AKADEMIA ROLNICZA W LUBLINIE

WYDZIAŁ ROLNICZY

Kierunek rolnictwo

Specjalność Kształtowanie i Ochrona Środowiska Rolniczego

Antoni Cichoń

nr albumu 31082

WŁAŚCIWOŚCI CHEMICZNE GLEB

W OBSZARACH SILNIE ZDEGRADOWANYCH

SIEDLISK LEŚNYCH NADLEŚNICTWA PUŁAWY

Praca magisterska

Wykonana w Instytucie Gleboznawstwa

i Kształtowania Środowiska Przyrodniczego

pod kierunkiem

prof. dr hab. Henryka Domżała

Konsultant:

dr hab. Elżbieta Jolanta Bielińska

LUBLIN 2003

1. WSTĘP

Gleba odgrywa podstawową rolę w kształtowaniu warunków egzystencji ekosystemów leśnych. Monitoring gleb jest jednym z elementów podlegających kontroli w ramach monitoringu lasu [Strategia Leśna Unii Europejskiej - tzw. Raport Thomasa 1997].

Badaniami objęto gleby w zniszczonym przez emisję azotową ekosystemie leśnym Nadleśnictwa Puławy, w którym w wyniku efektu kumulatywnego powstał nowy stan homeostazy, z nowym niezrównoważonym obiegiem energii. Na dużych obszarach leśnych, otaczających Zakłady Azotowe „Puławy”, w latach 1966 - 1988 został całkowicie zreorganizowany naturalny leśny ekosystem w zaroślowo - darniowy. Według Jakubczaka [1986] w latach 1968 - 1984 do atmosfery w rejonie ZA zostalo wyemitowane około 35 x 10⁴ mg związków azotu. Obszar Puławski jest jednym z 27 obszarów zagrożenia ekologicznego wydzielonych w Polsce. Według danych Biura Urządzania Lasu i Geodezji Leśnej o/Lublin w roku 1998 łączna powierzchnia lasów będących w strefie zagrożenia przemysłowego na tym obszarze wynosiła 9070,6 ha.

Inwestycje jakie zostały poczynione na rzecz ochrony środowiska

w Zakładach Azotowych „Puławy” S.A. w latach 1985 - 1999 w bardzo dużym stopniu ograniczyły emisję zanieczyszczeń do atmosfery. Wyraźne zmniejszenie natężenia emisji gazów i imisji azotowej nastąpiło w początkach lat 90-tych [Ochrona Środowiska, 1994]. Pomimo malejącej od kilku lat emisji przemysłowej badany ekosystem znajduje się pod stałą presją czynnika toksycznego [Jedliczko, 1999].

Wyjątkowo niekorzystne warunki środowiskowe zaistniały na terenach położonych na wschód od emitora [Kimmins, 1989]. Przestrzenna struktura nasilenia zniszczeń lasów w rejonie ZA ma charakter strefowy. Granice poszczególnych stref mają przebieg nieregularny, ulegając modyfikacji w zależności od rozkładu kierunków wiatru, ukształtowania terenu, wieku i składu gatunkowego drzewostanu, bonitacji siedliska. Przebieg poszczególnych stref zniszczeń lasu ma kształt podobny do kierunkowej róży wiatrów charakterystycznych dla tego obszaru. Szczególnie intensywne tempo zniszczeń lasu zaznacza się w kierunku dominujących wiatrów N - E [Raporto stanie środowiska w rejonie oddziaływania ZA, Lublin, 1982].

Antropogeniczne zanieczyszczenie atmosfery, a także łączne oddziaływanie skażeń gazowych i pyłowych powszechnie przyjmuje się za pierwotną przyczynę zamierania lasów w całej Europie Środkowej [Dobrowolska, 1995; Mazurski, 1989]. Negatywny wpływ kwaśnych imisji na drzewostany, działający poprzez zmiany w glebie (wzrost jej zakwaszenia, pojawienie się składników toksycznych, przeazotowanie, ubytek kationów biofilnych oraz naruszenie równowagi biologicznej) prowadzi do zaawansowanej destabilizacji ekosystemów leśnych [Kuchniarz i Mazurski, 1995; Pokojska, 1997]. Wielu autorów podkreśla, że oddziaływanie przemysłu doprowadza do klęski ekologicznej obszarów leśnych [Brogowski i in.,1997; Drozd, 1995; Kabała, 1995]. Najnowsze badania [Blank i in., 1992; Clarkson i Schmandt, 1992; Foster i in., 1992] wskazują na większą złożoność zjawisk zachodzących w ekosystemach leśnych, a mianowicie poza ujemnym wpływem kwaśnych imisji, obecne zamieranie drzewostanów leśnych jest efektem kompleksowego oddziaływania wielu szkodliwych czynników, w tym między innymi ozonu, deficytu składników pokarmowych w glebie, zanieczyszczeń organicznych, patogenów, niekorzystnych warunków klimatycznych, ocieplenia globalnego. Postępujące od roku 1990 zmniejszenie emisji umożliwiło samoczynne odnawianie się pionierskiej fali lasu.

Monitoring gleb leśnych z wykorzystaniem metod opartych na testach chemicznych pozwala na ocenę zmian jakie zachodzą w środowisku pod wpływem czynników naturalnych i antropogenicznych i ma bezpośrednie odniesienie do utrzymania stabilności ekosystemów.

2. PRZEGLĄD LITERATURY

W 1990 roku Zakłady Azotowe „Puławy” S.A. znalazły się na liście 80-ciu przedsiębiorstw uciążliwych i degradujących środowisko, które zostały objęte szczególnym nadzorem przez Państwową Inspekcję Ochrony Środowiska [Jedliczko 1999]. Negatywne oceny wynikły ze stanu oddziaływania ZA podczas intensywnej degradacji środowiska w okresie 1969 - 1985, w którym to czasie w Zakładach nie zbudowano żadnej instalacji dla potrzeb środowiska.

Sytuacja ta uległa całkowitej zmianie w kierunku znacznej poprawy, gdy rozpoczęto konsekwentne usuwanie wieloletnich zaniedbań poprzez realizowanie „Kompleksowego Programu zamierzeń a zakresie ochrony środowiska a Zakładach Azotowych „Puławy”S.A. na lata 1985 - 2000”. Długoletnie badania specjalistów doprowadziły do powstania m.in. roślinnej (biologicznej) oczyszczalni atmosfery i gleby [Wiatr, 1995].

Według danych ZA „Puławy” S.A. w latach 1985 - 1997 inwestycje poczynione na rzecz ochrony środowiska w znacznym stopniu ograniczyły emisję zanieczyszczeń do atmosfery. Wyraźne zmniejszenie natężenia emisji gazów i imisji azotowej nastąpiło w początkach lat 90-tych (Ochrona Środowiska, 1994). Radykalne zmniejszenie emisji, a w szczególności amoniaku datuje się od 1996 roku [Kowalkowski i Jedliczko, 1996]. Emisja amoniaku w stosunku do 1985 roku została obniżona o 90%, dwutlenku siarki o 30%, tlenków azotu o 70%, pyłów dymnicowych o 80%, pyłów nawozowych o 85% [Bielińska, Domżał, 1999].

Proekologiczne działania Zakładów Azotowych „Puławy” S.A. stały się podstawą do przystąpienia Zakładów, w 1999 roku, do programu warunkowego skreślenia z „Listy 80” zakładów najbardziej uciążliwych dla środowiska w skali kraju.

II.1. Azot i inne pierwiastki w glebach

Azot jest niewątpliwie jednym z najważniejszych składników gleby. Pierwiastek ten [Mazur, 1991], zawarty jest w glebie w różnych związkach organicznych i organiczno-mineralnych, a mianowicie:

• w próchnicy,

• w resztkach roślinnych i zwierzęcych,

• w organizmach glebowych.

Występuje też w glebach w postaci

• azotanów,

• azotynów,

• soli amonowych,

• amonu zasorbowanego oraz

• jako wolny azot w powietrzu glebowym.

Jak podaje Dobrzański i Zawadzki [1993] większość azotu bo aż 99% znajduje się w formie organicznych zw. azotowych, głównie wchodzących w skład próchnicy glebowej. Stąd też największa jego ilość w glebach mineralnych występuje w poziomach próchnicznych, w głąb profilu glebowego zawartość azotu gwałtownie maleje.

Rys.1. Przybliżony udział N, P, K w mineralnej i organicznej frakcji gleby (wg Lityńskiego)

Związki azotowe w glebach ulegają ciągłym przemianom. Związki mineralne przechodzą w organiczne i odwrotnie związki organiczne ulegają mineralizacji.

Wyróżnia się w tych przemianach trzy zasadnicze procesy:

1. amonifikację - przekształcanie związków organicznych azotu do amoniaku, które może przebiegać zarówno w warunkach tlenowych, jak i beztlenowych

2. nitryfikację - utlenianie amoniaku (poprzez kw. azotawy) na kwas azotowy, zachodzące w warunkach dobrego natlenienia, odpowiedniej wilgotności, temperatury i odczynu gleby

3. denitryfikację - redukcja azotanów do azotynów i następnie wydzielanie wolnego azotu. Występuje w głębszych warstwach gleb lub w wierzchnich, gdy odcięty jest dostęp tlenu

Procesy amonifikacji i nitryfikacji są korzystne ponieważ nieprzyswajalne dla roślin zw. azotowe przekształcają się w łatwo dostępne. Natomiast proces denitryfikacji jest niepożądany gdyż powoduje straty azotu wskutek ulatniania się.

Według Nowackiego i in. [1980] jednym z podstawowych warunków dobrego wykorzystania azotu z gleby jest bogata zasobność gleb w fosfor. W przypadku niedoboru fosforu, rośliny wykazują wyższą od normalnej zawartośc azotu azotanowego

Kabata - Pendias [1989] stwierdza, że w przypadku dużego zakwaszenia gleby (pH ok. 4) powstają warunki sprzyjające uwstecznieniu przyswajalnych form fosforu i do powstania trudno rozpuszczalnych jego związków z glinem co ogranicza wymywanie składnika do wód gruntowych.

Winiarska - Adamczyk [1980] udowadnia, że nadmiar potasu może powodować zachwianie równowagi jonów w glebie, co może nieć znaczenie na glebach ubogich w magnez. Następuje tu również „luksusowe pobranie” potasu przez rośliny. Z punktu widzenia potrzeb roślin stosunek wymiennych form Mg:K = 3:1 jest najkorzystniejszy.

Nowacki i in. [1980] udowodnili, że brak magnezu w glebie hamuje przemiany azotu amonowego zaś nagromadzenie tej formy azotu w tkankach roślin w nadmiarze jest przyczyną zatrucia roślin amoniakiem.

II. 2. Azot i inne pierwiastki w glebach w warunkach imisji azotowej

Według Kowalkowskiego i in. [1999] narastająca od 1965 r. imisja związków azotu do środowiska gleb rdzawych bielicowych w okolicy Puław spowodowała istotne zmiany w dynamice procesów glebowych. Badania Zakładu Gleboznawstwa i Nawożenia IBL, jak również wyniki badań J.D. Beatona i in.[1969] wskazują na intensywne przemieszczanie P, K, Ca i Mg w głąb profilu glebowego pod wpływem imitowanego azotu mineralnego. Dopływający do gleby azot amonowy wywołuje również fizyczne i fizykochemiczne zmiany w próchnicy glebowej. Na obszarach lasów sosnowych otaczających Zakłady Azotowe Puławy stwierdzono po 6 latach funkcjonowania tych zakładów [Kowalkowski i in. 1991] w odległości 200m 35 -krotnie wyższą zawartość N-NH₄ w poziomie 0fh od normalnej, a w poziomie AE - 24 -krotnie wyższą. W odległości 15 km w kierunku południowo wschodnim zawartość N-NH₄ była jeszcze 2 -3 krotnie wyższa niż normalna. W warunkach stałego dopływu emitowanych subsrancji w glebach kształtują się roztwory o dużych stężeniach azotu mineralnego, przy wzrastającym niedoborze innych składników pokarmowych

Wielu autorów poleca, między innymi Kowalkowski [1988], Kabata - Pendias [1989], w przypadku zachwiania równowagi jonowej pierwiastków w glebie i w roślinach stosować „prawo zwrotu” - stosując nawożenie uzupełniające. Racjonalne stosowanie nawozów mineralnych ma na celu nie tylko dostarczenie roślinom składników pokarmowych w odpowiedniej korzystnej proporcji, lecz winno się przyczynić do podnoszenia żyzności gleb.

III. CEL PRACY

Celem niniejszej pracy było:

• zbadanie właściwości chemicznych gleb w obszarach silnie zdegradowanych siedlisk leśnych Nadleśnictwa Puławy,

• ocena sytuacji ekologicznej środowiska glebowego tego obszaru.

4. POŁOŻENIE OBIEKTÓW I METODYKA BADAŃ

Badania zlokalizowano w rejonie oddziaływania Zakładów Azotowych „Puławy” S.A. (51° 25′ N; 21° 57′ E) na glebach bielicowych [Cambik Podzol] wytworzonych z różnej miąższości piasków eolicznych zalegających na piaskach fluwioglacjalnych w podłożu. Zakłady Azotowe „PUŁAWY” S.A. znajdują się na prawym brzegu środkowej Wisły,

w północnej części miasta Puławy. Piaski tworzą ciągi form wydmowych i rozległe słabo faliste pokrywy eoliczne położone na wysokości od 120 do 130 m npm [Kowalkowski i Jedliczko, 1996]. Teren ten charakteryzuje się silnie falistym relifem wydmowym i obniżeniem poziomu wód gruntowych, a gleby wykazują niską pojemność wodną, małą zdolność retencji wód opadowych i znaczną przewiewność [Kowalkowski i in., 1999).

Badania przeprowadzono na glebach zdegradowanych siedlisk leśnych ze stref silnych (III) i średnich (II) zniszczeń lasu.

Reprezentowane były następujące obiekty z Nadleśnictwa Puławy:

P - Obręb Puławy

Leśnictwo Wronów

Strefa silnych (III) zniszczeń lasu:

• 1P - oddział 119 d: halizna 3,39 ha, odległość od ZA 0,5 km w kierunku N - E. Typ siedliskowy: bór suchy, bonitacja IV. Dominująca roślinność: brzoza, czeremcha.

• 2P - oddział 120 f: halizna 11,25 ha, odległość od ZA 0,8 km w kierunku N - E. Typ siedliskowy: bór suchy, bonitacja IV. Dominująca roślinność: brzoza, czeremcha.

• 3P - oddział 136 a: drzewostan 9,77 ha, odległość od ZA 2 km w kierunku N - E. Typ siedliskowy: bór mieszany świeży, bonitacja II. Dominująca roślinność: sosna, dąb, kruszyna.

Ż - Obręb Żyrzyn

Leśnictwo Zagórki

Strefa średnich (II) zniszczeń lasu:

• 1Ż - oddział 65 g: drzewostan (uprawa 7 lat: sosna, brzoza, świerk, olcha) 5,60 ha, odległość od ZA 7 km w kierunku N - E. Typ siedliskowy: bór mieszany wilgotny, las mieszany wilgotny, bonitacja II.

• 2Ż - oddział 62 c: drzewostan 3,63 ha, odległość od ZA 8 km w kierunku N - E. Typ siedliskowy: bór mieszany świeży, bonitacja III. Dominująca roślinność: sosna, kruszyna.

Leśnictwo Kozi Bór

Strefa średnich (II) zniszczeń lasu:

• 2Ż - oddział 165 f: drzewostan 7,42 ha, odległość od ZA 15 km w kierunku N - E. Typ siedliskowy: las mieszany świeży, bonitacja III. Dominująca roślinność: sosna, grab, osika.

Leśnictwo Wola Osińska

Strefa średnich (II) zniszczeń lasu:

• 4Ż - zrąb (uprawa 7 lat: dąb, klon, modrzew, świerk, olcha), odległość od ZA 15,5 km w kierunku N - E. Typ siedliskowy: las mieszany świeży, bonitacja III.

• 5Ż - drzewostan 9,78 ha, odległość od ZA 16 km w kierunku N - E. Typ siedliskowy: bór mieszany świeży, bonitacja I, II. Dominująca roślinność: sosna, dąb, kruszyna.

Próbki glebowe do badań pobrano z warstwy mineralnej gleb, z dwóch głębokości 5 - 10 cm i 10 - 20 cm, jesienią 2002 roku. Charakterystykę badanych gleb podano w tabeli 1.

W próbkach glebowych oznaczono:

- zawartość mineralnych form azotu: N-NO₃^- kolorymetrycznie zmodyfikowaną metodą brucynową, N-NH₄⁺ kolorymetrycznie metodą Nesslera,

- zawartość azotu ogółem metodą Kjeldahla,

- zawartość węgla organicznego ogółem metodą Tiurina w modyfikacji Simakowa,

- zawartość fosforu i potasu przyswajalnego metodą Egnera-Riehma,

- zawartość magnezu przyswajalnego metodą Schachtschabela,

- pH w H₂O i 1 mol KCl potencjometrycznie przy użyciu elektrody szklanej,

- skład granulometryczny metodą areometryczną Bouyoucosa-Cassagrande
w modyfikacji Prószyńskiego.

Oznaczenia powyższe wykonano według metodyki przyjętej
w opracowaniach gleboznawczych [Lityński i Jurkowska 1982].

Próbki glebowe do analiz właściwości chemicznych pobierano i przechowywano zgodnie z zasadami określonymi w polskiej normie PN-ISO 1998 [Drzymała, 1998].

Uzyskane wyniki badań opracowano statystycznie, obliczając analizę wariacji z wykorzystaniem półprzedziałów ufności Tuckey'a.

5. WYNIKI BADAŃ

V.1. Skład granulometryczny gleb badanych obiektów

Na badanych obszarach występują asocjacje gleb autogenicznych bielicoziemnych, wytworzonych z różnej miąższości piasków eolicznych zalegających na piaskach fluwioglacjalnych w podłożu.

Tabela 1. Skład granulometryczny gleb badanych obiektów

Obiekt	Gleba	Warstwa (cm)	Zawartość frakcji (%)
						1 - 0,1	0,1 - 0,2	< 0,2
		1 P	Rdzawa,wytworzona z piasków luźnych	5 - 10	86,9	9,1	4,0
				10 - 20	86,7	11,3	2,0
		2 P	Rdzawa,wytworzona z piasków luźnych	5 - 10	83,0	12,0	5,0
				10 - 20	83,6	11,4	5,0
		3 P	Rdzawa,wytworzona z piasków luźnych	5 - 10	90,6	7,4	2,0
				10 - 20	92,0	6,0	2,0
		1 Ż	Glejobielicowa torfiasta	5 - 10	74,5	18,5	7,0
				10 - 20	77,8	13,2	9,0
		2 Ż	Rdzawa,wytworzona z piasków sg	5 - 10	71,6	21,4	7,0
				10 - 20	80,7	14,3	5,0
		3 Ż	Opadowo-glejowa, Wytworzona z pgp	5 - 10	55,3	25,7	19,0
				10 - 20	57,7	25,3	17,0
		4 Ż	Opadowo-glejowa, Wytworzona z pgp	5 - 10	44,2	28,2	27,0
				10 - 20	43,5	29,5	27,0
		5 Ż	Opadowo-glejowa, Wytworzona z pgp	5 - 10	48,5	32,5	19,0
				10 - 20	49,0	35,0	16,0

Szczegółowy opis przedstawiono w rozdziale IV.

Badane gleby cechują się luźnym składem granulometrycznym (Tab. 1).

W części mineralnej gleb do głębokości 20 - 40 cm znajdują się eoliczne piaski luźne lub średnio i drobnoziarniste.

5. 2. Odczyn gleb

Badane gleby charakteryzują się odczynem od bardzo kwaśnego do kwaśnego, z pH w 1 mol·dcm^-3 KCl od 2,8 do 3,9 i pH w H₂O od 3,9 do 5,1 (tab. 2). Tak wysokie kwasowości uwarunkowane są długotrwałą, intensywną imisją związków azotowych w formie opadu suchego i mokrego do gleb. W warunkach wysycenia kompleksu sorpcyjnego kationami
i anionami N, powstają nadmiary protonów H⁺ wywołujące kwasowe reakcje.

Tabela 2. Odczyn gleb badanych obiektów

Obiekt	Gleba	Warstwa (cm)	pH w H2O	PH w 1 mol·dcm^-3 KCl
1 P	Rdzawa,wytworzona z piasków luźnych	5 - 10	4,1	3,4
				10 - 20	4,3	3,5
		2 P	Rdzawa,wytworzona z piasków luźnych	5 - 10	3,9	3,2
				10 - 20	4,2	3,3
		3 P	Rdzawa,wytworzona z piasków luźnych	5 - 10	4,3	3,4
				10 - 20	4,5	3,6
		1 Ż	Glejobielicowa torfiasta	5 - 10	4,5	3,5
				10 - 20	4,7	3,8
		2 Ż	Rdzawa,wytworzona z piasków sg	5 - 10	4,0	2,9
				10 - 20	4,7	3,6
		3 Ż	Opadowo-glejowa, Wytworzona z pgp	5 - 10	3,9	2,8
				10 - 20	4,1	3,2
		4 Ż	Opadowo-glejowa, Wytworzona z pgp	5 - 10	4,4	3,3
				10 - 20	4,8	3,6
		5 Ż	Opadowo-glejowa, Wytworzona z pgp	5 - 10	4,9	3,7
				10 - 20	5,1	3,9

Szczegółowy opis przedstawiono w rozdziale IV.

5. 3. Zawartość C_org. i N ogółem w glebie

Zawartość próchnicy w glebach, przedstawiona w tabeli 1, w formie TOC była niska, z C organicznym od 0,56 do 1,16 g/kg w poszczególnych punktach badawczych. Również zasoby ogólnej ilości azotu w glebach były niskie od 0,03 do 0,09 g/kg. Istotne zubożenie gleb pod względem zawartości tych składników obserwowano w punktach pozbawionych naturalnej okrywy roślinnej, położonych najbliżej ZA. Zawartość C_org. i N ogółem w glebach była zróżnicowana w zależności od badanego ekosystemu i odległości od ZA (Tab. 3). Najmniejsze ilości tych składników stwierdzono w glebie synantropijnego ekosystemu położonego najbliżej ZA (0,5 km - obiekt 1P), a największe w glebie siedliska BMśw., w odległości 15,5 km od ZA (obiekt 4Ż). Zawartość C_org. i N ogółem w głębszej warstwie (10-20 cm) gleby była około dwukrotnie niższa niż w warstwie 5-10 cm (tab. 2).

Wartości stosunku C:N w glebach badanych siedlisk leśnych mieściły się w granicach od 10,6 do 12,9 (Tab. 3).

Tabela 3. Zawartość C organicznego ogółem i N ogółem w glebie (%)

Obiekt	Warstwa	C organiczny	N ogółem	C : N
1 P	5 - 10	1,30	0,11	11,8
		10 - 20	0,65	0,06	10,8
	2 P	5 - 10	1,44	0,12	12,0
		10 - 20	0,76	0,06	12,7
	3 P	5 - 10	1,55	0,12	12,9
		10 - 20	0,88	0,08	11,0
	1 Ż	5 - 10	1,75	0,14	12,5
		10 - 20	0,86	0,08	10,8
	2 Ż	5 - 10	1,58	0,14	11,3
		10 - 20	0,76	0,07	10,8
	3 Ż	5 - 10	1,70	0,14	12,1
		10 - 20	0,86	0,08	10,8
	4 Ż	5 - 10	1,90	0,16	11,8
		10 - 20	1,04	0,09	11,6
	5 Ż	5 - 10	1,66	0,14	11,8
		10 - 20	0,85	0,08	10,6

Szczegółowy opis przedstawiono w rozdziale IV.

5. 4. Zawartość mineralnych form azotu ( N-NH₄⁺ i N-NO₃^-) w glebie

W glebach wszystkich obiektów zarejestrowano niską zawartość mineralnych form N-NH₄⁺ i N-NO₃^- (Tab. 4), co mogło się wiązać zarówno z wymywaniem tych składników, jaki z ograniczeniem ich emisji przez ZA. Zawartość amonowej formy azotu w badanych glebach była kilkakrotnie większa niż azotanowej, co potwierdzają jednoznacznie wartości stosunku N-NH₄⁺:N-NO₃^-. Wskazuje to na przewagę procesu amonifikacji i słabo zachodzący proces nitryfikacji, co uwarunkowane jest m.in. dużym zakwaszeniem gleb.

Tabela 4. Zawartość N-NH₄⁺ i N-NO₃^- w glebie (mg·kg^-1)

Obiekt	Warstwa (cm)	N-NH4^+	N-NO3^-	N-NH4^+: N-NO3^-
1 P	5 - 10	58,3	18,1	3,2
		10 - 20	54,1	7,9	6,8
	2 P	5 - 10	64,8	10,2	6,4
		10 - 20	56,4	8,9	6,3
	3 P	5 - 10	60,9	10,7	5,7
		10 - 20	55,3	10,8	5,1
	1 Ż	5 - 10	74,3	14,6	5,1
		10 - 20	45,3	12,2	3,7
	2 Ż	5 - 10	66,4	10,5	6,3
		10 - 20	40,3	6,9	5,8
	3 Ż	5 - 10	62,5	28,9	2,2
		10 - 20	60,6	21,8	2,8
	4 Ż	5 - 10	67,1	12,2	5,5
		10 - 20	50,4	10,9	4,6
5 Ż	5 - 10	77,8	27,4	2,8
	10 - 20	59,5	14,6	4,1

Szczeg ółowy opis przedstawiono w rozdziale IV

5. 5. Zawartość przyswajalnych form fosforu, potasu i magnezu w glebie

Z danych zamieszczonych w tabeli 4 wynika, że niezwykle niski jest poziom uzupełniania z potencjalnych zasobów glebowych najważniejszych składników odżywczych: P, K i Mg w środowisku gleb, w zasięgu zniszczeń przemysłowych w Nadleśnictwie Puławy.

Tabela 5. Zawartość przyswajalnych form P, K i Mg w glebie

(mg·kg^-1)

Obiekt	Warstwa (cm)	P	K	Mg
1 P	5 - 10	1,7	15,9	9,4
		10 - 20	0,8	10,5	15,6
	2 P	5 - 10	2,2	17,1	18,3
		10 - 20	0,9	12,2	21,4
	3 P	5 - 10	2,2	22,3	20,9
		10 - 20	1,3	16,0	27,8
	1 Ż	5 - 10	2,4	13,9	8,1
		10 - 20	1,3	11,0	9,5
	2 Ż	5 - 10	2,0	18,1	11,6
		10 - 20	1,2	11,8	12,4
	3 Ż	5 - 10	2,4	17,8	16,9
		10 - 20	1,3	12,6	19,9
	4 Ż	5 - 10	2,7	20,2	20,8
		10 - 20	1,3	15,9	23,8
	5 Ż	5 - 10	3,4	34,1	32,7
		10 - 20	1,8	22,0	40,1

Szczegółowy opis przedstawiono w rozdziale IV.

Zasobność badanych gleb w fosfor przyswajalny jest bardzo niska i waha się w granicach: w warstwie 5-10cm od 1,7 do 3,4 mg/kg, w warstwie 10-20cm od 0,8 1,8 mg/kg. Zawartość przyswajalnych form fosforu wzrasta wraz z odległością od Zakładów Azotowych Puławy S.A. Ma to związek z silnym zakwaszeniem gleb i wiązaniem form fosforu przez rozpuszczalne formy Fe, Mn, Al, lub uwodnione tlenki Al i Fe w wyniku czego powstają nierozpuszczalne związki fosforu.

Zasobność badanych gleb w przyswajalny potas jest bardzo niska i niska waha się w granicach: w warstwie 5-10cm od 13,9 do 34,1 mg/kg, w warstwie 10-20cm od 10,5 do 22 mg/kg. Bardzo niska i niska zawartość potasu przyswajalnego w glebie spowodowana jest głównie wymywaniem z gleby.

Zasobność badanych gleb w przyswajalny magnez waha się od bardzo niskiej do średniej i jest wyższa w głębszej warstwie gleby (10-20cm). Przy odczynie kwaśnym jony Mg²⁺ są z kompleksu sorpcyjnego usuwane przez jony H⁺ i łatwo wymywane przez wodę, szczególnie na glebach lekkich. Stąd w górnej warstwie profilu glebowego zawartość form przyswajalnego magnezu jest mniejsza.

V. 6. Graficzna interpretacja wyników

Szczegółowy opis przedstawiono w rozdziale IV.

Szczegółowy opis przedstawiono w rozdziale IV.

Szczegółowy opis przedstawiono w rozdziale IV.

Szczegółowy opis przedstawiono w rozdziale IV.

Szczegółowy opis przedstawiono w rozdziale IV.

Szczegółowy opis przedstawiono w rozdziale IV.

Szczegółowy opis przedstawiono w rozdziale IV.

Szczegółowy opis przedstawiono w rozdziale IV.

Szczegółowy opis przedstawiono w rozdziale IV.

Szczegółowy opis przedstawiono w rozdziale IV.

Szczegółowy opis przedstawiono w rozdziale IV.

Szczegółowy opis przedstawiono w rozdziale IV.

6. DYSKUSJA

Uzyskane wyniki wskazują na procesy degradacji chemicznej badanych gleb przejawiające się stratami materii organicznej, naruszeniem równowagi jonowej
w środowisku i silnym zakwaszeniem gleb leśnych. W warunkach nadal trwającej, aczkolwiek znacznie zmniejszonej emisji, pochodzącej z Zakładów Azotowych „Puławy” S.A. [Kowalkowski, Jedliczko 1996; Kowalkowski i in. 1999], badane ekosystemy leśne znajdują się pod stałą presją czynnika toksycznego [Jedliczko 1999]. Emisja pyłów nawozowych (mocznika i saletry amonowej) w stosunku do 1985 roku została wprawdzie obniżona o 85%, lecz w dalszym ciągu wynosi ponad 600 ton rocznie [Jedliczko 1999]. Należy podkreślić, że reakcja biocenozy na zmiany w biotopie może prowadzić do znaczących chronicznych efektów [Umińska 1988]. Badania Dechnika
i Kaczora [1993] dowiodły, że niekorzystne procesy wynikające z zakwaszenia gleby nie zakończyły się wraz z wyeliminowaniem kwaśnych opadów. Ich następcze działanie wywoływało w znacznym zakresie dalsze niekorzystne zmiany w środowisku glebowym. Także Motowicka-Terelak i Terelak [1994] stwierdzili jednoznacznie, że po odcięciu dopływu kwaśnych deszczy na glebę nastąpił dalszy spadek pH oraz wzrost kwasowości potencjalnej. Zjawisko to znajduje potwierdzenie zarówno w wynikach niniejszych badań, jak i w wieloletnich badaniach Kowalkowskiego i Jedliczko [1996] prowadzonych na zdegradowanych terenach Nadleśnictwa Puławy. Cytowani autorzy wykazali, że w warunkach nie zrównoważenia gospodarki jonowej, przy zachodzących zmianach ilościowych imisji, w glebach o słabej lub utraconej zdolności buforowania zachodzą szybkie, kaskadowe reakcje wymiany kationowej o charakterze zasadowym na kationy pochodzące z imisji i protony wodoru powstające w reakcji wymiennej. Tolerancja ekosystemów na wszelkie zmiany zawartości pierwiastków jest zróżnicowana i zależy głównie od właściwości buforowych środowiska [Łabuda i Niemira 2000].

W niniejszych badaniach najniższe wartości pH, < 3,0, zanotowano
w punktach badawczych zlokalizowanych w siedliskach Bs, w odległościach 0,5 i 0,8 km od ZA. Mogło to mieć związek zarówno z intensywnym wymywaniem Ca i Mg przez kwaśne wody opadowe, jak też z pobieraniem tych składników przez zwartą darń rozłogowych korzeni trzcinnika. W glebach leśnych spadek pH powodują kwaśne depozycje, biologiczne zakwaszenie, wymywanie składników zasadowych [Pokojska 1998]. Podczas pobierania składników mineralnych przez korzenie drzew uwalniają się protony, zwiększające zakwaszenie roztworu glebowego. Ponadto przy długotrwałym nadmiarze jonów NH₄⁺ w środowisku glebowym i przy zanikaniu w nim aktywności biologicznej powstają nadmiary protonów H⁺ wywołujące kwasowe reakcje [Kowalkowski i in. 1999].

Negatywny wpływ kwaśnych imisji na drzewostany, działający poprzez zmiany w glebie (wzrost jej zakwaszenia, pojawienie się składników toksycznych, przeazotowanie, ubytek kationów biofilnych oraz naruszenie równowagi biologicznej) prowadzi do zaawansowanej destabilizacji ekosystemów leśnych [Kuchniarz i Mazurski, 1995; Pokojska, 1997]. Wielu autorów podkreśla, że oddziaływanie przemysłu doprowadza do klęski ekologicznej obszarów leśnych [Brogowski i in., 1997; Drozd, 1995; Kabała, 1995]. Najnowsze badania [Blank i in., 1992; Clarkson i Schmandt, 1992; Foster i in., 1992] wskazują na większą złożoność zjawisk zachodzących w ekosystemach leśnych, a mianowicie poza ujemnym wpływem kwaśnych imisji, obecne zamieranie drzewostanów leśnych jest efektem kompleksowego oddziaływania wielu szkodliwych czynników, w tym między innymi ozonu, deficytu składników pokarmowych w glebie, zanieczyszczeń organicznych, patogenów, niekorzystnych warunków klimatycznych, ocieplenia globalnego.

Badane gleby wytworzone z eolicznie przekształconych utworów polodowcowych cechowały się bardzo niską zawartością C_org. W warunkach silnego zakwaszenia rozkład mikrobiologiczny karp po zniszczonym lesie sosnowym jest zwolniony [Kowalkowski i in. 1999]. Zawartość C organicznego i N ogółem w głębszej warstwie (10-20 cm) gleb badanych obiektów była około dwukrotnie niższa niż w warstwie 5-10 cm. W glebach wytworzonych z piasków, z profilem powstałym w wyniku kumulacyjnej aktywności organizmów zawartości tych składników są najwyższe w poziomach przy powierzchni ziemi i szybko maleją z głębokością [Kowalkowski in. 1999].

Badania wykazały, że w glebach obiektów doświadczalnych ilość formy amonowej azotu przewyższała kilkakrotnie ilość formy azotanowej. N-NO₃^- jest formą łatwo migrującą w profilu glebowym [Filipek 1999]. Również Brożek [1985] odnotował podobną proporcję między tymi formami azotu w niektórych typach gleb leśnych. Wskazuje to na przewagę procesów amonifikacyjnych i na słabo zachodzące procesy nitryfikacji. Wiadomo, że procesowi nitryfikacji w glebach sprzyja odczyn obojętny do lekko kwaśnego. Filipek [1999] podkreśla, że proces nitryfikacji czyli biologiczne utlenianie formy amonowej azotu, jest znaczącym źródłem zakwaszenia gleb. W procesie nitryfikacji (mikrobiologicznej oksydacji) ujawnia się zakwaszające działanie jonu amonowego w glebie. W wyniku tego procesu z 1 mola jonu amonowego powstają 2 mole protonu (H⁺). Niska wydajność energetyczna reakcji w obu etapach nitryfikacji powoduje konieczność przetwarzania bardzo dużych ilości azotu do uzyskania przez bakterie Nitrosomonas i Nitrobacter wystarczających efektów asymilacji i redukcji CO₂. Aby związać 1 mol C z 1 mola CO₂ grupa bakterii „nitroso” utlenia 35,4 cząsteczek azotu amonowego. W glebach leśnych notuje się na ogół małe nasilenie nitryfikacji, najczęściej z powodu nadmiernego ich zakwaszenia, a w azocie mineralnym z reguły stwierdza się większy udział formy amonowej [Szember 1986].

Jedną z przyczyn bardzo niskiej zawartości przyswajalnych form fosforu w glebach badanych obiektów było ich silne zakwaszenie. W glebach silnie kwaśnych, pomimo obecności przyswajalnych jonów H₂PO₄^-, warunki sprzyjają silnemu wiązaniu lub wytrącaniu P przez jony Fe, Al i Mn oraz wiązaniu przez minerały ilaste. Jony H₂PO₄^- reagują z obecnymi w kwaśnym środowisku jonami Fe i Al lub uwodnionymi tlenkami tych pierwiastków, czyniąc fosfor niedostępny dla roślin. Maksimum rozpuszczalności fosforanów osiągane jest przy pH gleby w granicach 6-7.

Na badanym terenie ciągły dopływ do gleby związków N, a szczególnie NO_x i NH₃, przy wysokim poziomie emisji SO₂ [Kowalkowski i Jedliczko 1996], spowodował wymycie K i Mg. W obecności drzewostanów iglastych
i liściastych proces ten może być uwarunkowany filtrującym działaniem koron drzew oraz spływem po pniach drzew [Kowalkowski i Jedliczko 1996]. Znaczne ilości K są wiązane w masie organicznej roślin i organizmów glebowych oraz w próchnicy glebowej i wchodzą do obiegu biologicznego na dłuższe okresy czasu [Filipek 1999]. Straty magnezu mogły być spowodowane przez wody opadowe przemywające glebę. Wymywanie Mg z gleb może wynosić nawet kilkadziesiąt kg z ha rocznie. O ile potas wymywany jest głównie z gleb lekkich, to magnez wymywany jest także z gleb cięższych. Ruchliwość magnezu powoduje, że trudno jest utrzymać jego zapasy w glebie [Filipek 1999]. Jak już wspominano wcześniej, w warunkach wzrastającego zakwaszenia gleb zasadowe kationy są łatwo desorbowane przez protony z kompleksu sorpcyjnego o stosunkowo niskiej pojemności w glebach wytworzonych z piasków.

VII. STWIERDZENIA I WNIOSKI

Przeprowadzone badania pozwalają sformułować następujące stwierdzenia
i wnioski:

1. Uzyskane wyniki wskazują na procesy degradacji chemicznej badanych gleb przejawiające się stratami materii organicznej, zakłóceniami równowagi jonowej i silnym zakwaszeniem gleb leśnych.

2. Skala degradacji gleb badanych ekosystemów leśnych uzależniona była od odległości od ZA.

3. Stwierdzono istotne zubożenie gleb pod względem zawartości węgla organicznego i ogólnej ilości azotu w punktach pozbawionych naturalnej okrywy roślinnej, położonych najbliżej ZA.

4. W efekcie silnego zakwaszenia badane gleby cechowały się bardzo niską zawartością przyswajalnych form fosforu.

5. W warunkach nadal trwającej, aczkolwiek znacznie zmniejszonej emisji, ciągły dopływ do gleby związków N, a szczególnie NO_x i NH₃, spowodował wymycie K i Mg z gleb.

6. Przeprowadzone badania wskazują na potrzebę kompensacyjnego nawożenia badanych gleb leśnych.

7. Uzyskane informacje mogą być przydatne do oceny stanu środowiska glebowego w zniszczonych przez emisję azotową ekosystemach leśnych Nadleśnictwa Puławy.

8. LITERATURA

1. Beaton J.D., Harapiak J.W., Speer R.C., Gardiner R.T., Release of plant nutrients from forest soil humus treated with nitrogen and sulphate fertilizers, Can. Soil Sci. Soc. Meet. Saskatoon 1969

2. Bielińska E.J., Domżał H., Aktywność enzymatyczna gleb leśnych w obszarze oddziaływania Zakładów Azotowych „Puławy” S.A., Warsztaty Naukowe Puławy 1999

3. Brogowski Z., Borzyszkowski J., Gworek B., Ostrowska A., Porebska B., Sienkiewicz J.: Roczn. Glebozn., 1997, XLVIII, 1/2, 111.

4. Brożek S.: Rocz. Glebozn., 1985, 36, 3, 91.

5. Clarkson J., Schmandt J.: Emerging Issucs in Forest Policy, 1992, 48. Univ. British Columbia Press. Canada.

6. Dechnik I., Kaczor A.: I Intern. Scien. Symp.: „Przyrodnicze i antropogeniczne przyczyny oraz skutki zakwaszenia gleb”, Lublin, 1993, 101.

7. Dobrowolska I.: Zesz. Probl. Post. Nauk Roln., 1995, 418, 335.

8. Dobrzański B., Zawadzki S. (Red. B. Dobrzański), Gleboznawstwo, Państwowe Wydawnictwo Rolnicze i Leśne, Warszawa 1993

9. Drozd J.: Zesz. Probl. Post. Nauk Rol., 1995, 418, 347.

10. Filipek T. Podstawy i skutki chemizacji agroekosystemów. Wyd AR w Lublinie 1999.

11. Foster N.W., Mitchell M.J., Morrison I.K., Shepard J.P.: Can. J. For. Res., 1992, 22, 167.

12. Górny M., Kowalkowski A., Madejski A., Podstawy zagospodarowania terenów leśnych w rejonie oddziaływania przemysłowych zanieczyszczeń powietrza w okolicy Puław, Instytut Badawczy Leśnictwa, Warszawa 1975

13. Jakubczak Z., Studia Puławskie, B, 1, 1986

14. Jakubczak Z.: Studia Puławskie, B, 1, 1986, 237.

15. Jedliczko S.: Działalność Zakładów Azotowych „Puławy” S.A. na rzecz ochrony środowiska. In: Kom. Nauk Leśnych PAN, „Funkcjonowanie gleb leśnych na terenach zagrożonych i trendy jego zmian”, Puławy, 27-37, 1999

16. Kabała C.: Zesz. Probl. Post. Nauk Roln., 1995, 418, 361.

17. Kimmins J.P. 1989. Ecological implication of successional manipulations. In: B.A. Scrivender, Committees. Winter Workshop, Prince George. February 2-3 1998. FRDA Rep: 9-16.

18. Kowalkowski A., Jedliczko S.: Degradacja gleb wytworzonych z piasków pod wpływem emisji azotowej. W: I. Wiatr (red.) Technika i technologia w ochronie środowiska. I Forum Inżynierii Ekologicznej, Lublin-Nałęczów, 70-83, 1996

19. Kowalkowski A., Kopron H., Lewandowska J., Jedliczko S., Płecha R.: Możliwości przywracania funkcji leśnych w długotrwale niezrównoważonym ekosystemie leśnym Nadleśnictwa Puławy. In: Kom. Nauk Leśnych PAN, „Funkcjonowanie gleb leśnych na terenach zagrożonych i trendy jego zmian”, Puławy, 49-63, 1999

20. Kowalkowski A., Ostrowska A., Pacewicz T., Szczęsny P., Wpływ emisji przemysłowych na właściwości bielicoziemnych gleb leśnych okolicy Puław, Instytut Badawczy Leśnictwa - dokumentacja 1974

21. Kowalkowski A., Szczęsny P., Borzyszkowski J., Wpływ długotrwałego oddziaływania imisji azotowej na sorpcyjne właściwości gleb rdzawych bielicowych w okolicy Puław, Instytut Badawczy Leśnictwa - dokumentacja 1975

22. Kuchniarz M., Mazurski K.R.: Zesz. Probl. Post. Nauk Roln., 1995, 418, 341

23. Łabuda S., Niemira A. 2000. The need of regard of soil properties and soil conditions as well as extraction methods in evaluation of environmental hazards with trace elements. Chemia i Inzynieria Ekologiczna, 7, 5: 465-471.

24. Mazurski K.R.: Prze. Geogr., 1989, 61, 4, 605

25. Motowicka-Terelak T., Terelak H.: Zesz. Probl. Post. Nauk Roln., 1994, 413, 235.

26. Musierowicz A., Uggla H. Gleboznawstwo leśne ogólne, Państwowe Wydawnictwo Rolnicze i Leśne, Warszawa 1967.

27. Pokojska U. 1998. Zakwaszenie gleb leśnych. Stan wiedzy i perspektywy badań. Zesz. Probl. Post. Nauk Roln., 456: 63-70.

28. Raport o stanie środowiska w rejonie oddziaływania ZA PUŁAWY, Lublin, 1982,1994.

29. Szember A. Mikrobiologia rolnicza. Wyd. AR W Lublinie 1986.

30. Umińska R. 1988. Ocena poziomu pierwiastków śladowych stanowiących potencjalne zagrożenie dla zdrowia w glebach. Rozprawa habilitacyjna. IMW, 6: 7-13.

31. Wiatr I., Inżynieria ekologiczna, Polskie Towarzystwo Inżynierii Ekologicznej, Warszawa - Lublin 1995

Odległość od Zakładów Azotowych 2 km

Odległość od Zakładów Azotowych 2 km. W kierunku N-E

W miejsce wypadającej sosny wchodzi drzewostan liściasty.

Odległość od Zakładów Azotowych 8 km w kierunku N-E

Widoczna granica pomiędzy starodrzewiem a sukcesją drzewostanu

liściastego w lokalnym zagłębieniu terenowym.

SPIS TREŚCI

I.	Wstęp.................................................................................................	4
II.	Przegląd literatury............................................................................
II.1.	Azot i inne pierwiastki w glebach......................................................
II.2.	Azot i inne pierwiastki w glebach w warunkach imisji azotowej......
III.	Cel pracy............................................................................................
IV.	Położenie obiektów i metodyka badań............................................
V.	Wyniki badań....................................................................................
V.1.	Skład granulometryczny badanych obiektów.....................................
V.2.	Odczyn gleb........................................................................................
V.3.	Zawartość C organicznego i N ogółem w glebie................................
V.4.	Zawartość mineralnych form azotu w glebie.....................................
V.5.	Zawartość przyswajalnych form fosforu, potasu i magnezu w glebie
V.6	Graficzna interpretacja wyników
VI.	Dyskusja............................................................................................
VII.	Stwierdzenia i wnioski......................................................................
VIII.	Literatura..........................................................................................
IX.	Zdjęcia...............................................................................................

7

---