Forest Research 125: 291–302 Spiecker, H., Hansen, J., Klimo, E., Skovsgaard, J. P., Sterba, H., von Teuffel, K. (eds.) 2004: Norway spruce conversion – options and consequences. Brill, Leiden-Boston: 269 p Sykes, M. T., Prentice, I. C. 1996: Climate change, tree species distributions and forest dynamics: A case study in the mixed conifer/northern hardwoods zone of Northern Europe. Climatic Change 34: 161–177 Zlatník, A. 1976: Lesnická fytocenologie. Státní zemědelské nakladatelství, Praha: 495 p

173

Acknowledgement

174

We acknowledge the National Forest Centre – Forest Research Institute Zvolen, Czech University of Life Sciences Prague and Forestry and Game Management Research Institute Jíloviště – Strnady for the financial support provided for this publication. In particular, we acknowledge the following projects: • Projects of the Slovak Research and Development Agency under the contract No. APVV-0022-07 “Assessment of drought stress in forest stands from the viewpoint of water balance of trees and stands”, No. APVV-0632-07 “Research of the classification methods and structural models of forest ecosystems favourable state – Assessment of the state and development with help of Remote Sensing”, No. APVT-27-009304 “Reaction of diversity of forest plant communities to changes of edaphic and climatic conditions of Slovakia“ and No. APVV-0670-07 “Satellite-based observation of forest ecosystem’s response to global environmental changes” • Project of the Ministry of Agriculture of the Slovak Republic “Reconstruction of allochtonous stands exposed to changing environmental conditions to more stable ecosystems” • Project of the Ministry of Agriculture of the Czech Republic No. QH91097 “Analysis of climate change impacts on the distribution and voltinism of Ips typographus in spruce forests of the Czech Republic as underlying information for their sustainable management” • Project of the Ministry of Agriculture of the Czech Republic No. QH81136 “The study of real efficiency of control measures against Ips typographus in various gradation phases.” • Long-term project of the Czech Ministry of Agriculture MZE-0002070203 “Stabilisation of forest functions in anthropically disturbed and changing environmental conditions”. • Project of the Grant Agency of Forests of the Czech Republic – State Enterprise “Forest stands decline at the Forest District Jablunkov”. This publication has been prepared within the frame of EFI Project Centre CONFOREST founded with the intention of researching the options and consequences of conversion of Norway spruce forests outside their natural range, as well as within the frame of EFI Central-East European Regional Office (EFICEEC) founded with the intention to build an international research unit providing integrative forestry-related research and capacity building with a special focus on Central East European countries.

National Forest Centre – Forest Research Institute Zvolen Národné lesnícke centrum – Lesnícky výskumný ústav Zvolen

Czech University of Life Sciences Prague Česká zemědělská univerzita v Praze

Poďakovanie Táto publikácia bola vydaná vďaka finančnej podpore Národného lesníckeho centra – Lesníckeho výskumného ústavu Zvolen, České zemědělské univerzity v Praze a Výzkumného ústavu lesního hospodářství a myslivosti, v. v. i., Jíloviště – Strnady. Za finančnú podporu ďakujeme týmto projektom: • Projektom Agentúry na podporu výskumu a vývoja udelený na základe zmluvy č. APVV-0022-07 „Hodnotenie úrovne stresu suchom lesných porastov z aspektu vodnej bilancie stromu a porastu“, č. APVV-0632-07 v rámci riešenia projektu „Výskum metód klasifikácie a štrukturálnych modelov priaznivého stavu lesných ekosystémov Slovenska – Hodnotenie stavu a vývoja lesov v krajine s podporou DPZ“, zmluvy č. APVT-27-009304 v rámci riešenia projektu „Reakcia diverzity lesných fytocenóz na zmenu edafickoklimatických podmienok Slovenska“ a č. APVV-0670-07 „Satelitne založené sledovania odozvy lesných ekosystémov na globálne sa meniace podmienky prostredia“. • Projekt Ministerstva pôdohospodárstva Slovenskej republiky „Rekonštrukcia nepôvodných spoločenstiev postihnutých zmenou prírodných podmienok na stabilnejšie ekosystémy“. • Projekt Ministerstva zemědělství České republiky QH91097 „Vyhodnocení dopadů globálních klimatických změn na rozšíření a voltinizmus Ips typographus (L.) (Col.: Curculionidae, Scolytinae) ve smrkových porostech České republiky jako východisko pro jejich trvale udržitelný management“. • Projekt Ministerstva zemědělství České republiky QH81136 „Studium a optimalizace skutečné efektivity obranných opatření proti lýkožroutu smrkovému v různých gradačních fázích“. • Dlhodobý projekt Ministerstva zemědělství České republiky č. 0002070203 „Stabilizace funkcí lesa v antropogenně narušených a měnících se podmínkách prostředí”. • Projekt Grantové služby LČR, s. p. „Chřadnutí lesních porostů na LS Jablunkov“. Táto publikácia vznikla v rámci aktivít Projektového centra EFI CONFOREST, ktorého cieľom bol výskum možností a dôsledkov konverzie smrekových porastov rastúcich mimo areálu ich prirodzeného rozšírenia, a Regionálneho úradu EFI pre strednú a východnú Európu (EFICEEC), ktoré bolo založené so zámerom vytvoriť medzinárodnú výskumnú jednotku zabezpečujúcu integrujúci lesnícky výskum a budovanie kapacít v krajinách strednej a východnej Európy.

Forestry and Game Management Research Institute Jíloviště – Strnady Výzkumný ústav lesního hospodářství a myslivosti, v. v. i., Jíloviště – Strnady

European Forest Institute Central-East European Regional Office Regionálny úrad EFI pre strednú a východnú Európu

175

List of authors / Zoznam autorov (in alphabetical order / v abecednom poradí)

Zoltán Barcza, Ph.D. Eötvös Loránd University, Department of Meteorology, Pázmány sétány 1/A, H-1117 Budapest, Hungary, [email protected] Mgr. Ivan Barka, Ph.D. National Forest Centre – Forest Research Institute Zvolen, Department of Ecology and Biodiversity of Forest Ecosystems, T. G. Masaryka 22, 960 92 Zvolen, Slovak Republic, [email protected]

176

Department of Ecology and Biodiversity of Forest Ecosystems, T. G. Masaryka 22, 960 92 Zvolen, Slovak Republic, [email protected] Czech University of Life Sciences Prague, Faculty of Forestry and Wood Sciences, Department of Forest Protection and Game Management, Kamýcká 129, 165 21 Praha 6 – Suchdol, Czech Republic

Dr. Ing. Tomáš Bucha National Forest Centre – Forest Research Institute Zvolen, Department of Ecology and Biodiversity of Forest Ecosystems, T. G. Masaryka 22, 960 92 Zvolen, Slovak Republic, [email protected]

doc. Ing. Jaroslav Holuša, Ph.D. Czech University of Life Sciences Prague, Faculty of Forestry and Wood Sciences, Department of Forest Protection and Game Management, Kamýcká 129, 165 21 Prague 6 – Suchdol, Czech Republic, [email protected]

RNDr. Ľubica Ditmarová, Ph.D. Institute of Forest Ecology, Slovak Academy of Sciences, Štúrova 2, 960 53 Zvolen, Slovak Republic, [email protected]

Ing. Martin Kamenský, CSc. National Forest Centre – Forest Research Institute Zvolen, Department of Silviculture and Forest Technology, T. G. Masaryka 22, 960 92 Zvolen, Slovak Republic, [email protected]

doc. Ing. Marek Fabrika, Ph.D. Technical University in Zvolen, Faculty of Forestry, Department of Forest Management and Geodesy, T. G. Masaryka 24, 960 53 Zvolen, Slovak Republic, [email protected] doc. Ing. Dušan Gömöry, DrSc. Technical University in Zvolen, Faculty of Forestry, Department of Phytology, T. G. Masaryka 24, 960 53 Zvolen, Slovak Republic, [email protected] Dr. Habil. Ing. Wojciech Grodzki Forest Research Institute, ul. Fredry 39, 30-605 Krakow, Poland, [email protected] doc. RNDr. Tomáš Hlásny, Ph.D. National Forest Centre – Forest Research Institute Zvolen,

doc. Ing. Jaroslav Kmeť, CSc. Technical University in Zvolen, Faculty of Forestry, Department of Phytology, T. G. Masaryka 22, 960 53 Zvolen, Slovak Republic, [email protected] Dr. Ing. Bohdan Konôpka National Forest Centre – Forest Research Institute Zvolen, Department of Forest Protection and Game Management, T.  G. Masaryka 22, 960 92 Zvolen, Slovak Republic, [email protected] Ing. Diana Krajmerová, Ph.D. Technical University in Zvolen, Faculty of Forestry, Department of Phytology, T. G. Masaryka 24, 960 53 Zvolen, Slovak Republic, [email protected]

Ing. Ladislav Kulla, Ph.D. National Forest Centre – Forest Research Institute Zvolen, Department of Silviculture and Forest Technology, T. G. Masaryka 22, 960 92 Zvolen, Slovak Republic, [email protected]

Ing. Marian Pacalaj, Ph.D. National Forest Centre – Forest Research Institute Zvolen, Department of Silviculture and Forest Technology, T. G. Masaryka 22, 960 92 Zvolen, Slovak Republic, [email protected]

Ing. Daniel Kurjak, Ph.D. Technical University in Zvolen, Faculty of Forestry, Department of Phytology, T. G. Masaryka 24, 960 53 Zvolen, Slovak Republic, [email protected]

Ing. Pavel Pavlenda, Ph.D. National Forest Centre – Forest Research Institute Zvolen, Department of Ecology and Biodiversity of Forest Ecosystems, T. G. Masaryka 22, 960 92 Zvolen, Slovak Republic, [email protected]

Ing. Roman Leontovyč, Ph.D. National Forest Centre – Forest Research Institute Zvolen, Department of Forest Protection and Game Management, T.  G. Masaryka 22, 960 92 Zvolen, Slovak Republic, [email protected] Ing. Roman Longauer, CSc. National Forest Centre – Forest Research Institute Zvolen, Department of Silviculture and Forest Technology, T. G. Masaryka 22, 960 92 Zvolen, Slovak Republic, [email protected] Ing. Valéria Longauerová, Ph.D. National Forest Centre – Forest Research Institute Zvolen, Department of Forest Protection and Game Management, T. G. Masaryka 22, 960 92 Zvolen, Slovak Republic, [email protected] Dr. Habil. Ing. Stanisław Małek University of Agriculture in Krakow, Faculty of Forestry, Department of Forest Ecology, Al. 29 Listopada 46, 1-425 Kraków, Poland, [email protected] Ing. Jiří Novák, Ph.D. Forestry and Game Management Research Institute, FResearch Station at Opočno, Na Olivě 550, CZ - 517 73, Opočno, Czech Republic, [email protected]

Ing. Tibor Priwitzer, Ph.D. National Forest Centre – Forest Research Institute Zvolen, Department of Ecology and Biodiversity of Forest Ecosystems, T. G. Masaryka 22, 960 92 Zvolen, Slovak Republic, [email protected] Dr. Ing. Grzegorz Rączka Poznan University of Life Sciences, Faculty of Forestry, Department of Forest Management, ul. Wojska Polskiego 71 C, 60-625 Poznań, Poland, [email protected] Ing. Róbert Sedmák, Ph.D. Technical University in Zvolen, Faculty of Forestry, Department of Forest Management and Geodesy, T. G. Masaryka 24, 960 53 Zvolen, Slovak Republic, [email protected] Ing. Zuzana Sitková, Ph.D. National Forest Centre – Forest Research Institute Zvolen, Department of Ecology and Biodiversity of Forest Ecosystems, T. G. Masaryka 22, 960 92 Zvolen, Slovak Republic, [email protected] doc. RNDr. Marian Slodičák, CSc. Forestry and Game Management Research Institute, Research Station at Opočno, Na Olivě 550, CZ - 517 73, Opočno, Czech Republic, [email protected]

177

List of authors (cont.) / Zoznam autorov (pokr.) Dr. Ing. Paweł Strzeliński Poznan University of Life Sciences, Faculty of Forestry, Department of Forest Management, ul. Wojska Polskiego 71 C, 60-625 Poznań, Poland, [email protected] doc. Ing. Vít Šrámek, Ph.D. Forestry and Game Management Research Institute, Strnady 136, 252 02 Jíloviště, Czech Republic, [email protected] doc. Ing. Igor Štefančík, CSc. National Forest Centre – Forest Research Institute Zvolen, Department of Silviculture and Forest Technology, T. G. Masaryka 22, 960 92 Zvolen, Slovak Republic, [email protected]

178

Mgr. Mgr. Petr Štěpánek, Ph.D. Czech Hydrometeorological Institute, Regional Office Brno, Kroftova 43, 616 67 Brno, Czech Republic, petr.stepanek@ chmi.cz prof. Ing. Marek Turčáni, Ph.D. Czech University of Life Sciences Prague, Faculty of Forestry and Wood Sciences, Department of Forest Protection and Game Management, Kamýcká 129, 165 21 Praha 6 – Suchdol, Czech Republic, [email protected] Ing. Jozef Vakula, Ph.D. National Forest Centre – Forest Research Institute Zvolen, Department of Forest Protection and Game Management, T.  G. Masaryka 22, 960 92 Zvolen, Slovak Republic, [email protected] Dr. Ing. Andrzej Węgiel Poznan University of Life Sciences, Faculty of Forestry, Department of Forest Management, ul. Wojska Polskiego 71 C, 60-625 Poznań, Poland, [email protected]

Reviewers / Recenzenti Ing. Miroslav Blaženec, Ph.D. Institute of Forest Ecology, Slovac Academy of Sciences, Štúrova 2, 960 53 Zvolen, Slovak Republic, [email protected]

Dr. hab. Ing. Tomasz Oszako Forest Research Institute, Department of Forest Protection, 3 Braci Leśnej Street, Sękocin Stary, 05-090 Raszyn, Poland, [email protected]

doc. RNDr. Pavel Cudlín, CSc. Institute of Systems Biology and Ecology of the Academy of Sciences of the Czech Republic, v. v. i., Division of Ecosystem Analyses, Na Sádkách 7, 370 05 České Budějovice, Czech Republic, [email protected]

prof. Ing. Ladislav Paule, CSc. Technical University in Zvolen, Faculty of Forestry, Department of Phytology, T. G. Masaryka 24, 960 53 Zvolen, Slovak Republic, [email protected]

Ing. Peter Jaloviar, Ph.D. Technical University in Zvolen, Faculty of Forestry, Department of Silviculture, T. G. Masaryka 24, 960 53 Zvolen, Slovak Republic, [email protected] doc. Ing. Vladimír Kunca, Ph.D. Technical University in Zvolen, Faculty of Ecology and Environmental Sciences, Department of Applied Ecology, T. G. Masaryka 24, 960 53 Zvolen, Slovak Republic, [email protected] Dr. Martin Lukáč The University of Reading, Department of Agriculture, Whiteknights, PO Box 217, READING, Berkshire, RG6 6AH, United Kingdom, [email protected] Ing. Oto Nakládal, Ph.D. Czech University of Life Sciences Prague, Faculty of Forestry and Wood Sciences, Department of Forest Protection and Game Management, Kamýcká 129, 165 21 Praha 6 – Suchdol, Czech Republic, [email protected] doc. Ing. Katarína Olšovská, Ph.D. Slovak University of Agriculture, Tr. A. Hlinku 2, 949 76 Nitra, Slovak Republic, [email protected]

179

Citation of chapters / Citácie kapitol Chapter 1 / Kapitola 1 Sitková, Z., Hlásny, T., Kulla, L., Grodzki, W., Šrámek, V. 2010: The Beskids – region of interest. In: Hlásny, T., Sit­ková, Z. (eds.): Spruce forests decline in the Beskids. Zvolen: National Forest Centre – Forest Research Institute Zvolen & Czech University of Life Sciences Prague & Forestry and Game Management Research Institute Jíloviště – Strnady: 9–13, ISBN 978-80-8093-127-8.

180

Chapter 2 / Kapitola 2 Hlásny, T., Grodzki, W., Šrámek, V., Holuša, J., Kulla, L., Sitková, Z., Turčáni, M., Rączka, G., Strzeliński, P., Węgiel, A. 2010: Spruce forests decline in the Beskids. In: Hlásny, T., Sitková, Z. (eds.): Spruce forests decline in the Beskids. Zvolen: National Forest Centre – Forest Research Institute Zvolen & Czech University of Life Sciences Prague & Forestry and Game Management Research Institute Jíloviště – Strnady: 15–31, ISBN 978-80-8093-127-8. Chapter 3 / Kapitola 3 Barka, I., Bucha, T., Sitková, Z., Hlásny, T., Kulla, L. 2010: Remote Sensing view on declining spruce forests. In: Hlásny, T., Sitková, Z. (eds.): Spruce forests decline in the Beskids. Zvolen: National Forest Centre – Forest Research Institute Zvolen & Czech University of Life Sciences Prague & Forestry and Game Management Research Institute Jíloviště – Strnady: 33–47, ISBN 978-80-8093-127-8. Chapter 4 / Kapitola 4 Šrámek, V., Sitková, Z., Małek, S., Pavlenda, P., Hlásny, T. 2010: Air pollution and forest nutrition – what are their roles in spruce forests decline? In: Hlásny, T., Sitková, Z. (eds.): Spruce forests decline in the Beskids. Zvolen: National Forest Centre – Forest Research Institute Zvolen & Czech University of Life Sciences Prague & Forestry and Game Management Research Institute Jíloviště – Strnady: 49–67, ISBN 978-80-8093-127-8.

Chapter 5 / Kapitola 5 Hlásny, T., Grodzki, W., Turčáni, M., Sitková, Z., Konôpka, B. 2010: Bark Beetle – the main driving force behind spruce forests decline. In: Hlásny, T., Sitková, Z. (eds.): Spruce forests decline in the Beskids. Zvolen: National Forest Centre – Forest Research Institute Zvolen & Czech University of Life Sciences Prague &  Forestry and Game Management Research Institute Jíloviště – Strnady: 69–91, ISBN 978-80-8093-127-8. Chapter 6 / Kapitola 6 Longauerová, V., Leontovyč, R., Krajmerová, D., Vakula, J., Grodzki, W. 2010: Fungal pathogens – hidden agents of decline. In: Hlásny, T., Sitková, Z. (eds.): Spruce forests decline in the Beskids. Zvolen: National Forest Centre – Forest Research Institute Zvolen & Czech University of Life Sciences Prague & Forestry and Game Management Research Institute Jíloviště – Strnady: 93–105, ISBN 97880-8093-127-8. Chapter 7 / Kapitola 7 Kurjak, D., Konôpka, B., Priwitzer, T., Kmeť, J., Ditmarová, Ľ. 2010: Physiology of declining spruces in the Beskids. In: Hlásny, T., Sitková, Z. (eds.): Spruce forests decline in the Beskids. Zvolen: National Forest Centre – Forest Research Institute Zvolen & Czech University of Life Sciences Prague & Forestry and Game Management Research Institute Jíloviště – Strnady:107–129, ISBN 97880-8093-127-8. Chapter 8 / Kapitola 8 Longauer, R., Gömöry, D., Pacalaj, M., Krajmerová, D. 2010: Genetics aspects of stress tolerance and adptability of Norway spruce. In: Hlásny, T., Sitková, Z. (eds.): Spruce forests decline in the Beskids. Zvolen: National Forest Centre – Forest Research Institute Zvolen & Czech University of Life Sciences Prague & Forestry and Game Management Research Institute Jíloviště – Strnady: 136–143, ISBN 97880-8093-127-8.

Chapter 9 / Kapitola 9 Slodičák, M., Novák, J., Štefančík, I., Kamenský, M. 2010: Silviculture measures and spruce stands conversion. In: Hlásny, T., Sitková, Z. (eds.): Spruce forests decline in the Beskids. Zvolen: National Forest Centre – Forest Research Institute Zvolen & Czech University of Life Sciences Prague & Forestry and Game Management Research Institute Jíloviště – Strnady: 145–155, ISBN 978-80-8093-127-8. Chapter 10 / Kapitola 10 Hlásny, T., Fabrika, M., Sedmák, R., Barcza, Z., Štěpánek, P., Turčáni, M. 2010: Future of forests in the Beskids under climate change. In: Hlásny, T., Sitková, Z. (eds.): Spruce forests decline in the Beskids. Zvolen: National Forest Centre – Forest Research Institute Zvolen & Czech University of Life Sciences Prague & Forestry and Game Management Research Institute Jíloviště – Strnady: 157–173, ISBN 97880-8093-127-8.

181

Title / Názov:

Spruce forests decline in the Beskids – Hynutie smrekových porastov v Beskydoch

Editors / Editori:

Tomáš Hlásny, Zuzana Sitková

English proofreading / Jazyková úprava anlickej verzie:

English Editorial Services, s. r. o., Brno

Design & layout / Grafická úprava: Ľuboš Frič Issue / Vydanie:

First / Prvé

Issued by / Vydal:

National Forest Centre – Forest Research Institute Zvolen & Czech University of Life Sciences Prague & Forestry and Game Management Research Institute Jíloviště – Strnady / Národné lesnícke centrum – Lesnícky výskumný ústav Zvolen & Česká zemědělská univerzita v Praze & Výzkumný ústav lesního hospodářství a myslivosti, v. v. i., Jíloviště – Strnady

Issued in / Vydavateľstvo:

National Forest Centre / Národné lesnícke centrum, Zvolen

Year / Rok:

2010

Impression / Náklad:

450 pcs / 450 ks

Number of pages / Počet strán:

182



ISBN 978-80-8093-127-8