1

Universitatea Transilvania din Brasov

Facultatea de Silvicultură și Exploatări Forestiere

Ing. Diana-Maria SILAGHI

CERCETĂRI PRIVIND STAREA ECOSISTEMELOR

FORESTIERE DIN PARCUL NAȚIONAL RETEZAT AFLATE SUB

ACȚIUNEA POLUĂRII ATMOSFERICE ȘI A UNOR FACTORI DE

STRES

RESEARCH ON THE STATE OF FOREST ECOSYSTEMS IN

RETEZAT NATIONAL PARK UNDER THE INFLUENCE OF

ATMOSPHERIC POLLUTION AND OTHER STRESS FACTORS

Conducător ştiinţific

CS I .dr.ing. Ovidiu BADEA

BRASOV, 2013

2

MINISTERUL EDUCAŢIEI NAŢIONALE

UNIVERSITATEA “TRANSILVANIA” DIN BRAŞOV

BRAŞOV, B-DUL EROILOR NR. 29, 500036, TEL. 0040-268-413000, FAX 0040-268-410525

RECTORAT

D-lui (D-nei) ..............................................................................................................

COMPONENŢA

Comisiei de doctorat

Numită prin ordinul Rectorului Universităţii „Transilvania” din Braşov

Nr. 6236 din 14.11.2013

PREŞEDINTE: Prof. univ. dr. ing. Alexandru Lucian CURTU

DECAN – Fac. de Silvicultură și Exploatări Forestiere

CONDUCĂTOR ŞTIINŢIFIC: Cercet. șt. gr. I, dr. ing. Ovidiu BADEA

Universitatea „Transilvania” din Brașov

REFERENŢI: Acad., prof. univ. dr. doc. Victor GIURGIU

Academia Română

Cercet. șt. gr. I, dr. ing. Ioan SECELEANU

I. C. A. S. București

Conf. univ. dr. ing. Iosif VOROVENCII

Universitatea „Transilvania” din Brașov

Data, ora şi locul susţinerii publice a tezei de doctorat:17.12.2013, ora1000

,

Facultatea de Silvicultură și Exploatări Forestiere, Șirul Bethoven nr. 1, sala SP4.

Eventualele aprecieri sau observaţii asupra conţinutului lucrării vă rugăm să le

transmiteţi în timp util, pe adresa dianasilaghi@ymail.com.

Totodată vă invităm să luaţi parte la şedinţa publică de susţinere a tezei de

doctorat.

Vă mulţumim.

3

CUPRINS

Rezumat/Teză

INTRODUCERE 1/1

1. STADIUL CUNOȘTINTELOR 3/3

2. SCOPUL ȘI OBIECTIVELE CERCETĂRILOR 5/9

3. MATERIALUL ȘI METODA DE CERCETARE 6/10

3.1. Localizarea cercetărilor 6/10

3.2. Metodologia de cercetare 7/15

4. REZULTATE OBȚINUTE 14/29

4.1. Analiza structurii arboretelor 14/29

4.1.1. Structura arboretelor în raport cu diametrul arborilor 14/29

4.1.2. Relația diametru-înălțime 20/40

4.2. Starea de sănătate a arborilor și arboretelor 22/42

4.3. Creșterea arborilor și arboretelor 27/47

4.3.1. Determinarea creșterii arborilor și arboretelor prin procedeul inventarierilor

succesive 27/47

4.3.2. Monitorizarea permanentă a creșterii circumferinței arborilor 29/50

4.4. Biodiversitatea vegetației 31/53

4.5. Starea solurilor forestiere 37/63

4.6. Calitatea aerului și depunerile atmosferice 40/69

4.7. Analiza influenței poluării atmosferice și a altor factori de stres asupra stării

arborilor și arboretelor 52/91

5. CONCLUZII 58/102

6. CONTRIBUȚII ORIGINALE 63/108

Bibliografie 65/110

Rezumat

Curriculum vitae

4

CONTENTS

Summary/Thesis

INTRODUCTION 1/1

1. STATE OF THE ART 3/3

2. RESEARCH GOAL AND OBJECTIVES 5/9

3. RESEARCH MATERIAL AND METHOD 6/10

3.1. Research location 6/10

3.2. Research methodology 7/15

4. RESULTS 14/29

4.1. Stand structure analysis 14/29

4.1.1. Stand structure based on DBH 14/29

4.1.2. Diameter – height relationship 20/40

4.2. Forest health status 22/42

4.3. Trees and stands growth 27/47

4.3.1. Determination of tree and stand growth using succesive inventories

method 27/47

4.3.2. Permanent monitoring of stem circumference increment 29/50

4.4. Biodiversity of vegetation 31/53

4.5. Forest soil condition 37/63

4.6. Air quality and atmospheric deposition 40/69

4.7. Analysis of air pollution and other sress factors influence on trees and stands

status 52/91

5. CONCLUSIONS 58/102

6. ORIGINAL CONTRIBUTIONS 63/108

References 65/110

Summary

Curriculum vitae

1

INTRODUCERE

INTRODUCTION

Nevoia utilizării informațiilor integrate obținute prin cercetări de lungă durată a stării

ecosistemelor forestiere aflate sub acțiunea poluării atmosferice și schimbărilor climatice, în vederea

identificării, investigării și predicției tendințelor în dinamica ecosistemelor forestiere este

recunoscută deja de decenii. În prezent, diferite ecosisteme (terestre, maritime, riverale) sunt

monitorizate prin diferite rețele globale, europene, regionale și naționale, coordonate de organisme

specializate. Cercetările inter- și transdisciplinare desfășurate în aceste rețele constituie o

componentă de bază a eforturilor științifice de a înțelege structura, funcțiile, biodiversitatea și

răspunsul ecosistemelor la acțiunea diferiților factori de mediu, sociali și economici, ca și metodele

de dezvoltare și perfecționare a managementului acestora.

Activitățile științifice desfășurate în cadrul tezei de doctorat cu titlul “Cercetări privind starea

ecosistemelor forestiere din Parcul Național Retezat aflate sub acțiunea poluării atmosferice și a

altor factori de stres” se înscriu în sfera preocupărilor actuale existente la nivel național și

internațional privind monitorizarea pe termen lung a stării ecosistemelor forestiere aflate sub

acțiunea poluării atmosferice și a altor factori de stres.

Desfășurarea cercetărilor și elaborarea tezei de doctorat s-au realizat sub îndrumarea domnului

dr. ing. Ovidiu Badea, membru titular al Academiei de Științe Agricole și Silvice, căruia îi datorez

întreaga recunoștință pentru formarea mea profesională în domeniul biometriei forestiere și

cercetărilor ecologice pe termen lung, pentru sugestiile și recomandările metodologice, cât și pentru

generozitatea si susținerea oferite pe tot parcursul pregătirii si elaborării tezei.

Pentru prețioasele sfaturi, recomandări și susținerea permanentă pe parcursul elaborării tezei

de doctorat, îmi exprim întreaga mea considerație domnului acad. Victor Giurgiu, domnului dr. ing.

Ioan Seceleanu - membru titular al Academiei de Știinte Agricole si Silvice și domnului conf. dr.

ing. Iosif Vorovencii.

În amintirea mea va rămâne regretatul prof. dr. ing. Iosif Leahu, care pe parcursul programului

de pregătire a tezei de doctorat m-a încurajat și mi-a acordat încredere deplină.

Datorez mulțumiri colegilor din Institutul de Cercetări și Amenajări Silvice, în special

domnilor dr. ing. Ion Barbu și dr. ing. Lucian Dincă pentru susținerea în analiza datelor privind

depunerile atmosferice și solurile forestiere, doamnelor dr. ing. Carmen Iacoban, dr. ing. Dora

Lucaci și chim. Monica Ionescu pentru analiza chimică a probelor recoltate din teren, și domnului

2

dr. ing. Dragoș Postolache pentru sprijinul acordat în interpretarea unor date de biodiversitate a

vegetației. Nu în ultimul rând, aș dori să mulțumesc colegilor din cadrul Colectivului de

Management Forestier din ICAS, ing. Ștefan Leca, tehn. Răducu Stănculeanu și tehn. Corneliu

Barbu, cât și colegilor de la stațiunea ICAS Simeria, dr. ing. Flaviu Popescu, tehn. Ovidiu Iordan și

tehn. Daniel Suciu, pentru sprijinul acordat în desfășurarea lucrărilor de teren și prelevarea periodică

a probelor.

De asemenea, vreau să mulțumesc familiei mele pentru tot sprijinul, răbdarea și înțelegerea de

care au dat dovadă în toți acești ani.

3

1. STADIUL CUNOȘTINȚELOR

STATE OF THE ART

Dintre toate ecosistemele terestre, pădurile sunt caracterizate de cea mai mare biodiversitate,

oferind habitate pentru o gama largă de specii de animale și plante. Având în vedere potențialul lor

considerabil de stocare a carbonului, ele constituie unul dintre cele mai importante elemente ale

ciclului carbonului la nivel mondial (Pajot, 2011, Goetz et al., 2013). Pe lângă importanța lor pentru

climatul Terrei și biodiversitatea acesteia, pădurile sunt o componentă majoră a dezvoltării rurale

care oferă funcții de protecție a solului, a apei și a infrastructurii contribuind esențial prin bunuri și

servicii în sectorul economic și social (Ojea et al., 2012, Briner et al., 2013, García-Nieto et al.,

2013).

Cercetările ecologice asupra stării ecosistemelor forestiere aflate sub acţiunea poluării

atmosferice şi a altor factori de stres reprezintă o prioritate la nivel internaţional, european şi

naţional. Astfel, la nivel internaţional şi european majoritatea ţărilor au dezvoltat diferite

programe de cercetare / monitorizare pe termen lung a stării componentelor de mediu, activităţile

specifice fiind direcţionate asupra sistemului socio-economic (SSE) și a Capitalului Natural (CN) în

vederea armonizării și integrării acestora în direcția conceptului modern al ecologiei sistemice și

sustenabilității. Dintre cele mai importante programe şi reţele de cercetare / monitorizare pe termen

lung pot fi evidențiate:; Programele de cooperare internaţională privind evaluarea şi monitorizarea

efectelor poluării aerului asupra pădurilor - ICP Forests şi respectiv, pentru monitorizarea

integrată a efectelor poluării aerului asupra ecosistemelor - ICP IM; Reţelele Internaţională şi

Europeană de cercetare ecologică pe termen lung - ILTER şi respectiv LTER-Europe, destinată

cercetărilor multi şi interdisciplinare a complexelor de ecosisteme la scară mare în peste 100 de zone

de cercetare (LTER) şi în peste 1000 de zone aparţinând celorlalte reţele, denumite generic „LTER-

like”(Vadineanu et al., 2005, Badea, 2013).

În ţara noastră aceste cercetări au fost iniţiate încă din anul 1990, când România a aderat, cu

ocazia Conferinţei Ministeriale a Uniunii Europene de la Strasbourg, la programele internaţionale

pentru protecţia pădurilor din Europa (Schema Uniunii Europene şi ICP-Forests). În anul 1997, pe

plan regional (centrul şi estul Europei), au fost dezvoltate două proiecte internaţionale privind

evaluarea poluării cu ozon şi alţi agenţi poluanţi (SO2, NO2, NOx, NH3) inclusiv efectele acestora

asupra ecosistemelor forestiere din Munţii Carpaţi și evaluarea biodiversității acestora (Bytnerowicz

et al., 2002, Bytnerowicz et al., 2003), proiecte la care România a fost invitată să participe, deţinând

4

aproape 55% din suprafaţa lanţului Carpatic. Aceste proiecte au fost coordonate şi finanţate de

Serviciul Forestier American (USDA-Forest Service) și Oficiul Regional IUFRO, iar în anul 2000

cercetările au fost localizate în Parcul Naţional Retezat, proiectul finalizându-se în anul 2002.

Rezultatele obţinute s-au referit la distribuţia spaţială a concentraţiilor ozonului şi a altor poluanţi

atmosferici, la dinamica parametrilor climatici şi a depunerilor, la starea ecosistemelor forestiere şi a

componentelor acestora (sol, vegetaţie erbacee, arborescentă, aparat foliar) (Bytnerowicz et al.,

2005). În perioada 2005-2008, ICAS, printr-un proiect similar celui realizat între anii 2000-2002 în

PN Retezat, obţinut la competiţie în cadrul Programului de Excelenţă cu referire la situl ILTER

“Parcul Natural Bucegi Piatra – Craiului”, s-au obţinut rezultate ştiinţifice remarcabile care

contribuie la dezvoltarea experienţei atât din punct de vedere metodologic (Badea, 2008) cât şi al

suportului de informaţii (Badea, 2013) în acest domeniu la nivel naţional si internaţional.

5

2. SCOPUL ȘI OBIECTIVELE CERCETĂRILOR

RESEARCH GOAL AND OBJECTIVES

Scopul principal al cercetărilor propuse constă în dezvoltarea cunoașterii privind impactul

poluării atmosferice și a altor factori de stres asupra pădurilor din Lanțul Carpatic, prin continuarea

și perfecționarea sub aspect metodologic a cercetărilor ecologice pe termen lung desfășurate în

ecosistemele forestiere din Parcul Național Retezat.

Obiectivul general al cercetărilor a fost acela de a caracteriza starea ecosistemelor forestiere

din Parcul Naţional Retezat sub aspect dendrometric şi auxologic, în strânsă corelaţie cu efectele

poluării atmosferice şi a altor factori de stres (modificări climatice, factori biotici, abiotici, etc.).

Obiectivele ştiinţifice specifice se referă în principal la:

Cunoaşterea structurii şi creșterii arboretelor cercetate din Parcul Naţional Retezat;

Analiza stării de sănătate și a creșterii arborilor și arboretelor, a biodiversității vegetației și

calității solurilor forestiere în ecosistemele forestiere din Parcul Naţional Retezat;

Caracterizarea spaţio-temporală a distribuţiei ozonului (O3), dioxidului de azot (NO2) şi

amoniacul (NH3) în Parcul Naţional Retezat;

Stabilirea influenţei calităţii aerului şi a altor factori de stres asupra stării ecosistemelor forestiere

din Parcul Naţional Retezat.

6

3. MATERIALUL ȘI METODA DE CERCETARE

RESEARCH MATERIAL AND METHOD

3.1. LOCALIZAREA CERCETĂRILOR

RESEARCH LOCATION

Începând cu anul 2003, Parcul Național Retezat a fost inclus, ca sit de cercetare ecologică pe

termen lung, în rețeaua ILTER și ulterior, în anul 2007 în rețeua LTER – Europe.

Amplasarea în teren a reţelei de cercetare (tabelul 3.1 și Fig. 3.1) s-a realizat prin identificarea

în teren a ecosistemelor forestiere reprezentative, selectate pe hartă, materializarea centrelor

suprafeţelor de cercetare (SC), a suprafețelor de probă permanente (SPP) aferente acestora şi

poziţionarea spaţială a lor cu ajutorul Sistemului de Poziţionare Globală (GPS). Suprafețele de probă

permanente sunt dispuse în cruce, pe direcţia punctelor cardinale şi în centrul SC, la o distanţă de 30

m de acesta şi în condiţii omogene de arboret (Badea et al., 2008).

Fig. 3.1 Reţeaua de cercetare din Parcul Naţional Retezat(Badea et al., 2011)

Research network placed in Retezat National Park

În anul 2009, odată cu reluarea cercetărilor de lungă durată din reţeaua amplasată în situl

LTER Retezat, cu ocazia efectuării tezei de doctorat, s-a observat faptul că, din cauza lucrărilor de

exploatare efectuate în perioada 2003-2008, arboretele din suprafeţele de cercetare Câmpuşel Neagu

şi Câmpuşel au fost exploatate în proporţie de peste 50%. Astfel, cele două SC-uri au fost

7

reamplasate în imediata apropiere a celor vechi, în arborete cu aproximativ aceiaşi compoziţie şi

vârstă şi aceleaşi caracteristici structurale.

Tabelul 3.1

Reţeaua de cercetare de lungă durată din Parcul Naţional Retezat

Long term ecological research network placed in Retezat National Park Suprafața de

cercetare

Compoziție Altitudine Expozitie Coordonate OcolulS

ilvic

Unitatea de

producţie

Unitateaame

najistică Latitudine Longitudine

Judele 10MO 1190 S 45018I 38II 22047I54II Retezat V 99C

Rotunda 6FA 3MO 1BR 1180 N 45018I 48II 22046I42II Retezat V 166E

OGA 5BR 3FA 2MO 1000 S 45019I 04II 22045I23II Retezat V 89A

Gura Zlata 8FA 2DR 800 SE 45023I 25II 22046I28II Retezat V 21A

Rausor 6MO 2FA 2DT 1195 N 45024I 52II 22050I44II Retezat I 18A

Baleia Sohodol 10MO 1300 S 45026 I 15II 23002I11II Pui V 171C

Baleia Stana 5MO 4FR 1DT 1200 NV 450 26I 34II 23002I06II Pui VI 13A

Baleia Urs 10FA 800 NV 450 27I 50II 230 03I50II Pui VI 2A

Campusel Neagu 8MO 2FA 1100 SV 45015I 37II 220 53I08II Lupeni IV 139A

Campusel 8FA 2MO 1400 E 45014I 50II 220 51I36II Lupeni IV 142A

3.2. METODOLOGIA DE CERCETARE

RESEARCH METHODOLOGY

Metodologia de lucru utilizată în cadrul cercetărilor este în concordanță cu cea adoptată în

„Manualul privind metodologia de supraveghere pe termen lung a stării ecosistemelor forestiere

aflate sub acţiunea poluării atmosferice şi modificărilor climatice” (Badea, 2008).

Suprafața de cercetare (SC) de lungă durată cuprinde 5 suprafețe de probă permanente (SPP)

de formă circulară, având fiecare o suprafață de 500 m2, amplasate în cruce pe direcția punctelor

cardinale (N, E, S, V) și în centrul SC, situate la o distanță de 30 m de acesta (în total o suprafață de

2500 m2), cât și o zonă tampon în care sunt efectuate cercetări care presupun metode distructive de

recoltare (Fig. 3.2) (Badea, 1998, Badea et al., 2008). Reţeaua de cercetare existentă alcătuită din 10

suprafețe de cercetare a fost revizuită din punct de vedere al mărimii şi formei suprafeţelor de

cercetare de lungă durată adaptate obiectivelor urmărite, în special analizei structurii arboretelor,

constituindu-se astfel suprafețe de cercetare integrată (SCI) de formă pătrată cu latura de 85.24 m.

Această formă a rezultat prin intersecția tangentelor la suprafețele de probă permanente circulare

situate pe direcțiile punctelor cardinale (N, E, S, V). (Fig. 3.2).

În anul 2010, inventarierea arborilor și arboretelor a constat în măsurarea și evaluarea

principalelor caracteristici dendrometrice ale arborilor din cuprinsul întregii SCI (diametrul de bază,

înălţimea, clasa poziţională, clasa de calitate), inclusiv măsurarea circumferinței arborilor cu ajutorul

benzilor dendrometrice cu înregistrare permanentă. De asemenea, s-au prelevat probe de creștere

radială şi s-au efectuat evaluări ale stării de sănătate şi a arborilor după defolierea coroanei

8

(UN/ECE, 2004, Neagu și Badea, 2008) inclusiv în zona tampon, mărimea suprafeţei de cercetare

integrată (SCI) fiind astfel, de 0,7 ha.

Fig. 3.2 Schema unei suprafeţe de cercetare integrată (SCI)

Design of integrated research plot (SCI)

Diametrul de bază (d1.3) al arborilor s-a măsurat în amonte, în cazul terenurilor înclinate, iar

locul de aplicare al panglicii gradate în mm, pe trunchiul arborilor s-a marcat cu vopsea printr-o linie

orizontală care, în cazul terenurilor plane s-a trasat pe faţa dinspre centru SPP-ului (Badea, 2008,

2013).

În vederea analizei răspunsului imediat al arborilor, respectiv al ecosistemelor forestiere din

situl LTER Retezat, la acțiunea cumulată a poluării atmosferice și schimbărilor climatice, în anul

2010, în 5 suprafețe de cercetare de lungă durată (SCI), în care sunt colectate depunerile

atmosferice, au fost instalate benzi permanente dendrometrice permanente pe 15 arbori din specia

principală și din clasele Kraft 1-3 din fiecare SCI, încercâdu-se acoperirea a câtor mai multe

categorii de diametre. Citirea benzilor dendrometrice a fost efectuată lunar în timpul sezonului de

vegetație (15 mai – 15 octombrie) al anilor 2010, 2011 și 2012. Pentru prelucrarea corespunzătoare a

măsurătorilor obținute cu ajutorul benzilor dendrometrice, la nivelul fiecărui arbore s-a calculat

creșterea în suprafață de bază.

Înălţimea arborilor (h) s-a măsurat cu instrumente de precizie ridicată şi anume dendrometrul

VERTEX III sau VERTEX LASER, pe categorii de diametre (la 2-3 arbori pentru fiecare categorie

de diametre), pentru speciile principale majoritare şi la toţi arborii din speciile minoritare (Badea,

2008, 2013).

Clasa poziţională a arborilor s-a stabilit după clasificarea Kraft (I-predominant, II-dominant,

III-codominant, IV – dominat şi V - deperisat), în cazul arboretelor echiene şi relativ echiene şi în

Zona

tampon

9

raport cu etajul (I-superior, II-mijlociu şi III-inferior), în cazul arboretelor pluriene şi relativ pluriene

(Badea, 2008, 2013).

Clasa de calitate s-a apreciat în raport cu proporţia lemnului de lucru din înălţimea totală a

arborelui, în funcţie de grupa de specii (răşinoase sau foioase) (Giurgiu, 1979).

Starea de sănătate a arborilor (defolierea coroanelor) s-a evaluat vizual în lunile iulie-august

ale fiecărui an din perioada de cercetare (2009-2012). Toţi arborii din cuprinsul SPP-urilor aferente

suprafeţelor de cercetare (SC) de lungă durată situaţi în clasa I, II şi III Kraft (predominant,

dominant şi codominant) au fost evaluaţi în concordanţă cu metodologia cuprinsă în Manualul ICP –

Forests (Neagu și Badea, 2008, Eichhorn et al., 2010) (tabelul 3.2). De asemenea, în anii 2010 și

2011, defolierea coroanelor a fost evaluată la nivelul întregii suprafețe de cercetare integrată

(inclusiv în zona tampon).

Tabelul 3.2

Clasificarea arborilor în raport cu procentul de defoliere a coroanei (Popescu și Badea, 2013)

Tree clasification in relation to crown defoliation percentage

Clasa Gradul de vătămare Procentul de defoliere

(frunze/ace)

0 Arbore sănătos 0 – 10 %

1 Arbore slab vătămat 11 – 25 %

2 Arbore moderat vătămat 26 – 60 %

3 Arbore puternic vătămat peste 60 %

4 Arbore mort 100%

Studiile asupra biodiversităţii au fost efectuate utilizând metoda Brown-Blanquet. Această

metodă constă în inventarieri ale vegetaţiei pe straturi verticale (A – arbori, B – arbuşti şi subarbuşti,

C – ierburi, D - muşchi) (Badea et al., 2008). Cercetarea vegetaţiei din cuprinsul SC-urilor a fost

efectuată după principiile şcolii fitocenologice Central-Europene a lui Braun-Blanquet, utilizând

următoarea scara de abundenţă-dominanţă (+: <1%; 1: 1-5%; 2a: 6-15%; 2b: 16-25%; 3: 26-50%; 4:

51-75%; 5: 76-100%). Denumirile ştiinţifice ale speciilor au urmat nomenclatura, actualmente

valabilă, din versiunea digitală a Florei Europaea (http://rbg-web2.rbge.org.uk/FE/fe.html). Ca

referinţe pentru încadrarea tipologică s-a folosit bibliografie specifică pentru tipurile de stațiuni

(Târziu, 2006), tipurile de pădure (Paschovschi și Leandru, 1958), asociaţiile vegetale și încadrarea

în cenosistem (Sanda et al., 2001) și tipurile de ecosisteme și habitate (Doniță et al., 1990, Doniță et

al., 2005).

În vederea analizei stării solurilor forestiere, în anul 2011 au fost prelevate probe de sol care

apoi au fost analizate conform metodologiei si metodelor de analiză specifice (Gemabașu și

Dănescu, 2008).

10

În apropierea suprafeţelor de cercetare integrate, în zona de maximă altitudine a locului şi de

maximă expunere la impactul cu masele de aer care circulă predominant pe direcţia E-V, evitându-

se locurile expuse la vânturi puternice, s-au ales locaţiile destinate expunerii filtrelor pasive de O3,

NO2 şi NH3 (Ogawa&Co), pentru măsurarea concentraţiilor poluanţilor respectivi. Aceste locaţii

sunt constituite, de obicei, din arbori situaţi la liziera pădurii, la o distanţă de cel puţin două înălţimi

ale celui mai înalt arbore, în vecinătatea căreia să fie o suprafaţă considerabil de mare de teren

descoperit, care să faciliteze intensificarea circulaţiei maselor de aer (Bytnerowicz et al., 2008).

Expunerea filtrelor pasive s-a efectuat în fiecare an al perioadei de cercetare (2009-2012), în timpul

sezonului de vegetație (15 mai – 15 octombrie), cu o periodicitate de o lună (Bytnerowicz et al.,

2008).

Depunerile uscate şi umede (sub coronamentul arboretelor şi în teren descoperit) s-au colectat

în perioada 2009-2012 în cinci suprafeţe de cercetare integrate (Judele, Gura Zlata, Baleia Sohodol,

Baleia Stână, Câmpuşel. În fiecare SCI s-au amplasat câte 8 colectori dispuşi câte 4 pe curba de

nivel în zona tampon, în amonte şi în aval de centrul acesteia (Barbu și Iacoban, 2008).

Probele colectate, atât pentru depunerile atmosferice cât şi pentru soluţia solului s-au recoltat

lunar şi s-au analizat în cadrul laboratorului de chimie din cadrul Staţiunii ICAS Câmpulung

Moldovenesc. De asemenea metodologia de lucru în teren respectiv, metodele de analiză chimică

sunt adoptate şi aplicate conform manualului metodologic (Barbu și Iacoban, 2008).

Datele de teren privind starea de sănătate a coroanelor arborilor, cele obținute prin

inventarierea arborilor, valorile concentrațiilor agenților poluanți și a elementelor de caracterizare a

solurilor forestiere, determinate în urma analizei chimice a probelor de teren, au fost înregistrate și

prelucrate inițial cu ajutorul programului Microsoft Excel. În continuare, prelucrarea statistică a

datelor s-a realizat utilizând programe specializate (SPSS 16.0, SYSTAT, EasyFit, R). In cadrul

acestor cercetări au fost folosite procedee de analiză statistică, cum ar fi: testul t, testul F, analiza

simpla de varianță, corelația simplă, regresia liniară, regresia multiplă (Giurgiu, 1972), analiza

componentelor principale.

Prelucrarea informațiilor privind starea de sănătate a arborilor s-a realizat utilizând programul

SPSS. În cadrul analizei au fost considerați doar arborii din clasele poziționale I, II și III Kraft.

Încadrarea arborilor pe grupe și clase de defoliere a fost efectuată atât pe specii cât și pe numărul

total de arbori, atât la nivelul fiecărei SCI, cât și la nivelul întregii rețele.

Informaţiile de teren obţinute cu ocazia lucrărilor de inventariere a arborilor din cuprinsul

suprafeţelor de probă aferente fiecărei suprafeţe de cercetare de lungă durată, dar şi din zona tampon

11

a SCI, au fost validate si prelucrate utilizând aplicațiile specifice de prelucrare statistică SPSS,

SYSTAT, EasyFit, R.

În urma inventarierii arborilor în teren și pe baza informațiilor obținute în urma inventarierii

arborilor în anul 2000, a fost determinată creșterea în volum a arboretelor în care sunt amplasate

suprafețele de cercetare din cadrul rețelei de cercetare de lungă durată din situl LTER Retezat,

utilizându-se procedeul inventarierilor succesive(Giurgiu, 1979; Leahu, 1994).

Pentru stabilirea procentului pierderilor de creştere pe unitatea de suprafaţă (Δiv%), datorate

vătămării arborilor, s-a stabilit mai întâi creşterea în volum a colectivităţii de arbori prezenţi şi

viabili în decursul perioadei (la ambele inventarieri), stratificată pe grupe de clase de defoliere (Iv0-

1şi Iv2-3), după starea coroanelor înregistrată la începutul perioadei (2000).

Iv0-1 = VB(0-1) – VA (0-1) (3.1)

Iv2-3 = VB(2-3) – VA (2-3) (3.2)

unde:VB(0-1),VA (0-1) reprezintă volumele la hectar ale arborilor încadraţi în anul 2000 în grupa

arborilor practic sănătoşi (clasele de defoliere 0-1);

VB(2-3),VA (2-3) - volumele la hectar ale arborilor încadraţi în anul 2000 în grupa arborilor

vătămaţi (clasele de defoliere 2-3).

Pierderile procentuale de creştere (Badea et al., 2008) s-au determinat cu următoarea relaţie:

(3.3)

Analiza structurii arboretelor studiate s-a realizat folosind metode de modelare statistică.

Distibuțiile experimentale ale principalelor carcteristicibiometrice ale arborilor au fost analizate cu

ajutorul funcțiilor de distribuție teoretice corespunzătoare. Astfel, pentru analiza repartiţiei arborilor

în raport cu diametrul de bază, s-au utilizat diferite funcții de distribuție teoretice (normală, Beta,

Weibull, Exponențială). Testarea semnificației diferențelor dintre distribuțiile experimentale și cele

teoretice s-a realizat utilizând testele statistice Kolmogorov – Smirnov (KS), Anderson – Darling

(AD) și criteriul χ2.

Pentru determinarea diversității stratului arborescent și a diversității structurale a acestuia, au

fost calculați o serie de indici și coeficienți de caracterizare a biodiversității:

Indicele de diversitate Shannon (H’) (Shannon, 1948):

∑ (3.4)

12

unde:pi reprezintă abundența relativă a speciei/categoriei de diametre i, putând fi calculată ca

proporție din numărul total de specii/categorii de diametre, acoperire sau proporție din suprafața de

bază totală

S - numărul total de specii/categorii de diametre/suprafață de bază totală

Indicele de uniformitate Shannon (ESH):

⁄ (3.5)

Indicele de diversitate Simpson (DSI) (Simpson, 1949):

∑

(3.6)

Indicele de diversitate McIntosh (DMI) (McIntosh, 1967):

√∑

√ (3.7)

unde:BA reprezintă suprafața de bază totală (m2 ha

-1)

bai - suprafața de bază aferentă arborilor cu diametrul de bază în clasa de diametre i

Indicele de uniformitate McIntosh (EMI):

√∑

√ (3.8)

Indicele de diversitate Berger-Parker (DBP) (Berger și Parker, 1970):

(3.9)

Indicele de diversitate Margalef (DMg) (Clifford și Stephenson, 1975):

(3.10)

Coeficientul Gini (G) (Gini, 1912):

∑

∑

(3.11)

unde: j - reprezintă poziția unui arbore aranjați în ordine crescătoare de la 1 la n;

n - numărul total de arbori

baj - suprafața de bază aferentă arborelui din poziția j (m2 ha

-1)

Valorile concentrațiilor lunare de ozon obținute prin analiza filtrelor pasive au fost modelate

pentru determinarea profilului orar al acestora, utilizând funcția Loibl (Loibl et al., 1994, Loibl și

Smidt, 1996):

(

) (3.12)

13

unde: hr (x,y) reprezintă diferența de nivel înre altitudinea puctului de coordonate (x,y) și atitudinea

minimă pe o rază de 5 km;

t - ora din timpul zilei;

a1, a2, a3, a4 și b1, b2, b3, b4, b5, b6– coeficienți obținuți în urma regresiei multiple.

AOT40 [exprimat în (μg/m3) ore] reprezintă suma diferenţelor dintre concentraţiile orare mai

mari decât 80 μg/m3 (= 40 ppb) si 80 μg/m

3 în timpul unei perioade date, folosind doar valorile pe 1

h măsurate zilnic între 8:00 si 20:00, ora Europei Centrale (CET).

În vederea determinării tendințelor temporale de creștere / descreștere a diferiți indicatori ai

stării ecosistemelor și parametrii cercetați, au fost folosite testul statistic Mann-Kendall (Gilbert,

1987) și regresia Theil-Sen (Gilbert, 1987, Hollander și Wolfe, 1999).

Influența diferiților factori de stres asupra principalilor indicatori ai stării ecosistemelor

forestiere s-a determinat prin procedeul regresiei multiple și prin analiza componentelor principale

(PCA) care reprezintă o tehnică de reducere a variabilelor independente, astfel maximizându-se

varianța explicată a variabilei dependente prin gruparea acestora în componente principale (Jolliffe,

2002).

14

4. REZULTATE OBȚINUTE RESULTS

4.1. ANALIZA STRUCTURII ARBORETELOR

STAND STRUCTURE ANALYSIS

4.1.1. Structura arboretelor în raport cu diametrul arborilor

Stand structure based on tree DBH

Pentru caracterizarea structurii arboretelor din cadrul rețelei de cercetare de lungă durată

amplasată în Parcul Național Retezat, în anul 2010 s-au efectuat inventarieri în suprafețe de

cercetare integrate (SCI), obținute prin extinderea celor existente (SC), cu luarea în considerare a

zonei tampon aferente acestora. Numărul mult prea redus de arbori inventariat în cuprinsul

suprafețelor de probă permanente circulare (SPP) din componența SC-urilor (tabelul 4.1) nu asigură

surprinderea legităților structurale ale arboretelor cercetate, în raport cu diferite caracteristici

dendrometrice, adoptarea unor suprafețe de cercetare integrate (SCI) fiind absolut necesară, numărul

arborilor astfel inventariați ajungând de 2-3 ori mai mare (tabelul 4.1).

Din punct de vedere al variabilității diametrelor exprimată prin coeficienții de variație ai

acestora, s-a constatat că cele două colectivități din cuprinsul SC și respectiv din SCI nu se

deosebesc semnificativ (cu excepția Gura Zlata), ceea ce întărește ipoteza potrivit căreia SC

reprezintă o subcolectivitate a SCI și deci, volumul colectivității (numărul de arbori) suficient

dimensionat joacă un rol esențial în caracterizarea structurii acestora.

Tabelul 4.1

Principalii indicatori statistici ai distribuţiilor experimentale și testarea omogenității varianțelor distribuțiilor

experimentale corespunzătoare SC-urilor și SCI-urilor

Main statistical indicators of experimental distribution and variance omogenity test between SC and SCI SC/SCI Suprafața de cercetare Suprafața de cercetare integrată Testarea omogenității SC și

SCI

Nmas s2 s% Nmas s

2 s% Fexp f1 f2 Fteor

Judele 139 32.4 338.6 57 284 35.3 295.8 49 1.14 138 283 1.27

Rotunda 55 45.1 519.8 51 140 44.4 479.6 49 1.08 54 139 1.78

OGA 98 35.8 412.1 57 226 38.5 364.8 50 1.13 97 225 1.57

Gura Zlata 170 20.1 219.0 74 333 18.0 151.3 68 1.45 169 332 1.24

Râușor 157 18.4 68.9 45 363 18.9 75.7 46 1.10 362 156 1.26

Baleia Sohodol 229 23.4 49.0 30 623 21.8 50.4 32 1.03 622 228 1.68

Baleia Stână 182 27.1 108.2 38 369 27.6 106.1 37 1.02 181 368 1.23

Câmpușel Neagu 98 36.0 262.4 45 183 36.6 285.6 46 1.09 182 97 1.32

Câmpușel 224 25.3 90.3 37 656 22.5 100.0 44 1.11 655 223 1.24

15

În urma obținerii distribuțiilor experimentale ale numărului de arbori pe categorii de diametre,

s-a procedat la ajustarea acestora după funcțiile de frecvență Weibull, Beta, Normală sau

Exponențială (Fig. 4.1).

Analizând arboretele cercetate din punct de vedere al repartiției numărului de arbori pe

categorii de diametre și aplicând funcțiile teoretice de frecvență prezentate (Weibull, Beta, Normală,

Exponențială) în scopul ajustării distribuțiilor experimentale obținute, se poate constata faptul că se

întâlnesc următoarele situații (Fig. 4.1): i) curbele de ajustare sunt specifice arboretelor echiene și

relativ echiene (SCI Judele, OGA, Râușor, Baleia Șohodol, Baleia Stână, Câmpușel Neagu,

Câmpușel) caracterizate de funcțiile teoretice de frecvență Normală, Weibull 3P și Beta (în cazul

ultimelor două parametrii de formă având valori specifice pentru curbe unimodale cu asimetrie

pozitivă – tabelul 4.2); ii) curbele de ajustare sunt specifice arboretelor pluriene și relativ pluriene

(SCI Gura Zlata) caracterizate prin funcțiile teoretice de frecvență exponențială și Weibull 3P

(tabelul 4.2); iii) curbele teoretice de frecvență se abat foarte mult de la distribuțiile (repartițiile)

experimentale, acestea din urmă reflectând o structură intermediară, nespecifică, cauzată de apariția

unor fenomene naturale (doborâturi și rupturi produse de vânt și de zăpadă – SC Rotunda). Chiar și

în acest caz, mărind suprafața de cercetare, și deci numărul de arbori inventariați, ajustarea

distribuției experimentale poate fi realizată aplicând funcțiile teoretice de frecvență Beta, Weibull 3P

și Normală (Fig. 4.1 d).

Tabelul 4.2

Parametri funcțiilor teoretice adoptate

Parameters of teoretical probability functions Suprafața de

cercetare integrată

Weibull 3P Beta Normală Exponențială

α β γ α1 α2 a b σ μ λ γ

Judele 1.6 0.8 0.2 1.3 3.0 0.2 2.5 0.4 0.9

Rotunda 1.8 0.9 0.1 1.2 2.1 0.2 2.1 0.4 0.9

OGA 1.9 0.9 0.1 1.3 2.4 0.1 2.2 0.4 0.9

Gura Zlata 1.0 17.5 5.1 0.1 5.1

Râușor 1.3 12.4 7.5 1.2 4.7 8 48

Baleia Șohodol 3.0 20.3 5.9 11.2 27.7 7 46 6.5 24.0

Baleia Stână 2.2 24.2 6.2 2.6 5.1 8 58 10.3 27.7

Câmpușel Neagu 2.1 38.6 2.4 4.6 37.2 4 88 16.9 36.6

Câmpușel 2.1 19.8 6.6 2.3 4.4 7 51

16

a b

c d

e f

Fig. 4.1 Ajustarea unor distribuţii experimentale ale numărului de arbori în raport cu diametrul de bază (d1.3)

pentru SC-urile și SCI-urile din Parcul Naţional Retezat (a-f)

Fitting of experimental DBH distributions for each SC and SCI placed in Retezat National Park (a-f)

Compararea distribuțiilor experimentale cu cele teoretice obținute prin aplicarea funcțiilor

teoretice de frecvență a fost realizată cu ajutorul testelor de verificare χ2, Anderson – Darling (AD)

și Kolmogorov – Smirnov (KS), pentru fiecare suprafață de cercetare (SC) și suprafață de cercetare

integrată (SCI) (tabelul 4.3). În urma aplicării acestor teste de verificare, s-a constatat că funcția

17

teoretică de frecvență Weibull 3P s-a dovedit cea mai potrivită, urmată de funcția Beta și normală.

Ținând cont de exigențele testelor de verificare, s-a constatat că, prin aplicarea testului χ2, care poate

fi cosiderat cel mai riguros dintre ele (Babu și Rao, 2004), cea mai potrivită s-a dovedit funcția

Weibull 3P, iar prin aplicarea testellor AD și KS, funcțiile Weibull 3P și Beta.

Comparând nivelul de ajustare al distribuțiilor experimentale caracteristice suprafețelor de

cercetare existente (SC) și a celor integrate (SCI) adoptate în cadrul lucrărilor de cercetare pentru

elaborarea tezei de doctorat, s-a constatat că funcția teoretică de frecvență Weibull 3P s-a dovedit

cea mai potrivită utilizând toate cele trei teste de verificare (tabelul 4.3). Cu toate că, în mod aparent,

este posibilă ajustarea distribuțiilor experimentale al numărului de arbori pe categorii de diametre în

SC-uri, relevanţa rigorii (fiabilitatea, încrederea) testelor de verificare este relativ redusă datorită

numărului mic de arbori (Babu și Rao, 2004). Ajustarea distribuțiilor experimentale pe baza unui

număr redus de cazuri nu perimte ca statisticile corespunzătoare testelor de comparare a

distribuțiilor (χ2, AD și KS) să ia valori relevante pentru a evidenția diferențele dintre aceste

distribuții, deci numărul valorilor experimentale nu este suficient de mare. Se poate, deci,

concluziona că mărimea suprafețelor de cercetare integrată (SCI) de 0.7 ha adoptată poate fi

considerată o valoare minimă pentru caracterizarea structurii arboretelor, aceasta oferind un număr

minim necesar de măsurători (număr de arbori inventariați) capabil să caracterizeze structura.

În vederea comparării preciziei de ajustarea distribuțiilor experimentale ale numărului de

arbori pe categorii de diametre la nivelul SC și SCI, au fost calculate următoarele erori de ajustare

(Reynolds et al., 1988), exprimate prin:

- Indicele de ajustare (ed) reprezintă gradul de apropiere al valorilor teoretice față de valorile

experimentale, calculându-se cu ajutorul formulei:

∑ | | (4.1)

unde: nc reprezintă numărul de categorii de diametre;

nc – numărul de arbori măsurat din categoria de diametre c;

– numărul de arbori ajustat din categoria de diametre c.

- Eroarea medie pătratică (EMP):

√∑

(4.2)

Erorile de ajustare au fost calculate în funcție de mărimea suprafeței de cercetare, iar pentru

comparareau fost exprimate la mărimea suprafeței de 1 ha.

18

Tabelul 4.3

Valorile experimentale*,** ale statisticilor specifice testelor de verificare a ajustării distribuțiilor experimentale cu diferite funcții teoretice de

frecvență (doar valori nesemnificative)

Experimetal values of goodness-of-fit tests for fitting experimental DBH distributions with different teoretical probability functions (only non-

significant values) Locația SC/

SCI

Testul Kolmogorov Smirmov (D) Testul Anderson Darling(A) Criteriulχ2 (χ2)

Beta Normal Weibull 3P Exponențiala Beta Normal Weibull 3P Exponențiala Beta Normal Weibull 3P Exponențiala

Judele SC 0.59 0.11 0.06 2.70 0.52 13.23 6.25

SCI 0.06 0.06 0.06 1.06 1.79 1.47 12.83 11.82 10.73

Rotunda SC 0.09 0.12 0.12 1.08 1.87 1.03 0.49 3.32 5.62

SCI 0.06 0.11 0.09 0.40 1.21 0.77 2.02 9.89 7.76

OGA SC 0.12 0.14 0.11 0.48 0.52 2.98 1.13

SCI 0.06 0.11 0.06 0.36 0.96 0.32 5.57 4.87 5.35

Gura Zlata SC 0.05 0.04 0.53 3.35

SCI 0.05 0.04 1.50 1.15 25.78

Râușor SC 0.06 0.06 0.10 0.31 0.32 3.95 7.82 2.52

SCI 0.04 0.05 0.52 0.80 8.23 10.97

Baleia Șohodol SC 0.04 0.05 0.05 0.42 0.82 0.49 7.85 10.31 8.08

SCI 0.02 0.03 0.03 0.42 1.30 0.73 9.89 13.57

Baleia Stână SC 0.04 0.06 0.03 0.30 0.71 0.24 2.55 4.04 1.37

SCI 0.03 0.05 0.03 0.37 1.24 0.30 8.33 5.13 8.52

Câmpușel

Neagu

SC 0.06 0.09 0.06 0.51 0.78 0.60 2.75 6.26 2.39

SCI 0.03 0.07 0.04 0.19 1.45 0.36 2.26 3.77 1.14

Câmpușel SC 0.05 0.06 0.05 0.35 0.96 0.79 1.96 6.56 3.38

SCI 0.03 0.07 0.03 0.43 3.97 0.91 20.13 33.63 22.85

* Doar valorile statisticilor în cazul în care nu există diferențe semnificative o probabilitate de transgresiune de α=1%

** Italic - probabilitate de transgresiune de α=5 %

19

Prin ajustarea distribuțiilor experimentale cu funcțiile teoretice de frecvență adoptate

(tabelul 4.4), s-a constatat că indicii erorii de ajustare (gradul de apropiere al valorilor teoretice

față de valorile experimentale) la nivelul suprafaței de cercetare integrată, s-au redus în medie

față de cei rezultați pentru SC cu 55% în cazul funcției Beta, 45% pentru funcția Weibull 3P,

37% pentru funcția Normală și 7% pentru funcția exponențială prin utilizarea colectivității de

arbori inclusă în SCI (tabelul 4.4). Așadar, se poate afirma faptul că adoptarea formei și mărimii

SCI-ului, în cadrul cercetărilor, se justifică din punct de vedere statistic, pentru caracterizarea

structurii arboretelor studiate.

Tabelul 4.4

Creșterea procentuală a gradului de apropiere al valorilor teoretice față de valorile experimentale în urma

adoptării suprafeței de cercetare integrată

Procentual increase of Reynolds error index following the adoption of integrated research plot Locația Weibull 3P Beta Normal Exponențiala

Judele 12 48 42

Rotunda 58 51 50

OGA 30 34 32

Gura Zlata 3 7

Râușor 131 106

Baleia Șohodol 16 58 19

Baleia Stână 59 58 45

Câmpușel Neagu 41 40 31

Câmpușel 56 41

În mod analog, această ipoteză este confirmată și de luarea în considerare a erorii medii

pătratice, care variază în cazul SC-urilor de la 3.8 la 40.4 față de 2.0-22.7 în cazul SCI-urilor

pentru funcția Beta, de la 4.6 – 13.6 față de 2.2- 10 pentru funcția normală, 4.7-13.1 față de 2.1-

10.1 pentru funcția Weibull 3P, iar pentru funcția exponențială, aceasta are valoarea de 7 pentru

SC Gura Zlata față de 4.3 pentru SCI Gura Zlata (tabelul 4.5). În toate cazurile, eroarea medie

pătratică se reduce în cazul SCI-urilor față de SC-uri, în medie de 2 ori.

20

Tabelul 4.5

Eroarea medie pătratică de ajustare a distribuțiilor experimentale cu diferite funcții teoretice de frecvență,

atât la nivelul SC, cât și SCI

Squared mean fitting error for different teoretical probability functions, at SC and SCI level Locația SC/SCI Weibull 3P Beta Normală Exponențiala

Judele SC 7.7 10.6 9.7

SCI 4.3 4.1 4.5

Rotunda SC 4.7 3.8 4.6

SCI 2.1 2.0 2.2

OGA SC 6.9 7.4 7.3

SCI 3.4 3.4 3.7

Gura Zlata SC 7.1 7.0

SCI 4.6 4.3

Râușor SC 12.3 40.4

SCI 3.3 11.5

Baleia Șohodol SC 12.0 22.7 13.6

SCI 8.9 11.2 10.0

Baleia Stână SC 6.8 7.0 7.0

SCI 3.3 3.3 3.6

Câmpușel Neagu SC 6.5 6.4 6.3

SCI 2.9 2.9 3.1

Câmpușel SC 13.6 12.5

SCI 10.1 9.3

4.1.2. Relația diametru-înălțime

Diameter-height relationship

În vederea determinăriivolumelor arborilor din SC/SCI-urile din rețeaua de cercetare de

lungă durată din PN Retezat, s-a procedat la stabilirea relației dintre diametre și înălțimi. În

cadrul lucrărilor de teren, diametrul de bază a fost măsurat pentru fiecare arbore existent în

cuprinsul SCI-urilor, iar înălţimile au fost măsurate la o colectivitate restrânsă de arbori,

reprezentativă pentru arboret şi speciile principale din cadrul acestuia. Astfel, pentru fiecare

categorie de diametre s-au măsurat înălţimi la 2-3 arbori, permiţând astfel, realizarea curbei

înălţimilor pentru specia principală din cadrul SCI, cu ajutorul ecuaţiei de regresie (Giurgiu et

al., 2004):

(4.3)

unde:

a0, a1, a2, reprezintă coeficienţii de regresie determinați pe baza măsurătorilor

d – diametrul arborelui;

Cu ajutorul ecuaţiilor de regresie (tabelul 4.6) stabilite pentru specia principală a

fiecărei SCI, s-au determinat înălţimile compensate în raport cu diametrul arborilor componenţi

(exemplu în Fig. 4.2).

21

Tabelul 4.6

Coeficienții ecuației de regresie diametru-înățime

Diameter-height regression coefficients SCI Specia a0 a1 a2

Judele MO 3.871 -10.147 -0.844

Rotunda FA 3.655 -37.013 -1.288

MO 5.306 -9.709 -4.419

OGA FA 3.803 -11.403 -0.895

MO 4.047 -26.509 -1.032

Gura Zlata FA 3.978 -6.258 -0.681

Râușor FA 3.134 -8.731 -1.246

MO 3.579 -17.084 -1.104

Baleia Șohodol MO 4.642 -4.883 -0.355

Baleia Stână FR 3.920 -6.324 -0.622

MO 1.254 0.219 0.615

Câmpușel Neagu MO 3.741 -39.272 -1.292

Câmpușel FA 3.433 -17.196 -1.299

a b

Fig. 4.2 Curba înălțimilor determinată pentru: (a) SCI Câmpușel – fag și (b) SCI Câmpușel Neagu –

molid

Height curve for (a) SCI Gura Zlata – beech and (b) SCI Câmpușel Neagu - spruce

22

4.2. STAREA DE SĂNĂTATE A ARBORILOR ȘI ARBORETELOR

FOREST HEALTH STATUS

În perioada 2009-2012, starea de sănătate a pădurilor din cuprinsul reţelei de cercetare de

lungă durată situate în Parcul Naţional Retezat, evaluată în suprafețele de cercetare, s-a menţinut

aproximativ la același nivel de intensitate, pădurile fiind clasificate ca moderat vătămate, valorile

procentului arborilor vătămați (clasele de defoliere 2-4) fiind situat între 11% și 20%. Pentru

toate speciile, s-a observat o uşoară deteriorare a stării de sănătate de-a lungul perioadei de

cercetare, procentul arborilor vătămaţi (clasele de defoliere 2-4) fiind de 12,1% în anul 2009,

14,6% în 2010, 15,3% în anul 2011 și 15% în anul 2012 (tabelul 4.7). Răşinoasele s-au dovedit

mai afectate decât foioasele, înregistrând o deteriorare evidentă de la 9,7% în anul 2009 la 18,1%

în anul 2010, la 19,3% în anul 2011 și 18,4% în anul 2012, în timp ce foioasele prezintă o

ameliorare de la 13,9% în anul 2009 la 10,4% în anul 2010, la 10,5% în anul 2011, situaţia

menţinându-se la aproximativ acelaşi nivel şi în anul 2012 (11,7%) (Fig. 4.3). Şi la nivel

individual, molidul respectiv, fagul a înregistrat o creştere a proporţiei arborilor vătămaţi în

perioada 2009-2012, de la 12,9% în anul 2009 la 18,3% în anul 2010, respectiv la 19,2% în anul

2011, procentul arborilor vătămați reducându-se la 18,6% în anul 2012 pentru molid şi de la

8,0% în anul 2009 la 8,6% și 8,7% în anul 2010 și respectiv, 2011, față de 10,9% în anul 2012

pentru fag. Pe straturi altitudinale s-a observat o creştere a intensităţii procesului de vătămare

pentru arboretele situate la altitudini cuprinse între 1201-1400 m, de la 9,0% în anul 2009 la

20,8% în anul 2011 și 21,5% în anul 2010, procentul arborilor vătămați reducându-se la 17,1% în

anul 2012. Pentru arboretele situate la altitudini mai mici de 1200 m, starea de sănătate a rămas

aproximativ aceeași (Fig. 4.4).

Faţă de rezultatele obţinute în perioada 2000-2002 (Bytnerowicz et al., 2005), se poate

afirma faptul că la nivelul perioadei 2009-2012, starea de sănătate a pădurilor din Parcul

Naţional Retezat s-a menţinut aproximativ aceeași, atât pentru toate speciile, cât şi pentru fiecare

specie în parte (tabelul 4.7).

În cadrul suprafeţelor de cercetare (SC) intensitatea vătămării arborilor a înregistrat variaţii

relativ uniforme în anii 2009-2012. Astfel, se observă faptul că în suprafețele de cercetare în care

specia principală este reprezentată de fag, procentul arborilor vătămați (clasele de defoliere 2-4)

s-a diminuat sau a rămas la un nivel relativ scăzut, diferențe semnificative între proporția

arborilor vătămați în anul 2010 față de anul precedent înregistrându-se în SC Rotunda (4,9% în

2010 față de 22,5% în anul 2009). În anul 2011 procentul arborilor vătămați a crescut din nou la

10%, în anul 2012 acesta menținându-se la aceeași valoare (10%). În arboretele unde specia

principală este reprezentată de molid, s-a observat o deteriorare a stării de sănătate a arborilor, în

23

special în SC Baleia Șohodol (9,2% în anul 2009, 24,8% în anul 2010, 23,3% în anul 2011 și

18,6% în anul 2012) și în SC OGA (7,4% în anul 2009, 10,8% în anul 2010, 21,5% în anul 2011

și 23,1% în anul 2012). Aceste diferenţe se explică prin faptul că arbori care în anul 2009 se

aflau la limita inferioară a grupei arborilor vătămaţi (clasele de defoliere 2-4) au migrat în anul

2010 spre limita superioară a grupei arborilor practic sănătoşi (clasele de defoliere 0-1) în cazul

SC Rotunda, şi invers, în cazul SC Baleia Şohodol. De asemenea, numărul mic de arbori poate

influenţa reducerea sau creşterea semnificativă a proporţiei de arbori vătămaţi (SC OGA). La

nivelul perioadei 2000-2012, în cadrul suprafeţelor de cercetare de lungă durată s-a observat o

variaţie neuniformă a intensităţii vătămării arborilor, pe fondul ameliorării generale a stării

acestora la nivelul întregii reţele de cercetare (tabelul 4.7).

Tabelul 4.7

Defolierea (în %) arborilor pentru toate speciile din cuprinsul SC amplasate în ParculNaţional Retezat

pe grupe de clase de defoliere în perioada anilor 2000-2002 şi 2009-2012

Proportion of healthy trees (defoliation classes 0–1) and damaged trees (defoliation classes 2–4) for

all species in the research plots (SC) placed in Retezat National Park SC Procentul de defoliere

2000 2001 2002 2009 2010 2011 2012

0-1 2-4 0-1 2-4 0-1 2-4 0-1 2-4 0-1 2-4 0-1 2-4 0-1 2-4

Judele 97,1 2,9 85,7 14,3 88,0 12,0 84,3 15,7 86,4 13,6 81.4 18.6 79.2 20.8

Rotunda 100,0 0,0 70,5 29,5 86,4 13,6 77,5 22,5 95,1 4,9 90 10 90 10

OGA 95,2 4,8 75,9 24,1 75,3 24,7 92,6 7,4 89,2 10,8 78.5 21.5 76.9 23.1

Gura Zlata 100,0 0,0 70,3 29,7 96,5 3,5 100,0 0,0 96,2 3,8 92.3 7.7 93.7 6.3

Râuşor 93,8 6,2 91,0 9,0 85,0 15,0 91,6 8,4 92,5 7,5 93.6 6.4 87.9 12.1

Baleia

Şohodol 76,2 23,8 81,9 18,1 79,6 20,4 90,8 9,2 75,2 24,8 76.7 23.3 81.4 18.6

Baleia Stână 88,0 12,0 95,8 4,2 84,9 15,1 79,0 21,0 81,8 18,2 82.5 17.5 84.7 15.3

Baleia Urs 96,4 3,6 96,5 3,5 93,6 6,4 91,3 8,7 93,0 7,0 97.2 2.8 95.8 4.2

Câmpuşel

Neagu 97,4 2,6 92,3 7,7 93,7 6,3 74,3 25,7 74,5 25,5 76.1 23.9 78.3 21.7

Câmpuşel 96,1 3,9 90,0 10,0 87,0 13,0 91,7 8,3 89,7 10,3 93.2 6.8 88.6 11.4

TOTAL 90,9 9,1 86,1 13,9 83,9 16,1 87,9 12,1 85,4 14,6 84.7 15.3 85 15

24

Fig. 4.3 Defolierea (%) arborilor din cuprinsulParculuiNaţionalRetezatpentruprincipalelespeciişigrupe de

specii, pegrupe de clase de defoliere (0-1 şi 2-4), în perioadele 2000-2002 şi 2009-2012

Proportion of healthy trees (defoliation classes 0–1) and damaged trees (defoliation classes 2–4) per

species / groups of species in Retezat National Park, during 2000-2002 and 2009-2012 periods

Fig. 4.4 Defolierea (%) arborilor din cuprinsulParculuiNaţionalRetezatpentrutoatespeciile,

pegrupe de clase de defoliere (0-1 şi 2-4) şistraturialtitudinale, înperioadaanilor 2009- 2012

Proportion of healthy trees (defoliation classes 0–1) and damaged trees (defoliation classes 2–4) per

altitude strata in Retezat National Park, during 2009-2012 period

25

Ameliorarea ușoară a stării de sănătate la nivelul arboretelor situate în cadrul rețelei de

cercetare de lungă durată se datorează în principal, raporturilor de competiţie puternice existente

între arborii componenţi, o mare parte dintre cei debilitaţi în anul 2002 migrând în clasele Kraft

inferioare (IV şi V), vigoarea şi stabilitatea acestor arborete fiind mai ridicate. Înrăutăţirea stării

de sănătate în arboretele mai sus menţionate (SC Baleia Șohodol și OGA) în perioada 2002-

2012, poate fi explicată prin intensificarea atacurilor de insecte defoliatoare şi a gândacilor de

scoarţă (în special la răşinoase) în perioada 2010-2011, degradarea în timp a acestora fiind

cauzată de existenţa unor doborâturi produse de vânt, de clasa de producţie mijlociu-inferioară şi

de asemenea de intensificarea procesului de defoliere fiziologică la unele specii de foioase de

amestec şi de ajutor, care pe fondul unor condiţii climatice nefavorabile, în principal excesul

termic şi seceta, au înregistrat în perioada 2010 - 2012 o stare a coroanelor necorespunzătoare.

În vederea unei mai bune estimări a stării de sănătate a arboretelor cercetate în cadrul tezei

de doctorat, în anii 2010 şi 2011, defolierea coroanelor arborilor a fost evaluată la toți arborii din

suprafaţa de cercetare integrată (suprafața de cercetare existentă constituită numai din SPP-uri

completată cu zona tampon dintre acestea - SCI) (tabelul 4.8). Proporţiile arborilor vătămaţi

înregistrate în SC-uri şi la nivelul întregii SCI au fost comparate utilizând testul t. Rezultatele

aplicării testului t (tabelul 4.9) arată că nu există diferențe semnificative între procentele

arborilor vătămați și anume între valorile înregistrate SC-uri și cele înregistrate în SCI-uri.

Tabelul 4.8

Defolierea (în %) arborilor pentru toate speciile din cuprinsul SCI amplasate în ParculNaţional Retezat

pe grupe de clase de defoliere în perioada anilor 2010-2011

Proportion of healthy trees (defoliation classes 0–1) and damaged trees (defoliation classes 2–4) for

all species in the integrated research plots (SCI) placed in Retezat National Park , during 2010-2011

period Locația 2010 2011

SC SCI SC SCI

0-1 2-4 0-1 2-4 0-1 2-4 0-1 2-4

Judele 86,4 13,6 91,4 8,6 81,4 18,6 85,7 14,3

Rotunda 95,1 4,9 94,3 5,7 90 10 92,7 7,3

OGA 89,2 10,8 91 9 78,5 21,5 85,9 14,1

Gura Zlata 96,2 3,8 98,2 1,8 92,3 7,7 95,4 4,6

Râuşor 92,5 7,5 95,5 4,5 92,6 7,4 94 6

Baleia Şohodol 75,2 24,8 86,8 13,2 76,2 23,8 83,1 16,9

Baleia Stână 82,2 17,8 87,2 12,8 82,5 17,5 89,7 10,3

Câmpuşel Neagu 94,1 5,9 95,7 4,3 82,4 17,6 77,2 22,8

Câmpuşel 91,4 8,6 91,9 8,1 90,9 9,1 89,8 10,2

TOTAL 87 13 91,2 8,8 84,5 15,5 87,7 12,3

26

Tabelul 4.9

Compararea valorilor procentului arborilor vătămaţi (clasele de defoliere 2-4) înregistrate în suprafețele

de cercetare (SC) și la nivelul întregii suprafețe de cercetare integrată (SCI) în perioada anilor 2010-2011

cu ajutorul testului t

Comparison between proportion of damaged trees (defoliation classes 2–4) assessed in the research plots

(SC) and integrated research plots (SCI) during 2010-2011 period using t test Comparatii Număr grade de libertate (f) t exp t teor (α=5%)

SC 2010 - SCI 2010 16 1.225 2.12

SC 2011 - SCI 2011 16 1.053 2.12

SC 2010 - SC 2011 8 2.502* 2.306

SCI 2010 - SCI 2011 8 2.197 2.306

*Diferențe seminificative

Diferențe semnificative apar între procentele arborilor vătămați înregistrate la nivelul

suprafețelor de cercetare de la un an la altul, respectiv de la anul 2010 la anul 2011, dar între

valorile corespunzătoare SCI-urilor adoptate în aceiași ani, această diferență nu mai este

evidentă, ceea ce conduce la ideea că numărul insuficient de informații din SC-uri ar putea fi

irelevant în analiza dinamicii de evoluție în timp a stării de sănătate a arborilor și arboretelor

cercetate.

27

4.3. CREȘTEREA ARBORILOR ȘI ARBORETELOR

TREES AND STANDS GROWTH

4.3.1. Determinarea creșterii arborilor și arboretelor prin procedeul

inventarierilor succesive

Determination of tree and stand growth using succesive inventories method

Analizând valorile mediei creșterilor anuale în volum pentru principalele specii din cadrul

suprafețelor de cercetare (SC) cu mărimea de 0.25 ha, cât și la nivelul întregii rețele de cercetare

se poate observa că la fag cele mai ridicate valori s-au înregistrat la Gura Zlata (12.5 m3/an/ha),

unde arboretul, în mod legic, prezintă o intensitate ridicată de creștere având o structură relativ

plurienă. În continuare, valori medii s-au înregistrat la OGA (7.01 m3/an/ha) şi Câmpușel (6.38

m3/an/ha).Cele mai reduse valori s-au obținut în arboretul Râușor (1.52 m

3/an/ha), unde acesta

este de productivitate inferioară, iar în compoziția lui sunt multe specii slab productive și

pioniere (mesteacăn, salcie căprească, plop tremurător etc.).La brad, valorile mediilor creșterii

anuale în decursul perioadei de cercetare (2000-2010) se situează între 8.21 m3/an/ha (SC OGA)

și 4.18 m3/an/ha (SC Rotunda). Molidul înregistrează valori ridicate în SC Judele unde există un

arboret de productivitate ridicată și cu o stare de vegetație foarte bună (15.96 m3/an/ha). Se

remarcă de asemenea, creșteri apreciabile în SC Baleia Șohodol (11.72 m3/an/ha) unde arboretul

este tânăr (50 ani), vegetează în condiții optime și este parcurs cu lucrări de îngrijire (rărituri) la

timp. La nivelul întregii rețele de cercetare amplasate în Parcul Național Retezat, valorile medii

ale creșterilor anuale sunt de 5.45 m3/an/ha la fag, 6.19 m

3/an/ha la brad și de 7.74 m

3/an/ha la

molid. Se observă că arboretele pure de molid vegetează bine realizând creșteri importante, iar

cele amestecate (molid, brad etc.) se dovedesc a fi echilibrate, stabile și cu o vigoare de creștere

relativ bună. O stare mai puțin bună o prezintă arboretele amestecate în care sunt prezente specii

pionere (mesteacăn, salcie căprească, plop tremurător) dar și cele afectate de doborâturi și rupturi

produse de vânt și de zăpadă, destructurate și cu o stare de sănătate redusă (ponderea arborilor

vătămați ridicată).

Valorile medii anuale ale creşterii în volum pe an şi pe ha pe grupe de clase de defoliere

(0-1 şi 2-4), înregistrate la nivelul speciilor principale (molid, brad, frag) de colectivităţile de

arbori practic sănătoşi (clasele de defoliere 0-1), atât pentru suprafețele de cercetare, cât și pentru

întreaga rețea de cercetare de lungă durată din Parcul Național Retezat, în ipoteza conform căreia

toți arborii ar fi încadrați în clasele de defoliere 0-1, au fost mai mari decât cele realizate la

nivelul arboretului de toţi arborii din specia respectivă (clasele de defoliere 0-1 + 2-4), cu

excepția molidului din SC Rotunda (tabelul 4.10). Astfel, pierderile procentuale de creştere în

volum, cauzate de prezenţa în compoziţia actuală a arboretelor a colectivităţilor de arbori

28

vătămaţi (clasele de defoliere 2-4), cu creşteri mai reduse decât arborii practic sănătoşi (clase de

defoliere 0-1) au variat în cadrul reţelei de cercetare de lungă durată pentru molid între 0 %

(Rotunda) şi 28.2 % (Campușel Neagu), pentru fag între 1.7 % (Baleia Urs) şi 26.8 %

(Campușel) şi pentru brad între 13.4 % (OGA) şi 19.3 % (Rotunda). La nivelul întregii reţele de

cercetare de lungă durată, pierderile de creştere au valori per total specie principală de 16.2 % la

molid, 15.5 % la brad și fag.

Pierderile de creştere în volum înregistrate de speciile individuale reflectă acţiunea

negativă a diferiţilor factori de stres, în principal, climatici, poluare atmosferică, biotici și

antropici asupra ecosistemelor forestiere, în care în mod normal, toţi arborii ar trebui să fie

practic sănătoşi (clasele de defoliere 0-1). Aşadar, faţă de starea normală creşterile înregistrate

sunt diminuate prin acţiunea negativă desfăşurată de o multitudine de factori perturbatori, cu

preponderenţă, modificările climatice şi poluarea atmosferică, cumulată cu acțiunea tot mai

intensă a factorilor biotici și antropici (Badea și Neagu, 2013).

Tabelul 4.10

Creşterea în volum pe principalele specii şi grupe de clase de defoliere (0-1 şi 2-4) în cadrul suprafeţelor

de cercetare (SC) din Parcul Național Retezat

Volume growth for main species and groups of species by groups of defoliation clasess (0-1 and 2-4) in

research plots placed in Retezat National Park

Denumire SC Specia

Creșterea medie anuală (m3/an/ha)

Pierderile de

creștere în volum

Creșterea

reală

totală în

volum

Creșterea reală în

volum

Creșterea

teoretică

normală în

volum

iv

m3/an/ha

%iv

%

0-1 2-4

Judele Piceaabies 15.1 14.5 0.53 18.1 3.0 16.7

Rotunda

Fagus sylvatica 5.3 5.3 0.01 6.4 1.0 16.5

Abies alba 4.2 4.1 0.03 5.2 1.0 19.3

Picea abies 3.3 3.3 0.00 3.3 0.0 0

OGA Fagus sylvatica 7.0 7.0 0.02 7.3 0.3 4.1

Abies alba 8.2 8.0 0.17 9.4 1.3 13.4

Picea abies 7.5 7.0 0.57 10.8 3.2 30.0

Gura Zlata Fagus sylvatica 11.5 11.3 0.23 13.5 2.0 14.7

Râușor Fagus sylvatica 0.6 0.6 0.01 0.6 0.02 3.3

Picea abies 3.0 3.0 0.01 3.1 0.1 3.5

Baleia Șohodol Picea abies 11.9 10.6 1.30 13.1 1.2 9.3

Baleia Stână Fraxinus excelsior 9.0 8.7 0.31 10.1 1.2 11.5

Picea abies 5.4 5.4 0.02 6.3 0.9 14.8

Baleia Urs Fagus sylvatica 7.5 6.8 0.65 7.6 0.1 1.7

Câmpușel Neagu Fagus sylvatica 2.9 2.8 0.1 4.7 1.7 37.5

Picea abies 1.8 1.8 0.06 2.5 0.7 28.2

Câmpușel Fagus sylvatica 6.4 6.2 0.14 8.7 2.3 26.8

Total

Fagu sylvatica 5.9 5.7 0.2 7.0 1.1 15.5

Abies alba 6.2 6.1 0.1 7.3 1.1 15.5

Picea abies 6.9 6.5 0.4 8.2 1.3 16.2

29

4.3.2. Monitorizarea permanentă a creșterii circumferinței arborilor

Permanent monitoring of stem circumference increment

Analizând informațiile obținute prin citirea benzilor dendrometrice permanente amplasate

în vederea monitorizării variației circumferinței arborilor, pentru întregul sezon de vegetație al

anului 2010, creșterea maximă cumulată măsurată cu ajutorul benzilor permanente

dendrometrice s-a înregistrat în suprafețele de cercetare de lungă durată unde specia principală

este reprezentată de fag – Câmpușel (60,10 cm2) și Gura Zlata (52,40 cm

2), iar creșterea minimă

în SCI-urile unde specia principală este molidul – Judele (43,07 cm2) și Baleia Șohodol (32,62

cm2) (tabelul 4.11). Excepție face molidul din SCI Baleia Stână care a înregistrat creșteri

cumulate de 56,13 cm2. În sezonul de vegetație al anului 2011, creșterile cumulate pentru

aproape toate SCI-urile investigate au fost mai mari decât în anul 2010 (excepție făcând SCI

Judele și SCI Câmpușel), cele mai mari creșteri sezonale fiind îregistrate în SCI-urile Baleia

Stână (89,75 cm2) și Gura Zlata (59,89 cm

2). În cazul SCI Judele s-a păstrat aceeași tendință a

creșterilor mici (35,16 cm2). Arborii din SCI-urile Câmpușel și Gura Zlata au înregistrat creșteri

relativ constante, aproximativ egale cu cele din 2010 (tabelul 4.11). În anul 2012, creșterile

cumulate maxime au fost înregistrate în aceleași suprafețe ca și în anul 2010, în general fiind mai

mici decât în anul 2011 (excepție face SCI Câmpușel). La nivelul întregii perioade, cele mai

semnificative creșteri s-au înregistrat în SCI-urile Baleia Stână, Câmpușel și Gura Zlata (tabelul

4.11, Fig. 4.5 a, b).

La nivelul fiecărei perioade (intervalul între citiri), creșterile maxime, atât pentru molid cât

și pentru fag, au fost măsurate în perioada 15/06 – 15/07, cu excepția anului 2012 când molidul a

înregistrat creșteri maxime în perioada 15/07 – 15/08. De altfel, în prima parte a sezonului de

vegetație (15 mai – 15 august) s-a înregistrat 78% din creșterea cumulată la molid în anul 2010,

95% în anul 2011 și 83% în anul 2012, iar în cazul fagului 77% în anul 2010 și 91% în anii 2011

și 2012. Spre sfârșitul sezonului de vegetație (15 august – 15 octombrie) creșterile s-au diminuat

semnificativ (Fig. 4.5 a,b), în unele cazuri înregistrându-se valori nule sau negative pentru unii

arbori. Diferențele semnificative între creșterile măsurate la începutul și sfârșitul sezonului de

vegetație au fost dovedite statistic prin analiza simplă de varianță, atât pentru fiecare an în parte

(F(4,25) = 11.6, p < 0.05 în anul 2010, F(4,25) = 20.8, p < 0.05 în anul 2011 și F(4,25) = 10.1, p

< 0.05 în anul 2012 ) cât și pentru toată perioada 2010-2012 (F(4,85) = 30.3, p < 0.05). Atât

testul Duncan cât și testul Tukey împart sezonul de vegetație, în toate cazurile, în două perioade:

perioada de creșteri maxime (15 mai – 15 august) și perioada de creșteri minime (15 august – 15

octombrie).

30

Tabelul 4.11

Valorile creşterii medii în suprafață de bază (cm2) a arborilor din suprafețele de cercetare integrată din Parcul Național Retezat, înregistrate cu

ajutorul benzilor dendrometrice permanente, în sezoanele de vegetație ale anilor 2010-2012

Mean tree basal area growth (cm2) in integrated research plots placed in Retezat National Park, measured using permanent dendrometer

bands during 2010-2011 growing seasons

SCI - Specia

Creșterea medie în suprafață de bază (cm2) în perioada… Creșterea medie sezonală

(cm2)

Creșterea totală sezonală

(cm2) 15/05-15/06 15/06-15/07 15/07-15/08 15/08-15/09 15/09-15/10

2010 2011 2012 2010 2011 2012 2010 2011 2012 2010 2011 2012 2010 2011 2012 2010 2011 2012 2010 2011 2012 2010-

2012

Judele - Molid 8.12 9.95 8.74 14.87 13.92 9.69 9.78 10.98 10.06 7.95 .59 -1.21 2.35 -1.28 6.38 8.61 6.83 6.73 43.07 34.16 33.66 110.89

Gura Zlata - Fag 13.82 22.14 13.40 16.20 17.88 20.89 10.64 13.73 9.13 7.70 1.60 2.23 4.04 4.53 2.76 10.48 11.98 9.68 52.40 59.89 48.41 160.71

Baleia Sohodol - Molid 6.42 18.62 10.72 11.60 14.76 10.69 8.01 16.42 10.28 3.21 3.18 0.68 3.39 -2.18 5.66 6.52 10.16 7.61 32.62 50.80 38.03 121.46

Baleia Stana - Molid 13.48 24.07 16.72 12.97 27.50 9.40 17.73 26.65 14.60 8.42 4.52 2.33 3.54 7.01 6.76 11.23 17.95 9.96 56.13 89.75 49.81 195.69

Campusel - Fag 11.84 11.95 18.00 16.58 21.11 13.96 15.00 15.83 19.28 11.01 4.96 4.05 5.68 3.51 3.42 12.02 11.47 11.74 60.11 57.36 58.72 176.19

a b

Fig. 4.5 Variația lunară a creșterii (a) medii și (b) cumulate în suprafață de bază a arborilor din suprafețele de cercetare integrată din Parcul

Național Retezat, înregistrate cu ajutorul benzilor dendrometrice permanente, în sezoanele de vegetație ale anilor 2010-2012

Monthly variation of (a) mean and (b) cumulated tree basal area growth in integrated research plots placed in Retezat National Park,

measured using permanent dendrometer bands during 2010-2011 growing seasons

31

4.4. BIODIVERSITATEA VEGETAȚIEI

BIODIVERSITY OF VEGETATION

În rețeaua de cercetare / monitorizare amplasată în Parcul Național Retezat, biodiversitatea

vegetației a fost evaluată în anii 2010 și 2011, fiind identificate 142 de specii, pe baza cărora au fost

stabilite principalele asociații vegetale (tabelul 4.12).

Tabelul 4.12

Asociaţiile vegetale identificate în cadrul ecosistemelor forestiere din rețeaua de cercetare de lungă durată

amplasată în Parcul Național Retezat

Vegetal associations idetified in forest ecosystms in the long term ecological research network placed in

Retezat National Park Populaţia analizată Asociaţia vegetală

Judele Hieracio rotundati Piceetum Pawl et Br.-Bl. 1939

Rotunda Pulmonario rubrae –Fagetum (Soó 1964) Täuber 1987

OGA Pulmonario rubrae - Abieti-Fagetum (Soó 1964)

Gura Zlata Hieracio rotundati-Fagetum (Vida 1963) Täuber 1987

Râușor Piceeto – fagetum carpaticum Klika1927

Baleia Sohodol Hieracio rotundati-Piceetum Pawl et. Br.- Bl 1939 oxalidetosum

Baleia Stână Hieracio rotundati-Piceetum Pawl et. Br.- Bl 1939 oxalidetosum

Baleia Urs Luzulo – Fagetum (Beldie 1951) Mor. et al.1968 myrtilletosum (Soo1964)

Câmpuşel Neagu Hieracio rotundati-Piceetum Pawl et. Br.- Bl 1939 oxalidetosum

Câmpuşel Hieracio rotundati-Fagetum (Vida 1963) Täuber 1987

Pentru a verifica nivelul de acurateţe a datelor din teren şi a încadrării fitocenozelor în cadrul

cenosistemului, au fost realizate o serie de analize multivariate a datelor fitosociologice, de tip

cluster şi analize ordinative.

S-a observat o separare clară a fitocenozelor în două clustere mari în funcţie de compoziţia

floristică. Populaţiile Gura Zlata şi Câmpuşel formează un grup care reprezintă făgetele pure. Cel

de-al doilea grup este format din pădurile de răşinoase pure sau de amestec. Gradul de intervenţie

antropică determină la rândul său gruparea fitocenozelor, observându-se astfel cum fitocenozele

supuse unui impact antropic mai accentuat respectiv mai redus se grupează în cluster-uri separate.

De aemenea, s-a observat gruparea separată a populaţiei Rotunda şi apropierea sa de Baleia Stână,

ambele fiind supuse unui factor antropic ridicat (Fig. 4.6).

Indicii de diversitate reprezintă probabilitatea ca doi fitoindivizi, extraşi întâmplător dintr-o

fitocenoză, să aparţină unor specii diferite, probabilitate ce depinde de bogăţia specifică a

fitocenozei şi de proporţia lor în comunitatea vegetală. Cel mai utilizat indice de diversitate,

probabil datorită uşurinţei cu care poate fi calculat şi a cantităţii de informaţie conţinut, este indicele

Shannon (1948)Astfel, se observă că toate suprafețele de cercetare prezintă o diversitate medie,

valorile indicelui Shannon având valori cuprinse între 2.5 și 3.6 (Fig. 4.7).

32

Fig. 4.6 Analiza cluster a datelor privind biodiversitatea vegetaţiei în Parcul Naţional Retezat în anul 2011.

(GZ - Gura Zlata; C - Câmpuşel; GA - OGA; PJ - Judele; BS - Balea Şohodol; CB - Câmpuşel Neagu; BST

- Baleia Stâna; R –Rotunda)

Cluster analysis of biodiversity data collected in 2011 in Retezat National Park (GZ - Gura Zlata; C -

Câmpuşel; GA - OGA; PJ - Judele; BS - Balea Şohodol; CB - Câmpuşel Neagu; BST - Baleia Stâna; R –

Rotunda)

Fig. 4.7 Indicele Shannon calculat pentru fiecare SPP din cadrul fiecărui SC din Parcul Naţional Retezat. (PJ

- Judele; R-Rotuna; GA - OGA; GZ - Gura Zlata; BS – Baleia Şohodol; BST - Baleia Stână; C -

CâmpuşelCB – Câmpuşel Neagu)

Shannon index calculated for each SPP in each SC placed in Retezat National Park (PJ - Judele; R-Rotuna;

GA - OGA; GZ - Gura Zlata; BS – Baleia Şohodol; BST - Baleia Stână; C - CâmpuşelCB – Câmpuşel

Neagu)

Cu ocazia cercetărilor efectuate au fost calculați, în vederea comparării lor, indici ai

diversității stratului arborescent și ai diversității arboretului din punct de vedere al diametrelor

arborilor componenți, atât la nivelul suprafețelor de cercetare (SC), cât și la nivelul suprafețelor de

cercetare integrate (SCI).

0

0.5

1

1.5

2

2.5

3

3.5

4

1

PJ1

PJ2

PJ3

PJ4

PJ5

R1

R2

R3

R4

R5

GA

1

GA

2

GA

3

GA

4

GA

5

GZ

1

GZ

2

GZ

3

GZ

4

GZ

5

BS

1

BS

2

BS

3

BS

4

BS

5

BS

T1

BS

T2

BS

T3

BS

T4

BS

T5

C1

C2

C3

C4

C5

CB

1

CB

2

CB

3

CB

4

CB

5

Indicele Shannon per SPP

0.1

0.2

0.3

0.4

0.5

0.6

0.7

0.8

0.9

Similarity

GZ1GZ4GZ2GZ5GZ3C1C2C3C4C5GA1GA2GA4GA3GA5PJ2PJ5PJ3PJ4PJ1BS1BS4BS5BS2BS3CB1CB3CB2CB4CB5BST1BST3BST5BST4BST2R1R3R2R4R5

0.1

0.2

0.3

0.4

0.5

0.6

0.7

0.8

0.9

Similarity

GZ1GZ4GZ2GZ5GZ3C1C2C3C4C5GA1GA2GA4GA3GA5PJ2PJ5PJ3PJ4PJ1BS1BS4BS5BS2BS3CB1CB3CB2CB4CB5BST1BST3BST5BST4BST2R1R3R2R4R5

33

Valoarea indicelui Shannon este puternic influențată de numărul de clase de diametre. În

vederea comparării valorilor între diferite arborete, acești indici au fost standardizați, obținându-se

astfel indicele de uniformitate Shannon, cu valori cuprinse între 0 și 1, valoarea maximă

înregistrându-se când toate clasele de diametre au suprafețele de bază aferente egale. În cazul

arboretelor cercetate, valorile indicelui de diversitate Shannon variază între 2.25 (SC Rotunda –

foioase) și 3.55 (SC Judele – molid) pentru SC și între 3.11 (SCI OGA – foioase) și 3.93 (SCI Gura

Zlata – fag) pentru SCI (tabelul 4.13). În cazul indicelui de uniformitate Shannon, valorile acestuia

sunt cuprinse între 0.59 (SC Rotunda – foioase) și 0.85 (SC Râușor – toate speciile) în cazul SC-

urilor și între 0.60 (SCI Rotunda – rășinoase) și 0.86 (SCI Râușor – toate speciile) în cazul SCI-

urilor. Astfel, cu cât valoarea indicelui de uniformitate Shannon crește, cu atât diversitatea

structurală în raport cu diametrul este mai ridicată.

Indicele Simpson reprezintă probabilitatea ca oricare 2 arbori extrași aleatoriu dintr-o

populație să aparțină aceleiași clase de diametre. Valorile acestui indice sunt cuprinse între 0 și 1,

valoarea maximă înregistrându-se în cazul diversității maxime. Acest indice este influențat de clasa

de diametre cu cea mai mare suprafață de bază aferentă, fiind mai puțin sensibil la numărul de clase

de diametre. Valori minime ale acestui indice s-au obținut în cazul SC Rotunda – foioase (0.86) și

SCI OGA – foioase (0.94), iar valori maxime în cazul SC Baleia Stână – foioase și SCI Judele –

molid, OGA – toate speciile și Gura Zlata – fag (0.98).

Indicele McIntosh este independent de numărul de clase de diametre, calculându-se pe baza

suprafeței de bază totale și a sumei pătratelor suprafețelor de bază aferente fiecărei clase de

diametre. Amplitudinea de variație a acestui indice este cuprinsă între 0.85-1.14 în cazul SC-urilor și

de 0.93-1.27 în cazul SCI-urilor. Ca și în cazul indicelui de diversitate Shannon, pentru a putea

compara gradul de diversitate între diferite suprafețe, a fost calculat indicele de uniformitate

McIntosh, cu valori cuprinse între 0 (diversitate inexistentă) și 1 (diversitate maximă). Fiind mai

puțin influențat de numărul de clase de diametre, acest indice are o amplitudine de variație mai mică

decât indicele de uniformitate Shannon (0.84-0.97 în cazul SC-urilor și 0.93-0.98 în cazul SCI-

urilor).

Indicele Berger-Parker este un indice intuitiv simplu care măsoară dominanța, fiind calculat

ca raport între suprafața de bază aferentă clasei de diametre cu cea mai mare "abundență" și

suprafața de bază totală. Acest indice este independent de numărul de clase de diametre și exprimă

importanța proporțională a celei mai "abundente" clase de diametre. Poate avea valori cuprinse între

0 și 1, în cadrul cercetărilor acesta variază între 0.73-0.94 (SC) și 0.87-0.95 (SCI).

34

Indicele Margalef cuantifică amplitudinea numărului de clase de diametre. Acesta are o

valoare minimă teoretică 0 (toți arborii fac parte din aceiași clasă de diametre), valoarea indicelui

crescând cu numărul de clase de diametre și/sau când suprafața de bază totală scade. Valorile

minime s-au înregistrat în SC Rotunda – foioase și SCI Baleia Șohodol (5.49, respectiv 10.19),

caracterizate printr-o diversitate redusă, iar cele maxime în SC Judele – molid și SCI OGA –

rășinoase (13.13, respectiv 19.17), unde diversitatea este relativ mare.

Coeficientul Gini cuantifică deviația diametrelor de la egalitatea perfectă, fiind o măsură a

heterogenității diametrelor. Calcularea acestui indice necesită ordonarea crescătoare a diametrelor,

iar valorile lui variază între 0 (diversitate inexistentă) și 1 (diversitate maximă). Coeficientul Gini s-

a dovedit a fi cel mai bun estimator al structurii arboretelor în funcție de diametrul de bază (Lexerød

și Eid, 2006, Duduman, 2011). Acest coeficient nu este influențat semnificativ de mărimea probei

(Lexerød și Eid, 2006, Roibu et al., 2008). Duduman (2011) a identificat limitele între care

coeficientul Gini (G) variază, în funcție de structura arboretului: (i) arborete echiene G ≤ 0.35; (ii)

arborete bietajate 0.35 < G ≤ 0.43; (iii) arborete relativ pluriene 0.43 < G ≤ 0.51 și (iv) arborete

pluriene G > 0.51. La nivelul SC, coeficientul Gini a înregistrat valori cuprinseîntre 0.17 și 0.38, iar

la nivelul SCI între 0.16 și 0.39. Toate arboretele sau elementele de arboret analizate au, după

valoarea coeficientului Gini, o structură normală (arborete relativ echiene), excepție făcând arboretul

din SC/SCI Gura Zlata.

Analizând diferențele între acești indici calculați pentru SC-uri și cei calculați pentru SCI-uri

(tabelul 4.14), se observă că există diferențe semnificative între aceștia, indicii calculați pentru SCI-

uri având în mod constant valori mai mari decât cei calculați pentru SC-uri, datorită faptului că

diversitatea structurală exprimată prin indicii de diversitate este mult mai bine surprinsă atunci când

mărimea suprafeței de cercetare este mai mare, respectiv numărul de arbori este mai mare. Singura

excepție apare în cazul coeficientului Gini, a cărui valoare nu este influențată semnificativ de

mărimea probei, fapt confirmat prin existența unor diferențe nesemnificative între valorile stabilite

în cadrul SC-urilor cu cele stabilite pentru SCI-uri

Având în vedere rezultatele obținute prin aplicarea testului t, determinarea capacității de

discriminare a indicilor de diversitate/uniformitate între diferite forme ale distribuției numărului de

arbori pe categorii de diametre s-a realizat prin corelarea caracteristicilor distribuțiilor experimentale

cu indicii calculați pentru suprafețele de probă integrate (tabelul 4.15). Astfel, coeficientul de

corelație are valori semnificative atunci cand indicatorii distribuțiilor se corelează cu coeficientul

Gini. De asemenea, o corelație semnificativă apare între indicele Margalef și coeficienții de variație

ai distribuțiilor experimentale. Ceilalți indici de diversitate/uniformitate analizați nu au dat rezultate

35

bune în privința capacității lor de discriminare. Din analiza corelației s-a observat că, în general,

indicii care caracterizează amplitudinea de variație a a diametrelor (Margalef, Shannon, Gini)

prezintă o legătură seminificativă cu indicatorii statistici care descriu variația acestora (coeficientul

de variație), iar indicii de caracterizare a dominanței (Simpson, Breger-Parker) și uniformității

(EShannon, EMcIntosh) cu indicatorii statistici care descriu abaterea de la normalitate (asimetria și

excesul). Rezultatele obținute sunt în concordanță cu cele obținute prin alte cercetări existentela

nivel național (Duduman, 2011) și internațional (Lexerød și Eid, 2006, Valbuena et al., 2012).

Tabelul 4.13

Valorile indicilor de diversitate structurală

Structural diversity indices SC/SCI Grupa de

specii/Specia Margalef Shannon Simpson McIntosh

Berger-

Parker EShannon EMcIntosh Gini

SC

Judele Molid 13.13 3.55 0.97 0.96 0.92 0.63 0.97 0.31

Rotunda

Toate speciile 10.03 3.26 0.95 0.92 0.91 0.67 0.93 0.29

Foioase 5.49 2.25 0.86 0.85 0.73 0.59 0.84 0.31

Rășinoase 8.63 2.95 0.94 0.92 0.88 0.64 0.91 0.29

OGA

Toate speciile 12.89 3.49 0.96 0.93 0.92 0.63 0.93 0.32

Foioase 6.66 2.54 0.90 0.95 0.79 0.70 0.90 0.30

Rășinoase 12.24 3.40 0.96 0.95 0.92 0.65 0.94 0.33

Gura Zlata Fag 12.55 3.48 0.96 0.96 0.87 0.72 0.93 0.38

Rausor Toate speciile 10.87 2.99 0.94 1.14 0.90 0.80 0.95 0.24

Molid 9.67 3.24 0.96 1.02 0.91 0.85 0.97 0.26

Baleia Sohodol Molid 8.78 3.23 0.96 0.93 0.94 0.74 0.95 0.17

Baleia Stana

Toate speciile 10.15 2.99 0.93 0.99 0.84 0.69 0.91 0.22

Foioase 11.35 3.53 0.97 0.95 0.94 0.76 0.96 0.18

Molid 10.29 3.22 0.95 0.98 0.89 0.74 0.94 0.25

Campusel Neagu Molid 12.65 3.53 0.96 0.95 0.93 0.68 0.95 0.25

Campusel Fag 10.31 3.48 0.96 0.94 0.93 0.77 0.96 0.22

SCI

Judele Molid 16.32 3.88 0.98 0.99 0.95 0.76 0.96 0.28

Rotunda

Toates peciile 18.78 3.84 0.97 1.00 0.93 0.67 0.95 0.29

Foioase 13.87 3.23 0.95 1.07 0.89 0.68 0.93 0.27

Rășinoase 16.99 3.49 0.96 1.01 0.92 0.60 0.93 0.29

OGA

Toate speciile 18.35 3.90 0.98 0.99 0.95 0.70 0.96 0.28

Foioase 13.12 3.11 0.94 1.10 0.87 0.70 0.93 0.24

Rășinoase 19.17 3.87 0.97 1.01 0.94 0.69 0.96 0.30

Gura Zlata Fag 18.13 3.93 0.98 1.04 0.95 0.81 0.97 0.39

Rausor Toate speciile 16.97 3.36 0.96 1.27 0.93 0.82 0.97 0.25

Molid 13.05 3.49 0.97 1.08 0.95 0.86 0.98 0.28

Baleia Sohodol Molid 10.19 3.25 0.96 0.93 0.93 0.66 0.94 0.16

Baleia Stana

Toate speciile 13.24 3.61 0.97 0.99 0.95 0.77 0.96 0.21

Foioase 14.68 3.28 0.96 1.10 0.93 0.70 0.94 0.19

Molid 14.49 3.53 0.97 1.03 0.92 0.74 0.95 0.22

Campusel Neagu Molid 17.00 3.76 0.97 1.02 0.95 1.51 0.96 0.26

Campusel Fag 11.14 3.53 0.97 0.96 0.94 0.87 0.96 0.21

36

Tabelul 4.14

Testarea diferențelor între indicii de diversitate structurală calculați la nivelul SC și SCI-urilor din rețeaua de

cercetare de lungă durată amplasată în PN Retezat

Testing the differences between structural diversity indices calculated for each SC and SCI placed in Retezat

National Park

Margalef Shannon Simpson McIntosh

Berger-

Parker EShannon EMcIntosh Gini

texp -5.65 -3.20 -2.68 -3.13 -2.81 -3.55 -2.14 0.69

f 30 30 19 30 20 19 30 30

p 0.01 0.01 0.01 0.01 0.01 0.01 0.04 0.50

Tabelul 4.15

Valorile și semnificația coeficientului de corelațiedintre principalii indicatori ai distribuției numărului de

arbori pe categorii de diametre și indicii de diversitate structurală

Correlation coefficent value and significance between main statistical indicators of DBH distribution and

structural diversity indices

Margalef Shannon Simpson McIntosh

Berger-

Parker EShannon EMcIntosh Gini

Coeficientul

de variație

r 0.67** 0.60** 0.41 0.10 0.25 0.25 0.33 0.98**

p 0.00 0.01 0.12 0.72 0.34 0.35 0.21 0.00

Asimetria r 0.30 0.48 0.57** 0.14 0.61** 0.64** 0.71** 0.59**

p 0.25 0.06 0.02 0.59 0.01 0.01 0.00 0.02

Excesul r 0.08 0.29 0.40 0.05 0.42 0.53** 0.52** 0.41

p 0.76 0.27 0.12 0.85 0.11 0.03 0.04 0.11

**r 0.29 0.44 0.51** 0.18 0.53** 0.66** 0.68** 0.61 ׀Asimetria׀

p 0.28 0.09 0.04 0.50 0.03 0.01 0.00 0.01

׀lusecxE׀ r 0.25 0.29 0.24 0.04 0.14 0.28 0.24 0.63**

p 0.34 0.28 0.38 0.88 0.61 0.29 0.38 0.01

**Corelație semnificativă la o probabilitate de transgresiune α < 0.01

37

4.5. STAREA SOLURILOR FORESTIERE

FOREST SOIL CONDITION

În funcție de tipul lor, solurile din suprafețele de cercetare integrată componente ale rețelei de

cercetare de lungă durată din Parcul Național Retezat fac parte din clasa Cambisoluri,

districambosolul fiind majoritar (SCI Rotunda, Gura Zlata, Râușor, Baleia Urs, Câmpușel Neagu și

Câmpușel), podzolul și criptopodzolul apărând în câte două SCI-uri (SCI Judele și Baleia Stână,

respectiv OGA și Baleia Șohodol). Acestea s-au dezvoltat pe materiale parentale preponderant acide

(micașisturi), în general fiind foarte puternic acide până la 30-40 cm (pH < 4.5)și puternic acide în

rest (4.6 < pH < 5.5).

Pe întreg profilul, pH-ul mediu are valori cuprinse între 3.6 și 4.8, cu excepția SC Rotunda și

SC Baleia Urs, în care pH-ul mediu are valori peste 5 (5.5, respectiv 5.3) (Fig. 4.8). Comparativ cu

rezultatele obținute în anul 2001 (Bytnerowicz et al., 2005), se observă o îmbunătățire a calității

solurilor din perspectiva pH-ului mediu pe profil în 6 din cele 10 SC-uri din PN Retezat (SC Judele,

Rotunda, OGA, Gura Zlata, Râușor, Baleia Urs), însă solurile își păstrează caracterul foarte puternic

acid sau puternic acid. Procesul de alcalinizare al solurilor în ultimii 20 de ani, posibil datorită

reducerii emisiilor de SOx și NOx (Jandl et al., 2012), a fost observat și în alte regiuni din Europa

(Arrouays et al., 2009, Kirk et al., 2010).

Aprovizionarea cu azot total a solurilor din rețeaua de cercetare de lungă durată din PN

Retezat este foarte bună, aceste fiind, de asemenea, foarte bogate în humus. Conținutul mare de

humus reflectă stocarea masivă a carbonului organic în aceste zone, dar și o suprasaturare a solurilor

cu acest element, fapt ce poate avea repercusiuni asupra stocării ulterioare a gazelor cu efect de seră

sau la eliminarea unei cantițăti apreciabile de carbon organic în cazul defrișării pădurilor (Goetz et

al., 2013).

Raportul dintre carbon și diferiți nutrienți poate fi folosit pentru a urmări imobilizarea

acestora de către fauna microbiană din sol în timpul descompunerii litierei. Raportul C/N

(carbon/azot) indică disponibilitatea azotului în orizontul organic și rata acestuia de descompunere

(Lorenz și Becher, 2012). În solurile forestiere, raportul C/N este de obicei mai mare în orizontul

organic datorită aportului mare de carbon din litieră. Astfel, în orizontul de litieră (OL) raportul C/N

are valori cuprinse între 24.4 (SCI Baleia Stână) și 39.6 (în SCI Baleia Șohodol). La nivelul

întregului orizont organic (OL,OF,OH), acesta are valori cuprinse între 21.7 (SCI Rotunda) și 30.5

(SCI Baleia Șohodol și Câmpușel Neagu), media fiind de 27 (Fig. 4.9). Valori mari ale acestui

raport în orizonturile organice se înregistrază în SCI-urile în care activitatea de descompunere este

38

încetinită. În orizonturile minerale, raportul C/N scade în medie cu 25.5 față de orizontul organic,

având o valoare medie de 11.5. Pe profil, se observă o creștere treptată a raportului C/N din

orizontul de bioacumulare (A) către orizontul de alterare (B), cu excepția SCI Rotunda și Baleia

Șohodol. În aceste două SCI-uri, s-a observat un conținut mic de carbon în orizonturile minerale

care se poate datora pe de o parte, descompunerii încete a litierei (speciile principale în acste SCI-uri

fiind molidul si bradul) (Fig. 4.9).

Fig. 4.8 Variația pH-ului pe profil în solurile din rețeaua de cercetare de lungă durată din PN Retezat

Variation of pH on the soil profile in PN Retezat research network

39

Fig. 4.9 Variația raportului C/N pe pe profil în solurile din rețeaua de cercetare de lungă durată din PN

Retezat

Variation of C/N ratio on the soil profile in PN Retezat research network

40

4.6. CALITATEA AERULUI ȘI DEPUNERILE ATMOSFERICE

AIR QUALITY AND ATMOSPHERIC DEPOSITION

Calitatea aerului, evaluată pe baza concentrațiilor de agenți poluanți cu acțiune fitotoxică

(ozon, amoniac, oxizi de azot), constituie o componentă principală în supravegherea pe temen lung a

stării ecosistemelor forestiere.

Concentrațiile de ozon măsurate în Parcul Național Retezat (PN Retezat) în perioada 2009-

2012 au înregistrat o mare variabilitate spațio-temporală. Astfel, la nivelul întregii perioade

analizate, concentrația medie lunară maximă a fost evidențiată în suprafața de cercetare integrată

(SCI) Baleia Urs (63.8 ppb) în perioada 15 iunie – 15 iulie 2012, iar concentrația minimă în SCI

OGA (9.2 ppb) în perioada 15 august – 15 septembrie 2011 (tabelul 4.16).

Tabelul 4.16

Valorile medii sezonale (15 mai-15 octombrie) ale concentrațiilor de ozon (ppb), abaterea standard și

amplitudinea de variație a valorilor înregistrate în timpul sezonului de vegetație în locațiile rețelei de

cercetare de lungă durată din Parcul Național Retezat în perioada anilor 2009-2012 Summary statistics for ozone concentrations (ppb) measured as integrated monthly values (15 May–15

October), presented as seasonal means with standard deviation (in parentheses), and ranges of

concentrations, in each research plot in Retezat NP, during 2009-2012 period SCI 2009 2010 2011 2012

1. Judele 14.9(2), 12.0-16.3 22.0(2.4), 19.0-24.5 19.5(6.2), 10.7-26.1 29.2(5.1), 23.3-35.2

2. Rotunda 24.9(2.8), 22.9-29.0 28.4(4.7), 20.3-31.9 20.2(5.7), 10.9-24.8 32.5(7.2), 25.1-43.2

3. OGA 15.9(3.4), 13.4-21.0 22.0(3.0), 18.4-26.0 19.6(7.6), 9.1-26.9 29.4(4.1), 22.9-33.5

4. Gura Zlata 21.0(1.4), 19.2-22.2 28.5(2.6), 26.1-32.5 23.9(7.6), 13.3-29.5 36.9(6), 31.2-45.1

5. Râușor 33.5(2.2), 31.7-36.5 39.4(5.4), 31.7-44.0 35.3(9.3), 19.6-44.0 49.7(6.6), 41.4-57.3

6. Baleia Șohodol 38.9(4.7), 33.8-44.2 44.3(5.4), 38.0-50.0 37.4(9.9), 21.1-47.1 51.1(6.0), 43.6-58.3

7. Baleia Stână 40.2(2.8), 37.5-43.1 43.4(9.7), 29.5-50.9 32.1(9.3), 17.3-42.1 48.9(6.5), 41.5-54.8

8. Baleia Urs 40.2(5.1), 34.3-45.3 48.8(6.6), 39.8-56.4 40.3(10.0), 23.0-47.7 56.1(7.8), 46.7-63.8

9. Câmpușel Neagu 27.7(3.4), 24.7-32 37.0(5.9), 31.9-46.6 32.7(10.3), 15.0-42.2 46.0(5.6), 39.5-49.3

10. Câmpușel 37.0(3.7), 32.5-41 41.9(6.8), 30.3-46.8 38.6(11.1), 19.6-46.9 50.8(4.3), 44.8-55.7

11. Gol Alpin 26.0(8.6), 13.6-33.7 35.0(3.9), 30.3-40.0 30.1(10.0), 14.8-38.1 41.1(4.8), 34.2-45.4

PN Retezat 29.1 (9.5), 14.9-40.3 35.5 (9.2), 22.0-48.8 30.0 (7.9), 19.5-40.3 42.9 (9.6), 29.2-56.1

În anii 2009 și 2011, concentrațiile maxime de ozon au fost semnalate la începutul sezonului

de vegetație (15 mai – 15 iunie și 15 iunie – 15 iulie) în majoritatea SCI-urilor, în anul 2012

distribuția acestora fiind una bimodală (5 SCI-uri cu maxime în perioada 15 iunie – 15 iulie și 6

SCI-uri cu maxime în perioada 15 august – 15 septembrie). În anul 2010 s-a observat o distribuire

atipică a valorilor maxime ale concentrațiilor de ozon, acestea fiind înregistrate în toate perioadele

de expunere pentru diferite suprafețe de cercetare integrată, exceptând perioada 15 septembrie – 15

octombrie (Fig. 4.8). Se poate observa faptul că, exceptând anul 2009 când în cadrul unei SCI

valoarea maximă a fost înregistrată în perioada 15 septembrie – 15 octombrie, la nivelul întregii

perioade analizate (2009-2012), 59% din valorile maxime ale concentrației de ozon au fost

observate în perioada 15 iunie – 15 iulie, 20% în perioada 15 august – 15 septembrie și 16% în

41

perioada 15 mai – 15 iunie. Această distribuție a valorilor maxime ale concentrațiilor de ozon

confirmă ipotezele descrise de alți autori (Sanz et al., 2007, Gerosa et al., 2009), conform cărora

maximele din timpul sezonului de vegetație se înregistrează la sfârșitul primăverii – începutul verii,

în principal, datorită recirculării maselor de aer încărcate cu ozon din perioada iernii, atunci când

concentrațiile de ozon sunt maxime.

Fig. 4.8 Variația concentrațiilor medii de ozon (O3) înregistrate la nivelul întregii rețele de cercetare din

Parcul Național Retezat în sezoanele de vegetație (15 mai-15 octombrie) din perioada anilor 2009-2012

Variation of mean O3 concentrations (ppb) for each exposure period during each growing season (15 May-15

October) during 2009–2012 period.

În ceea ce privește concentrațiile minime evidențiate la nivelul întregii perioade cercetate,

80% din acestea au fost observate la sfârșitul sezonului de vegetație (34% în perioada 15 august – 15

septembrie și 46% în perioada 15 septembrie – 15 octombrie). Faptul că majoritatea valorilor

maxime ale concentrațiilor de ozon se înregistrează la începutul și mijlocul sezonului de vegetație

poate avea o influență semnificativă asupra stării arborilor, deoarece în această perioadă absorbția de

ozon la nivel stomatal este maximă (Vitale et al., 2005, Paoletti și Cudlin, 2012).

Coeficienții de variație ai mediilor lunare de ozon au avut valori cuprinse între 25.2% în anul

2012 la 37.1% în anul 2011, pentru întreaga perioadă 2009-2012 coeficientul de variație având o

valoare medie de 34.1%, dovedindu-se o relativă variabilitate temporală.

Tendința de creștere sau descreștere a concentrațiilor de ozon înregistrate la nivelul unei

perioade a fost analizată cu ajutorul testului Mann – Kendall, atât la nivelul întregii rețele, cât și

pentru fiecare suprafață de cercetare integrată. Astfel, pentru întreaga rețea de cercetare, s-a observat

o tendință de creștere a concentrațiilor de ozon pentru fiecare perioadă în parte (Fig. 4.9), fapt

explicabil prin creșterea concentrației de fond a ozonului, de la 27.6 ppb în anul 2002 la 42.9 ppb în

anul 2012 (Bytnerowicz et al., 2005, Silaghi și Badea, 2012). La nivelul fiecărei SCI, s-a observat o

tendință de creștere a concentrațiilor de ozon pentru 27% din locații în perioada 15 iunie – 15 iulie,

42

18% în perioada 15 iulie – 15 august și 45% în perioada 15 septembrie – 15 octombrie. Tendințe de

creștere, dar nesemnificative din punct de vedere statistic, au fost observate în toate suprafețele de

cercetare integrată pentru toate perioadele. Aceste rezultate oferă o imagine generală asupra

evoluției concentrațiilor de ozon care trebuie confirmată prin serii temporale mai lungi, de cel puțin

10 ani.

Fig. 4.9 Analiza tendinței de creștere a concentrațiilor de ozon de la un an la altul pentru fiecare perioadă de

expunere în parte. Linia continuă (neagă) reprezintă dreapta de regresie, iar linia discontinuă (roșie)reprezintă

dreapta de regresie Theil – Sen.

Ozone concentrations trend analisys for each exposure period. Continuous line (black) represents the

regression line, and the discontinuous line (red) represents Theil-Sen regression line

În raport cu locația de amplasare a filtrelor pasive de ozon, concentrațiile medii sezonale au

variat între 14.9 – 40.3 ppb în anul 2009, 21.9 – 48.8 ppb în anul 2010, 19.5 – 40.3 ppb în anul 2011

și 29.2 – 56.1 ppb în anul 2012, iar mediile multianuale pentru perioada 2009-2012 între 21.4 – 46.4

ppb (Fig. 4.10). Se poate observa că toate concentrațiile sezonale minime de ozon s-au înregistrat în

43

SCI Judele, iar cele maxime în SCI Baleia Urs. Analiza simplă de varianță arată o influență

semnificativă a locației asupra concentrațiilor de ozon, atât pentru perioada 2009-2012 (F(10,194) =

21.3, p < 0.05), cât și pentru fiecare an în parte (Fw(10, 13.1) = 31.4, p < 0.05 în anul 2009, F(10, 42)

= 14.18, p < 0.05 în anul 2010, F(10, 44) = 3.9, p <0.05 în anul 2011 și F(10, 42) = 12.9, p < 0.05 în

anul 2012). Tendința de creștere a concentrațiilor de ozon în raport cu locația este evidentă, aceasta

fiind demonstrată statistic prin testul Mann-Kendall pentru 8 din cele 11 locații (Fig. 4.11).

Fig. 4.10 Variația concentrațiilor medii de ozon (O3) înregistrate la nivelul fiecărei SCI din rețeaua de

cercetare din Parcul Național Retezat în perioada 2009-2012

Variation of mean O3 concentrations (ppb) for each each research plot (SCI) placed in Retezat NP during

2009–2012 period.

44

Fig. 4.11 Rezultatele testului de trend Mann-Kendall pentru concentrațiile de ozon măsurate în perioada

2009-2012 în fiecare SCI din rețeaua de cercetare amplasată în Parcul Național Retezat

Mann-Kendall test results by ozone concetrations trend analysis during 2009-2012 period for each SCI în

Retezat NP research network

Concentrațiile orare de ozon au fost modelate utilizând funcția Liobl, pe baza lor calculându-

se indicele AOT40măsurat, atât pentru întreaga perioadă de expunere a filtrelor (15 mai – 15

octombrie), cât și pentru perioada recomandată de metodologia comună adoptată la nivel european

(2004) pentru calculul acestui indice (1 aprilie – 30 septembrie). În cel de-al doilea caz, AOT40 a

fost estimat conform metodologiei prezentate în capitolul 3. Au fost luate în considerare SCI-urile în

care există măsurători în peste 70% din zilele perioadei pe baza căreia se calculează indicele

AOT40.

La nivelul întregului sezon de vegetație (15 mai – 15 octombrie), pentru fiecare an în parte,

se observă că în 43% din SCI-uri (Fig. 4.12), pragul limită de 5000 ppb h pentru protecția vegetației

45

forestiere (2004) este depășit, cu toate că procentul mediilor sezonale mai mari de 40 ppb este de

30%. Cele mai mari valori ale indicelui AOT40 se regăsesc la nivelul anului 2012, când în 70% din

SCI-uri s-au înregistrat depășiri ale pragului critic (valoarea maximă fiind înregistrată în SCI Baleia

Urs – 40631 ppb h), anul cu cele mai puține depășiri ale pragului critic fiind 2009 (18% din SCI –

uri, valoare maximă atinsă - 10034 ppb h în SCI Baleia Urs). La nivelul întregii perioade analizate

(2009-2012), media multianuală a indicelui AOT40estimat depășește 5000 ppb h în 54% din SCI-uri,

chiar în cazuri în care media multianuală a concentrațiilor de ozon este mai mică de 40 ppb. Se

observă faptul că analiza mediilor sezonale obținute pe baza concentrațiilor de ozon măsurate cu

ajutorul filtrelor pasive oferă o estimare a tendințelor și a probabilității atingerii nivelurilor fitotoxice

ale ozonului, calculul indicelui AOT40 nefiind necesar în cazurile în care concentrațiile de ozon

măsurate cu filtre pasive sunt situate sub 30 ppb. Atunci când pragul critic este depășit, chiar dacă

nu apare un răspuns imediat al vegetației expusă acestor niveluri ale poluantului, efectele

vătămătoare ale acestuia vor fi observate pe termen lung, prin pierderi de creștere și deteriorarea

stării de sănătate a arborilor și arboretelor.

Fig. 4.12 Valorile AOT40estimat, calculat pentru sezonul de vegetație(15 mai – 15 octombrie) din perioada

anilor 2009-2012, la nivelul fiecărei SCI din rețeaua de cercetare de lungă durată amplasată în PN Retezat

AOT40estimated values for each growing season (15 May- 15 October) during 2009-2012 period, in each SCI in

Retezat NP research network

În cazul valorilor indicelui AOT40estimat calculat pentru perioada 1 aprilie – 30 septembrie

(AOT40padure), procentul SCI-urilor în care se depășește pragul critic este de 58% pentru perioada

2010-2012 (Fig. 4.13), comparativ cu AOT40estimat pentru intervalul 15 mai – 15 octombrie a

acelorași ani din perioada respectivă. Cea mai mare valoare a indicelui AOT40padure s-a obținut în

SCI Baleia Urs în anul 2012 (50718 ppb h), valoare de 10 ori mai mare decât pragul limită pentru

46

protecția vegetației forestiere. Asemenea valori ale AOT40padure au fost înregistrate și în alte rețele

de cercetare din Europa în ani secetoși (Gerosa et al., 2009, Sicard et al., 2013). La nivel multianual,

pragul de 5000 ppb h este depășit în 7 din cele 11 SCI-uri ale rețelei de cercetare din PN Retezat,

majoritatea amplasate în zona tampon a ariei protejate (Fig. 4.13).

Fig. 4.13 Valorile AOT40estimat, calculat în intervalul 1 aprilie – 30 septembrie pentru perioadaanilor 2010-

2012, la nivelul fiecărei SCI din rețeaua de cercetare de lungă durată amplasată în PN Retezat

AOT40estimated values for the interval 1 April – 30 September during 2009-2012 period, in each SCI in Retezat

NP research network

Concentrațiile de amoniac (NH3) troposferic prezintă o mare variabilitate și depind de

proximitatea surselor de producere, condițiile meteorologice și de mecanismele de absorbție a

acestuia (Sarwar et al., 2005). Principalele surse de NH3 identificate în mediul rural și forestier sunt

reziduurile animale, substanțele fertilizatoare pe bază de azot, autoturismele și vehiculele folosite în

agricultură și exploatări forestiere, și surse vegetale, cum ar fi pădurile de rășinoase și de stejari

(Sarwar et al., 2005).

La nivelul întregii perioade de cercetare, 84% din concentrațiile maxime lunare de amoniac

au fost măsurate în primele 3 perioade de expunere, cu un procent maxim de 43% în perioada 15

iulie – 15 august. Pentru fiecare an, concentrațiile maxime lunare de amoniac au fost înregistrate în

perioada 15 iulie – 15 august în anii 2009 și 2012 (64%, respectiv 73%), 15 iunie – 15 iulie în anul

2010 (64%) și 15 mai – 15 iunie în anul 2011 (55%) (Fig. 4.14). Înregistrarea valorilor maxime ale

concentrațiilor de amoniac la sfârșitul primăverii și vara se datorează intensificării activităților

agricole și pășunatului, cât și a activităților turistice în zona Parcului Național Retezat. Concluzii

47

similare asupra spațierii temporale a maximelor concentrațiilor de amoniac au reieșit și din alte

studii efectuate în Europa (van Pul et al., 2004) și America de Nord (Zbieranowski și Aherne, 2012).

Fig. 4.14 Variația concentrațiilor medii de amoniac (NH3) înregistrate la nivelul întregii rețele de cercetare

din Parcul Național Retezat în sezoanele de vegetație (15 mai-15 octombrie) din perioada 2009-2012

Variation of mean NH3 concentrations for each exposure period during each growing season (15 May-15

October) during 2009–2012 period.

Variabilitatea temporală a concentrațiilor medii lunare de amoniac este dovedită și prin

influența semnificativă a perioadei de expunere asupra acestora, atât pentru întreaga perioadă 2009-

2012 (H(4) = 10.817, p < 0.05), cât și pentru fiecare an, cu excepția anului 2011. Se remarcă faptul

că, în urma analizei de trend efectuată cu ajutorul testului Mann-Kendall, în 9 din cele 11 locații s-a

observat o tendință semnificativă de descreștere a concentrațiilor de amoniac (tabelul 4.17). Aceiași

tendință se observă și la nivelul întregii rețele de cercetare amplasată în Parcul Național Retezat

(tabelul 4.17).

Tabelul 4.17

Valorile statisticii Mann-Kendal și semnificația acestora pentru analiza de trend efectuată asupra

valorilor concentrațiilor de amoniac înregistrate în fiecare SCI din rețeaua de cercetare de lungă durată

amplasată în PN Retezat

Values of Mann-Kendall statistic (S) and its significance obtained by ammonia concentrations trend

analysis for each SCI în Retezat NP network during 2009-2012 period SCI Valoarea statisticii Mann-

Kendall (S)

Probabilitatea de respingere a

ipotezei nule

Semnificația trendului

Judele -75 0.002 Semnificativ ↓

Rotunda -28 0.135 Nesemnificativ

OGA -13 0.339 Nesemnificativ

Gura Zlata -85 0.001 Semnificativ ↓

Rausor -81 0.002 Semnificativ ↓

Baleia Sohodol -55 0.029 Semnificativ ↓

Baleia Stana -61 0.017 Semnificativ ↓

Baleia Urs -65 0.012 Semnificativ ↓

Campusel Neagu -83 0.001 Semnificativ ↓

Campusel -73 0.005 Semnificativ ↓

Gol Alpin -69 0.004 Semnificativ ↓

PN Retezat -7754 0.001 Semnificativ ↓

48

Oxizii de azot sunt produși în principal prin arderea combustibililor fosili, arderea biomasei și

din producția microbială a bacteriilor din sol (Lee et al., 1997 citat de Zbieranowski et al., 2013), și

sunt eliberați în atmosferă în principal ca oxid de azot (NO) și în mică măsură ca dioxid de azot

(NO2)..

La nivelul întregii perioade de cercetare (2009-2012), majoritatea concentrațiilor maxime de

NO2 au fost înregistrate în ultimele două perioade de expunere, la sfârșitul verii – începutul toamnei

(61%). Concentrații maxime de NO2 la sfârșitul sezonului de vegetație au fost semnalizate și de alți

autori (Zbieranowski și Aherne, 2012), dar în principal în zone unde concentrațiile medii anuale

depășesc 5µg m-3

, datorită prezenței de surse de emisie de NO2 (în principal trafic intens) în

apropierea zonelor studiate. În rețeaua de cercetare din Parcul Național Retezat, maxima lunară

absolută a concentrațiilor de dioxid de azot nu depășește 1 µg m-3

, ceea ce conduce la concluzia că

emisiile de NO2 din zonă sunt foarte reduse, valorile măsurate fiind datorate concentrațiilor de fond

și transportului pe distanțe mari a maselor de aer încărcate cu NO2

Coeficienții de variație ai concentrațiilor medii lunare de NO2 au valori cuprinse între 20.6%

în anul 2012 și 55% în anul 2009, cu o valoare de 38.1% pentru întreaga perioadă cercetată.

Variabilitatea temporală a concentrațiilor de NO2 este dovedită de rezultatele obținute prin analiza

simplă de varianță, care indică o influență semnificativă a perioadei de expunere asupra

concentrațiilor de NO2 atât în cazul întregii perioade 2009-2012 (FW(4, 100.1) = 4.171, p < 0.05), cât

și pentru toți anii, cu excepția anului 2010.Analiza de trend arată o tendință de creștere a

concentrațiilor de NO2 pentru aceiași perioadă în ani consecutivi pentru toate perioadele, cu excepția

perioadei 15 august – 15 septembrie.

La nivelul fiecărei suprafețe de cercetare integrată, valorile mediilor sezonale sunt similare

cu cele măsurate în sit-ul LTER Bucegi – Piatra Craiului (Badea et al., 2011; Badea et al., 2012), dar

mai mici decât cele înregistrate în Parcul Național Retezat în perioada 2000-2002 (Bytnerowicz et

al., 2005). De asemenea, acestea sunt mult mai mici comparativ cu valorile concentrațiilor de NO2

măsurate în cadrul proiectului ESCAPE în 36 de locații rurale din Europa în perioada 2008-2011

(Cyrys et al., 2012). Locația influențează semnificativ concentrația de NO2 la nivelul perioadei

2009-2012 (F(10, 198) = 2.881, p < 0.05), cât și în anii 2010 (FW(10, 17.4) = 5.503, p < 0.05) și

2011 (F(10, 44) = 2.732, p < 0.05). Totodată, testul Mann-Kendall demonstrază existența unei

tendințe crescătoare semnificative a concentrațiilor de NO2 în toate cele 11 locații ale rețelei de

cercetare (p < 0.05 în toate cazurile).

Coeficienții de variație ai concentrațiilor medii sezonale de dioxid de azot au valori cuprinse

între 12% în anul 2012 și 23.9% în anul 2010, pentru întreaga perioada acesta având o valoare de

49

26.8%. Analiza simplă de varianță demonstrează faptul că există diferențe semnificative între

concentrațiile de NO2 măsurate în diferiți ani (FW(3, 107.4) = 39.31, p <0.05), iar testul Mann-

Kendall arată o tendință crescătoare a acestora la nivelul întregii rețele de cercetare.

Depunerile atmosferice uscate și umede de poluanți, în special sulf (S) și azot (N) au un

impact important asupra ecosistemelor forestiere. Acestea afectează ecosistemele forestiere prin

acidificarea solului (Ulrich, 1983, Małek și Astel, 2008) sau prin dereglarea balanței nutrienților din

sol (van der Heijden et al., 2013).

Pentru determinarea efectului depunerilor de S și N asupra ecosistemelor forestiere din rețeaua

de cercetare de lungă durată din PN Retezat, precipitațiile atmosferice au fost recoltate în 5 SCI-uri

(Judele, Gura Zlata, Baleia Șohodol, Baleia Stână și Câmpușel), atât în teren liber cât și sub

coronament.

Cantitatea anuală de precipitații măsurată cu ajutorul colectorilor instalați în cele 5 SCI-uri a

variat între 363 mm ( SCI Baleia Stână în anul 2012) și 1111 mm (SCI Baleia Șohodol în anul 2011)

în teren liber, și între 313 mm (SCI Baleia Stână în anul 2012) și 941 mm (SCI Baleia Stână în anul

2010) (Fig. 4.15 a, b). Tendința de descreștere a cantității de precipitații sub coronament, în special

începând cu anul 2010, s-a observat SCI Baleia Stână, însă această tendință, deși nesemnificativă

statistic, s-a observat în toate SCI-urile (Fig. 4.15 a, b).

Fig. 4.15 Cantitatea de precipitații înregristrată în (a) teren liber și (b) sub coronament în perioada 2009-2012

în SCI-urile din rețeaua de cercetare de lunga durată din PN Retezat

Precipitationquantities registerd (a) in bulk deposition an (b) in throughfall during 2009-2012 period in the

integrated research plots (SCI) placed in Retezat NP

La nivelul fiecărui an, cea mai mare retenție în coronament s-a observant în SCI Gura Zlata în

anul 2012 (30.9%), în timp ce în SCI Câmpușel, în anul 2012, cantitatea de precipitații înregistrată

sub coronament a fost cu 11.4% mai mare decât cea măsurată în teren liber. Pentru întreaga perioadă

50

(2009 - 2012), retenția medie maximă s-a observat în SCI Gura Zlata (21%), iar cea minimă în SCI

Câmpușel (10%).

Ploile acide sunt recunoscute ca fiind un factor important care influențează starea de sănătate

a arborilor (Alonso et al., 2005, Alonso et al., 2005, Bytnerowicz et al., 2005). La nivelul întregii

perioade, frecvența ploilor cu pH<5.0 în teren liber a variat între 50-75% în anul 2009 și 0-43% în

anul 2012. Cu toate acestea, sub coronament pH-ul precipitațiilor a fost în toate cazurile mai mare

decât 5, indicând o retenție a ionilor acizi de către coronamentul arboretelor.

În cazul fluxului de ion sulfat, în majoritatea cazurilor, s-a observat o spălare a sulfului din

coronament, cu excepția SCI Câmpușel în anul 2009, SCI Judele în anul 2010, SCI Gura Zlata și

Baleia Șohodol în anul 2011 și SCI Baleia Stână în anul 2012 (Fig. 4.16). Cea mai mare retenție de

ion sulfat în coronament s-a înregistrat în SCI Gura Zlata în anul 2011 (5.12 kg/an/ha).

Fig. 4.16 Fluxul de ion sulfat înregistrat (a) în teren liber și (b) sub coronament în perioada 2009-2012 în

SCI-urile din rețeaua de cercetare de lungă durată amplasată în PN Retezat

Sulphur flux registerd (a) in bulk deposition an (b) in throughfall during 2009-2012 period in the integrated

research plots (SCI) placed in Retezat NP

În ceea ce privește fluxul total de azot (azot amoniacal și azot din ion nitrat), cantitățile

acestuia în teren liber și sub coronament variază de la an la an și de la SCI la altul. Astfel, în anul

2009, în majoritatea SCI-urilor, s-a observat o spălare a azotului depus în coronament (cu excepția

SCI Câmpușel). În anul 2010 situația s-a inversat, retenția azotului din precipitații de către

coronament apărând în toate SCI-urile, retenția maximă înregistrându-se la Câmpușel și Gura Zlata

(2.57 kg/an/ha, respectiv 2.32 kg/an/ha), SCI-uri în care specia principală este fagul. În anii 2011 și

2012, fluxul de azot variază atât în teren liber cât și sub coronament, observându-se atât o retenție,

cât și o spălare a acestuia în diferite SCI-uri (Fig. 4.17).

51

Fig. 4.17 Fluxul total de azot înregistrat (a) în teren liber și (b) sub coronament în perioada 2009-2012 în SCI-

urile din rețeaua de cercetare de lungă durată amplasată în PN Retezat

Total nitrite flux registerd (a) in bulk deposition an (b) in throughfall during 2009-2012 period in the

integrated research plots (SCI) placed in Retezat NP

Valorile fluxurilor de ion sulfat și de azot total sunt comparabile cu cele măsurate în perioada

2006-2010 în Parcul Natural Bucegi (Badea et al., 2012), cât și cu cele înregistrate la nivel Central-

European (Müller-Edzards et al., 1997), depunerile de sulf putând fi considerate depuneri reduse

spre mijlocii, iar în cazul azotului - depuneri mijlocii, dar nedepășind nivelurile critice ale acestor

poluanți.

52

4.7. ANALIZA INFLUENȚEI POLUĂRII ATMOSFERICE ȘI A ALTOR FACTORI

DE STRES ASUPRA STĂRII ARBORILOR ȘI ARBORETELOR

ANALYSIS OF AIR POLLURION AND OTHER STRESS FACTORS INFLUENCE

ON TREES AND STANDS STATUS

Pentru a identifica influența diferiților poluanți și factori de stres asupra ecosistemelor

forestiere din rețeaua de cercetare de lungă durată amplasată în Parcul Național Retezat, a fost

analizată corelația dintre diferiți parametri de caracterizare a stării arborilor (defolierea medie a

arborilor la nivelul suprafeței de cercetare integrată - SCI, creșterea medie lunară în suprafață de

bază) și factorii de stres (parametrii calității aerului, ai precipitațiilor și solului).

Ozonul, reprezentat în acest caz de concentrația medie lunară sau sezonală (la nivelul

sezonului de vegetație) și valoarea indicelui AOT40 pe perioade (lunară) sau sezonală, a prezentat o

influență variabilă asupra defolierii medii (procentul mediu al defolierii la nivelul SCI-urilor), dar

nesemnificativă din punct de vedere statistic (tabelul 4.18). Pentru întreaga perioadă de cercetare

(2009-2012), s-a observat o ușoară creștere a defolierii medii cu concentrația de ozon, dar panta

dreptei de regresie nu este diferită de 0 din punct de vedere statistic. Atunci când variabila răspuns

este reprezentată de creșterea medie lunară în suprafață de bază a arborilor, ozonul, în mod

surprinzător, a avut o influență pozitivă semnificativă asupra acesteia, atât la nivelul întregii

perioade (tabelul 4.19), cât și în anul 2011 (tabelul 4.19), mediile concentrațiilor de ozon si ale

indicelui AOT40 pentru întreaga rețea de cercetare, atât la nivel multianual cât și pentru fiecare an în

parte nedepășind nivelurile critice (40 ppb, respectiv, 10000 ppm h), cu excepția anului 2012.

Corelațiile devin nesemnificative atunci când influența factorului temporal (sezonalitatea creșterilor

și concentrațiilor de ozon) a fost extrasă din prin corelație parțială.

Azotul, prin compușii lui, este reprezentat de indicatori ai calității aerului (concetrațiile de

amoniac și dioxid de azot), precipitațiilor (fluxul total de azot) și solului (raportul C/N în orizontul

organic și orizonturile minerale). La nivel multianual, s-a observat un aparent deficit de azot în

arboretele cercetate din Parcul Național Retezat, o creștere a concentrațiilor acestuia ducând la o

scădere a defolierii medii (tabelul 4.18), cu toate că nivelul de nutriție cu N al arborilor este

echilibrat (Badea și Silaghi, 2011), iar solurile sunt în general bine aprovizionate cu azot. În schimb,

fluxul de azot din precipitații are o influență negativă, dar nu semnificativă, asupra creșterilor lunare

(tabelul 4.19), mare parte din această influență fiind explicată de caracterul acid al precipitațiilor

(prin corelație parțială).

53

Precipitațiile înregistrate sub coronamentul pădurii au avut un efect pozitiv semnificativ

asupra creșterilor, iar stresul produs de secetă fiind evident atât la nivel multianual cât și în anul

2012, în special, an în care s-a înregistrat o lipsă acută a precipitațiilor începând cu luna iulie.

Sulful nu a atins niveluri care să producă o influență evidentă asupra arborilor, efectele

măsurilor de reducere a emisiilor acestui poluant în anii ’90, regăsindu-se în concentrațiile actuale

din precipitații (tabelul 4.19), cu excepția anului 2009 (tabelul 4.18), cand a apărut o corelație

pozitivă semnificativă între fluxul de sulf și defolierea medie.

Pentru a identifica efectul cumulat al diferiților factori de stres, în special poluanții atmosferici

(ozon, amoniac, dioxid de azot, fluxul de ion sulfat, fluxul total de azot), asupra defolierii medii și

creșterii medii lunare, s-a aplicat procedeul regresiei multiple. Datorită numărului mare de variabile

independente, în ambele cazuri, s-a aplicat metoda Analizei Componentelor Principale (ACP), astfel

valorile concentrațiilor factorilor de influență fiind grupate în două componente principale care

reprezintă sursele comune de poluare.

Tabelul 4.18

Influența diferiților factori de stress asupra procentului mediu de defoliere

Influence of different stress factors on mean defoliation percent

Anul Ozon AOT40 NH3 NO2 Fluxul

de N

Fluxul

de S

Precipit

ații

Raprotul C/N

în orizontul

organic

Raportul C/N

în orizontul

mineral

2009-2012 0.121 0.126 -0.326* 0.096 -0.181 -0.085 -0.205 0.091 0.336*

2009 0.254 0.111 -0.560 -0.192 0.608 0.918* 0.329 0.189 0.425

2010 0.297 0.344 0.254 -0.034 -0.364 0.485 0.387 0.346 0.464

2011 -0.141 -0.122 -0.093 -0.457 -0.969* -0.511 -0.235 -0.016 0.261

2012 0.022 0.026 0.018 -0.090 -0.147 0.339 0.600 -0.162 0.280

* Corelație semnificativă pentru α < 0.05

Tabelul 4.19

Influența diferiților factori de stres asupra creșterii medii lunare în suprafață de bază a arborilor

Influence of different stress factors on monthly mean tree basal area growth

Anul Ozon AOT40 NH3 NO2 Fluxul de N Fluxul de S Precipitații pH-ul

precipitațiilor

2010-2012 0.280* 0.167 0.102 -0.024 -0.184 -0.028 0.222* -0.184

2010 0.140 0.151 0.449* -0.134 0.177 0.095 0.232 -0.197

2011 0.503* 0.342* 0.257 -0.041 -0.384 0.008 0.194 -0.054

2012 0.309 0.286 0.179 0.119 -0.448* -0.116 0.358* -0.277

* Corelație semnificativă pentru α < 0.05

Analizând valorile lunare ale concentrațiilor poluanților atmosferici (O3, NO2, NH3, fluxul de

ion sulfat, fluxul de azot total), au fost identificate două componente principale, variabilele

grupându-se pe categorii de surse de poluare (Fig. 4.18, 4.19): PC1 – poluarea produsă de arderea

combustibililor fosili (O3 și NO2) și PC2 – poluarea produsă prin activități agricole, în special

pășunat și activități turistice, incendii etc. (NH3 și fluxul total de azot). O a treia sursă de poluare,

54

deși nesemnificativă (valoarea proprie a matricii coeficienților de corelație a variabilelor cu PC -

eigenvalue – fiind mai mică decât 1, conform criteriului Kaiser de selecare a componentelor

principale) (Fig. 4.18 a), a fost reprezentată de fluxul de ion sulfat. Acesta, provenind din o sursă

independentă diferită de cele două componente principale, îngreunează evidențierea efectului

celorlalte variabile asupra creșterii lunare a arborilor. Aceasta se explică prin faptul că varianța

comună rezultată în urma ACP este explicată în proporție de numai 52% (Fig. 4.18 b), valoarea

testului statistic privind fiabilitatea ACP (Cornbach’s α) având o valoare mai mică de 0,7. Prin

eliminarea valorilor fluxului de ion sulfat din ACP, varianța comună a variabilelor rămase și grupate

în jurul componentelor principale identificate este explicată în proporție de 76% (Fig. 4.19 b), ceea

ce conferă asigurare statistică într-o măsură destul de mare (Cornbach’s α = 0.73).

Fig. 4.18 Analiza Componentelor Principale a variabilelor independente “concentrațiile medii lunare de O3,

NH3, NO2”, “fluxul lunar de ion sulfat”, “fluxul lunar total de azot”: (a) Valorile eigenvalue ale

componentelorprincipaleși (b) distribuțiavariabilelor de-a lungulcomponentelorprincipale.

Principal Component Analysis of independent variables „mean O3, NH3, NO2 monthly concetrations”,

„monthly sulphur flux”, „monthly total nitrite flux”: a() Eigenvalues of principal components and (b)

variables’ distribution along principal components

Dacă la nivel lunar, în decursul sezonului de vegetație, nu s-a identificat o legătură între

sursele de amoniac și ionul sulfat, pentru întregul sezon de vegetație, nivelul de semnificație crește,

identificându-se o sursă de poluare acidă (PC 2 – NH3, fluxul total de azot, fluxul de ion sulfat) (Fig.

4.20). De asemenea, ca și în cazul valorilor lunare, a fost identificată o sursă de poluare datorată

arderii combustibililor fosili (PC 1 – O3, NO2) (Fig. 4.20 a). În total, varianța comună a variabilelor

este explicată în proporție de 78.4% (Fig. 4.20 b).

55

Fig. 4.19 Analiza Componentelor Principale a variabilelor independente “concentrațiile medii lunare de O3,

NH3, NO2”, “fluxul lunar total de azot”: (a) Valorile eigenvalue ale componentelorprincipaleși (b)

distribuțiavariabilelor de-a lungul componentelorprincipale. Principal Component Analysis of independent variables „mean O3, NH3, NO2 monthly concetrations”,

„monthly total nitrite flux”: a() Eigenvalues of principal components and (b) variables’ distribution along

principal components

Fig.4.20 Analiza Componentelor Principale a variabilelor independente “concentrația medie sezonală de

ozon, amoniac, NO2”, “AOT40”, “fluxul de ion sulfat”, “fluxul total de azot”: (a) Valorile eigenvalue ale

componentelorprincipaleși (b) distribuțiavariabilelor de-a lungul componentelorprincipale.

Principal Component Analysis of independent variables „mean O3, NH3, NO2 seasonal concetrations”,

„AOT40”,„sulphure flux”, „total nitrite flux”: (a) Eigenvalues of principal components and (b) variables’

distribution along principal components

În urma grupării variabilelor independente prin analiza componentelor principale (APC), a fost

reluată regresia multiplă. Astfel, în cazul defolierii medii, se observă o influență pozitivă a

poluanților rezultați din arderea combustibililor fosili (ozon și dioxid de azot) și o influență negativă

a poluanților acidificatori (amoniacul, fluxul total de azot și fluxul de ion sulfat), însă modelul nu

este asigurat din punct de vedere statistic. Varianța totală a defolierii medii explicată de model este

56

de 18,9% (tabelul 4.20). La nivel european (Klap et al., 2000), s-a observat faptul că o creșterea

procentului mediu de defoliere a coroanelor datorată poluanților rezultați din arderea combustibililor

fosili poate deveni semnificativă la valori ale AOT60 de peste 20 ppm h și la concentrații ale NO2 de

peste 5 µg m-2

, în special în cazul speciilor de foioase, concentrații mult peste cele înregistrate în

SCI-urile din rețeaua de cercetare de lungă durată din PN Retezat. Studii legate de influența

diferiților factori asupra defolierii coroanelor au arătat că cele mai importante influențe le au seceta

și vârsta arborilor, efectul poluanților atmosferici (în special O3 și NO2) nefiind bine evidențiat, dar

concentrându-se în special pe foioase (Nellemann și Frogner, 1994, Solberg și Tørseth, 1997).

În cazul creșterilor medii lunare în suprafață de bază, procentul variației acestora explicat de

modelul luat în considerare este mult mai mică decât în cazul defolierii medii (1.7%), ionul sulfat și

compușii amoniacali având o relativă influență negativă asupra acestora, iar ozonul și NO2 o

influență pozitivă, dar nesemnificativă în ambele cazuri (tabelul 4.20). În literatura de specialitate,

studiile legate de efectul ozonului asupra creșterii arborilor au evidențiat o legătură variată, de la o

influență negativă a acestuia (Momen et al., 2002), pozitivă (Yamayi et al., 2003) sau nici o

influență (Bortier et al., 2000). Într-o serie de studii legate de influența combinată a azotului și

ozonului asupra creșterii arborilor, Thomas et al. (2005, 2006) a observat o intensificare a efectelor

negative ale ozonului prin fertilizarea cu azot (peste 20 kg an-1

ha-1

). În cazul SCI-urilor din rețeaua

de cercetare de lungă durată amplasată în PN Retezat, cu toate că nivelul azotului din sol este ridicat,

fluxurile de azot total în teren liber nu au depășit nivelul de 20 kg an-1

ha-1

, nivel peste care azotul,

singur sau în combinație cu ozonul, poate produce reduceri ale creșterilor arborilor (Thomas et al.,

2005, 2006).

Tabelul 4.20

Coeficienții dreptei de regresie y = b0+b1x1+b2x2+…bnxn, raportul de corelație și raportul de determinație al

modelului

Regression coeficients of y = b0+b1x1+b2x2+…bnxn multiple regression, correlation ratio and R2

Variabila

dependentă Variabilele independente

Coeficienții dreptei

de regresie

Coeficienți

standardizați

Raportul de

corelație

Raportul de

determinație

Defolierea

medie

Constantă 18.609

0.434 0.189 PC 1 (O3, NO2) 0.933 0.343

PC 2 (NH3, Flux_S, Flux_N) -0.727 -0.267

Creșterea

medie lunară

în suprafață de

bază

Constantă 11.631

0.130 0.017 Flux_S -0.162 -0.020

PC 1 (O3, NO2) 0.826 0.128

PC 2 (NH3, Flux_N) -0.195 -0.130

Rezultatele aplicațiilor statistice privind influențele diferiților factori asupra stării de sănătate

și creșterii arborilor și arboretelor au demonstrat, încă o dată, faptul că, în Parcul Național Retezat,

poluanții atmosferici nu au atins niveluri critice, astfel încât să aibă un efect semnificativ asupra

57

ecosistemelor forestiere. Aceste rezultate evidențiază importanța regimului de protecție al zonei

cercetate, care a dus la o limitare a surselor de poluare locale, concentrațiile poluanților atmosferici

măsurate în PN Retezat datorându-se în principal poluării de fond. Astfel, Parcul Național Retezat

este considerat zona de cercetare din întregul lanț carpatic cu concentrații ale ozonului și a altor

agenți poluanți (NO2, NH3) cele mai reduse (Bytnerowicz et al., 2002, Bytnerowicz et al., 2005).

Monitorizarea continuă pe termen lung acestora rămâne însă de o deosebită importanță pentru

semnalizarea apariției efectelor negative ale factorilor de stres.

58

5. CONCLUZII

CONCLUSIONS

Abordarea complexă și interdisciplinară a cercetărilor, desfășuratecu ocazia elaborării tezei de

doctorat, a permis, pe baza rezultatelor obținute, fundamentarea unor concluzii care vin să confirme

și să dezvolte ipoteze și legități cunoscute, unele dintre ele conducând la evidențierea unor

contribuții cu caracter de originalitate la nivel național și internațional, deosebit de utile în

cunoașterea și explicarea efectelor acțiunii diferiților factori de stres asupra stării complexelor

ecosistemice în general și a ecosistemelor forestiere, în special.

În ceea ce privește structura arboretelor cercetate, analiza în raport cu mărimea suprafețelor de

cercetare și respectiv, a colectivităților de arbori din cadrul acestora, a dovedit că mărimea de 0.7 ha

a suprafețelor integrate, obținute prin includerea zonei tampon dintre suprafețele de probă

permanente (SPP) instalate odată cu amplasarea inițială a rețelei reprezintă din punct de vedere

metodologic o valoare minimă necesară pentru caracterizarea structurii arboretelor, cu ajutorul unor

funcții teoretice specifice cunoscute. Astfel, în majoritatea cazurilor, pentru ajustarea distribuțiilor

experimentale ale numărului de arbori în raport cu diametrul acestora, cele mai potrivite s-au

dovedit funcțiile Weibull 3P și Beta, care se caracterizează printr-un grad ridicat de apropiere față de

distribuțiile experimentale, acestea dovedindu-se deosebit de flexibile și cuprinzătoare în ceea ce

privește particularitățile distribuțiilor asimetrice, normale și exponențiale, în raport cu parametrii de

formă ai acestora. S-a dovedit, de asemenea, că majoritatea arboretelor cercetate au o structură

relativ echienă cu excepția făgetului din locația Gura Zlata, care prezintă o structură relativ plurienă

bine surprinsă și caracterizată, în special, de funcția de frecvență Weibull. Alura curbelor de

distribuție teoretice este specifică tipurilor de structuri identificate și este influențată de vârsta

acestora (prin prelungirea ramurii drepte – existența de arbori cu diametre mari și evident,

aplatizarea acestora ca urmare a unei amplitudini mari de variație a diametrelor în cazul distribuțiilor

asimetrice).

În ceea ce privește starea de sănătate a arborilor și arboretelor s-a constatat că prin adoptarea

unei forme și mărimi a suprafeței de supraveghere, de la suprafețele de cercetare existente (SC –

0.25 ha) la cele de cercetare integrată (SCI – 0.7 ha), la nivelul întregii rețele de cercetare,

diferențele sunt nesemnificative în ambele situații, numărul arborilor fiind reprezentativ în egală

măsură pentru scara la care se referă informațiile. Pentru întreaga perioadă de analiză (2000-2012) s-

a constatat o ușoară variație a stării de sănătate, dar nesemnificativă, pădurile fiind considerate

moderat afectate, procentul arborilor vătămați (clasele de defoliere 2-4) nedepășind valoarea de 20%

59

(valorile maxime au fost înregistrate în anii 2002 – 16.1% și 2012 – 15%). Față de perioada 2000-

2002, în perioada reluării cercetărilor (2009-2012) situația se prezintă asemănător, ceea ce conduce

la ipoteza potrivit căreia, din punct de vedere al condițiilor climatice, în special al regimului termic

și a cantității de precipitații, în contextul schimbărilor climatice și implicit al măririi sensibile a

sezonului de vegetație, nu sunt diferențe notabil semnificative. Rășinoasele s-au dovedit mai afectate

decât foioasele, reprezentate în majoritate de fag, atacurile de ipide din perioada 2010-2011 fiind

foarte bine surprinse, ca de altfel și încetarea acțiunii negative a acestora în anul 2012, constatându-

se o revigorare evidentă. Fagul s-a dovedit cel mai puțin afectat, aproape în toate cazurile fiind

prezent în arborete amestecate stabile sau în arborete pure. Starea de sănătate mai precară a

rășinoaselor poate fi dovedită și de creșterea procentului arborilor vătămați peste pragul altitudinal

de 1000 m, unde arboretele sunt reprezentate în principal de aceste specii, în condiții mai grele de

vegetație, climatice și edafice, în special la limita altitudinală.

Referitor la creșterea arborilor și arboretelor cercetate din Parcul Național Retezat s-a evidențiat

faptul că pentru principalele specii media creșterii anuale în volum variază de la un arboret la altul în

raport cu compoziția acestora (pure sau amestecate), clasa de producție și starea de sănătate a

arborilor componenți, care prezintă fluctuații de la un an la altul, fiind influențată în unele locații și

de condiții de vegetație limitative, în special pentru brad și fag, un rol important în acest sens

avându-l starea solurilor forestiere, care în timp, prin intensificarea procesului de acidificare, poate

avea influențe majore asupra creșterii și dinamicii stării de sănătate a arborilor și arboretelor. Pe

grupe de clase de defoliere, valorile medii anuale ale creșterii în volum pe an și pe ha stabilite ca

medii aritmetice în raport cu încadrarea în clase de defoliere a arborilor atât la începutul cât și la

sfârșitul perioadei de cercetare, sunt apropiate de cele înregistrate de colectivitățile de arbori care și-

au păstrat clasa de defoliere pe întreaga perioadă, confirmând și în cazul arboretelor cercetate din

PN Retezat, ipoteza potrivit căreia migrarea arborilor în diferite clase de defoliere în decursul

perioadei de cercetare poate fi eliminată prin stabilirea unei valori medii anuale a creșterilor în

volum determinate în raport cu încadrarea arborilor în clase de defoliere la începutul și respectiv, la

sfârșitul perioadei de cercetare, dovedindu-se din punct de vedere metodologic un aspect deosebit de

important, mai ales în situațiile în care deseori în grupa arborilor vătămați nu există arbori comuni.

Măsurătorile permanente ale creșterii circumferinței arborilor cu ajutorul benzilor dendrometrice

permanente au permis stabilirea cuantumului procentual de creștere în suprafață de bază pentru

diferite perioade (de înregistrare a creșterilor maxime și respectiv a creșterilor minime) din decursul

sezonului de vegetație, evidențiind o usoară prelungire a acestuia în regiunea montană, mai ales

pentru molid, proces caracteristic efectului schimbărilor climatice. Pierderile de creștere înregistrate,

60

ca urmare a procesului de vătămare a coroanelor arborilor sunt comparabile cu cele stabilite în alte

rețele de cercetare / monitorizare ecologică pe termen lung (situl ILTER Bucegi – Piatra Craiului,

nivelul II de monitorizare intensivă a ecosistemelor forestiere), rezultatele contribuind la

îmbunătățirea pe plan național și european a fundamentelor științifice dobândite până în prezent în

acest domeniu.

Referitor la biodiversitatea vegetației, componentele acesteia, la nivelul ecosistemelor forestiere

cercetate, sunt specifice tipului de arborete, condițiilor climatice și de vegetație, asociațiile vegetale

identificate fiind reprezentate prin bogăția floristică și distribuția straturilor de vegetație în

concordanță cu caracteristicile lor geomorfologice și ecologice. Utilizarea analizei statistice de tip

clustering aglomerativ și ordinativ a evidențiat în mod complex distribuția spațială a fitocenozelor la

nivel de ecosistem și gradul relativ scăzut de antropizare al acestora, excepție făcând două dintre

arboretele cercetate (Baleia Stână și Rotunda). Diversitatea structurală a stratului arborescent

caracterizată prin multitudinea de indici stabiliți în raport cu diferiți parametri dendrometrici ai

arborilor, explică gradul de neuniformitate al arboretelor, coeficientul Gini dovedindu-se a fi cel mai

bun estimator al structurii acestora în raport cu diametrul de bază, confirmând adevărul potrivit

căruia majoritatea arboretelor analizate au în raport cu acest coeficient o structură specifică

arboretelor relativ echiene, cu excepția arboretului din SCI Gura Zlata, a cărui structură s-a dovedit

ca fiind relativ plurienă.

În ceea ce privește calitatea aerului, caracterizată prin concentrațiile agenților poluanți evaluate în

cuprinsul Parcului Național Retezat, în special a ozonului, se poate afirma că valorile maxime ale

acestora se înregistrază la începutul și mijlocul sezonului de vegetație, cu efecte asupra stării de

sănătate a arborilor și creșterii acestora, absorbția de ozon la nivel stomatal fiind maximă, perioada

de expunere influențând astfel, semnificativ valorile concentrațiilor de ozon. Coeficienții de variație

ai acestor concentrații explică o relativă variație temporală, valoarea maximă înregistrată fiind de

34%. Dinamica concentrațiilor de ozon la nivelul întregii rețele de cercetare urmează o tendință de

creștere de la un sezon de vegetație la altul, mai mult sau mai puțin semnificativă, evidențiată,

pentru fiecare perioadă de expunere corespunzătoare și la nivelul tuturor suprafețelor de cercetare.

Nivelurile de poluare cu ozon calculate prin intermediul indicelui de acumulare al ozonului peste

pragul de 40 ppb (AOT40), prin modelarea valorilor orare ale concentrațiilor de ozon măsurate cu

ajutorul filtrelor pasive, se situează în 58% din cazuri deasupra pragurilor critice stabilite pentru

protecția vegetației forestiere la nivel european, fără să fie evidențiate efecte negative (fitotoxice)

asupra stării de sănătate și creșterii arborilor. Această legitate oferă o imagine generală asupra

tendinței de creștere a concentrației de ozon în regiunea cercetată și presupune o supraveghere atentă

61

în viitor, privind efectele vătămătoare negative asupra stării vegetației care vor fi obținute în timp

prin pierderi de creștere și determinarea stării de sănătate a arborilor și arboretelor în cazul expunerii

pe termen lung la niveluri peste cele critice. O cauză importanată a înregistrării valorilor maxime ale

concetrațiilor de amoniac o constituie factorul antropic prin intensificarea activităților agricole,

turistice și a pășunatului la sfârșitul primăverii și în perioada de vară, ceea ce confirmă unele

rezultate obținute pe plan internațional privind spațierea temporală a acestor valori maxime

înregistrate în timpul sezonului de vegetație. Valorile reduse ale concentrațiilor oxizilor de azot,

situate sub pragul de 1 μg m-3

, întăresc ipoteza potrivit căreia acesta sunt cauzate de poluarea

maselor de aer transfrontaliere încărcate cu dioxid de azot ale cărui concentrații sunt într-o ușoară

tendință de creștere, contrar tendinței de descreștere a concentrațiilor de amoniac. Frecvența ploilor

acide destul de ridicată și valoarea pH-ului depunerilor colectate sub coronamentul pădurii (mai

mare decât 5) a evidențiat acțiunea negativă ce poate fi exercitată de retenția ionilor acizi la nivelul

coroanelor arborilor cu efecte negative asupra activității auxologice și a stării de sănătate a arborilor.

Atât în cazul ionului sulfat, cât și în cazul azotului în diferite forme, spălarea ionilor reținuți la

nivelul coronamentului poate avea în timp efecte negative asupra stării solurilor forestiere ca urmare

a creșterii acidității acestora. Cu toate acestea, valorile fluxurilor de ion sulfat și de azot total pot fi

considerate comparabile cu cele înregistrate în Parcul Natural Bucegi, cât și în alte situri din țară și

la nivel european, depunerile de sulf fiind considerate reduse spre mijlocii, iar cele de azot, mijlocii.

In ceea ce privește acțiuneaexercitată depoluarea atmosferică și alți factori de stres asupra

stării ecosistemelor forestiere cercetate, rezultatele obținute prin analiză statistică au demonstrat

influențe ușoare, nesemnificative ale ozonului și azotului asupra stării de sănătate a arborilor,

exprimată prin procentul mediu al defolierii coroanelor, și slab semnificative, pozitive, asupra

creșterilor lunare în suprafață de bază din timpul sezonului de vegetație, mai puțin a fluxului total de

azot din depunerile umede, a cărui influență este nesemnificativă, dar ușor negativă datorită

caracterului acid al precipitațiilor. Totuși, s-a evidențiat un efect pozitiv semnificativ al cantităților

de precipitații asupra creșterilor, ca de altfel și acțiunea negativă a secetei manifestată în perioada de

cercetare, în principal începând cu luna iulie a fiecărui sezon de vegetație când au loc procese

auxologice de mare însemnătate. Efectul cumulat al factorilor de stres luați în considerare asupra

creșterilor medii lunare (concentrațiile de ozon, amoniac, dioxid de azot, fluxurile de ion sulfat și

azot total) a fost determinat prin evidențierea a două componente principale, ca surse de poluare

(arderea combusibililor fosili, și activități agricole, forestiere, incendii etc.) care explică 76% din

varianța medie a variabilelor luate în considerare. La nivelul sezonului de vegetație, varianța medie

a acestor variabile, explicată prin Analiza Componentelor Principale (APC) crește la 78%,

62

diferențiindu-se o nouă sursă de poluare acidă prin gruparea ionului sulfat alături de NH3 și de fluxul

de azot total. Așadar, se poate afirma faptul că poluanții atmosferici nu au atins niveluri critice, cu

efect semnificativ asupra stării de sănătate și creșterii arborilor și arboretelor cercetate, dar

monitorizarea în timp a dinamicii concentrațiilor acestora și a altor factori de stres cumulat cu cel al

schimbărilor climatice se impune cu necesitate, pentru a putea semnaliza intensitatea și nivelul de

acțiune al acestora asupra stării ecosistemelor din zona cercetată.

* *

*

Cercetările efectuate cu ocazia elaborării prezentei teze de doctorat nu reprezintă decât o etapă

scurtă, dar importantă, în sfera preocupărilor majore la nivel național, european și internațional de

cercetare / monitorizare pe termen lung a stării ecosistemelor forestiere și a capacității acestora de a

oferi bunuri și servicii pentru creșterea calității vieții oamenilor. Astfel de cercetări vor continua și

se vor dezvolta în concordanță cu politicile și strategiile prezente și viitoare de actualizare și de

dezvoltare a bazelor de date spațio-temporale și de valorificare integrală și integrată a acestora

pentru cunoașterea inter- și transdisciplinară a complexelor ecosistemice în ansamblul lor.

63

6. CONTRIBUȚII ORIGINALE

ORIGINAL CONTRIBUTIONS

Rezultatele obținute în urma activităților științifice specifice, desfășurate cu ocazia elaborării

tezei de doctorat, și concluziile desprinse în urma analizei și interpretării acestora au condus la

identificarea unor contribuții științifice cu caracter personal deosebit de valoroase din punct de

vedere al dezvoltării cunoașterii în domeniul cercetărilor ecologice pe termen lung în ecosisteme

forestiere reprezentative, aflate sub acțiunea poluării atmosferice și a altor factori de stres. Dintre

cele mai importante contribuții personale pot fi amintite:

Revitalizarea, începând cu anul 2009 a rețelei de cercetare de lungă durată din cuprinsul sitului

ILTER Retezat amplasată în anul 2000, prin dezvoltarea și continuarea cercetărilor cu ocazia

elaborării tezei de doctorat, reconfirmându-i acesteia caracterul de rețea destinată cercetării /

monitorizării ecologice pe termen lung, contribuind la dezvoltarea și actualizarea bazei de date de

cercetare / monitorizare ecologică pe termen lung la nivelul rețelei naționale RO-LTER, europene

LTER-Europe și internaționale ILTER.

Adaparea formei și mărimii suprafețelor de cercetare existente (de 0,25 ha) în cadrul rețelei la una

specifică, minim necesară analizei structurii arboretelor cercetate, de formă pătrată cu mărimea de

0.7 ha și care să permită continuitatea și comparabilitatea serilor de date obținute în timp, de la

înființarea rețelei cu cele obținute după adoptarea acesteia.

Analiza și caracterizarea în premieră pentru țara noastră a structurii unor arborete cuprinse în

rețelele de cercetare / monitorizare pe termen lung a stării ecosistemelor forestiere. În acest mod, s-

au adus contribuții la îmbunătățirea metodologiei de supraveghere și caracterizare a stării

ecosistemelor forestiere, dar și în ceea ce privește utilizarea și interpretarea modelelor statistice de

caracterizare a structurii arboretelor.

Caracterizarea dinamicii stării de sănătate a arborilor și arboretelor din Parcul Național Retezat în

perioada 2000-2012, evidențiind faptul că pădurile din această regiune sunt moderat afectate.

Dezvoltarea cunoștințelor în ceea ce privește determinarea creșterii arborilor și arboretelor din zona

cercetată și a pierderilor procentuale de creștere cauzate de ponderea arborilor vătămați și stabilirea

în premieră a cuantumului procentual de creștere în suprafață de bază pentru diferite perioade din

decursul sezonului de vegetație.

64

Identificarea asociațiilor vegetale și stabilirea valorilor indicilor specifici de caracterizare a

diversității structurale în raport cu diferite caracteristici dendrometrice ale arborilor în Parcul

Național Retezat.

Evidențierea momentelor de înregistrare a valorilor maxime a concentrației de ozon, respectiv la

începutul și mijlocul sezonului de vegetație, momente în care absorbția de ozon la nivel stomatal

este maximă, cu efecte potențialnegative asupra stării de sănătate și creșterii arborilor.

Surprinderea tendinței de creștere a concentrațiilor de ozon de la un sezon de vegetație la altul

pentru zona cercetată, dar care se situează sub nivelurile critice cu efect fitotoxic asupra arborilor.

Modelarea, pentru prima dată în țara noastră, a concentrațiilor orare de ozon pe baza valorilor lunare

măsurate cu ajutorul filtrelor pasive, făcând posibilă punerea în evidență în anumite locații din

Parcul Național Retezat a depășirii pragurilor critice adoptate la nivel european pentru protecția

vegetației forestiere.

Stabilirea nivelurilor de poluare cu ozon și alți agenți fitotoxici (dioxid de azot, amoniac)

comparativ cu alte regiuni din Carpații românești și din alte zone din Lanțul Carpatic și Europa.

Fundamentarea statistică, la nivelul Parcului Național Retezat a provenienței diferiților poluanți din

surse comune de poluare, cum ar fi arderea combustibililor fosili pentru ozon și dioxid de azot și

activitățile agricole, forestiere, incendii etc. pentru ionii de sulf și azot (în special amoniacal).

65

BIBLIOGRAFIE

REFERENCES

*** (2004). Manual on methodologies and criteria for modelling and Mapping Critical Loads and

Levels and Air Pollution Effects, Risks and Trends. Berlin, Federal Environmental Agency.

Alonso, R., Bytnerowicz, A. și Boarman, W. I. (2005). Atmospheric dry deposition in the vicinity of

the Salton Sea, California—I: Air pollution and deposition in a desert environment.

Atmospheric Environment 39(26): 4671-4679.

Alonso, R., Bytnerowicz, A., Yee, J. L. și Boarman, W. I. (2005). Atmospheric dry deposition in the

vicinity of the Salton Sea, California—II: Measurement and effects of an enhanced

evaporation system. Atmospheric Environment 39(26): 4681-4689.

Arrouays, D., Bellamy, P. H. și Paustian, K. (2009). Soil inventory and monitoring. Current issues

and gaps. European Journal of Soil Science 60(5): 721-722.

Babu, G. J. și Rao, C. R. (2004). Goodness-of-fit tests when parameters are estimated. Sankhya: The

Indian Journal of Statistics 66(1): 63-74.

Badea, O. (1998). Fundamente dendrometrice si auxologice pentru monitoringul forestier. Suceava,

“Stefan cel Mare” University.

Badea, O. (2008). Manual privind metodologia de supraveghere pe termen lung a stării

ecosistemelor forestiere aflate sub acțiunea poluării atmosferice și modificărilor climatice.

Bucharest, Editura Silvică.

Badea, O. (2013). Cercetări ecologice pe termen lung în ecosisteme forestiere reprezentative din

Parcul Natural Bucegi. Bucharest, Editura Silvică.

Badea, O., Bytnerowicz, A., Silaghi, D., Neagu, S., Barbu, I., Iacoban, C., Iacob, C., Guiman, G.,

Preda, E., Seceleanu, I., Oneata, M., Dumitru, I., Huber, V., Iuncu, H., Dinca, L., Leca, S. și

Taut, I. (2012). Status of the Southern Carpathian forests in the long-term ecological research

network. Environmental Monitoring and Assessment 184(12): 7491-7515.

Badea, O. și Neagu, S. (2013). Creșterea arborilor și arboretelor. Cercetări ecologice pe termen

lung în ecosisteme forestiere reprezentative dein Parcul Natural Bucegi. Badea, O. Bucharest,

Ed. Silvică: 61-72.

Badea, O., Neagu, S., Bytnerowicz, A., Silaghi, D., Barbu, I., Iacoban, C., Popescu, F., Andrei, M.,

Preda, E. și Iacob, C. (2011). Long-term monitoring of air pollution effects on selected forest

ecosystems in the Bucegi-Piatra Craiului and Retezat Mountains, southern Carpathians

(Romania). iForest-Biogeosciences and Forestry 4(1): 49.

Badea, O., Neagu, S., Dumitru, M., Nitu, D., Iacob, C. și Iuncu, H. (2008). Proiectarea si

amplasarea in teren a retelei de cercetare de lunga durata (RCLD). Manual privind

metodologia de supraveghere pe termen lung a stării ecosistemelor forestiere aflate sub

acțiunea poluării atmosferice și modificărilor climatice. Badea, O. Bucharest, Editura Silvica:

13-18.

Badea, O. și Silaghi, D. (2011). Evaluarea concentraţiilor agenţilor poluanţi (O3, SO2, NO, NOx şi

NH3) , a parametrilor climatici, şi a depunerilor poluante, inclusiv a stării de sănătate a

arborilor şi a biodiversităţii din cuprinsul suprafeţelor de probă permanente amplasate în

Parcul Naţional Retezat. Integrarea rezultatelor multianuale şi elaborarea referatului ştiinţific

final. Bucharest, Manuscris ICAS.

Badea, O., Vădineanu, A. și Andrei, M. (2008). Evaluarea biodiversității vegetației ecosistemelor

forestiere din cuprinsul suprafețelor de cercetare de lungă durată (SCDL). Manual privind

metodologia de supraveghere pe termen lung a stării ecosistemelor forestiere aflate sub

acțiunea poluării atmosferice și modificărilor climatice. Badea, O. Bucharest, Ed. Silvică: 67-

74.

66

Barbu, I. și Iacoban, C. (2008). Determinarea cantitativă și calitativă a fluxurilor de ioni poluanți

(depuneri atmosferice) în ecosistemele forestiere. Manual privind metodologia de

supraveghere pe termen lung a stării ecosistemelor forestiere aflate sub acțiunea poluării

atmosferice și modificărilor climatice. Badea, O. Bucharest, Editura Silvică: 55-62.

Berger, W. H. și Parker, F. L. (1970). Diversity of planktonic foraminifera in deep-sea sediments.

Science 168(3937): 1345-1347.

Bortier, K., De Temmerman, L. și Ceulemans, R. (2000). Effects of ozone exposure in open-top

chambers on poplar (Populus nigra) and beech (Fagus sylvatica): a comparison.

Environmental Pollution 109(3): 509-516.

Briner, S., Elkin, C. și Huber, R. (2013). Evaluating the relative impact of climate and economic

changes on forest and agricultural ecosystem services in mountain regions. Journal of

Environmental Management 129(0): 414-422.

Bytnerowicz, A., Badea, O., Barbu, I., Fleischer, P., Frączek, W., Gancz, V., Godzik, B.,

Grodzińska, K., Grodzki, W., Karnosky, D., Koren, M., Krywult, M., Krzan, Z., Longauer, R.,

Mankovska, B., Manning, W. J., McManus, M., Musselman, R. C., Novotny, J., Popescu, F.,

Postelnicu, D., Prus-Głowacki, W., Skawiński, P., Skiba, S., Szaro, R., Tamas, S. și Vasile, C.

(2003). New international long-term ecological research on air pollution effects on the

Carpathian Mountain forests, Central Europe. Environment International 29(2–3): 367-376.

Bytnerowicz, A., Badea, O., Musselman, R. și Neagu, S. (2008). Evaluarea concentrațiilor de ozon

(O3) și a altor agenți fitotoxici (NH3, NO2 și SO2). Manual privind metodologia de

supraveghere pe termen lung a stării ecosistemelor forestiere aflate sub acțiunea poluării

atmosferice și modificărilor climatice. Badea, O. Bucharest, Editura Silvică: 75-81.

Bytnerowicz, A., Badea, O., Popescu, F., Musselman, R., Tanase, M., Barbu, I., Frączek, W.,

Gembasu, N., Surdu, A., Danescu, F., Postelnicu, D., Cenusa, R. și Vasile, C. (2005). Air

pollution, precipitation chemistry and forest health in the Retezat Mountains, Southern

Carpathians, Romania. Environmental Pollution 137(3): 546-567.

Bytnerowicz, A., Godzik, B., Frączek, W., Grodzińska, K., Krywult, M., Badea, O., Barančok, P.,

Blum, O., Černy, M., Godzik, S., Mankovska, B., Manning, W., Moravčik, P., Musselman, R.,

Oszlanyi, J., Postelnicu, D., Szdźuj, J., Varšavova, M. și Zota, M. (2002). Distribution of

ozone and other air pollutants in forests of the Carpathian Mountains in central Europe.

Environmental Pollution 116(1): 3-25.

Clifford, H. T. și Stephenson, W. (1975). An Introduction to Numerical Classification. San Diego,

Academic Press.

Cyrys, J., Eeftens, M., Heinrich, J., Ampe, C., Armengaud, A., Beelen, R., Bellander, T.,

Beregszaszi, T., Birk, M., Cesaroni, G., Cirach, M., de Hoogh, K., De Nazelle, A., de Vocht,

F., Declercq, C., Dėdelė, A., Dimakopoulou, K., Eriksen, K., Galassi, C., Grąulevičienė, R.,

Grivas, G., Gruzieva, O., Gustafsson, A. H., Hoffmann, B., Iakovides, M., Ineichen, A.,

Krämer, U., Lanki, T., Lozano, P., Madsen, C., Meliefste, K., Modig, L., Mölter, A., Mosler,

G., Nieuwenhuijsen, M., Nonnemacher, M., Oldenwening, M., Peters, A., Pontet, S., Probst-

Hensch, N., Quass, U., Raaschou-Nielsen, O., Ranzi, A., Sugiri, D., Stephanou, E. G.,

Taimisto, P., Tsai, M.-Y., Vaskövi, É., Villani, S., Wang, M., Brunekreef, B. și Hoek, G.

(2012). Variation of NO2 and NOx concentrations between and within 36 European study

areas: Results from the ESCAPE study. Atmospheric Environment 62(0): 374-390.

Doniță, N., Chiriță, C. și Stănescu, V. (1990). Tipuri de ecosisteme forestiere din România.

Bucharest, I.C.A.S., seria a II-a. Centrul de material didactic şi propagandă agricolă.

Doniță, N., Popescu, A., Paucă-Comănescu, M., Mihăilescu, S. și Biriș, I. A. (2005). Habitatele din

România. Bucharest, Editura Tehnică Silvică.

Duduman, G. (2011). A forest management planning tool to create highly diverse uneven-aged

stands. Forestry 84(3): 301-314.

67

Eichhorn, J., Roskams, P., Ferretti, M., Mues, V., Szepesi, A. și Durrant, D. (2010). Visual

Assessment of Crown Condition and Damaging Agents. Hamburg, UNECE ICP-Forests

Programme Co-ordinating Centre.

García-Nieto, A. P., García-Llorente, M., Iniesta-Arandia, I. și Martín-López, B. (2013). Mapping

forest ecosystem services: From providing units to beneficiaries. Ecosystem Services 4(0):

126-138.

Gemabașu, N. și Dănescu, F. (2008). Analiza și supravegherea calității solurilor forestiere în cadrul

suprafețelor de cercetare de lungă durată. Manual privind metodologia de supraveghere pe

termen lung a stării ecosistemelor forestiere aflate sub acțiunea poluării atmosferice și

modificărilor climatice. Badea, O. Bucharest, Editura Silvică: 41-45.

Gerosa, G., Finco, A., Mereu, S., Vitale, M., Manes, F. și Denti, A. B. (2009). Comparison of

seasonal variations of ozone exposure and fluxes in a Mediterranean Holm oak forest between

the exceptionally dry 2003 and the following year. Environmental Pollution 157(5): 1737-

1744.

Gilbert, R. O. (1987). Statistical Methods for Environmental Pollution Monitoring. Hoboken, N.J.,

John Wiley & Sons.

Gini, C. (1912). Variabilità e mutabilità. Bologna, C. Cuppini.

Giurgiu, V. (1972). Metode ale statisticii matematice aplicate în silvicultură. București, Editura

Ceres.

Giurgiu, V. (1979). Forest dendrometry and auxology. Bucharest, Ceres.

Giurgiu, V., Decei, I. și Drăghiciu, D. (2004). Metode și tabele dendrometrice. Bucharest, Ed.

Ceres.

Goetz, R. U., Hritonenko, N., Mur, R., Xabadia, À. și Yatsenko, Y. (2013). Forest management for

timber and carbon sequestration in the presence of climate change: The case of Pinus

Sylvestris. Ecological Economics 88(0): 86-96.

Hollander, M. și Wolfe, D. A. (1999). Nonparametric Statistical Methods. New York, John Wiley &

Sons.

Jandl, R., Smidt, S., Mutsch, F., #xfc, rst, A., Zechmeister, H., Bauer, H., Dirnb, #xf6 și ck, T.

(2012). Acidification and Nitrogen Eutrophication of Austrian Forest Soils. Applied and

Environmental Soil Science 2012: 9.

Jolliffe, I. T. (2002). Principal Component Analysis, Springer New York.

Kirk, G. J. D., Bellamy, P. H. și Lark, R. M. (2010). Changes in soil pH across England and Wales

in response to decreased acid deposition. Global Change Biology 16(11): 3111-3119.

Klap, J., Oude Voshaar, J., De Vries, W. și Erisman, J. (2000). Effects of Environmental Stress on

Forest Crown Condition in Europe. Part IV: Statistical Analysis of Relationships. Water, Air,

and Soil Pollution 119(1-4): 387-420.

Lexerød, N. L. și Eid, T. (2006). An evaluation of different diameter diversity indices based on

criteria related to forest management planning. Forest Ecology and Management 222(1–3):

17-28.

Loibl, W. și Smidt, S. (1996). Ozone exposure. Environmental Science and Pollution Research 3(4):

213-217.

Loibl, W., Winiwarter, W., Kopsca, A., Zufger, J. și Baumann, R. (1994). Estimating the spatial

distribution of ozone concentrations in complex terrain. Atmospheric Environment 28(16):

2557-2566.

Lorenz, M. și Becher, G. (2012). Forest Condition in Europe, 2012 Technical Report of ICP Forests.

Hamburg, Thünen Institute for World Forestry 167.

Małek, S. și Astel, A. (2008). Throughfall chemistry in a spruce chronosequence in southern

Poland. Environmental Pollution 155(3): 517-527.

68

McIntosh, R. P. (1967). An Index of Diversity and the Relation of Certain Concepts to Diversity.

Ecology 48(3): 392-404.

Momen, B., Anderson, P. D., Houpis, J. L. J. și Helms, J. A. (2002). Growth of ponderosa pine

seedlings as affected by air pollution. Atmospheric Environment 36(11): 1875-1882.

Müller-Edzards, C., De Vries, W. și Erisman, J. W. (1997). Ten Years of Monitoring Forest

Condition in Europe. Studies on Temporal Development, Spatial Distribution and Impacts of

Natural and Anthropogenic Stress Factors. Brussels Geneva.

Neagu, S. și Badea, O. (2008). Evaluarea si supravegherea starii de sanatate a arborilor in cadrul

suprafetelor de cercetare de lunga durata. Manual privind metodologia de supraveghere pe

termen lung a stării ecosistemelor forestiere aflate sub acțiunea poluării atmosferice și

modificărilor climatice. Badea, O. Bucharest, Editura Silvica: 35-39.

Nellemann, C. și Frogner, T. (1994). Spatial Patterns of Spruce Defoliation: Relation to Acid

Deposition, Critical Loads, and Natural Growth Conditions in Norway. Ambio 23(4/5): 255-

259.

Ojea, E., Martin-Ortega, J. și Chiabai, A. (2012). Defining and classifying ecosystem services for

economic valuation: the case of forest water services. Environmental Science & Policy 19–

20(0): 1-15.

Pajot, G. (2011). Rewarding carbon sequestration in South-Western French forests: A costly

operation? Journal of Forest Economics 17(4): 363-377.

Paoletti, E. și Cudlin, P. (2012). Ozone, climate change and forests. Environmental Pollution

169(0): 249.

Paschovschi, S. și Leandru, V. (1958). Tipuri de pădure din Republica Populară Română.

Bucharest, Editura Agro-Silvică.

Popescu, F. și Badea, O. (2013). Inventarierea, evaluarea și analiza parametrilor de caracterizare a

stării ecosistemelor forestiere. Cercetări ecologice pe termen lung în ecosisteme forestiere

reprezentative din Parcul Natural Bucegi. Badea, O. Bucharest, Ed. Silvică: 40-56.

Reynolds, M. R., Burk, T. E. și Huang, W.-C. (1988). Goodness-of-Fit Tests and Model Selection

Procedures for Diameter Distribution Models. Forest Science 34(2): 373-399.

Roibu, C. C., Tomescu, C., Savin, A. și Miron-Onciul, M. (2008). Analysis of biodiversity regarding

structural and phytocoeological aspect in "Old Growth Beech Forest of Homosu" Reservation.

Proceedings of the Romanian Academy, Series B 1-2: 109-116.

Sanda, V., Popescu, A. și Stancu, D. I. (2001). Structura cenotică şi caracterizarea ecologică a

fitocenozelor din România. Pitești, Editura Conphis.

Sanz, M. J., Calatayud, V. și Sánchez-Peña, G. (2007). Measures of ozone concentrations using

passive sampling in forests of South Western Europe. Environmental Pollution 145(3): 620-

628.

Sarwar, G., Corsi, R. L., Kinney, K. A., Banks, J. A., Torres, V. M. și Schmidt, C. (2005).

Measurements of ammonia emissions from oak and pine forests and development of a non-

industrial ammonia emissions inventory in texas. Atmospheric Environment 39(37): 7137-

7153.

Shannon, C. (1948). A mathematical theory of communication. Bell System Technology Journal 27:

349-423.

Sicard, P., De Marco, A., Troussier, F., Renou, C., Vas, N. și Paoletti, E. (2013). Decrease in

surface ozone concentrations at Mediterranean remote sites and increase in the cities.

Atmospheric Environment 79(0): 705-715.

Silaghi, D. și Badea, O. (2012). Monitoring of ozone in selected forest ecosystems in Southern

Carpathian and Romanian Intensive Monitoring Network (level II). Journal of Environmental

Monitoring 14(6): 1710-1717.

Simpson, E. H. (1949). Measurement of Diversity. Nature 163: 688.

69

Solberg, S. și Tørseth, K. (1997). Crown condition of Norway spruce in relation to sulphur and

nitrogen deposition and soil properties in southeast Norway. Environmental Pollution 96(1):

19-27.

Târziu, D. (2006). Pedologie și stațiuni forestiere. Brasov, Editura Silvodel.

Thomas, V. F. D., Braun, S. și Flückiger, W. (2005). Effects of simultaneous ozone exposure and

nitrogen loads on carbohydrate concentrations, biomass, and growth of young spruce trees

(Picea abies). Environmental Pollution 137(3): 507-516.

Thomas, V. F. D., Braun, S. și Flückiger, W. (2006). Effects of simultaneous ozone exposure and

nitrogen loads on carbohydrate concentrations, biomass, growth, and nutrient concentrations

of young beech trees (Fagus sylvatica). Environmental Pollution 143(2): 341-354.

Ulrich, B. (1983). Effects of accumulation of air pollutants in forest ecosystems. Reidel Publ. Comp:

127-146.

UN/ECE (2004). Manual on methods and criteria for harmonized sampling, assessment, monitoring

and analysis of the effects of air pollution on forests. Hamburg, UN/ECE, ICP Forests.

Vadineanu, A., Dutca, S., Adamescu, M. și Cazacu, C. (2005). The state of the art for LTER

activities in Europe, ALTER-Net I3 Report, FP 6.

Valbuena, R., Packalén, P., Martı´n-Fernández, S. și Maltamo, M. (2012). Diversity and equitability

ordering profiles applied to study forest structure. Forest Ecology and Management 276(0):

185-195.

van der Heijden, G., Legout, A., Pollier, B., Bréchet, C., Ranger, J. și Dambrine, E. (2013). Tracing

and modeling preferential flow in a forest soil — Potential impact on nutrient leaching.

Geoderma 195–196(0): 12-22.

van Pul, A., Jaarsveld, H. V., Meulen, T. v. d. și Velders, G. (2004). Ammonia concentrations in the

Netherlands: spatially detailed measurements and model calculations. Atmospheric

Environment 38(24): 4045-4055.

Vitale, M., Gerosa, G., Ballarin-Denti, A. și Manes, F. (2005). Ozone uptake by an evergreen

mediterranean forest (Quercus ilex L.) in Italy—Part II: flux modelling. Upscaling leaf to

canopy ozone uptake by a process-based model. Atmospheric Environment 39(18): 3267-

3278.

Zbieranowski, A. L. și Aherne, J. (2012). Ambient concentrations of atmospheric ammonia, nitrogen

dioxide and nitric acid across a rural–urban–agricultural transect in southern Ontario,

Canada. Atmospheric Environment 62(0): 481-491.

Zbieranowski, A. L. și Aherne, J. (2012). Spatial and temporal concentration of ambient

atmospheric ammonia in southern Ontario, Canada. Atmospheric Environment 62(0): 441-

450.

Rezumat

Teza de doctorat se înscrie în sfera cercetărilor inter- și transdisciplinare de cunoaștere și

investigare a efectelor diferiților factori de stres asupra structurii, funcționalității și biodiversității

sistemelor ecologice complexe.

Scopul cercetărilor a constat în dezvoltarea cunoașterii privind impactul poluării atmosferice

și a altor factori de stres asupra pădurilor din Lanțul Carpatic, prin continuarea și perfecționarea sub

aspect metodologic a cercetărilor ecologice pe termen lung desfășurate în ecosistemele forestiere

din Parcul Național Retezat.

Obiectivul general al cercetărilor a fost caracterizarea stării ecosistemelor forestiere din

Parcul Naţional Retezat sub aspect dendrometric şi auxologic, în strânsă corelaţie cu efectele

poluării atmosferice şi a altor factori de stres (schimbări climatice, factori biotici, abiotici, etc.).

Teza este structurată în 6 capitole: 1. Stadiul actual al cunoștințelor (6 p), 2. Scopul și

obiectivele cercetărilor (1 p), 3. Materialul și metoda de cercetare (19 p), 4. Rezultate obținute (73

p), 5. Concluzii (6 p) și 6. Contribuții personale (2 p).

În primul capitol, "Stadiul cunoștințelor", a fost prezentată evoluția cercetărilor ecologice pe

termen lung asupra ecosistemelor forestiere aflate sub acțiunea poluării atmosferice și a altor factori

de stres la nivel național și internațional.

Cercetările au fost localizate în situl LTER amplasat în Parcul Național Retezat, într-o rețea de

10 suprafețe de cercetare amplasată încă din anul 2000, nesistematică dar reprezentativă pentru

întreaga suprafaţă a parcului din punct de vedere al diversităţii ecosistemelor forestiere din cuprinsul

acestuia. Metodologia de cercetare aplicată a fost una specifică cercetărilor ecologice pe termen

lung, efectuându-se măsurători și observații în teren, analize chimice ale probelor recoltate din teren

și aplicându-se diferite metode de analiză statistic-matematică.

Rezultatele cercetărilor au fost structurate în subcapitole, urmărind obiectivele specifice ale

tezei. Astfel, analiza structurii arboretelor în raport cu numărul de arbori pe categorii de diametre s-a

realizat atât la nivelul suprafețelor de cercetare existente (SC – 0.25 ha), cât și la nivelul suprafețelor

de cercetare integrate (SCI – 0.7 ha) adoptate în cadrul cercetărilor, cu ajutorul funcțiilor teoretice de

frecvență Weibull, Beta, Normală și Exponențială, testarea diferențelor dintre distribuțiile

experimentale și cele teoretice efectuându-se cu ajutorul testelor statistice Kolmogorov-Smirnov,

Anderson-Darling și χ2. Cea mai potrivită funcție de frecvență teoretică pentru ajustarea

distribuțiilor experimentale s-a dovedit funcția Weibull, datorită flexibilității sale data de

coeficientul de formă α. Determinarea preciziei de ajustare a distribuțiilor experimentale ale

numărului de arbori pe categorii de diametre la nivelul SC și SCI, au fost calculate două tipuri de

erori de ajustare: indicele de ajustare și eroarea medie pătratică, în ambele cazuri aceste erori fiind în

medie de două ori mai mici în cazul SCI-urilor față de SC-uri.

Starea de sănătate a arborilor și arboretelor a fost analizată în dinamică pentru perioada 2000-

2012, observându-se faptul că aceasta s-a menţinut aproximativ la același nivel de intensitate,

pădurile fiind clasificate ca moderat vătămate, valorile procentului arborilor vătămați (clasele de

defoliere 2-4) fiind situat între 11% și 20%.

Prin determinarea creșterii arborilor și arboretelor (metoda inventarierilor succesive), s-a

evidențiat faptul că, la nivelul întregii reţele de cercetare de lungă durată, pierderile de creştere au

valori per total specie principală de 16.2 % la molid, 15.5 % la brad și fag. De asemenea,

monitorizarea permanentă a creșterii circumferinței arborilor, cu ajutorul benzilor dendrometrice

permanente, a evidențiat prelungirea sezonului de vegetație la atitudini mari în cazul molidului.

Analiza asupra biodiversității vegetației a dus la identificarea asociaţiilor vegetale din

cuprinsul reţelei de cercetare existentă în Parcul Naţional Retezat şi stabilirea indicilor specifici de

caracterizare a diversităţii structurale în raport cu diferite caracteristici dendrometrice.

Evaluarea calității aerului, pe baza concentrațiilor de agenți poluanți cu acțiune fitotoxică

(ozon, amoniac, oxizi de azot), a condus la evidențierea momentelor de înregistrare a concentrațiilor

maxime și minime ale agenților poluanți, cât și a tendințelor de creștere (ozon, dioxid de azot) sau

descreștere (amoniac) a acestora. În cazul ozonului, a fost modelat profilul orar al concentrațiilor

acestui poluant pe baza concentrațiilor medii lunare determinate prin analiza filtrelor pasive expuse,

și a fost calculat indicele de acumulare al ozonului peste pragul de 40 ppb (AOT40), evidențiindu-se

depășiri ale pragului critic pentru protecția pădurilor, stabilit la nivel european, în peste 50% din

cazuri.

În urma analizei influenței poluării atmosferice şi a altor factori de stres asupra stării

ecosistemelor forestiere, au fost evidențiate influențe uşoare dar nesemnificative ale ozonului şi

azotului asupra stării de sănătate a arborilor şi un efect pozitiv semnificativ al precipitaţiilor asupra

creşterilor. De asemenea, a fost surprins efectul negativ al secetei manifestate în fiecare an al

perioadei de cercetare începând cu luna iulie.

In capitolul al cincilea au fost prezentate concluziile rezultate în urma cercetărilor multi- și

transdisciplinare, desfășurate cu ocazia elaborării tezei de doctorat în situl de cercetare ecologică pe

termen lung Parcul Național Retezat, pentru fiecare aspect de cercetare în parte.

Rezultatele obținute în urma activităților științifice specifice, desfășurate cu ocazia elaborării

tezei de doctorat, și concluziile desprinse în urma analizei și interpretării acestora au condus la

identificarea unor contribuții științifice cu caracter personal, din care pot fi amintite:

Revitalizarea, începând cu anul 2009 a rețelei de cercetare de lungă durată din cuprinsul sitului

ILTER Retezat amplasată în anul 2000, prin dezvoltarea și continuarea cercetărilor cu ocazia

elaborării tezei de doctorat, reconfirmându-i acesteia caracterul de rețea destinată cercetării /

monitorizării ecologice pe termen lung, contribuind la dezvoltarea și actualizarea bazei de date

de cercetare / monitorizare ecologică pe termen lung la nivelul rețelei naționale RO-LTER,

europene LTER-Europe și internaționale ILTER.

Adaparea formei și mărimii suprafețelor de cercetare existente (de 0,25 ha) în cadrul rețelei la

una specifică necesară analizei structurii arboretelor cercetate, de formă pătrată cu mărimea de

0.7 ha și care să permită continuitatea și comparabilitatea serilor de date obținute în timp, de la

înființarea rețelei cu cele obținute după adoptarea acesteia.

Analiza și caracterizarea în premieră pentru țara noastră a structurii unor arborete cuprinse în

rețelele de cercetare / monitorizare pe termen lung a stării ecosistemelor forestiere. În acest

mod, s-au adus contribuții la îmbunătățirea metodologiei de supraveghere și caracterizare a

stării ecosistemelor forestiere, dar și în ceea ce privește utilizarea și interpretarea modelelor

statistice de caracterizare a structurii arboretelor.

Caracterizarea dinamicii stării de sănătate a arborilor și arboretelor din Parcul Național Retezat

în perioada 2000-2012, evidențiind faptul că pădurile din această regiune sunt moderat afectate.

Dezvoltarea cunoștințelor în ceea ce privește determinarea creșterii arborilor și arboretelor din

zona cercetată și a pierderilor procentuale de creștere cauzate de ponderea arborilor vătămați și

stabilirea în premieră a cuantumului procentual de creștere în suprafață de bază pentru diferite

perioade din decursul sezonului de vegetație.

Identificarea asociațiilor vegetale și stabilirea valorilor indicilor specifici de caracterizare a

diversității structurale în raport cu diferite caracteristici dendrometrice ale arborilor în Parcul

Național Retezat.

Evidențierea momentelor de înregistrare a valorilor maxime a concentrației de ozon, respectiv la

începutul și mijlocul sezonului de vegetație, momente în care absorbția de ozon la nivel

stomatal este maximă, cu efecte potențial negative asupra stării de sănătate și creșterii arborilor.

Surprinderea tendinței de creștere a concentrațiilor de ozon de la un sezon de vegetație la altul

pentru zona cercetată, dar care se situează sub nivelurile critice cu efect fitotoxic asupra

arborilor.

Modelarea, pentru prima dată în țara noastră, a concentrațiilor orare de ozon pe baza valorilor

lunare măsurate cu ajutorul filtrelor pasive, făcând posibilă punerea în evidență în anumite

locații din Parcul Național Retezat a depășirii proagurilor critice pentru protecția vegetației

forestiere adoptate la nivel european.

Stabilirea nivelurilor de poluare cu ozon și alți agenți fitotoxici (dioxid de azot, amoniac)

comparativ cu alte regiuni din Carpații Românești și din alte zone din Lanțul Carpatic și

Europa.

Fundamentarea statistică, la nivelul Parcului Național Retezat a provenienței diferiților poluanți

din surse comune de poluare, cum ar fi arderea combustibililor fosili pentru ozon și dioxid de

azot și activitățile agricole, forestiere, incendii etc. pentru ionii de sulf și azot (în special

amoniacal).

Summary

The PhD thesis is part of the inter- and transdisciplinary research area of knowledge and

investigation of the effects of various stressors on the structure, function and biodiversity of

complex ecological systems.

The research goal was to develop the knowledge on the impact of air pollution and other

stress factors on the Carpathian forests, by continuing and improving methodologically the long-

term ecological research conducted in forest ecosystems in Retezat National Park.

The overall objective of the research was to characterize the forest ecosystems status in

Retezat National Park under dendrometric and auxological aspect in close relation with the effects

of air pollution and other stress factors (climate change, biotic factors, abiotic, etc.).

The paper is structured in seven chapters: 1. The state of the art (6 p), 2. The research goal and

objectives (1 p), 3. Research material and method (19 p), 4. Results (73 p), 5. Conclusions (6 p) and

6. Original contributions (2 p).

In the first chapter, "The state of the art", the evolution of long-term ecological research on

forest ecosystems under the action of atmospheric pollution and other stress factors was presented,

both at national and international level.

The research was located in the Retezat National Park LTER site, in a network of 10 research

plots emplaced since 2000, unsystematic, but representative for the entire area in terms of forest

ecosystems diversity. The specific long-term ecological research methodology was applied,

performing measurements and field observations, chemical analysis of the samples collected in the

field and applying various methods of statistical and mathematical analysis.

The results were structured into subchapters, following the specific objectives of the thesis.

The stands structure analysis in relation with the number of trees per diameter classes was carried

out in the existing research plots (SC - 0.25 ha ) and in the integrated research plots ( SCI - 0.7 ha)

adopted in the thesis , using the theoretical frequency functions Weibull, Beta, Normal and

exponential, the goodness-of fit tests used being Kolmogorov-Smirnov, Anderson-Darling and χ2 .

Weibull function showed the best fit due to its flexibility given by the shape coefficient α. The

fitting accuracy of the trees diameter distributions for SC and SCI determined using two types of

fitting errors: the Reynolds fitting error and the mean root square error, in both cases these errors

being, on average, two times lower for SCIs than for SCs.

The dynamics of forest health status was analyzed for the period 2000-2012, the damage

intensity maintaining roughly at the same level, forests being classified as moderately affected, the

percentage of damaged trees (defoliation classes 2 - 4) having values between 11% and 20%.

Trees and stands growth (calculated using successive inventories method) has shown that

growth losses across the entire long-term research network have values of 16.2% for spruce, and

15.5% for fir and beech. Also, continuous monitoring of tree circumference increment, using

permanent dendrometric girth bands, showed a growing season extension for spruce on high

altitudes.

Vegetation biodiversity analysis led to the identification of plant associations in the existing

Retezat National Park research network and the establishment of specific indices to characterize

structural diversity in relation with different dendrometric parameters.

Air quality analysis based on the concentrations of pollutants with phytotoxic effect (ozone,

ammonia, nitrogen oxides of), highlighted the recording moments of the minimum and maximum

concentrations of pollutants and their increasing (ozone dioxide oxide) or decreasing (ammonia)

trends. The hourly profile of ozone concentrations was modeled using the monthly ozone averages

determined using passive samplers, and the accumulated ozone over the threshold of 40 ppp index

was calculated (AOT40), highlighting the fact that the critical threshold for forest protection,

established at European level, was exceeded in more than 50% of the cases.

After analyzing the influence of air pollution and other stress factors on the state of forest

ecosystems, slight but significant influences of ozone and nitrogen on the health status of trees and a

significant positive effect of rainfall on growth were found. Also, the negative effect of drought was

surprised in each year of the study, starting with July.

In fifth chapter, the conclusions resulted following the multi- and transdisciplinary research

conducted during the PhD thesis in the long term ecological research network placed Retezat

National Park were presented, for each research aspect.

The results of the specific scientific activities carried out during the PhD thesis and the

conclusions resulted from their analysis and interpretation led to the identification of some original

scientific contributions:

Revitalization, since 2009, of the existing long-term research network ILTER Retezat emplaced

in 2000, through the development and continuation of research during the elaboration of the

thesis, reconfirming its long term ecological research / monitoring network character,

contributing at the developing and updating of the long term ecological research / monitoring

database at the national RO-LTER, European LTER-Europe and international ILTER networks

level.

Adaptation of the shape and size of the existing research plots (0.25 ha) to one specific and

minimum necessary for analyzing the stand structure, squared shaped with a size of 0.7 ha,

which enables the continuity and comparability of data sets obtained over the years, since the

establishment of the network, with the results obtained after its adoption.

Analysis and characterization, for the first time in our country, of the forest ecosystems stand

structure in the long-term research / monitoring network. In this way, contributions in

improving the monitoring and characterizing of forest ecosystems status methodology were

made, but also in the use and interpretation of statistical models to characterize the stands

structure.

Forest condition dynamics characterization in Retezat National Park during 2000-2012 period,

indicating that forests in this region are moderately affected.

Developing the knowledge regarding the trees and stands growth determination in the study

area, the growth losses percentages caused by damaged trees and determining, for the first time,

the basal area increment percentage during different periods of the growing season.

Identification of plant associations and determination of specific diversity indices to

characterize stand structural diversity related to different trees dendrometric parameters in

Retezat National Park.

Highlighting the recording moments of the maximum ozone concentrations, respectively at the

beginning and at the middle of the growing season, periods in which ozone absorption is

maximum at the stomatal level, with potentially negative effects on the health and growth of

trees.

Highlighting ozone concentrations increasing trend from one growing season to another in the

research area, but still with values under the critical phytotoxic level for trees.

Modeling, for the first time in our country, of hourly ozone concentrations based on monthly

values measured using passive samplers, making it possible to highlight certain locations in

Retezat National Park in which the critical threshold for forest vegetation protection adopted at

European level was exceeded.

Establishment of ozone and other phytotoxic pollutants (nitrogen dioxide, ammonia) levels,

compared to other regions from the Romanian Carpathians, Carpathian Mountains and other

parts of Europe.

Statistical foundation of the origin of various pollutants from common sources of pollution such

as fossil fuels burning for ozone and nitrogen dioxide and agricultural activities, forest fires, etc.

for sulfur and nitrogen (mainly ammonia), in Retezat National Park.

CURRICULUM VITAE

DATE PERSONALE

Nume: SILAGHI

Prenume: DIANA-MARIA

Data nasterii: 10 decembrie 1982

Locul nasterii Bozovici, Caras Severin, România

Stare civila: necăsătorită

Loc de munca: Institutul de Cercetari si Amenajari Silvice (ICAS)

Voluntari, Bld. Eroilor 128, Ilfov.

STUDII LICEALE

1997-2001: Colegiul Național „Andrei Șaguna” Brașov.

STUDII UNIVERSITARE

2001-2006:Universitatea „Transilvania” Brasov

Facultatea de Silvicultura si Exploatari Forestiere.

ACTIVITATE PROFESIONALA

2009-prezent: ICAS București – cercetător științific gr. III

ACTIVITATE STIINTIFICA

Articole stiintifice: 9, din care trei în reviste cotate ISI.

Cărți și capitol în cărți: 2

Comunicari stiintifice: 7, din care 6 în cadrul unor conferințe internaționale.

Proiecte de cercetare: 5, din care 3 internaționale.

LIMBI STRAINE

Engleza.

CURRICULUM VITAE

PERSONAL INFORMATION

Last name: SILAGHI

First name: DIANA-MARIA

Birth date: 10th

of December, 1982

Birth place: Bozovici, Caraș Severin, Romania

Marital status: not married

Workplace: Forest Research and Management Institute (ICAS)

Voluntari, Eroilor 128, Ilfov, Romania.

HIGH SCHOOL

1997-2001: „Andrei Șaguna” National College Brașov.

UNIVERSITY

2001-2006: University „Transilvania” Brasov

Faculty of Forestry and Forest Engineering

OCCUPATIONAL ACTIVITIES

2006-prezent: ICAS Bucharest – researcher 3rd

degree

SCIENTIFIC ACTIVITIES

Scientific papers: 9, of which 3 in ISI journals.

Books and Book chapters: 2

Presentations: 7, of which 6 at international conferences.

Research projects: 5, of which 3 international.

FOREIGN LANGUAGES

English