Výzkum možností minimalizace obsahů organických škodlivin ve zdrojích pitných vod v Krušných horách
Export DOC z rašelinišť Literární rešerše
František Novák Most 2012
Biologické centrum AV ČR, v.v.i., Na Sádkách 702, 370 05 České Budějovice; e-mail:
[email protected]
Autor: František Novák Ústav půdní biologie, Biologické Centrum AV ČR, v.v.i. Na Sádkách 7, 370 05 České Budějovice E-mail:
[email protected],
[email protected]
© Institute of Soil Biology, Biology Centre AS CR, v.v.i. České Budějovice, 2012 © Photo: M. Krtička
ISBN 978-80-86 525-21-1
Obsah Cíl rešerše Úvod – Flájské rašeliniště a Flájská nádrž Vliv klesající depozice síry na obsah DOC ve vodách Vliv teploty na velikost zásob uhlíku v rašeliništi („stabilitu“ rašeliniště) Vliv částečného odvodnění rašeliniště na export DOC Vliv odstranění těžebních zbytků na režim živin Vliv vápnění a hnojení na rašeliniště Aplikace vápence do acidifikovaných mokřadních ekosystémů Biodegradace rozpuštěného organického uhlíku (DOC) Doporučená opatření v povodí Rašeliníku Literatura Seznam použitých zkratek
2
3 3 4 5 6 9 9 11 13 15 17 19
zjistila radiokarbonovou metodou stáří 7335 ± 273 BP, 9191 ± 203 a 8845 ± 198 BP.
Cíl rešerše Cílem předkládané rešerše, vytvořené v rámci projektu Ziel3/Cíl 3 ČR-Sasko „Výzkum možností minimalizace obsahů organických škodlivin ve zdrojích pitných vod v Krušných horách“ (reg. č. 100018967), je přinést aktuální poznatky k řešené problematice z nejvýznamnějších vědeckých časopisů. Tyto informace mohou být v průběhu řešení projektu doplněny na základě námětů spoluřešitelů tak, aby mohly poskytnout solidní oporu při realizaci projektu i při interpretaci získaných dat, zejména výsledků dlouhodobého monitoringu DOC (rozpuštěného organického uhlíku). Současně může rešerše, dostupná na www stránkách projektu, posloužit i širší veřejnosti, zajímající se o složitou problematiku ekologie a (bio) geochemie narušených ekosystémů.
Flájské rašeliniště bylo ještě v době existence obce Fláje před vybudováním vodní nádrže těženo. Po postavení nádrže (1954 – 1961) se lesní závod pokusil celé území Flájského rašeliniště zalesnit převážně smrkem obecným, místně pak borovicí klečí, ovšem vlivem imisí (a také vysokých stavů zvěře v oboře) neúspěšně. Zalesňovacím pracem předcházelo vybudování meliorační sítě a příprava půdy těžkou technikou.
Úvod - Flájské rašeliniště a Flájská nádrž Povodí vodárenské nádrže Fláje leží v nadmořské výšce cca 730 – 860 m n. m. a je plošně pokryto prořídlými a devastovanými lesními porosty. Geomorfologicky je území situováno na náhorní plošině tvořené převážně Flájskou žulou a rulami. Na téměř rovném povrchu vznikla četná ložiska rašelin vrchovištního typu, území vrchoviště přecházející v podmáčené smrčiny, v nivách Flájského a Mackovského potoka pak v luhy a olšiny. Na nepodmáčených plochách v širším okolí jsou přirozené acidofilní horské bučiny. Koncem 80. let 20. století byla na Flájském rašeliništi vykopána sonda až na minerální podloží. Na základě pylové analýzy byl popsán vývoj vegetačního krytu Krušných hor za posledních 10 – 12 tisíc let (nepublikované údaje). Podrobnější vývoj vegetačního krytu Krušných hor popsala na základě studia sedimentů Komořanského jezera (dnes již neexistujícího) Jankovská (1992), která se zabývala rovněž analýzou pylů v profilu Flájského rašeliniště (Jankovská et al., 2007). U nejhlubších odebraných vzorků z hloubek 2,30, 3,00 a 3,20 m
Potok Rašeliník – střední tok
Při velkoplošném odumírání lesních porostů v okolí Fájské přehrady došlo k poklesu zalesnění povodí z původních 70 % na 35 % v polovině 80. let 20. století (Micka et al., 1985). Souběžně s tím klesl obsah rozpuštěného organického uhlíku DOCMn v nádrži z původních 8 mg.l-1 na 4 mg.l-1. Určitý vliv na pokles DOC mohlo mít částečné odvodnění mokřadů v povodí. Současně se v přehradní vodě zvyšovala koncentrace dusičnanů, importovaných do povodí srážkami. Zamokření odlesněných ploch vedlo k expanzi rašeliníku, která pravděpodobně spolu s prosycháním odvodněných mokřadů postupně přispěla k obohacení přítoků i vody v přehradě o huminové látky (zejména po deštích), takže od počátku 90. let se obsah DOC ve vodě zvyšoval. (Při koncentraci 10 mg.l-1 a celkovém objemu vody 20.106 m3 je v přehradě obsaženo 200 3
tun DOC.) Ve skutečnosti je zřejmě obsah DOC v těchto huminových vodách vyšší, protože při stanovení DOC manganistanem se značná část huminových látek neoxiduje a proto jsou stanovené hodnoty DOCMn (až 3,5krát) nižší než hodnoty získané oxidací Cr6+ (DOCCr). V rámci bilaterálního německo-českého projektu „Huminové látky v Krušných horách“, zaměřeného na problematiku zvýšených vnosů huminových látek do vodárenských nádrží Krušných hor, byl v letech 2001–2004 sledován obsah organických látek ve vodách přehradní nádrže Fláje a jejích přítocích. Huminové látky byly charakterizovány pomocí gelové chromatografie a metod stanovení biologické degradability (BDOC) a asimilovatelnosti (AOC) organického uhlíku. 60 – 85 % DOC ve vodách nádrže i jejích přítocích tvoří huminové látky. Relativní podíl huminových látek se zvyšuje s rostoucím obsahem DOC, zejména při srážkových epizodách. Bylo zjištěno, že přibližně 10 – 16 % DOC ve vodách vodárenské nádrže Fláje je biodegradabilních. Chromatografická měření ukázala, že biologicky přístupné jsou převážně nízkomolekulární podíly organických látek (organické kyseliny, amfifilní a neutrální látky). Obsah AOC1 byl v porovnání s BDOC přibližně o řád nižší a pohyboval se v rozmezí 37 – 61 μg.l-1 (Cacet.). Při úpravárenském procesu v úpravně vody v Meziboří dochází k odstraňování zejména výšemolekulárních frakcí organických látek (polysacharidy, huminové látky), nízkomolekulární látky jsou odstraňovány s výrazně nižší účinností. Parametr BDOC je na úpravně vody v Meziboří odstraňován s vyšší účinností, zatímco parametr AOC s účinností srovnatelnou s odstraňováním celkového DOC (Lochovský, 2005a).
1
Hypotetická struktura huminových kyselin podle Stevensona (Stevenson, 1994. Humus Chemistry. J. Willey & Sons, New York.).
Obr. Hypotetická struktura fulvokyselin (Buffle J. A. E., 1994, in Conf. Proc.Commiss. d`Hydrologie Appliquee de l`A.G.H.T.M, l`Universite d`Orsay, pp. 3-10; Shin H. S. et Moon H., 1996, Soil Sci 161: 250-256; Schnitzer M., 1978, in Soil Organic Matter, Elsevier New York, pp. 1-64.)
Vliv klesající depozice síry na obsah DOC ve vodách Vzrůst koncentrace vodorozpustného uhlíku v povrchových vodách byl od konce 80. let 20. století pozorován ve velké části Evropy a severní Ameriky. Podobně jako v jiných studiích, týkajících se cyklu uhlíku, zaměřovaly se diskuse o příčinách zvýšení DOC většinou na faktory související s klimatickými změnami. Evans et al. (2006) dokládají, že výsledky projektu Acid Waters Monitoring Network (AWMN, Velká Británie) sice podporují hypotézu o vlivu klimatu na obsah DOC ve vodách, zejména na zvýšení produkce DOC s teplotou
Asimilovatelný organický uhlík (AOC) byl stanoven metodou podle Van der Kooije a Veendaale, 1995.
4
v aerobním prostředí a v menším rozsahu i v anaerobním prostředí, nicméně soudí, že klimatické faktory nemohou být dominantním faktorem urychlení produkce DOC. Rozpustnost DOC byla dříve potlačována především vyšší kyselostí a vyšší iontovou silou půdního roztoku; pokles depozice síry (ve Velké Británii od 80. let 20. století) vedl ke snížení kyselosti i k poklesu iontové síly půdního roztoku. Tento trend byl od 90. let navíc zesílen cyklickým poklesem depozice mořské soli. Data projektu AWMN prokázala jednoznačnou, inverzní a kvantitativní závislost obsahu DOC a koncentrace síranů v půdním roztoku. Z analýzy dat z 11 jezer vyplynulo, že klesající obsah síranů a pokles depozice mořské soli mohou vysvětlit většinu pozorovaných trendů DOC. Ze zjištěných údajů autoři usuzují, že hlavní příčinou zvyšování obsahu DOC ve vodách je měnící se chemické složení atmosférické depozice, zejména pokles atmosférické depozice síry za posledních 20 let. Je-li rostoucí export DOC spíše následkem klesající kyselé depozice než změn klimatu, mohou být důsledky pro koloběh uhlíku v ekosystémech velmi rozdílné, což naznačuje, že tyto systémy spíše regenerují než destabilizují.
nováhou mezi asimilací C a mineralizací organické hmoty, jež jsou závislé na teplotě. Předpokládá se, že oteplování klimatu se nejvíc projeví v severních zeměpisných šířkách. Očekává se, že v průběhu oteplování budou rašeliniště produkovat více skleníkových plynů, což by mohlo vést k dalšímu vzrůstu teplot. Rozklad rašeliny, především mineralizace na oxid uhličitý a methan, však závisí také na srážkovém úhrnu a kvalitě (složení) organické hmoty. Fyzikální, chemické i biologické procesy v rašeliništích jsou určovány hydrologickými poměry, které regulují jejich funkci, vývoj i charakteristickou biogeochemii. Z tohoto důvodu jsou užitečným nástrojem k poznání cyklů C a N v rašeliništích modely popisující hydrologické procesy a výměnu tepla v půdě. Jeden z těchto modelů klimatu rašelinných půd, využívající klimatických dat spolu s charakteristikami mokřadu a rašeliny a verifikovaných na mokřadech ve Finsku, popisují Weiss et al. (2006). Všeobecně se soudí, že s klesající zeměpisnou šířkou se ložiska rašeliny stávají méně mocnými a mnohem více rozloženými, což vedlo k vyslovení hypotézy, že srovnání severnějších rašelinišť v chladném klimatu s rašeliništi jižnějšími (v klimatu teplejším) poskytne informaci o tom, jak budou boreální a subarktická rašeliniště reagovat na eventuální budoucí změny klimatu. Zdá se však, že recentní čistá akumulace organické hmoty není citlivá na regionální rozdíly klimatu (Wieder et al., 1994). Novák et al. (2008) vyhodnotili souhrnný obsah organického uhlíku za posledních cca 150 roků na vybraných evropských rašeliništích a zjistili, že velikost zásob uhlíku nekoreluje s průměrnou roční teplotou. Na uchování zásob uhlíku v rašeliništi tedy zřejmě mají největší vliv specifické stanovištní faktory. Vliv oteplování klimatu na zásoby uhlíku v boreálních rašeliništích se dosud nepodařilo adekvátně prozkoumat hlavně kvůli obtížné predikci rychlosti dekompozice starších vrstev rašeliny. Makiranta et al. (2009) studovali (metodou komůrek) vliv
Vliv teploty na velikost zásob uhlíku v rašeliništi („stabilitu“ rašeliniště) Rašeliništní ekosystémy jsou charakteristické výraznou akumulací organické hmoty, která je výsledkem rozdílu mezi přebytkem primární produkce na povrchu rašeliniště a dekompozicí v celé vrstvě rašeliny. Yavitt et al. (2005) odhadují, že v rašeliništích na Zemi je obsaženo 455 Pg uhlíku, což je téměř třetina zásob půdního uhlíku na Zemi. Řada prací zabývajících se rašeliništi v posledních 20 letech se zaměřuje na studium vlivu globálního oteplování klimatu na stabilitu zásob uhlíku v rašeliništích. Rašeliniště jsou významným úložištěm atmosférického oxidu uhličitého, současně však jsou hlavním producentem methanu. Výměna plynů mezi atmosférou a rašeliništěm je určována rov5
výšky hladiny podzemní vody a teploty půdy na heterotrofní respiraci půdy pocházející z rozkladu rašeliny v šesti odvodněných rašeliništích. Hlavní hnací silou respirace vyvolané rozkladem rašeliny byla na všech stanovištích teplota. Zdá se však, že v případě nižší hladiny vody existuje mechanismus, který může snížit vliv teploty na respiraci. Tato změna teplotní citlivosti respirace korelovala se strukturou mikrobiálního společenstva, určenou z analýzy fosfolipidových mastných kyselin. Tudíž stres vyvolaný nízkou vlhkostí ve svrchní vrstvě rašeliny, případně snížená teplotní citlivost respirace v podmínkách nízké hladiny podzemní vody mohou prostřednictvím struktury mikrobiálního společenstva a biomasy omezit respiraci. Autoři uzavírají, že teplejší klima v budoucnu může zvýšit respiraci půdy na odvodněném rašeliništi jen tehdy, jestliže následující pokles vlhkosti svrchní vrstvy rašeliny bude malý a podmínky pro dekompozici zůstanou příznivé.
le zvýšenou hladinou podzemní vody. Dříve frekventovaně prováděná meliorační odvodnění rašelinišť umožňovala rozvoj stromového patra na stanovišti a tím další vysoušení původně rašelinných poloh. Podobná opatření mohla v povodí přispět také ke snížení produkce DOC. Změna vegetace na rašeliništi (zalesnění) působí výrazné změny v distribuci živin v ekosystému. Zatímco u původního rašeliniště je vegetace omezena na poměrně tenkou vrstvu, která hraje hlavní roli v ročním cyklu živin a biomasy, po odvodnění se vyvíjí stromové patro, které váže významnou zásobu živin po velmi dlouhou dobu. Znamená to, že rašeliniště, patřící mezi nutričně chudá stanoviště, nejsou natolik ochuzená o živiny, aby nemohla poskytnout dostatek živin pro růst lesa. Westman et Laiho (2003) ukázali na příkladu většího počtu finských rašelinišť, že vyhloubení odvodňovacích příkopů nesnížilo (s výjimkou hořčíku) zásobu živin po dobu více než 75 let. Odvodnění jednoznačně ovlivnilo zásobu biomasy a strukturu stanoviště a následně i zásobu živin vázanou ve stromech. Dnešní pohled na odvodňování rašelinišť je složitější. Dlouhodobý dopad melioračních zásahů v rašelinných polohách na kvalitu povrchových vod není dostatečně prozkoumán. Na jedné straně může mít meliorační snížení hladiny podzemní vody příznivý dopad na rozvoj lesního porostu a perspektivně tak přispět (zejména při vhodné skladbě porostu) ke zlepšení kvality odtékajících vod, jak bylo výše uvedeno. Na straně druhé však je meliorace poměrně drastickým zásahem do rozvíjejícího se rašelinného tělesa, který by v důsledku odvodnění a aerace svrchní vrstvy rašeliniště mohl vést k rychlé mineralizaci nahromaděných zásob uhlíku a vyplavování DOC do povrchových vod. Bývají proto navrhována opačná opatření s cílem stabilizovat hladinu podzemní vody v rašeliništi pomocí hrázek (například v bývalých melioračních strouhách), jež zabrání prosychání svrchní vrstvy rašeliny a tím destabilizaci a mineralizaci zásob uhlíku i následnému vyplavování DOC zejména po vydatnějších deštích.
Vliv částečného odvodnění rašeliniště na export DOC Některé typy rašelinišť jsou sice vhodné pro pěstování produkčních lesů (Dahl et Zotay, 1997), všeobecně je však známo, že stromy na rašeliništích rostou podstatně hůře než v horských lesích. Příčinou horšího růstu stromů je především špatná aerace prokořeněné vrstvy půdy, způsobená trva-
Odvodňovací rýha nad místem realizovaného opatření
6
Zásoby organického uhlíku v rašeliništích vznikly jako důsledek poměrně malé nerovnováhy mezi produkcí biomasy a jejím rozkladem. Hlavními příčinami této nerovnováhy jsou vysoká hladina podzemní vody a s ní spojené anoxické podmínky. Rašeliniště je samo o sobě labilním úložištěm uhlíku, citlivým na narušení přírodních podmínek. Změny rašelinného ekosystému mohou být vyvolány změnou využití krajiny (land use), případně oteplováním klimatu. Hlavním faktorem je ovšem hladina vody – její snížení vede k dostupnosti kyslíku v povrchové vrstvě půdy, což může vést k urychlení rozkladu organické hmoty. Dřívější výzkumy vlivu snížené hladiny podzemních vod na rychlost dekompozice a na chování rašeliniště jako zdroje nebo úložiště uhlíku poskytly protichůdné výsledky. Mechanismy regulující tuto proměnu nejsou dosud objasněny. Ukazuje se, že charakter dekompozice je po snížení hladiny podzemní vody ovlivněn souhrnem změn biotických i abiotických faktorů a jejich vzájemných interakcí, jež nebyly dříve prozkoumány (Laiho, 2006). Dlouhodobé změny v cyklu uhlíku se mohou lišit od krátkodobých. Krátkodobé změny jsou důsledkem disturbance (narušení) ekosystému adaptovaného na podmínky před snížením hladiny vody, naproti tomu změny dlouhodobé jsou výsledkem několika adaptačních mechanismů ekosystému na nový hydrologický režim. Zatímco bezprostředně po disturbanci ztrácí ekosystém uhlík vždy, dlouhodobé změny se mohou podstatně lišit v závislosti na typu rašeliniště, klimatu a rozsahu změny hladiny podzemní vody. K jednoznačnému a příčinnému vysvětlení, jak se budou rašeliniště dlouhodobě chovat po trvalém odvodnění, jsou však dosud značné mezery v poznání hlavních procesů. Pokud svrchní vrstva boreálního rašeliniště častěji vysychá (předpokládá se například, že tomu tak může být v budoucnu vlivem oteplování klimatu), reakce vegetace může vyvolat drastické změny ve funkcích ekosystému. Laiho et al. (2003) studovali vliv snížení hladiny podzemní vody na organic-
kou hmotu produkovanou rostlinami a na toky živin v chronosekvenční řadě odvodněných a neodvodněných rašelinišť původně řídce osídlených stromy. Chronosekvence byla zvolena tak, aby napodobovala sníženou vlhkost v průběhu vegetační sezóny, jež odpovídá očekávaným scénářům klimatických změn. V původním stavu jsou pro hlavní toky organické hmoty a živin charakteristické roční cykly prostřednictvím graminoidů (rostliny podobné travám) a mechů. Snížení hladiny vody inicializuje „sukcesi“ lesa, v němž se během dvou desítek let posouvají cykly organické hmoty a živin z graminoidů a mechů k převažujícímu typu stromovému. Současně se radikálně mění i množství a složení ročního opadu i množství, alokace a příjem živin. Tyto změny mají zřejmě výrazný, dosud však neprozkoumaný vliv na rovnováhu uhlíku a živin na těchto stanovištích.
Odtok organických látek v lokalitě
Dlouhodobé změny ve společenstvu cévnatých rostlin po odvodnění ombrotrofního rašeliniště popisují Murphy et al. (2009). Po 45 letech byla v odvodněné části ombro7
trofního rašeliniště ve středním Finsku hladina podzemní vody snížená průměrně o 0,15 - 0,20 m. Zatímco celková produkce jemných kořenů křovin se mezi srovnávanými místy (statisticky) významně nelišila, produkce podzemních jemných kořenů stromů se po poklesu vodní hladiny zvýšila o 740 % a produkce kořenů bylin poklesla o 38 %. Podobně se pokles hladiny projevil v růstu nadzemní produkce - biomasa stromů vzrostla výrazně ze 79 ± 135 na 2546 ± 1551 g.m-2. Přestože celková biomasa keřů mezi odvodněným a původním stanovištěm nebyla významně odlišná, keře na odvodněném stanovišti alokovaly více biomasy v kmenech než listech. Odvodnění také způsobilo významný posun v druhovém složení keřového patra. V nadzemní biomase odvodněného stanoviště dominovaly stromy, avšak v produkci jemných kořenů stále převažoval podrost, především keře (64 % celkové produkce kořenů na odvodněném stanovišti). Nadzemní biomasa se zdá být spolehlivým parametrem pro odhad podzemní produkce, což naznačuje možnost odvodit allometrické rovnice pro zjišťování produkce podzemní biomasy v těchto systémech. Zvýšení produkce kořenů stromů může kompenzovat pokles produkce jemných kořenů bylin po snížení hladiny vody. Aby však bylo možné posoudit, zda tyto změny budou kompenzovat ztráty uhlíku z ekosystému zvýšeným ukládáním rostlinného uhlíku nebo naopak stimulovat rozklad půdní organické hmoty v důsledku zvýšeného přísunu nadzemního a podzemního opadu, je třeba dalšího studia. Reakci hub a aktinomycetů (Actinobacteria) na krátkodobé (3-leté) a dlouhodobé (43leté) snížení hladiny podzemní vody studovali Peltoniemi et al. (2008). Zjistili rozdíly v jejich společenstvech mezi přírodními stanovišti reprezentujícími živinami bohatou mezotrofní slatinu, živinami chudší oligotrofní slatinu a živinami chudé ombrotrofní rašeliniště. Většina hub a aktinomycet nalezených v původním rašeliništi
se zdá být dostatečně odolná vůči změnám životního prostředí. Ve srovnání s rašeliništi byla diverzita hub i aktinomycet vyšší ve slatiništích. Po krátkodobém odvodnění se diverzita hub průkazně zvýšila, zatímco biodiverzita aktinomycet se změnou hydrologie nezměnila. Tři roky po odvodnění se společenstva hub a aktinomycet příliš nezměnila, naproti tomu po dlouhodobém odvodnění se společenstva hub i aktinomycet na různých typech rašelinišť stala podobnějšími. Z hub reagují na změny hydrologie citlivěji (pozitivně nebo negativně) bazidiomycety než askomycety. Všeobecně se ukázalo, že odezva hub na snížení hladiny vody závisí na typu rašeliniště. Aktinomycety se jeví méně citlivé na hydrologické změny, ač u některých druhů odezva rovněž závisí na typu rašeliniště. Vliv uvažované změny klimatu na severská zalesněná rašeliniště studovali Trettin et al. (2005). Dospěli k závěru, že vliv klimatických změn zde bude zprostředkován změněným hydrologickým cyklem. Změny hydrologického režimu ovlivní dynamiku uhlíku zalesněných rašelinišť, neboť saturace půdy vodou je hlavní příčinou anoxických podmínek, které brání rozkladu organické hmoty. Nižší hladina podzemních vod způsobená pozměněným rozložením srážek v průběhu roku a vyšší průměrné teploty vzduchu pravděpodobně povedou ke snížení emisí CH4 a zvýšení produkce CO2 z povrchu rašeliniště do atmosféry. Rovnováha uhlíku může být ovlivněna také obhospodařováním lesů na rašelinných půdách. Vyšší produkce půdního CO2 však ještě nemusí znamenat (čisté) ztráty C z ekosystému. Zatímco základy rovnováhy uhlíku v rašeliništích jsou dobře prostudovány, kombinovaný vliv stresu z globáních změn a způsobu obhospodařování jsou nejlépe popsány za použití biogeochemických modelů. Pro validaci těchto modelů je zapotřebí dlouhodobých výzkumů rašelinišť a zajištění hodnocení cyklu uhlíku v různých zeměpisných oblastech. 8
Vliv odstranění těžebních zbytků na režim živin
zy, smrku a borovice se začíná dusík uvolňovat teprve poté, kdy došlo k úbytku 70 %, 80 % resp. 95 % původního uhlíku. Je tedy zřejmé, že pařezy uvedených druhů stromů jsou dlouhodobým zásobníkem uhlíku a zvláště dusíku, slouží jako úložiště dusíku a po lesní těžbě mohou snižovat vyplavování dusíku do podzemních vod i vodních toků. Odstraňování pařezů může zhoršit kvalitu stanoviště i odtékajích vod.
Řada rašelinných půd v horských polohách je zalesněna. Pro studium uvolňování DOC a živin do povrchových vod jsou velmi cenné výsledky studia vlivu managementu těchto porostů na koloběh živin. Nejvýznamnějšími zásahy jsou mýcení lesa, odstraňování pařezů, ovlivnění druhové skladby porostů a jejich vápnění.
Vliv hnojení a vápnění na rašeliniště Mnohé mokřady nacházející se v oblastech dříve postižených kyselými dešti jsou přirozeně kyselé. Přídavek bázických kationtů do přirozeně kyselé půdy vede k novým podmínkám, jež mohou vyvolat drastické změny ve flóře, především u acidofilních mechů. V posledních dvou desetiletích bylo mnoho prací zaměřeno na vliv hnojení a vápnění na tyto ekosystémy s cílem postihnout, jak se tyto zásahy projeví v produkci skleníkových plynů – CO2 a především CH4 (který je některými autory považován za 26-krát účinnější pro oteplování než CO22). Neméně významná je i otázka, jak se uvedené zásahy, zejména vápnění, projeví v koncentraci DOC ve vodách odvodňujících rašeliniště – této souvislosti však dosud byla věnována jen nedostatečná pozornost (viz následující část). Rašeliniště zaujímají 3 % povrchu souše na Zemi, jejich podíl na globální produkci methanu se však odhaduje na 8 %. Například severoamerické mokřady vážou přibližně 220 Pg uhlíku, většinou vázaného v rašelině. Ročně zachytí okolo 49 Tg uhlíku a emitují 9 Tg methanu (míra nejistoty u obou hodnot je ovšem větší než 100%), což znamená, že pozitivní vliv
Potok Rašeliník v rašelinných polohách
Palviainen et al. (2010) zkoumali dynamiku uhlíku a dusíku zejména v souvislosti s uvažovaným využíváním pařezů pro produkci tzv. „bioenergie“ v boreálních borových (Pinus sylvestris), smrkových (Picea abies) a březových (Betula pendula) porostech v jižním Finsku bezprostředně a 5, 10, 20, 30 a 40 roků po smýcení lesa. Pařezy jsou největší kusy opadu v produkčním lese, jejich úloha v koloběhu živin je však málo prozkoumána. C a N se nejrychleji uvolňovaly z březových pařezů: po 40 letech ztratily pařezy jehličnanů 78 % a březové pařezy 90 % původní hmotnosti. Naproti tomu množství dusíku v pařezech zpočátku přibývalo; po 40 letech bylo množství dusíku 1,7 a 2,7-krát vyšší než v původních borových a smrkových pařezech. Z březových pařezů je dusík uvolňován, avšak až po více než 20 letech; po 40 letech bylo uvolněno 59 % dusíku. Autoři uvádějí, že z pařezů bří-
2
Exaktní údaj o účinku plynů (vodní páry, oxidu uhličitého a methanu) na oteplování chybí. Zatímco někteří autoři operují při srovnání účinků methanu a CO2 číslem 26, jiní jsou v odhadech skromnější. Například Houghton J., 1998 v knize Globální oteplování (česky Academia Praha) uvádí hodnotu 7,5, kterou opírá o práci Lelieveld J., Crutzen P. J., 1992, Nature 355: 339 – 341. Jiní však na základě absorpčních spekter uvedených plynů soudí, že nejvýznamnějším skleníkovým plynem je vodní pára, zatímco methan, který absorbuje jen v úzké oblasti IR spektra, má účinek podstatně nižší až zanedbatelný.
9
akumulace uhlíku z atmosférického CO2 je zřejmě převážen negativním vlivem vyprodukovaného CH4 (Bridgham et al., 2006). Čistý tok CH4 z ekosystému je rozdíl mezi jeho produkcí a spotřebou, zmenšený o krátkodobou změnu zásob CH4. Mikrobiální procesy, zprostředkované methanogenními baktériemi a methanotrofy, jsou řízeny řadou fyzikálních proměnných a proměnných životního prostředí (výška hladiny podzemní vody, složení uhlíkatých látek – substrátu, teplotou, hodnotu pH, redoxním potenciálem, dostupností živin, složením a produktivitou rostlinného společenstva). Například nízké pH může omezit produkci methanu kvůli inhibici procesů produkujících a spotřebovávajících vodík. Studium vlivu živin na produkci methanu v rašeliništích je aktuální kvůli poměrně vysoké atmosférické depozici dusíku, vstupu fosforu ze zemědělských ploch apod. Živiny mohou působit na dynamiku produkce methanu z ekosystému na biochemické, mikrobiální i ekosystémové úrovni, proto je mechanismus jejich vlivu komplikovaný. Na biochemické úrovni bylo pozorováno, že amoniak často inhibuje spotřebu methanu (čímž zvyšuje čistý tok methanu z ekosystému) kompeticí o methan-monooxygenázu. Na mikrobiální úrovni mohou živiny působit jako stimulátory nebo inhibitory methanogenních nebo methanotrofních baktérií, což snižuje nebo zvyšuje čistý tok CH4. Na ekosystémové úrovni působí živiny změny ve složení vegetačního pokryvu, což působí na dynamiku produkce CH4 změnami složení rostlinného opadu a kvality půdy, změnou kvality kořenových exsudátů a transportem methanu a kyslíku provzdušňovacím pletivem (aerenchymem). Dusíkaté hnojení rašelinišť často vedlo ke zvýšení produkce methanu, pravděpodobně kvůli inhibici jeho spotřeby. Na jiných mokřadech (např. rýžovištích) však po dusíkatém hnojení produkce methanu poklesla, když byla stimulována jeho spotřeba. Vliv fosforu na produkci methanu mokřady je prozkoumán méně. Fosfor je na rašeliništích
limitující prvkem, jeho přídavek proto stimuluje produktivitu rostlin a může tak ovlivnit produkci CH4 přímou stimulací methanogenů a methanotrofů. Vápnění zvyšuje emise methanu i CO2 z rašelinišť díky tomu, že zvýšením pH stimuluje mikrobiální aktivitu. Při aplikaci vápence ke kyselé půdě se může postupně uvolňovat CO2 z vápence. Biasi et al. (2008) upozorňují, že část CO2 uvolňujícího se při inkubaci vápněné půdy je abiotického původu a není-li stanovena pomocí izotopu 13C, může být heterotrofní mikrobiální aktivita ve vápněných půdách silně nadhodnocena (u krátkodobých inkubací až o 50 %). Vliv šestiletého hnojení dusíkem a fosforem společně s vápněním na mineralizaci uhlíku v rašeliništi zkoumali Keller et al. (2005). I přes zvyšující se dostupnost dusíku a fosforu ve svrchní 5-cm vrstvě rašeliny, rostoucí pH a posun v rostlinném společenstvu, hnojení a vápnění mělo jen omezený vliv na mikrobiální transformace uhlíku na stanovišti. Vápnění snížilo čistý tok CO2 přibližně 3-krát, nemělo však žádný vliv na emise methanu z intaktních vzorků rašeliny. Nebyly zjištěny žádné účinky živin na emise CO2 nebo CH4 z intaktních výřezů (peat core). Ve všech případech rostla produkce methanu s hloubkou a nejvyšší rychlosti spotřeby CH4 byly v blízkosti hladiny podzemní vody. Přídavek živin ani vápnění neovlivnily rychlost produkce methanu ani jeho spotřeby v žádné hloubce. Znamená to, že přinejmenším v průběhu střednědobého experimentu jsou mikrobiální společenstva, zodpovědná za koloběh půdního uhlíku na rašeliništi, tolerantní vůči širokému rozsahu koncentrací živin a hodnot pH a mohou tak být relativně necitlivá vůči budoucímu antropogennímu stresu vyvolanému nerovnováhou živin (anthropogenic nutrient stress). Vliv aplikace dusíku a fosforu na aerobní oxidaci methanu, anaerobní mineralizaci uhlíku (produkci CO2 a CH4) a anaerobní mineralizaci živin v michigenských mokřadech (USA) popsali Keller et al. (2006). Hnojení v terénu zvyšovalo dostupnost živin ve 10
svrchní 15 cm vrstvě a na všech typech rašelinišť vedlo k posunům ve složení vegetace. Vysoké dávky dusíku inhibovaly oxidaci methanu při krátkodobých inkubacích, avšak dlouhodobé hnojení nižšími dávkami dusíku stimulovalo oxidaci methanu na vrchovištním rašeliništi. Naproti tomu nebyl pozorován žádný vliv aplikace živin na oxidaci methanu v mezotrofním a úživném slatiništi. Anaerobní mineralizace uhlíku na rašeliništi byla inhibována při zvyšující se dostupnosti fosforu, zatímco na středně úživném slatiništi byl vliv podobné dávky malý a na nejbohatším slatiništi vyšší dostupnost fosforu stimulovala produkci methanu a mineralizaci živin. Lze tedy konstatovat, že aplikace dusíku a fosforu významně ovlivňují mikrobiální transformace uhlíku v rašeliništích, jejich krátkodobý a dlouhodobý vliv se však výrazně liší a je silně ovlivněn typem rašeliniště.
zorovány vysoké koncentrace dusičnanů. Téměř u všech experimentů byl po ošetření plochy bázemi zjištěn pokles pH půdního roztoku v minerálním horizontu půdy a zvýšení koncentrací Al3+, SO42- a NO3-, což je zřejmě způsobeno vyšší iontovou silou půdního roztoku a vyšší mikrobiální aktivitou. Hodnoty pH půdního extraktu, CEC a saturace bázemi se zvýšily ve svrchních horizontech, poklesly však v horní části minerální půdy. Zvýšení přírůstku stromů nebylo zjištěno. Pozitivní účinky podobných plošných opatření na půdu jsou tedy spíše diskutabilní. Obsah DOC a organických kyselin v půdním roztoku dvou vápencem ošetřených smrkových porostů na jihu Švédska studovali Holmström et al. (2003). 15 let po vápnění porostu u Hasslöv dávkami 3,45 t.ha-1 a 8,75 t.ha-1 dolomitu obsahoval půdní roztok nejvíce kyseliny propanové (7 – 268 μM) a propandiové (2 – 34 μM). Půdní roztok v porostu u obce Horröd, ošetřeném 4,28 t.ha-1 popílku a 3,25 t.ha-1 dolomitu, obsahoval po čtyřech letech nejvíce kyseliny citronové (18 – 64 μM) a fumarové (5 – 31 μM). Rozdíly v koncentracích většiny stanovených nízkomolekulárních organických kyselin (LMWOA) u Hasslöv se výrazně zvětšily v důsledku vápnění. Podíl nízkomolekulárních organických kyselin tvořil 1,1 – 6,3 % z DOC na ploše Hasslöv a 4,5 – 17,6 % na Horröd. Na celkové kyselosti se LMWOA podílely obvykle 3 – 10 % (Hasslöv) a průměrná specifická pufrační kapacita byla 74 ± 22 mM.mol-1. Celková koncentrace DOC v roztoku z vrstvy moru byla 16 mM na dolomitem ošetřených plochách ve srovnání s 10 mM na plochách nevápněných. Hlavní část nárůstu DOC na ošetřených plochách zřejmě měla hydrofobní charakter a vyšší molekulovou hmotnost (3 – 10 kDa). Koncentrace nízkomolekulárního DOC <1 kDa byly na ošetřené a kontrolní ploše podobné. Biodegradaci nízkomolekulárních organických kyselin (citronové, šťavelové a propanové) v lesní půdě sledovali 16 let po ošetření plochy u Hasslöv vápencem Van Hees
Aplikace vápence v acidifikovaných mokřadních ekosystémech Lundström et al. (2003) shrnují výsledky experimentů, zaměřených na sledování vlastností antropogenně acidifikovaných lesních půd a složení půdního roztoku po aplikací vápence a dřevěného popela v Evropě a Severní Americe. Obecně platí, že obsah uhlíku ve vrstvě moru3 po aplikaci bází poklesl následkem vyšší mikrobiální aktivity a půdní respirace, stejně jako se zvýšil únik DOC. Pokud byl sledován vliv vápnění na obsah DOC v půdním roztoku, vždy bylo zjištěno jeho zvýšení. Ztráta uhlíku vyplavením z povrchových horizontů smrkového lesa (Höglwald, Německo) byla vypočítána na 2 t. ha-1 za 7 let (Kreutzer et al., 1991, Kreutzer, 1995), přičemž celkové ztráty C z humusové vrstvy za toto období byly 6,4 t.ha-1. Podobně klesl i obsah dusíku v nadložním humusovém horizontu a v půdním roztoku byly občas po3
Mor je (vedle moderu a mulu) forma nadložního humusu. Mor se vytváří v nepříznivých podmínkách pro rozklad opadu a transformaci humusu, především v chladném a vlhkém klimatu, v kyselých a minerálně chudých půdách.
11
et al. (2003). Pořadí kyselin v půdním roztoku podle koncentrace bylo propanová > citronová > šťavelová, vápnění nemělo na jejich koncentrace v půdním roztoku významný vliv. Mineralizace organických kyselin probíhala rychle v povrchových organických horizontech (průměrný poločas pro citrát byl 2 – 6 hodin), s hloubkou rychlost biodegradace postupně klesala. Kinetika biodegradace odpovídala jednoduché rovnici Michaelis-Mentenové s hodnotami Vmax v pořadí kyselina šťavelová > citronová > propanová (průměr 9,8 ± 1,0 nmol.g-1.h-1) a hodnotami Km klesajícími v řadě kys. šťavelová = citronová > propanová (průměr 168 ± 25 μM). Hodnoty Vmax klesaly s hloubkou půdy, což je v souladu s obecným poklesem mikrobiální aktivity v půdním profilu. Vápnění indukovalo výrazné zvýšení Vmax u citrátu, nezměnilo Vmax u propionátu a snížilo Vmax pro šťavelan (patrně v důsledku vysrážení šťavelanu vápenatého). V důsledku aplikace vápence došlo k nárůstu mikrobiální aktivity přibližně o 10 až 35 %, přičemž mineralizace organických kyselin v půdním roztoku přispěla k celkové půdní respiraci 3 až 15 %. Vápnění lesních porostů postižených kyselými srážkami se hojně využívalo v 70. – 80. letech minulého století, ač mělo řadu negativních důsledků a aniž přineslo předpokládaný dlouhodobý efekt. V poslední době se uvažuje o využití vápnění k úpravě kyselých stanovišť s cílem omezit obsah DOC v tocích odvodňujících některá horská povodí. Značné zkušenosti s podobnými zásahy byly již před časem získány v Norsku a Finsku, nicméně hlavní otázka, totiž zda takováto aplikace vápence nepovede k rychlejší mineralizaci humusu a produkci DOC, především obtížně rozložitelných humusových látek, dosud nebyla zodpovězena. Koncept kritické zátěže (critical load) byl široce využíván již od 90. let minulého století při hospodaření v okyselených povodích jižního Norska, kde se acidifikace v důsledku transportu imisí na dlouhé vzdálenosti projevila v oblasti o rozloze 80 000 km2 a sta-
la se jedním z nejzávažnějších problémů životního prostředí. Pro zachování a obnovu biologické rozmanitosti přikročily státní orgány k vápnění jako dočasnému opatření ke zmírnění kritického stavu. Odhady kritické zátěže byly použity pro stanovení materiálních a finančních potřeb pro tento velkoplošný program. V roce 1995 bylo vápněno více než 2000 lokalit od malých jezer až po velké lososové řeky, v roce 1996 byly náklady na vápnění 18 milionů USD. Odhady kritického zatížení byly základem pro mezinárodní jednání o snížení emisí síry, což vyústilo v přijetí Druhého protokolu o síře pro Evropu a Severní Ameriku v roce 1994. Odhady kritického zatížení ukázaly, že rozloha acidifikované oblasti v Norsku by mohla být po roce 2010 snížena na 35 000 km2 poté, co budou splněny závazky vyplývající z protokolu. Do té doby by se měly snížit náklady na vápnění o téměř 40 %. Vápnění povodí řeky Tovdalselva je pravděpodobně největším projektem svého druhu na světě (1885 km2). Předpokládá se, že podíl ploch v povodí Tovdalselva, na nichž je kritická zátěž překročena, poklesne z 98 % v roce 1990 na 44 % po roce 2010, čímž by se měly snížit náklady na vápnění o dvě třetiny (Hindar et al., 1998). Dlouhodobý příznivý vliv na kvalitu vody pro ryby byl pozorován po velkoplošném vápnění povodí u Tjonnstrondu (Norsko). Koncentrace vodíkových iontů a anorganického hliníku se sice postupně zvyšovala, až dosáhla hodnoty toxické pro pstruhy, toxicita však byla kompenzována zvýšenou koncentrací iontů Ca2+ (Traaen et al., 1997). Devět let po vápnění bylo stále 75 % aplikovaného Ca přítomno v půdě jako výměnné ionty Ca2+, 15 % bylo exportováno odtokem a lokalizace zbylých 10 % je neznámá. Vápnění se jeví jako vhodný prostředek úpravy okyselených vod v povodích s krátkými retenčními časy. Mokřady a rašeliniště, představující 4,0 % plochy povodí jezera Roynelandsvatn v jižním Norsku, byly vápněny z vrtulníku vysokou dávkou 20 t.ha-1 jemného práškového vápence. Vápnění mělo za následek rychlý 12
nárůst pH a obsahu Ca2+ a snížení reaktivního a anorganického monomerního hliníku v odtékající vodě (Hindar et al., 1996). Tři roky po vápnění byla koncentrace reaktivního Al stále o 50 % nižší a koncentrace Ca2+ dvakrát vyšší než před vápněním. Hodnota pH se sice snížila na 5,2 – 5,3, kvalita vody však byla přijatelná pro přežití pstruha obecného. Po vápnění nebyl ve vodách zjištěn významný nárůst obsahu dusičnanů, organického dusíku ani celkového organického uhlíku. Pozemní vápnění může být užitečné pro neutralizaci kyselého odtoku z důvodu zachování anorganického monomerního Al v povodí, dlouhotrvající zvýšení koncentrace Ca2+ a vlastní kapacity pro odkyselení během přívalových průtoků a tání sněhu. Selektivním vápněním vybraných oblastí v povodí lze přitom omezit rozsah nežádoucích účinků, například likvidaci rašeliníku (Sphagnum). Vápnění malého (0,8 km2) jehličnany zalesněného acidifikovaného povodí hrubým dolomitem (3 t.ha-1) vedlo k bezprostřední změně kvality odtékající vody: zvýšil se obsah Ca2+ a Mg2+, kyselinová neutralizační kapacita, pH a poklesl obsah anorganického Al3+ (Hindar et al., 2003). Příznivá kvalita vody se udržela 7 let a autoři předpokládají, že by si kvalitu mohla udržet dalších 40 – 50 let. Obsah dusičnanů se prakticky nezměnil, vzrostl však obsah TOC. Rychlý vliv dolomitu po aplikaci v povodí autoři vysvětlují strmostí svahů, mělkými půdami a vysokým množstvím srážek, což jsou faktory vyvolávající převážně povrchové a podpovrchové proudění. Během prvních 6-ti let po vápnění nebyl zjištěn žádný významný vliv na růst stromů nebo jejich vitalitu. Autoři považují vápnění zalesněných povodí za vhodný prostředek pro dlouhodobé zlepšení kvality vod s potenciálně pozitivním vlivem na vodní organismy citlivé vůči kyselému prostředí. Z uvedených příkladů je zřejmé, že mechanismus působení vápence na obsah DOC (nebo TOC) ve vodách odtékajících z rašelinných oblastí zůstává neobjasněný. Zatímco po vápnění vysokými dávkami vápence (Hindar et al., 1996) nebyl pozorován zvýšený ob-
Lokalita budoucího opatření č. 5
sah uhlíku ve vodách, při nižší dávce vápence do zalesněného povodí (Hindar et al., 2003) se obsah TOC ve vodách zvýšil. Pokud jde o přímé vápnění vodních ploch (jezer), publikovali zajímavé sdělení Alberts et al. (1998). V jezeru Terjevann (JV Norsko), které bylo během 15 let (1980 – 1995) intenzívně vápěno, vzrostla hodnota pH vody ze 4,5 na 6,5. Přitom došlo ke snížení obsahu NOM ve vodě, především podílu s vyšší molekulární hmotností (stanoveno nanofiltrací). Ve zbývajícím podílu přitom navíc klesl poměr C/N, což je dobrý předpoklad pro zvýšení heterotrofní aktivity mikroorganismů. Biodegradace rozpuštěného organického uhlíku (DOC) Rozpuštěný organický uhlík má značný význam pro koloběh živin v terestrických ekosystémech. Podíl DOC na sekvestraci C v minerálních půdních horizontech studovali Kalbitz et al. (2003). Vedle přísunu uhlíkatých látek v kořenových exsudátech byl v lesních půdách zjištěn roční tok DOC 115 – 500 kg C ha-1. V hlubších půdních horizontech je koncentrace DOC nízká, a přitom vyplavování C z minerálních horizontů je poměrně malé (5 – 66 kg C ha-1.rok-1). Znamená to, že podstatná část DOC je sorbována v minerálních horizontech a může být sekvestrována (217 – 366 kg C ha-1.rok-1 podle Currie et al. (1996)); podíl DOC minera13
lizovaného na oxid uhličitý je nízký. Měření však ukázala, že laboratorně stanovená sorpční kapacita půdy by při zjištěných tocích DOC byla vyčerpána během několika let. Terénní data však nesvědčí o vzrůstu koncentrace DOC v minerálním horizontu, což dokládá, že se retence DOC nesnižuje. Tato fakta lze interpretovat tak, že buď (i) mineralizace DOC probíhá ve větším rozsahu, než se dříve předpokládalo, nebo (ii) sorpční místa v jílových minerálech se kontinuálně doplňují při degradaci sorbované organické hmoty (nebo vzájemnou reakcí jílových minerálů a DOC). Degradace rozpuštěné a sorbované organické hmoty snižuje její potenciál být v půdě stabilizována. Pro zjištění vlivu DOC na sekvestraci C je tedy nezbytné kvantifikovat degradaci DOC. Četné studie založené na laboratorních inkubacích ukázaly, že mikrobiálně rozložitelných je 10 – 44 % rozpuštěné organické hmoty (DOM) v půdním roztoku. DOM uvolněná z čerstvého listového opadu byla rozložitelná až ze 75 %. Podíl rozložitelné DOM je závislý na hloubce půdy (klesá s hloubkou), obhospodařování (je nižší v lese než na zemědělsky obhospodařovaných plochách) a kontaminaci půdy. Pozorované rozdíly v biodegradaci DOM lze vysvětlit rozdíly v jejím složení, protože hydrofobní kyseliny jsou pro mikrobiální rozklad méně dostupné než látky hydrofilní. Byly nalezeny korelace mezi podílem rozložitelné DOM a elementárním složením nebo absorbancí v UV oblasti, o systematický výzkum rozložitelnosti i rychlosti rozkladu DOM různého původu a identifikaci charakteristik, jež by mohly rozložitelnost a rychlost rozkladu predikovat, se však pokusili teprve Kalbitz et al. (2003). Během 90-denní inkubace sledovali degradaci DOC (produkci CO2). Podíl rychle a pomalu mineralizované části DOC, jež odpovídají labilní a stabilní frakci DOC, příslušné konstanty rychlosti mineralizace a poločasy rozkladu byly vypočítány pomocí dvojitého exponenciálního modelu. U vzorků DOM z málo humifikovaného materiálu (slámy, opadu a humusu z lesních
fermentačních horizontů) byl obsah rychle rozložitelné frakce i rychlost rozkladu vyšší: mineralizováno bylo 61 – 93 % DOC, podíl labilní frakce byl 59 – 88 % celkového DOC. DOM extrahovaná ze zemědělských půd byla středně biologicky rozložitelná, vyprodukovaný CO2 odpovídal 17 – 32 % celkového DOC a labilní DOC představoval 14 – 25 % celkového DOC. Vzorky DOM extrahované z rašeliny a lesních horizontů Oa byly poměrně stabilní; na CO2 bylo mineralizováno 4 – 9 % celkového DOC, podíl labilního DOC byl 3 – 6 %. Poločas rozkladu labilní frakce byl krátký (2 – 5 dnů), stabilní DOC měl poločas rozkladu od 0,2 roku (málo humifikovaný materiál) do 8,6 roku (DOM z horizontu Oa smrkového lesa). Podíl rychle rozložitelné frakce i rychlost biologického rozkladu DOM výrazně, byť nelineárně, korelovaly s charakteristikami DOM. Hůře biologicky rozložitelné byly vzorky s vyšší absorbancí při 280 nm, vyšší aromaticitou, více humifikované, s vyšším podílem frakce adsorbované na amberlitu XAD-8 a s nižším podílem sacharidického C, tedy vzorky s vyšším podílem huminových kyselin a fulvokyselin a vzorky více humifikované. Nalézt hlavní charakteristiky povodí, vysvětlující proměnlivost rozpuštěné přírodní organické hmoty (DNOM) v povrchových vodách odvodňujících tato povodí se pokusili Vogt et al. (2004). DNOM z přírodních stanovišť (povodí vřesovišť zalesněných jehličnany, s rašeliništi) charakterizovali pomocí širokého spektra analytických metod. Analýza PCA (Principal Component) vyčlenila jako klíčový parametr stanoviště celkovou depozici síry, která vysvětlila většinu variability DNOM identifikátorů. Dalšími signifikantními faktory byly koncentrace iontů H3O+, délka vegetačního období, pokrytí vegetací (podíl plochy rašelinišť a jezer z celkové plochy povodí), nadmořská výška a koncentrace TOC. Depozice síry silně negativně korelovala s molekulovou hmotností, aromaticitou DNOM, kyselostí (obsahem –COOH) a sorpční kapacitou PAH. Vyšší podíl jezer a rašelinných biotopů v místě 14
odběru se odrážel ve vyšší alifaticitě DNOM. Vliv sezóny (jaro/podzim) na kvalitu DNOM na daném stanovišti byl slabý. Pomocí Hasseho diagramů autoři ukázali, jak relativní zastoupení histosolů (rašelinných půd) může určovat kvalitu NOM a naopak, jak se kvalita NOM kryje (shoduje) s odezvou makrofytů.
DOC v povodí Rašeliníku je rašelina. Otázkou zůstává, zda je při výsadbě vhodná aplikace hrubšího dolomitického vápence do půdy ke zlepšení její kvality. Riziky ohrožujícími růst listnatých stromů jsou mrazová poloha stanoviště a vysoké stavy zvěře v oboře. Pokud bude zjištěno, že vlastní rašeliniště není degradované, bude vhodné „živou“ část rašeliniště stabilizovat systémem přehrádek (dřevěných hrází), aby nedocházelo ke kolísání hladiny podzemní vody na rašeliništi a následnému exportu DOC do povodí při dešťových srážkách. Pozitivní vliv lze očekávat od výsadby břehových porostů. Diskutabilní může být aplikace vápence na břehy potoka, která v závislosti na režimu živin může tlumit kyselou reakci a podílet se na omezení obsahu humusových látek ve vodě, mohla by však narušit přírodní prostředí (například rychlejší mineralizací půdní organické hmoty při vyšším pH, snad i zvýšenou produkcí dusičnanů, která by však zřejmě nedosáhla poměrně vysoké úrovně atmosférické depozice NO3-N na lokalitě). Po dokončení nádrže na potoku Rašeliník může aplikace vápence na zamrzlou plochu vést nejen ke snížení kyselosti vody, ale i ke zlepšení podmínek pro rozklad DOC.
Terénní deprese s rozpuštěnými organickými látkami
Doporučená opatření v povodí Rašeliníku Na základě studia literatury a dostupných dat lze formulovat následující návrhy (opatření) ke snížení DOC v povrchových vodách, odvodňujících povodí Rašeliníku. Tyto návrhy by měl terénní výzkum a diskuse účastníků projektu upřesnit s přihlédnutím k místním podmínkám a ekonomickým možnostem: Je třeba zalesnit degradované části rašeliniště a dříve odvodněné louky smíšeným smrkobukovým lesem s příp. příměsí jasanu. V prvé fázi zřejmě bude nezbytné využít melioračních dřevin. Toto opatření by přispělo ke snížení tvorby surového kyselého humusu (který je typický pro monokulturní smrkové porosty a při rozkladu produkuje DOC s vysokým podílem huminových látek, zejména fulvokyselin) a současně by zabránilo vyplavování DOC z degradovaného a dříve odvodněného rašeliniště. Výsledky prvého roku řešení ukazují, že hlavním zdrojem 15
Obr. Klasifikace rozpuštěného organického uhlíku (DOC) (dle Leenher J. A., Croué J.P., 2003. Environm. Science Technol 37: 18-26, upraveno)
16
Literatura Alberts J. J., Andersen D. O., Takás M., 1998. Effect of lime additions to lake water on natural organic matter (NOM) in Lake Terjevann, SE Norway: FTIR and fluorescence spectral changes.In: Humic Substance. Structure, Properties and Use (Davies G., Ghabbour E.A., Khairy K. A., Eds) Royal Society of Chemistry, Cambridge, pp. 123 - 131. Biasi C., Lind S. E., Pekkarinen N. M., et al., 2008. Direct experimental evidence for the contribution of lime to CO2 release from managed peat soil. Soil Biology & Biochemistry 40: 2663 – 2669. Bridgham S. D., Megonigal J. P., Keller J. K., et al., 2006. The carbon balance of North American wetlands. Wetlands 26: 893 – 916. Currie W. S., Aber J. D., McDowell W. H., Boone R. D., Magill A. H., 1996. Vertical transport of dissolved organic C and N under long-term N amendments in pine and hardwood forests. Biogeochemistry 35: 471 – 505. Dahl T. E., Zotay S. C., 1997. Forested Northern Wetlands of North America. In: Trettin C. C. et al. (Eds) Northern Forested Wetlands: Ecology and Management. CRC Press, Boca Raton, USA, pp. 3 – 17. Evans C. D., Chapman P. J., Clark J. M., Monteith D. T., Creser M. S., 2006. Alternative explanations for rising dissolved organic carbon export from organic soils. Global Change Biology 12: 2044 – 2053. Fiala L., Sládečková A., Portová E., 1961. Jakost vody v údolní přehradě Fláje v prvém roce napouštění. Vodní hospodářství 5: 221. Fiala L., Vašata P., Vojta F., Micka J., 1981. Změny jakosti vody v údolní nádrži Fláje. Vodní hospodářství B 8: 211. Hindar A., Henriksen A., Sandoy S., et al., 1998. Critical load concept to set restoration goals for liming acidified Norwegian waters. Restoration Ecology 6: 353 – 363. Hindar A., Kroglund F., Lydersen E., et al., 1996. Liming of wetlands in the acidified Lake Roynelandsvatn catchment in southern Norway: Effects on stream water chemistry. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences 53: 985 – 993. Hindar A., Wright R. F., Nilsen P., et al., 2003. Effects on stream water chemistry and forest vitality after whole-catchment application of dolomite to a forest ecosystem in southern Norway. Forest Ecology Management 180: 509 – 525. Holmström S. J. M., Riise G., Strand L. T., Geibe C., Van Hees P. A. W., Wu Q., Lundström U. S., 2003. Effects of Lime and Ash Treatments on DOC Fractions and Low Molecular Weight Organic Acids in Soil Solutions of Acidified Podzolic Soils. Water, Air and Soil Pollution: Focus 3: 97 – 120. Jankovská V., 1992. Vývoj krušnohorských lesů od konce doby ledové. Lesnická práce 3: 73 – 75. Jankovská V., Kuneš P., van der Knaap W. O., 2007. Fláje-Kiefern (Krušné hory Mountains): Late Glacial and Holocene vegetation development. Grana 46: 214 – 216. Kalbitz K., Schmerwitz J., Schwesig D., Matzner E., 2003. Biodegradation of soil-derived dissolved organic matter as related to its properties. Geoderma 113: 273 – 291. Keller J. K., Bauers A. K., Bridgham S. D., et al., 2006. Nutrient control of microbial carbon cycling along an ombrotrophic-minerotrophic peatland gradient. J. Geophysical Research-Biogeosciences 111: G3/ G03006. Keller J. K., Bridgham S. D., Chapin C. T., Iversen C. M., 2005. Limited effects of six years of fertilization on carbon mineralization dynamics in a Minnesota fen. Soil Biology & Biochemistry 37: 1197 – 1204. Kreutzer K., 1995. Effects of forest liming on soil processes. Plant Soil 168 – 169: 447 – 470. Kreutzer K., Göttlein A., Pröbstle O. P., 1991. Dynamik und chemische Auswirkungen der Auflösung von Dolomitkalk unter Fichte (Picea abies (L.) Karst.), in: Kreutzer K., Göttlein A. (Eds) Oekosystem forschung Höglwald. Forstwiss. Forschung 39: pp. 35 – 40, Verlag Paul Parey, Hamburg. Laiho R., 2006. Decomposition in peatlands: Reconciling seemingly contrasting results on the impacts of lowered water levels. Soil Biology & Biochemistry 38: 2011 – 2024. Laiho R., Penttila T., Laine J., 2004. Variation in soil nutrient concentrations and bulk density within peatland forest sites. Silva Fennica 38: 29 – 41. Laiho R., Vasander H., Pentlila T., et al., 2003. Dynamics of plant-mediated organic matter and nutrient cycling following water-level drawdown in boreal peatlands. Global Biogeochemical Cycles 17: 1053. Lochovský P., 2003. Příspěvek k problematice výskytu a složení huminových látek ve vodách povodí přehradní nádrže Fláje. Vodní hospodářství VTEI 3: 3.
17
Lochovský P., 2005a. Charakterizace organických látek ve vodě vodárenské nádrže Fláje z hlediska její upravitelnosti na vodu pitnou. Vodní hospodářství VTEI 55 (2): 11-13. Lochovský P, 2005b. Zpráva k projektu MZP 0002071101 - Výzkum a ochrana hydrosféry - výzkum vztahů a procesů ve vodní složce životního prostředí, orientovaný na vliv antropogenních tlaků, její trvalé užívání a ochranu, včetně legislativních nástrojů. RIV06-MZP-00020711/02: 2. Lochovský P., 2008. Sledování jakosti vody v povodí Flájského potoka v Krušných horách. Vodní hospodářství VTEI 50(12): (6) 9 – 13. Lundström U. S., Bain D. C., Taylor A. F. S., van Hees P. A. W., 2003. Effects of Acidification and its Mitigation with Lime and Wood Ash on Forest Soil Processes: A Review. Water, Air and Soil Pollution: Focus 3: 5 – 28. Makiranta P; Laiho R; Fritze H, et al., 2009. Indirect regulation of heterotrophic peat soil respiration by water level via microbial community structure and temperature sensitivity. Soil Biology & Biochemistry 41: 695 – 703. Micka J., Fiala L., Chalupa, J., 1985. Humic acids in the inflows to the Flaje reservoir after deforestation of its watershed. Acta Hydrochimica et Hydrobiologica 13: 47 – 52. Murphy M., Laiho R, Moore T. R., 2009. Effects of Water Table Drawdown on Root Production and Aboveground Biomass in a Boreal Bog. Ecosystems 12: 1268 – 1282. Novák M., Břízová E., Adamová M., Erbanová L., Botrell S. H., 2008. Accumulation of organic carbon over the past 150 years in five freshwater peatlands in western and central Europe. Science of the Total Environment 390: 425 – 436. Palviainen M., Finer L., Laiho R, Shorohova E., Kapitsa E., Vanha-Majamaa I., 2010. Carbon and nitrogen release from decomposing Scots pine, Norway spruce and silver birch stumps. Forest Ecology Mana gement 259: 390 – 398. Peltoniemi K., Fritze H., Laiho R., 2009. Response of fungal and actinobacterial communities to water-level drawdown in boreal peatland sites. 2nd International Conference on Rhizosphere, August 2007, Mont pellier, France. Soil Biology & Biochemistry 41: 1902 – 1914. Traaen T. S., Frogner T., Hindar A., et al., 1997. Whole-catchment liming at Tjonnstrond, Norway: An 11-year record. Water Air and Soil Pollution 94: 163 – 180. Trettin C. C, Laiho R., Minkkinen K., Laine J., 2005. Influence of climate change factors on carbon dynamics in northern forested peatlands. Canadian Journal of Soil Science 86: 269 – 280. Van der Kooij D., Veendaal H. R., 1995. Determination of the concentration of easily assimilable organic carbon (AOC) in drinking water with growth measurement using pure bacterial culture. KIWA NV. Van Hees P. A. W., Jones D. L., Godbold D. L., 2003. Biodegradation of Low Molecular Weight Organic Acids in a Limed Forest Soil. Water, Air and Soil Pollution: Focus 3: 121 – 144. Vogt R. D., Akkanen J., Andersen D. O., Brüggemann R., Chatterjee B., Gjessing E., Kukkonen J. V. K., Larsen H. E., Luster J., Paul A., Pflugmacher S., Starr M., Steinberg C. E. W., Schmitt-Kopplin P., Zsolnay Á., 2004. Key site variables governing the functional characteristics of Dissolved Natural Organic Matter (DNOM) in Nordic forested catchments. Aquatic Science 66: 195 – 210. Weiss R., Shurpali N. J., Sallantaus T., et al., 2006. Simulation of water table level and peat temperatures in boreal peatlands. Ecological Modelling 192: 441 – 456. Westman C. J., Laiho R., 2003. Nurtrient dynamics of drained peatland forests. Biogeochemistry 63: 269 – 298. Wieder R. K., Novák M., Schell W. R., Rhodes T., 1994. Rates of peat accumulation over the past 200 years in five Sphagnum dominated peatlands in the United States. Journal of Paleolimnology 12: 34 – 47. Yavitt J. B., Williams C.J., Wieder R. K., 2005. Soil chemistry versus environmental controls on production of CH4 and CO2 in northern peatlands. European Journal of Soil Science 56: 169 – 178.
18
SEZNAM POUŽITÝCH ZKRATEK (sestavila ing. M. Šestauberová) AOC – asimilovatelnost organického uhlíku BDOC – biologická degradabilita organického uhlíku BP – před současností CEC – kationtová výměnná kapacita DNOM – rozpuštěné přírodní organické látky DOC – rozpuštěný organický uhlík DOCCr – DOC stanovený oxidací dichromanem draselným DOCMn – DOC stanovený oxidací manganistanem draselným DOM – rozpuštěné organické látky IR spektra – infračervená spektra LMWOA – nízkomolekulární organické kyseliny NOM – přírodní organické látky PAH – polycyklické aromatické uhlovodíky PCA – analýza hlavních komponent TOC – celkový organický uhlík UV oblast – ultrafialová oblast
19
Poznámky:
20
Poznámky:
21
