Erdészeti ökológia Vígh, Péter Varga, Zoltán Traser, György Szodfridt, István Standovár, Tibor Somogyi, Zoltán

Tarvágás esetén a közvetlenül a talaj felszínére érkező napsugarak erősen felmelegítik azt, aminek következtében az évtizedek alatt felhalmozódott humusz a helyi viszonyoktól függően többé-kevésbé gyorsan, néhány év alatt lebomolhat.

A szén-dioxid mellett más tápelemek is felszabadulnak és a lebomlás, illetve a savas depozíció mellett salétromsav és kénsav keletkezik a talajban. Amennyiben nem semlegesítődnek gyorsan, mint a karbonátban vagy bázisban gazdag talajok esetén, a talajok felső rétege elsavanyodik és az ásványok mállása felgyorsul. Ezzel ellentétben a savanyú avarszintekben levő organikus savak, fulvósavak és más, kis molekulájú huminsavak gyorsabban mineralizálódnak, a pH-érték a felső szintekben emelkedhet is. A mineralizált nitrogén jelentős része nitrifikálódik. Minél gyorsabb a felhalmozódott avarszint lebomlása, annál nagyobbak a tápanyagveszteségek is. Az állomány alatti csekély mineralizáció hatására évtizedek alatt az avarpaplanban felhalmozódott szerves anyag bomlása nagy mértékben felgyorsul. Ez a hatás a talajok pufferképességétől már jórészt független. A gyors szervesanyag-lebontás következtében keletkező nitrát a talajban gyorsan mozog.

A tápanyagveszteségek különösen akkor keletkeznek, ha a tarvágást követően a hiányzó növényzet miatt a bioelemfelvétel gyakorlatilag leáll. Egyfelől megnő a felgyorsult nitrifikáció következtében a nitrogénkínálat, másrészt hiányzik az ezt fölvevő növényzet. Ezt a nitrogénfelesleget jelzik a tarvágások területén megjelenő nitrofil növények, mint pl. a csalán, a málna, a deréce. A nitrogénben gazdag, könnyen mineralizálódó, elhalt vágástéri növényzet a humuszformát mindenképpen az ökológiailag kedvezőbb móder vagy mullszerű móder humuszformák irányába tolja el, ami azt jelenti, hogy a vágástéri növényzet által felvett nitrogén rövidesen megjelenik a talajok humuszos „A” szintjében, a humuszt gyarapítva. Ezért a tarvágások helyszínén ökológiailag kedvező az itt élő vágástéri lágy szárú növényzet jelenléte, mert a bioelem-körforgalomban pl. a nitrogénből csak annyit tud a talaj megtartani, amennyi e lágy szárú flórába beépül. A vágástéri hulladékok ugyancsak a lebontási folyamatok következtében bekerülnek a biológiai körforgalomba. Ezen hulladékok eltüzelésével az itt felhalmozódott nitrogén mennyisége teljes egészében a veszteségek oldalára kerül, míg az egyéb tápelemek oxidok formájában visszamaradnak. A humusz bomlása, bolygatása a tarvágási területeken mindig nitrogénveszteséggel jár. Az eddig rendelkezésre álló adatok szerint a különböző termőhelyeken a tarvágás után a talajban 200-2000 kg/ha N-veszteséggel számolhatunk (Rehfuess, 1990). Ez a veszteség kis humusztartalommal rendelkező állományokban már észrevehetően csökkenti a termőképességet. Heinsdorf (1986) adatai szerint a tarvágott területen, két erdeifenyő-állományban, barna erdőtalajon a szén-, nitrogénkészlet lebomlása, ennek folyamán annak csökkenése a tarvágás utáni első 5–8 évben következett be. A kezdeti szervesanyag-készlet 20–25%-a tűnt el. Az állományoknak 90–100 évre volt szükségük, hogy az eredeti tápanyagmennyiséget ismét fel tudják halmozni.

A nitrát sorsát nyomon követve hamar kiderül, hogy a jól szellőzött talajokban a tarvágás után a nitrogén NO₃^– formában eléri a patakok, források vizét. Ez annál valószínűbb, minél nagyobb mennyiségű az idős állomány alatt felhalmozódott szerves anyag, és minél hosszabb idő telt el az újraerdősítésig. A nagy NO₃^– mennyiséget a Ca⁺⁺, Mg⁺⁺, K⁺, Na⁺ és Al⁺⁺⁺ ionok kísérik. Rácz J.-nek a soproni Tacsi-árokban mért értékei szerint évente átlagosan 50-150 t/km², mezőgazdasági területeken 1000–1500 t/km² szuszpendált talaj kerül a patakokba. A tápelemek erdei ökoszisztémán belüli megőrzésében fontos a tarvágott területek gyors erdősítése.

Még nagyobb lehet a tápanyagveszteség, az utóbbi évtizedekben elterjedt „teljes fás” fakitermelési technológiáknál. Ebben az esetben a fa teljes föld feletti részét elviszik a területről, majd így dolgozzák fel. Ennek eredményeképpen a levelekben és vékony gallyakban felhalmozott tápanyag nagy része is kikerül az ökoszisztémából. A kikerült vékony faanyag és lomb a feldolgozó helyen mint hulladék marad vissza.

A gyökértuskók pásztába rendezésével (pl. az alföldi erdőfelújítások erdeifenyő-, feketefenyő- és akácállományaiban) rendszerint még gondos munka mellett is a humusz egy részét letolják a területről. A sávokban vagy pásztákban felhalmozódott tápanyagkészletből csupán a vele szomszédos egy-két sor tud profitálni. A tápanyagot felvenni képes növényzet hiánya miatt a pásztákban jelentős mennyiségű tápanyagveszteséggel számolhatunk, amely a lebontási folyamatoknak megfelelően időben csak később következik be. Morris et al. (1982) adatai alapján egy letermelt erdőállomány területének mintegy 6%-át foglalta el a pászta, és ha-ként 180 t biomasszát, a nitrogénkészlet 10%-át és az egyéb tápelemek 15–40%-át tartalmazta.

Ezeknek a tápanyagveszteségeknek a gyakorlatban nem tulajdonítanak jelentőséget, mert nehezen számszerűsíthetők az ebből eredő károk, és közvetlenül az állományok létét sem veszélyeztetik. A tarvágások során figyelembe kell venni, hogy a néhány év alatt eltűnő humuszos szint felépítéséhez évszázadokra van szükség.

A faállomány óvatos megbontása, a fokozatos felújító vágás, valamint a gyérítések is tápelem-felszabadulást eredményezhetnek. Ezen tevékenységek eredményeként kiritkul a koronaszint, több közvetlen sugárzás éri a talajfelszínt, tehát megélénkül a lebontás. A megnövekedett szabad tápanyagmennyiség nagy részét felveszik a gyérítés után visszamaradt egyedek. A fákat több fény éri, ezáltal nagyobb lesz a biomasszaprodukció, amelyhez hozzájárul a felvehető tápanyagok megnövekedett mennyisége. Ezen tényezők együttes hatása realizálódik a nagyobb fatömegben.

Erdőállományaink egy részében, elsősorban nemesnyár-ültetvényekben, ritkábban akácosokban, rendszeres talajművelést végeznek. A humuszos szint sekély művelésével a talajok jól levegőzötté válnak. Ennek következtében az aerob biológiai tevékenység és a humuszlebontás is nagyobb.

4. Az alternatív gazdálkodási módszerek bevezetésének lehetőségei és korlátai

Mátyás, Csaba, Soproni Egyetem

A megnövekedett társadalmi érdeklődés következtében az erdőgazdálkodó a belátható jövőben számos újabb korlátozással találja szembe magát, döntési lehetőségei egyre szűkülnek. Az erdőről és a természet védelméről szóló új (1996-os) törvények ennek számos elemét már tartalmazzák, pl. a tarvágások területének erőteljes korlátozását, a védett területeken a nem őshonos fafajok alkalmazásának tiltását. A fatermesztés feltételeinek várható ökológiai certifikálása, a környezetkímélet előtérbe helyezése az eddigi termeléscentrikus gazdálkodás súlypontját a minőségre és a védelmi funkciókra helyezi.

Az ökológiai szempontok alapján számos javaslat fogalmazható meg az erdőgazdálkodás szemléletének, a beavatkozások módszereinek megváltoztatására. A hosszú távú fenntarthatóságot veszélyeztető fakitermelés mennyiségi korlátozása, az őshonos fafajok és a természetes felújítás előtérbe helyezése, az elegyesség és a korszerkezet javítása, valamint természetkímélőbb erdészeti beavatkozások (pl. gyakoribb, de kisebb területet érintő fahasználati munkák, kisebb teljesítményű speciális gépekkel) alkalmazása terén vitathatatlanul fontos lépésekre van szükség, ezek azonban nem szakadhatnak el a gazdasági és társadalmi realitásoktól, és nem lehet eltekinteni bizonyos ökológiai korlátoktól sem. Utóbbiak tekintetében a nem őshonos fafajok száműzését és a klasszikus szálaló gazdálkodás bevezetését árnyaló szempontokat emeljük ki.

A kultúrerdők, ültetvények (nemes nyárasok, akácosok, fenyvesek, vörös tölgyesek stb.) részaránya jelenlegi erdőterületünkből mintegy 42-45%. Ezeket a mesterséges erdőket nemcsak a magasabb és értékesebb fahozam érdekében telepítették, hanem mintegy kétharmaduk olyan termőhelyen is áll, amely az időközben végrehajtott vízrendezések következtében ma már az eredeti fafajok és erdőtársulások számára alkalmatlan. A természetszerű, őshonos erdőállományok területe így csak mérsékelten, elsősorban a tölgyesek vonatkozásában növelhető (Koloszár, 1992). Említést érdemel az is, hogy az utóbbi évek aszályos időjárása és a különböző kárláncolatok hatása mellett sem mutatható ki egyértelműen az őshonos fafajok feltételezett jobb egészségi állapota (61. ábra) (Mátyás, 1992).

A leginkább természet közelinek tartott, szálaló üzemmód (Plenterwald) eredetileg a szubmontán-montán fekvésű luc- és bükkelegyes jegenyefenyvesekben évszázadok alatt kialakult paraszti gazdálkodásmód volt. Alkalmazása árnytűrő fafajokat kíván meg, legalkalmasabb a jegenyefenyő, kevésbé a luc és bükk. Hazai fafajok közül a gyertyánnal, kislevelű hárssal, hegyi- és korai juharral lehetne próbálkozni; legfontosabb fafajcsoportunk, a tölgyek szálalásra kevéssé alkalmasak, fényigényességük miatt. Bükkösökben végzett elemzések szerint a szálalásos üzemmód munkaigényessége mellett hozamban is elmarad mind a mesterséges, de különösen a természetes felújítású állományok mögött. Nyilvánvalóan nem a szakértelem vagy az érdeklődés hiánya az oka, hogy ma Magyarországon egyetlen elfogadhatóan kezelt szálalóerdő van, az asztalfői Roth-féle szálaló minta-erdő. Koloszár (1992) szerint a szálaló üzemmód bevezetése egyedül a legkedvezőbb adottságú bükkösökben, az erdőterület mintegy 2%-án lehetséges. Jelenleg kísérleti stádiumban van a módszer alkalmazása más fajokra.

4.1.

4.1.1. A fatermesztés ökológiai racionalitása

Kézenfekvő alternatívának látszik a fakitermelés mennyiségének csökkentése; egyes szélsőséges vélemények szerint az erdőgazdálkodás teljes egészében is leállítható, hiszen a nemzeti jövedelemben részaránya oly csekély (1% körül) hogy az könnyűszerrel pótolható behozatal révén. Túl a felvetés ökonómiai és szociológiai vonzatain, a fafelhasználás egyidejű korlátozása nélkül a fakitermelés radikális csökkentése a probléma exportálását jelenti csupán más országba.

A fa nemcsak megújitható és teljességében lebomló nyersanyag, hanem a tartósan hasznosított (építő- vagy bútoripari) faanyag hosszú távú szén-dioxid-lekötést tesz lehetővé. Emellett ez az egyetlen nyersanyag, amelynek előállítása nem terheli a környezetet, sőt kedvező hatást fejt ki. Talán a legértékesebb – és alig figyelembe vett – szempont az energiahatékonyságé. A faanyagok felhasználásának korlátozása (esetleg erőteljes megadóztatása) esetén ugyanis helyettesítő anyagok igénybevétele szükséges. Az energiatermelés és -felhasználás negatív környezeti hatásainak ismeretében nem közömbös, hogy az egyes ipari alapanyagok mennyi energia felhasználása révén állíthatók elő. A fatermesztés energiaigénye, súlyegységre vetítve 1/70-ed része az alumíniuménak, az arány az acél, tégla és beton esetében 1/17, 1/31 és 1/3. Egy összehasonlítható termék, pl. válaszfalszerkezet esetében a különböző helyettesítő anyagok energiaigénye 1 m² előállításához a követ-kező (millió kJ-ban, Bowyer, 1991 nyomán):

– rétegelt falemezzel borított MD farost válaszfal,
a) fa tartóvázzal	0,23,
b) ugyanaz, acél tartóvázzal	0,46,
– alumíniumlemez, szigetelés, rétegeltlemez-borítás	0,44,
– betonelemekből épített fal, szigetelés nélkül	1,54,
– téglafal	1,61.

A gazdasági racionalitás mellett tehát a tágabb értelemben vett ökológiai szemlélet sem vitathatja el a fa mint távlatilag is fontos ipari nyersanyag jelentőségét.

4.1.2. Nemzetközi és hazai kezdeményezések a biológiai sokféleség védelmére

A biológiai sokféleség globális védelmének problémáját számos nemzetközi szervezet (IUCN, WWF, UNEP stb.) programjára tűzte. Az ENSZ több világkonferenciája tárgyalta a kérdéskört és több fontos határozatot is hozott. Ezek közül legjelentősebbek az ENSZ Környezet és Fejlődés Világbizottsága 1987-es állásfoglalása a fenntartható fejlődésről (Brundtland-jelentés), amely felvetette egy nemzetközi egyezmény megkötését a biológiai sokféleség védelmében. A kérdést a Rio de Janeiró-i ENSZ Környezet és Fejlődés Konferencia (UNCED) 1992-ben tűzte napirendjére globális szinten. A tárgyalt területek között kiemelt figyelmet kapott az erdők ügye. A riói konferencia „Feladatok a 21. századra” (Agenda 21) című dokumentuma egy teljes fejezetet szentelt az erdőpusztítás megakadályozásának, és több más fejezet is érinti az erdőket. Így a biológiai sokféleség, a földi éghajlat védelmével foglalkozó keretegyezmények, az elsivatagodás és az aszályok ügyével foglalkozó egyezmény, továbbá az „Erdészeti alapelvek” dokumentum az erdők védelméről és a tartamos (fenntartható) erdőgazdálkodás elveiről (ENSZ, 1992). A nemzetközi egyezmény Magyarországon 1995-ben emelkedett törvényerőre (Nechay, 1996)

A riói alapelvek erdőkre vonatkozó megvalósítására az európai államok illetékes miniszterei két fontos konferencián (Strasbourg, 1991 és Helsinki, 1993) kötelezték el magukat. A kormányzati szinten felvállalt feladatok magukba foglalják az erdei ökoszisztémák produktivitásának, egészségének és vitalitásának fenntartását, a biológiai sokféleség megőrzését, továbbá a védelmi és szocio-ökonómiai funkciók fejlesztését. Nem kormányzati szinten számos nemzetközi szervezet (ún. „NGO”) kötelezte el magát az erdei ökoszisztémák diverzitásának védelmére. Legismertebbek a WWF (Világ Természetvédelmi Alap) és az IUCN (Természetvédelmi Világszövetség). Erdészeket összefogó nemzetközi kezdeményezés a Pro Silva mozgalom, amely a természet közeli erdőgazdálkodási módszerek fejlesztését és propagálását tűzte ki célul.

A hazai természetes ökoszisztémák diverzitása védelmének stratégiájára a MTA Biológiai Tudományok Osztálya (MTA 1993) dolgozott ki javaslatot. A dokumentum a biológiai sokféleség megőrzésére vonatkozó tennivalók között külön fejezetet szentel az erdőgazdálkodás feladatainak. Ezek közül a legfontosabbak az őshonos fafajok, természetes felújítási módok előtérbe helyezése, a nagyvadállomány létszámszabályozása, az erdőművelés során az elegyesség megőrzése és az erdőrezervátum-hálózat létrehozása. A hagyományos erdőművelés elveire építő, természet közeli erdőkezelés hazai erdőtársulásokra kidolgozott irányelvei ezeket a szempontokat már előtérbe helyezték (Keszthelyi et al., 1995).

A Kárpát-medence erdei életközösségei sok tekintetben egyedülálló genetikai és faji változatossága Európa természeti örökségének része. Fennmaradása a jövő generációi számára csak akkor lehetséges, ha a gazdasági és társadalmi folyamatokat az ökológiai tartamosság irányába sikerül terelni. Ebben az erdőgazdálkodó felelőssége nem csekély.

Irodalom

Plant-animal interactions. Abrahamson, W. G. McGraw-Hill 1989

Die Veraenderung natürlicher Waldgesellschaften Norddeutschlands und ihre Folgen für den Ökosystem- und Artenschutz aus zoologischer Sicht. Arb. Gem. Forsteinrichtung, Arb. Altenkirch, W. Kreis Zustandserfassung und Planung, Jahrestagung Luxemburg 21–23 Mai, 1986 1986

Biology data book. Fed. of Amer. Altman, P. L. Dittmer, D. S. Soc. for Experimental Biology, Washington, D. C 1964

The principles of forest yield study. Assmann, E. Pergamon Press 1970

Magyarország táji erdőművelésének alapjai. Babos, I. Mezőgazdasági KiadóBudapest 1954

Erdészeti termőhely-feltárás és térképezés. Babos, I. Horváth, S. Járó, Z. Király, L. Szodfridt, I. Tóth, B. Akadémiai KiadóBudapest 1966

Sauere atmosphärische Niederschlags-Deposition und ihre Auswirkung auf die Quellwasserqualität im hessischen Mittelgebirge. Balázs, Á. Brechtel, H. M. Berichte Hessische Forstliche Versuchsanstalt, Hann. Münden, 12, 1992 1–10. p

North American terrestrial vegetation. Barbour, M. G. Billings, W. D. (eds.) Cambridge Univ. PressNew York 1988

Fitocönológiai vizsgálatok a nyírségi fekete dió (Juglans nigra L.) állományokban. Bartha, D. Calandrella 3: 1990 6–12. p

Ökológiai és fitocönológiai vizsgálatok a nyírségi vörös tölgy (Quercus rubra L.) állományokban. Bartha, D. Calandrella 5(2): 1991 5–12. p

A magyarországi szilvikol flóra veszélyeztetettsége. Bartha, D. Természetvédelmi Közlemények 2: 1992 57–64. p

Havasi erdőtársulásaink. Bartha, D. Kevey, B. Morschhauser, T. Pócs, T. Tilia 1, 1995 8–85 p

Albedo variation from an airplain over several types of surface. Bauer, K. G. Dutton, J. A. J. Geophys. Res. 67. 1962 2367–2376. p

Wald als Austauschfaktor in der Grenzschicht Erde/Atmosphäre. Baumgartner, A. Forstw. Cbl. 90: 3 1971 174–182. p

The physiological ecology of plant succession. Bazzaz, F. A. Ann. Rev. Ecol. Syst. 10, 1979 351–371. p

The vegetation of Australia. Beadle, N. C. W. Cambridge Univ. Press 1981

Ecology–Individuals, Populations, Communities. Begon, M. BlackwellOxford 1990

Ecology. Begon, M. Harper, J. L. Townsend, C. R. Blackwell Scientific PublicationsOxford 1986

Az erdő és csapadék. Bencze, G. Erd. Kísérletek, 1902 98–104 p

Ernährungsstörungen bei Kulturpflanzen Bergmann, W. Fischer VerlagJena 1988

Forest Insects – Principles and Practice of Population Management. Berryman, A. A. Plenum PressNew York and London 1986

Handbuch des Bodenschutzes. Blume, H.-P. Ecomed VerlagLandsberg 1992

Az erdei biomassza számbavétele és hasznosítása. Bondor, A. Halász, A. Keresztesi, B. Sali, E. Erdészeti Kutatások 75: 1983 141–146. p

Adatok a kocsánytalan tölgy (Quercus petraea fajcsoport) és a molyhos tölgy Quercus pubescens fajcsoport) kisfajainak ökológiai-cönológiai magatartásáról. Borhidi, A. Botanikai Közlemények 56: 3 1969 155–157. p

A magyar flóra szociálismagatartás-típusai, természetességi és relatív ökológiai értékszámai. Borhidi, A. KTM Természetvédelmi Hivatala és JPTE, Pécs 1993

Early regeneration of a clear-cut southern Appalachian forest. Boring, L. R. Monk, C. D. Swank, W. T. Ecology 62: 1981 1244–1253. p

Pattern and Process in a Forested Ecosystem. Bormann, F. H. Likens, G. E. Springer VerlagNew York 1979

A review of catchment experiments to determine the effect of vegetation changes on water yield and evapotranspiration. Bosch, J. Hewlett, J. D. J. of Hydrology, 55: 1982 3–23. p

The effect of afforestation of inigenous scrub forest with Eucalyptus on streamflow from a small catchment in the Transvaal, South Africa. Bosch, J. Smith, R. E. Jonkershook For. Res. Centre Publ. Nr. 150 1989

Responsible environmentalism–the ethical features of forest harvest and wood use. Bowyer, J. L. Proc. 2nd Natl. Conf. on Ethics in America. CSU, Long Beach, Calif 1991 9–16. p

Macroclimate and plant forms: an introduction to predictive modelling in phytogeography. Box, E. O. Junk, The Hague 1981

The nature and properties of soils. 9 ed. Brady, N. C. Macmillian PublicationsNew York 1984

Sauere Niederschlagsdeposition von Luftschadstoffen zerstört den Boden und belastet die Gewässer. Brechtel, H. M. Hessischer Gebirgsbote, 91: 4 1990 140–142. p

Quarterly Journal of Experimental Physiology. Brockway, J. M. Gessaman, J. A. Vol. LXII 1977 333–339. p

Boden und Umwelt. Brucker, G. Kalusche, D. Quelle and MeyerHeidelberg-Wiesbaden 1990

Teplovoj balansz zemnoj poverhoszti. Budyko, M. I. Leningrad 1956

A növénytáplálás zsebkönyve. Búzás, I. Mezőgazdasági KiadóBudapest 1983

Different responses to gaps among shade-tolerant tree species. Canham, C. Ecology 70: (3) 1990 548–550. p

The ecology of leaf life spans. Chabot, B. F. Hicks, D. J. Ann. Rev. Ecol. Syst. 13: 1982 229–259. p

The forest types of India. Champion, H. G. Govt. of IndiaDelhi 1968

Plant succession. Analysis of the development of vegetation. Clements, F. E. Carnegie InstituteWashington 1916

Responses of Forest Herbs to Canopy Gaps. In: The Ecology of Natural Disturbance and Patch Dynamics. Collins, B. G. Dunne, K. P. Pickett, S. T. A. (Eds Academic Press, Inc.: Orlando, FloridaPickett, S. T. A; White, PS) 1985

Mechanisms of succession in natural communities and their role in community stability and organization. Connel, J. H. Slatyer, R. O. Am. Nat. 111: 1977 1119–1144. p

Plant Ecology. Blackwell Scientific Publications Crawley, M. (ed.) Oxford 1986

Herbivory – The Dynamics of Animal-Plant Interactions. Crawley, M. J. Blackwell Scientific Publications 1983

Reduction of oak fecundity by low-density herbivore populations. Crawley, M. J. Nature 314: 1985 163–164. p

Individual variation in the phenology of oak trees and its consequences for herbivorous insects. Crawley, M. J. Aktheruzzaman, M. Functional Ecology 2: 1988 409–415. p

Flora of Barro Colorado Island. Croat, T. B. Stanford University PressStanford, CA 1978

Az erdőrezervátumok hasznosításáról. Czájlik, P. Környezet és Fejlődés. 5: 2 1994 29–36. p

„Kékes-észak” – egy létesítendő erdőrezervátum. Czájlik, P. Gergely, Z. Tulipánt, T. Környezet és Fejlődés 4: 3–4 1993 64–66. p

Erdei fák és cserjék. Csapody, I. Csapody, V. Rott, F. OEFBudapest 1966

Die Ökologischen Artengruppen der Walder Ungarns. Csapody, I. Horánszky, A. Simon, T. Pócs, T. Szodfridt, I. Tallós, P. Acta Agronomica Hungarica 12(3–4) 1963 209–232. p

Erdőműveléstan I. Csesznák, E. EFE egyetemi jegyzet, Sopron 1985

Der Einfluss der Schadenerregung des Kieferspinners (Dendrolimus pini L.) auf das Wachstum eines Kiefernjungbestandes. Csóka, Gy. Anz. Pflanzenschutz, Umweltschutz 64: 1991 148–150. p

Variation in Quercus robur susceptibility to galling wasps (Hymenoptera: Cynipidae) linked to tree phenology. Csóka, Gy. In: The ecology and evolution of gall-forming insects (Price, P. W.–Mattson, W. J. and Baranchikov, Y. N. eds.) 148–152. USDA Forest Service, General Technical report NC-174 1993

Lepkehernyók. Csóka, Gy. Agroinform: Budapest 1996

Biological invasions by exotic grasses, the grass/fire cycle and global change. D’Antonio, C. M. Vitousek, P. M. Ann. Rev. Ecol. Syst. 23: 1992 63–87. p

Erdőművelés. Danszky, I. (szerk.) Mezőgazdasági KiadóBudapest 1972

The effect of herbivory and granivory on terrestrial succession. Davidson, D. W. Oikos 68(1) 1993 23–35. p

Tiere im Boden. Dunger, W. A. Ziemsen 1983

Urwald. Eckhart, G. Hillgarter, F. W. Korpel, S. Mayer, H. Mlinsek, D. In.: Ecosystems (ed. Mayer, H.). Invited Papers, Congress Group 1, Division I Forest Environment and Silviculture, XVI IUFRO World-Congress. Vienna, Austria; Universität für Bodenkultur 1976 69–122

Wound induced defences in plants and their consequences for patterns of insect grazing. Edwards, P. J. Wratten, S. D. Oecologia 59: 1983 88–93. p

Vegetation science concepts. I. Initial floristic composition:a factor in old-field vegetation development. Egler, F. E. Vegetatio 4, 1954 412–417. p

Butterflies and plants: a study in coevolution. Ehrlich, P. R. Raven, P. H. Evolution 18: 1964 586–608. p

Wardenburg. Band 6. 53–76. p. Eisenbeis, G. (1993) Zersetzung im Boden. Inf. Natursch. Landschaftspfl.