Lesnická a dřevařská fakulta

Mendelova zemědělská a lesnická univerzita v Brně

Lesnická a dřevařská fakulta

Srovnání přirozené a inkubované půdní enzymatické aktivity na stanovištích suchých borů v jihovýchodní části Českého masivu

Diplomová práce

2009

Bc. Jan Kynický

Mendelova zemědělská a lesnická univerzita v Brně

Lesnická a dřevařská fakulta Ústav geologie a pedologie

Srovnání přirozené a inkubované půdní enzymatické aktivity na stanovištích suchých borů v jihovýchodní části Českého masivu

Diplomová práce

2009

Bc. Jan Kynický

2

Prohlašuji, že jsem diplomovou práci na téma: Srovnání přirozené a inkubované půdní enzymatické aktivity na stanovištích suchých borů v jihovýchodní části Českého masivu zpracoval sám a uvedl jsem všechny použité prameny. Souhlasím, aby moje diplomová práce byla zveřejněna v souladu s § 47b Zákona č. 111/1998 Sb., o vysokých školách a uložena v knihovně Mendelovy zemědělské a lesnické univerzity v Brně, zpřístupněna ke studijním účelům ve shodě s Vyhláškou rektora MZLU o archivaci elektronické podoby závěrečných prací. Autor kvalifikační práce se dále zavazuje, že před sepsáním licenční smlouvy o využití autorských práv díla s jinou osobou (subjektem) si vyžádá písemné stanovisko univerzity o tom, že předmětná licenční smlouva není v rozporu s oprávněnými zájmy univerzity a zavazuje se uhradit případný příspěvek na úhradu nákladů spojených se vznikem díla dle řádné kalkulace.

V Brně, dne:........................................ podpis studenta

3

Poděkování Na tomto místě bych chtěl především poděkovat zejména Ing. Pavlu Samci a Mgr. Aleši Bajerovi Ph.D, za odborné vedení práce, pomoc při osvojení metodiky, poskytnutí odborné literatury, četné rady a doporučení. Dále doc. Ing. Klementu Rejškovi Csc. za poskytnutí odborné literatury. V neposlední řadě všem členům rodiny a Kateřině Langhamerové za podporu při psaní této práce.

4

Obsah Obsah .......................................................................................................................................................... 5 1. Abstrakt................................................................................................................................................... 6 2. Úvod ....................................................................................................................................................... 8 3. Literární přehled ................................................................................................................................... 11 3.1. Fosfomonoesterázy ........................................................................................................................ 12 3.2. Ureázy............................................................................................................................................ 13 3.3. Mikrobiální uhlík ........................................................................................................................... 13 4. Cíle práce .............................................................................................................................................. 15 5. Materiál a metody ................................................................................................................................. 16 5.1. Zájmové lokality ............................................................................................................................ 16 Popis vybraných lokalit................................................................................................................. 16 Babí lom.................................................................................................................................... 17 Veveří........................................................................................................................................ 18 U Výřích skal ............................................................................................................................ 19 Levnov ...................................................................................................................................... 20 Mohelenský mlýn...................................................................................................................... 20 5.2. Metody terénních prací .................................................................................................................. 21 5.3. Metody laboratorních prací ............................................................................................................ 22 5.3.1. Stanovení biochemických vlastností ................................................................................... 23 Stanovení potenciální aktivity půdní kyselé fosfomonoesterázy .............................................. 23 Stanovení potenciální aktivity půdních ureáz ........................................................................... 23 Stanovení biomasy mikrobů - Cmic ............................................................................................ 24 5.3.2. Stanovení fyzikálních vlastností ......................................................................................... 26 5.3.3. Stanovení mechanických a hydrofyzikálních vlastností...................................................... 27 5.3.4. Stanovení chemických vlastností ........................................................................................ 29 Stanovení půdní reakce ............................................................................................................. 29 Stanovení potenciální kationtové výměnné kapacity a výměnných kationtů ............................ 30 Stanovení oxidovatelného uhlíku .............................................................................................. 31 Stanovení celkového půdního dusíku........................................................................................ 32 Stanovení poměru C/N.............................................................................................................. 33 Stanovení okamžitého obsahu výměnných bazických kationtů ................................................ 33 Stanovení bazické saturace (nasycenosti sorpčního komplexu bázemi –BCC) ........................ 33 Stanovení nasycenosti sorpčního komplexu bazickými kationty (Bazická saturace – BS)....... 34 Regresní diagnostika ................................................................................................................. 34 Grafické vyjádření popisné statistiky........................................................................................ 35 6. Výsledky ............................................................................................................................................... 36 7. Diskuze ................................................................................................................................................. 46 8. Závěr ..................................................................................................................................................... 51 9. Použitá literatura ................................................................................................................................... 54 10. Přílohy............................................................................................. Chyba! Záložka není definována.

5

1. Abstrakt V jihovýchodní části Českého masívu byly vybrány lokality typického přirozeného výskytu borovice lesní (Pinus sylvestris). Lokality jsou situovány v podmínkách vyšších pahorkatin (288 – 529 m n. m.), kde se průměrné roční teploty pohybují v rozmezí +7.2 až +8.8 °C a průměrné roční srážky dosahují 500 – 610 mm). Na všech zkoumaných lokalitách Babí lom (spodnodevonské slepence), Veveří (prekambrické asociace granitoidních hornin - převážně granodiorit), Mohelenský mlýn (denudované metamorfované ultrabazity s dominancí serpentinitů), Levnov (bítešské ruly), U Výřích skal (kadomské granodiority a bítešské ruly) jsou vyvinuty Leptosoly. Pro bližší kvantifikaci těchto azonálních stanovištních podmínek byly provedeny komplexní půdní rozbory O- a A-horizontů. Vyhodnoceny byly fyzikální, fyzikálně-chemické a vybrané chemické a biochemické půdní vlastnosti. Dva po sobě jdoucí roky byla analyzována aktivita kyselé fosfomonoesterázy (KFME), ureázy a mikrobiální biomasy u čerstvých vzorků a u vzorků inkubovaných po dobu 30-dnů za teploty +5 °C. V aspektu inkubace vzorků byly zjištěny jen nevýznamné změny v aktivitě kyselé fosfomonoesterázy. Vlivem inkubace došlo k významnému vzrůstu aktivity ureázy. Mikrobiální biomasa se měnila nespecifickým způsobem.

Klíčová slova: Borovice lesní (Pinus sylvestris), suché bory, kyselá fosfomonoesteráza, ureáza

6

Abstract Several localities of the typical natural occurrence of Scots pine (Pinus sylvestris) were selected in the southeast part of the Bohemian Massif. Selected localities are situated in the upper hilly altitudinal zone (288 – 529 m); where are average temperatures at interval +7.2 - +8.8º C and average annual rainfall amounting to 500 – 610 mm). There are Leptosols on all localities – „Babí lom“ (Lower-Devonian conglomerate site), „Veveří“ (granodiorite site), „Mohelenský mlýn“ (serpentinite site), „Levnov“ (gnaises formations of „bítešská rula“), „U Výřích skal“ (kadomian granodiorites and „bítešské ruly“). Complex soil analyses of O- and A-horizons were carried out for more detailed quantification of these azonal site conditions. Physical, physicochemical, chemical and biochemical properties of soil were evaluated. Acid phosphomonoesterase activity (APME), urease activity and microbial biomass were analysed in the case of fresh samples and incubated samples for two successive years . Only insignificant changes were determined in acid phosphomonoesterase activity in the aspect of sample incubating. With respect to incubation of samples occured important increase of urease activity. Microbial biomass had changed by not specific way.

Key words: Scots pine (Pinus sylvestris), dry pinewood, acid phosphomonoesterase, urease

7

2. Úvod Borovice lesní (Pinus sylvestris) je strom středních rozměrů dorůstající až 40 m výšky a průměru kmene do 1 m. Borovice je hodnocena jako druhý nejvýznamnější jehličnan v ČR. Kořenový systém je hluboko sahající, kůlového tvaru s daleko sahajícími bočními kořeny. Na bažinaté a vlhké půdě zakořeňuje poměrně mělce. Na pohyblivých píscích jsou časté tzv. chůdovité kořeny. Na skalnatém podkladu zarůstají kořeny do puklin a mezer (MIKESKA et al. 2008). Řadí se mezi odolné a rychle rostoucí dřeviny. Borovice je dřevina s velmi širokou tolerancí k prostředí. Limitujícím faktorem, který nesmí být v nedostatku je světlo, poněvadž je tato borovice lesní (Pinus sylvestris) světlomilná, neschopná růst v semknutých porostech a zmlazování v zástinu. Jedná se o velmi nenáročnou dřevinu. Snese nedostatek živin, vláhy a je odolná vůči mrazu i horku (MIKESKA et al. 2008). Při popisu stanovišť borů z pohledu lesnické typologie (Viewegh et al., 2003) jsou tyto ekosystémy chápany jako izolovaně stojící azonální katény. Ačkoli všechny mají reliktní charakter, vymezen je pouze jeden jmenovitý soubor lesních typů reliktní bory (0Z). Ostatní jsou označeny specificky podle konkrétních stanovišť potenciálního výskytu: dealpinský bor (0X), roklinový bor (0Y), chudý bor (0M), kyselý bor (0K), smrkový bor (0N), hadcový bor (0C), svěží jedlodubový bor (0O), kyselý jedlodubový bor (0P), chudý jedlodubový bor (0Q), chudý březový bor (0T), podmáčený smrkový bor (0G) a rašelinový bor (0R). Kromě tohoto dominantního postavení v souborech borů stupně „0“ má borovice přirozený podíl ještě v některých kyselých souborech 1. LVS: především borové doubravě (1M), březové doubravě (1Q) popřípadě kyselé doubravě (1K, 1I, 1S). Jednotlivou příměs tvoří v chudých kategoriích vodou ovlivněných i neovlivněných (M, Q, R), kde pravidelně vystupuje do 5. LVS v jednotlivých extrémních typech do 6. LVS (6M, 6Q – typy s borovicí). Výjimečně vystupuje borovice i v 7. LVS a na přechodu do 8. LVS (sutě s rašeliníkem na Šumavě) (PLÍVA 1971). Přirozené biotopy borů jsou klasifikovány analogicky. Jsou rozděleny na suché bory a rovněž vřazeny i k rašelinným lesům. Jako suché bory se rozumí boreokontinentální bory, lesostepní bory a perialpinské hadcové bory. Rašelinné lesy zahrnují rašelinné březiny, rašelinné brusnicové bory, suchopýrové bory kontinentálních rašelinišť a blatkové bory. Suché bory se zastoupením borovice lesní (Pinus sylvestris) jako hlavní dřeviny s příměsí dubu zimního (Quercus petraea) nebo břízy bělokoré (Betula pendula) zaujímají ekologicky velmi různorodá stanoviště a to jak z hlediska vláhy - extrémně suchá či naopak zamokřená, tak z hlediska vlastností půd - půdy na hadcích, oligotrofních píscích i na balvanitých půdách až skalách. Ostatním biotopům suchých borů jsou společnými vlastnostmi většinou značná vysýchavost a fyziologicky mělký profil půd, které nedovolují prosadit se náročnějším, klimaxovým druhům dřevin. Významný vliv na charakter těchto stanovišť má horninové podloží a tudíž i půdy na kterých se stanoviště nacházejí. Suché bory tvoří blokovaná sukcesní stadia na skalních ostrožnách s mělkými rankery a paraklimax na písčitých přesypech a terasách. Různé typy společenstev suchých borů se vyskytují od nížin až po horské oblasti.

8

Suché bory zaujímají díky svému ostrůvkovitému rozšíření a díky silné vazbě na povrchové výchozy horninového podloží sice jen okrajový význam co do plošného zastoupení, zato jsou nesmírně významné z hlediska pestrosti a diverzity regionální vegetace. Společenstva rostoucí na extrémních stanovištích pokrývají jen zlomek plochy, v krajině však představují významné lokality řady biogeograficky významných (často na okraji svých areálů) ekologicky vysoce specializovaných druhů, které jsou většinou vzácné (ohrožené a chráněné) a z okolí hospodářské krajiny již vymizely (MIKESKA et al. 2008). Bory na skalních výstupech nacházíme prakticky v celé Evropě. Kučera (1999) rozlišuje ve střední Evropě tři skupiny reliktních borů. Jsou to (1) kontinentální východoevropské až jihosibiřské bory rostoucí v kontaktu se subxerofilními doubravami na štěrkopísčitých terasách větších řek (třída Pulsatillo-Pinetea sylvestris, svaz Pulsatillo-Pinion), jejich okrajové rozšíření v Alpách se váže na dešťový stín vnitroalpských údolí, u nás pravděpodobně jen ve fragmentech v České křídové tabuli; (2) reliktní bory na opukových, vápencových a dolomitových horninách a na serpentinitech (třída Erico-Pinetea, svaz Erico-Pinion), jejichž rozšíření zasahuje z Balkánu přes vápencová předhůří Alp až do střední Evropy (u nás někdy označované jako dealpínské bory); v českém masivu se vyskytují útržkovitě na výchozech krystalických vápenců a na vápnitých opukových hranách České křídové tabule; (3) oligotrofní bory náležející k boreálním jehličnatým lesům (tř. Vaccinio-Piceetea), v rámci kterých tvoří skupinu zahrnující primární reliktní bory silikátových skal, písčitých půd a rašelinné bory (svaz Dicrano-Pinion). Zatímco první dvě skupiny se u nás vyskytují vyloženě okrajově (oproti západní a jižní Evropě pouze s borovicí lesní), třetí skupina má u nás poměrně běžné zastoupení (KUČERA 1999).

Obr.1. Biogeografický areál borovice lesní (Pinus sylvestris) (dle MEUSELA, 1965).

9

Pomocí geobiocenologické typizace je možno rozlišit velké množství primárních společenstev s borovicí. V nižších oblastech a v pahorkatinách Pini-querceta arenosa (borové doubravy na píscích), Pineta dealpina (dealpínské bory) na bazických podkladech, Querceta-pinea humilia (zakrslé borodoubravy), Pineta quercina (dubobory) na oligotrofních mělkých půdách, Pineta lichenosa (lišejníkové bory) na skalách, Pineta serpentini (hadcové bory) a v podhorských a horských oblastech na balvanitých svazích Pineta piceosa (smrkové bory). Tab. 1. Přehled a orientační porovnání klasifikací borů (Pinus sylvestris) v ČR

10

3. Literární přehled Sledovány byly mělké půdy, kde se vyskytuje pouze substrátový organominerální horizont, což ukazuje specifika vzhledem ke geneticky plně vyvinutým půdám, zejména ve vnitropůdních procesech. Jako svrchní půdní horizonty byly zkoumány O- a A-horizonty. Jsou to horizonty s procesy intenzivní humifikace, biologické aktivity a translokace látek (HÝSEK, ŠARAPATKA 1998). Půdní enzymy jsou základem půdní biochemie. Enzymatická stanovení patří k základním testům biologické aktivity půdy. Aktivity katalázy jsou tak jedním z ukazatelů intenzity biochemických procesů v půdě (REJŠEK 1999). Nahromaděné půdní enzymy jsou v půdě stabilizovány vazbou s organominerální komplexem, tvořeným anorganickými a organickými půdními částicemi s aktivním povrchem schopným sorpce. Akumulace enzymů podmiňuje relativní stabilitu enzymatické aktivity půdy, která ostře kontrastuje s fluktuací půdních mikrobních společenstev. Tato stabilita vyplývá ze schopnosti částic organominerálního komplexu adsorbovat volné enzymy a kumulovat je v půdě. Jsou-li enzymy takto vázány, jsou pak velmi stabilní i v nepříznivých podmínkách (CHAZIEV 1982). Zdroji půdních enzymů jsou různé organismy včetně kořenů rostlin. Proto enzymatická aktivita nemůže korelovat s mikrobiální biomasou. Půdní mikroorganismy nejsou jedinečnými producenty enzymů. Při inkubaci vzorku dochází k omezení produkce enzymů živými buňkami. Tento proces je analogický s úbytkem živých buněk půdních mikroorganismů. V inkubované půdě se na dekompozičních procesech majoritně účastní enzymy, sorbované na půdních koloidech. Pravděpodobnou příčinou vzrůstu QNH4-N v reakci na inkubaci se jeví potřeba půdní bioty zefektivnit zpřístupňování dusíku a zlepšit celkovou bilanci dusíku v mikroprostředí půdního ekosystému. Jedním z faktorů nestability ureázy při inkubaci vzorků může být přítomnost borovice na stanovišti, resp. přirozená absence kompetičně silnějších lesních dřevin. Borovice lesní (Pinus sylvestris) poskytuje organický materiál, z něhož na kyselých substrátech vznikají hlavně nízkomolekulární humusové látky. Tyto látky mohou v půdě tvořit pouze relativně nestabilní komplexy. Především ale různá míra intenzity zpřístupňování dusíku pro fyziologické procesy v různých půdních typech byla opakovaně zjištěna jako možná příčina změn v aktivitě ureázy (COCHRAN et al. 1989; McCARTY et al. 1992; ACEA et al. 2003). Pro zjišťování půdní dynamiky byly často využívány metody stanovení půdních fosfatáz a ureáz. Tyto hydrolytické enzymy katalyzují rozklad různých organických molekul, z nichž se do půdního roztoku mohou uvolnit minerální živiny. Mechanismy absorpce (příjmu), ukládání a přenos živin do rostlin skrz půdní mikrobiální společenstvo mohou být jednoznačně ověřeny přes fosfor. Biologická dostupnost fosforu v lesních ekosystémech je zpravidla limitním faktorem primární produkce (REJŠEK 1988). Lesní půdy jsou predisponovány nedostatkem minerálního fosforu. Estery kyseliny ortofosforečné vstupující do půdy ve formě odumřelých organických látek zpravidla bývají jedinečným zdrojem fosforu pro výživu rostlin.

11

Půdní ureázy zajišťují amonifikaci rozkladem zbytků aminokyselin (močoviny). Ureáza hydrolyzuje močovinu na CO2 a NH3. Především ve zdevastovaných lesních ekosystémech a iniciálních lesních půdách souvisí zabezpečení toku dusíku a jeho dostatečné zpřístupnění pro rostliny se zajištěním všech následných sukcesních (HYVÖNEN et al. 2000; ATTIWILL, LEEPER 1987), resp. regradačních procesů (ACEA et al., 2003). To se projevuje ve schopnosti půdní bioty zpětnovazebně reagovat na stresové podmínky a podílet se tak na půdní resilienci. Byly sledovány následné změny v aktivitě ureázy, KFME a mikrobiální biomasy a změny jejich závislostí na ostatních půdních vlastnostech. Jako přirozeně predisponované lokality bez geneticky plně vyvinutých půd pro zkoumání uvedených změn biochemických vlastností svrchního půdního horizontu byla vzata stanoviště přirozeného výskytu borovice lesní (Pinus sylvestris) v jihovýchodní části Českého masivu. Přirozená stanoviště borovice lesní jsou ve střední Evropě považována za reliktní. Stanoviště borovice lesní ve střední Evropě trvale zůstávají zachována pouze na hranicích valence výskytu zapojených lesních porostů, kde je omezena nebo vyloučena účast jiných porostotvorných lesních dřevin. Jedny z jejích přirozených výskytů jsou vázány na exponované skalní lokality (CHYTRÝ, VICHEREK 1996; CHYTRÝ 1995; KOLBEK, CHYTRÝ 2001; ROBERTS 1998). SAMEC et al. 2006 se zabývají sledováním čtyř různých biotopů (bukový porost, smrkový porost, kosená louka, nekosená louka) Moravskoslezských Beskyd, které poskytli informace o tom, že na základě okamžitého stanovení aktivity půdní KFME, ureázy a kasein-proteázy lze indikovat biochemické procesy specifické pro jednotlivá stanoviště. Na základě aktivity proteázy a KFME lze spolehlivě rozlišovat biologickou aktivitu v lesních a nelesních biotopech.

3.1. Fosfomonoesterázy Různorodost forem organofosfátů vede k různorodosti enzymů na ně působících (REJŠEK 1988). Odlišné jsou názory na jejich definování. KRETOVIČ (1956) používá termín „fosfatáza“ pro všechny enzymy štěpící jakékoliv estery kyseliny fosforečné. ZVYAGINTSEV et al. (1980) a CHAZIEV (1982) popisují fosfatázy jako fosfohydrolázy monoesterů kyseliny ortofosforečné. KARLSON (1981) označuje za chybný název fosfatáza. Jako správný považuje fosmonoesterázy. MALCOLM (1983) používá toto označení pro skupinu enzymů, hydrolyzujících organické sloučeniny fosforu, pyrofosfáty, metafosfáty a anorganické polyfosfáty. Většina moderních autorů řadí, ať už přímo nebo nepřímo, fosfatázy k esterázám. Esterázy se obecně dělí na karboxylesterázy, fosfomonoesterázy a fosfodiesterázy (KARLSON 1981). Z tohoto pohledu JUMA et TABATABAI (1978, 1988) a MALCOM (1983) rozeznávají 3 typy půdních fosfatáz : 1) fosfomonoesterázy 2) fosfodiesterázy 3) fosfotriesterázy

12

První dva typy společně s trifosfomonoesterázou považují PANG et KOLENKO (1986) za všeobecně rozšířené fosfatázy. Pro fosfatázy je typický velký význam půdní reakce. Takřka ve všech pracích jsou fosfatázy dělené na kyselé a zásadité, resp. na kyselé, neutrální a zásadité. Toto rozdělení vychází ze známé schopnosti fosfatáz katalyticky působit pouze v určité oblasti pH. Fosfatázy s optimem pH 4-6 proto nazýváme kyselé a s optimem pH 8-12 zásadité (REJŠEK, 1988).

3.2. Ureázy Alternativně byly sledovány vybrané aspekty v procesu amonifikace. Amonifikace představuje významnou část ekosystémového toku dusíku. Souvisí + s fyziologickým zpřístupňováním NH4 pro rostliny. Jedním z enzymů, který se jej účastní, je ureáza. Ureáza je obecně rozšířeným enzymem u rostlin a je přítomna u řady eukaryotických mikroorganismů a baktérií, u vyšších živočichů nebyla prokázána. Močovina je nejvýznamnějším dusíkatým hnojivem rostlin v řadě zemí (Čína, Indie, Spojené Státy). Enzym ureáza hraje klíčovou roli v katalýze rozkladu močoviny za vzniku oxidu uhličitého a amoniaku. Ureáza je enzym, který vykazuje absolutní substrátovou specifitu, což znamená, že hydrolyzuje pouze močovinu a nereaguje s žádnou jinou sloučeninou (ani se substituovanými močovinami nebo biuretem). Pro stanovení aktivity enzymu byla vypracována řada přímých i nepřímých analytických metod. Nejběžnější jsou detekce amoniaku reakcí s indofenolem, stanovení 14CO2 a řada enzymatických reakcí spojených se spektrofotometrickým měřením oxidace NADPH (koenzym obsahující vázaný nikotinamid. Účastní se jako tzv. kosubstrát řady enzymových přenosů vodíku. Jeho redukovaná forma odevzdává svůj vodík při mnoha enzymových reakcích, například při biosyntéze mastných kyselin). Je známo, že aktivita enzymu může být inhibována produkcí vlastního substrátu. Ten pokud je v nadbytku se váže místo vícebodově pouze jedno nebo dvoubodově a tím nedochází k jeho přeměně. Tento jev je známý u ureázy, kdy při nadbytku NH4+ v půdě dochází k její inhibici (NANNIPIERI et al., 1978). Aktivita půdní ureázy se mění v rámci jednotlivých půdních horizontů. Tato změna aktivity má klesající trend s rostoucí hloubkou půdy. To je způsobeno různým množstvím půdní organické hmoty obsažené v jednotlivých půdních horizontech (BREMNER AND MULVANEY, 1978).

3.3. Mikrobiální uhlík Jako dominantní zdroj potravy pro půdní heterotrofní mikroorganismy lze obecně označit organický uhlík (Corg). Uhlík je v ekosystému zachycován při procesech fotosyntézy a stává se součástí organických molekul v živých buňkách. Již malé změny v dostupnosti živného substrátu mohou v uzavřené soustavě vyvolat dalekosáhlé změny v aktivitě půdní bioty. Výchylky v ekologických vztazích v půdním mikroprostředí bývají zpravidla interpretovány jako míra funkční stability (GARLAND, MILLS 1991), nebo zjednodušeně jako funkční redundance (BIANCHI,

13

BIANCHI 1995). Funkční stabilitou se rozumí různorodost ekologických vazeb v systému včetně délky trvání a míry vázání konkrétních látek, výskytu nebo absence utilizace, počtu zdrojů, jejich felonií a kapacit. Při aplikaci lineárních algoritmů jsou zaznamenané výchylky ve zjišťovaných veličinách vyhodnocovány pouze jako funkční redundance, kdy byly zaznamenány prosté výskyty nebo nepřítomnost korelačních vztahů při dané hladině významnosti. Obecně statistická lineární vazba mezi Cmic a aktivitou vybraných půdních enzymů koresponduje s předpoklady závislosti biologické aktivity na odumřelé organické hmotě (FORMÁNEK et al. 2006, FORMÁNEK, GRUNDA 2000). Mrtvá půdní organická hmota je vnímána jako základní živný substrát pro půdní biotu a změny v jejím obsahu mohou ovlivňovat aktivitu půdních enzymů (FORMÁNEK et al. 2006). Biologické a biochemické půdní vlastnosti jsou souborem efektů, které v půdě indikují zpřístupňování živin pro rostliny a interakce mezi anorganickými fázemi, mrtvou organickou složkou a biotou. Tyto půdní vlastnosti jsou zpravidla zjišťovány na základě měření půdní respirace (LEE et al. 2003), mikrobiální biomasy (SPARLING et al. 1986; PRIHA, SMOLANDER 1997, PRIHA, HALLANTINE, SMOLANDER 1999) a aktivity půdních enzymů (HOWARD, HOWARD 1990; PRIHA et al., 1999). Enzymy patří do skupiny nejvíce pozoruhodných organických molekul, protože ukazují specifika katalyzování biologických reakcí (ALEF, NANNIPIERI 1995).

14

4. Cíle práce Cílem práce je stanovení vybraných půdních enzymů a mikrobiální biomasy pro čerstvou půdu a půdu 30 dní inkubovanou. Ve dvou sezónách byly zjišťovány změny v enzymatickém uvolňování vybraných živin a v mikrobiální biomase v suchých borech na různých stanovištích. Jejich hodnoty byly srovnávány s fyzikálními a chemickými vlastnostmi půd na vybraných stanovištích suchých borů.

15

5. Materiál a metody 5.1. Zájmové lokality Popis vybraných lokalit Vybrané lokality jsou situovány ve vyšších pahorkatinách (287 – 562 m n. m.) západního okraje Drahanské vrchoviny (Přírodní rezervace Babí lom), Bobravské vrchoviny (Veveří), v centrální části Bítešské vrchoviny (Levnov), severovýchodní části Bítešské vrchoviny hraničící se zlomem Boskovické brázdy (U Výřích skal) a v Jevišovické pahorkatině (Mohelenský mlýn) viz. Obr. č.2.

Obr. 2. Orientační zobrazení rozmístění vybraných lokalit Průměrné teploty vymezených reliéfů Českého masívu se pohybují v rozmezí +7.2 až +8.8 °C, srážky dosahují 500 – 610 mm. Lokalita Babí lom je tvořena tektonickým hřbetem spodnodevonských slepenců. Lokalita Veveří je představována skalním výchozem nad zlomovým říčním údolím, tvořeným prekambrickými asociacemi granitoidních hornin (převážně granodioritem). Lokalita Levnov je představována exponovanými skalní výchozy bítešské ruly, které jsou střídány svahy pokrytými mělkou, ale ostrohrannou sutí, nad zlomovým říčním údolím na soutoku řeky Oslavy a Chvojince. Lokalitu U Výřích skal tvoří výchozy metamorfovaných, tektonicky porušených kadomských granodioritů a bítešské ruly, střídajíc se se suťovými poly krytými směsnými svahovinami. Lokalita Mohelenský mlýn je představována asociací 16

výrazně denudovaných metamorfovaných ultrabazitů s dominancí serpentinitů. Azonální půdní jednotky zde významně ovlivňují klasifikaci lesního ekosystému (DRIESSEN et al. 2001; KOLBEK, CHYTRÝ 2001; VIEWEGH et al. 2003) a vymezení skupin lesních typů (SLT): zakrslá dubová bučina (3Z; Babí lom), zakrslá buková doubrava (2Z; Veveří) a hadcový bor (0C; Mohelenský mlýn), zakrslá doubrava (1Z; U Výřích skal), reliktní bor (0Z; Levnov). Uvedené jednotky SLT (NIKL et al. 2000, 2001) byly konfrontovány s výsledky fytocenologického průzkumu na vybraných lokalitách (ONDRÁČKOVÁ 1996; CHYTRÝ 1995; NEUHÄUSL, NEUHÄUSLOVÁ-NOVOTNÁ 1967)

Babí lom

Geologie

PR Babí lom je vymezena severojižním tektonickým hřbetem v délce cca 3 km mezi Lelekovicemi a Lipůvkou na západním úpatí Adamovské vrchoviny (562 m n. m.). V rezervaci vystupují devonská bazální klastika, která sedimentovala během vrcholných fází kaledonského vrásnění. Ve spodním devonu byla tato oblast mělkým mořským zálivem, kde sedimentovaly „hmoty“ intenzivních splachů z pohoří brunovistulického mikrokontinentu. Sedimentační pánev dokumentuje rovněž devonské klimatické změny a mořské transgrese stejně jako iniciaci variského vrásnění, kdy byly obnaženy střednědevonské vápence, které byly erodovány a splachovány do zálivu. V zálivu sedimentovaly slepence krystalických úlomků z pevnin a železitých zvětralin, později doplňované písčitými substráty a úlomky vynořených korálových útesů. V průběhu vzniku variských horstev se zde aktivizoval zlom Boskovické brázdy, podél něhož následně došlo k poklesu příkopové propadliny. Oblast Babího lomu dostala dnešní podobu až během alpínských zdvihů ve starších třetihorách, kdy velmi silně erodované zbytky slepenců byly zdviženy a otočeny o téměř 80°. Následně byl hřbet silně denudován a tento jev pokračuje až do současnosti. Křemenné až arkózové slepence, jako půdotvorný podklad, značně okyselují vznikající půdy, které jsou díky souvkovým pohybům značně skeletnaté.

Vybrané biotopy

Výchoz kompaktních slepenců lemují suťová pole, kde se hromadí nadložní humus. Na chráněných místech se zachovaly zbytky směsných svahovin s eolickou čtvrtohorní příměsí, z nichž se postupně vyvinuly iniciální kambizemě a rankery. Na pomístně prohumózněných zvětralinách se vyvinuly litozemě, při bázích svahů nahrazené koluvizeměmi nebo akumulovanými kambizeměmi. Půdy jsou silně skeletnaté ve frakci štěrku nebo hrubého písku. V těchto územích je značná diverzita humusových forem, potenciálně však převažují moderové subformy. Svahy a úpatí skal pokrývají suťové lesy s lípou malolistou (Tilia cordata), bukem lesním (Fagus sylvatica), jeřábem ptačím 17

(Sorbus aucuparia), jilmem horským (Ulmus glabra), javory (Acer sp.), jedlí bělokorou (Abies alba) a smrkem ztepilým (Picea abies). Maloplošně se vyskytují bez černý (S. nigra), ostružiník (Rubus fruticosus) a habr obecný (Carpinus betulus). Pouze nejexponovanější místa bez geneticky vyvinutých půd obsazují borovice lesní (Pinus sylvestris) a bříza bělokorá (Betula pendula), ojediněle jeřáb. Na skalních stěnách se uplatňují boreokontinentální bory. Podrost tvoří pokryvnatec Schreberův (Pleurozium schreberi), bika hajní (Luzula luzuloides), konvalinka vonná (Convalaria majalis), vlaštovičník větší (Chelidonium majus), česnáček lékařský (Alliaria petiolata), ptačinec velkokvětý (Stellaria holostea) a jiné submontánní druhy středoevropského, atlanto-mediteránního či boreálního geoelementu.

Veveří

Geologie

Hranice Boskovické brázdy a Bobravské vrchoviny v blízkosti Svratky částečně tvoří řeka Veverka. Její koryto se zařezává do tektonicky rozrušených bloků západní části brněnského masívu a vlévá se do Svratky. V těchto úsecích jsou zachovány značně erodované a rozpadající se relikty kadomských granodioritů. Lokalita byla vybrána na střední úrovni stoupání stěny Bobravské vrchoviny v nadmořské výšce 287 m. Původní kadomský štít byl tektonicky silně porušen jednak během variské orogeneze (při formování Boskovické brázdy), následně během alpínských pochodů. Současnou podobu získal při denudaci a borcení během kvartérních událostí. Granodiority obsahují přibližně 50 % středně bazických plagioklasů. Tyto do značné míry ovlivňují chemizmus vznikajících půd.

Vybrané biotopy

Vybrané skalní výchozy poskytují niky pro tvorbu různých půdních jednotek. Při bázích se nachází akumulované katény se suťovými lesy. Na silně exponovaných částech se místně uplatňuje kumulace humusu na skalním podkladu nebo jeho mělkých zvětralinách, podél přechodů k zachovaným polohám směsných svahovin dochází k souvkovým pohybům a obnažování písčitých zvětralin granodioritů. Díky souvkovým pohybům, které zde relativně často působí, se nadložní humus neustále promíchává se zvětralinami a téměř netvoří měl. Z humusových forem byly zaznamenány suchý mor a drnový mull na rankeru kambickém a litozemi modální. Boreokontinentální bory se na těchto reliéfech uplatňují ojediněle. Na skalách se nachází v topických kontaktech s reliktními nelesními biocenózami štěrbinové vegetace silikátových skal a drolin. Suché bory jsou zastoupeny krnícími nezapojenými společenstvy borovice lesní (Pinus sylvestris), břízy bělokoré (Betula pendula), habru obecného (Carpinus betulus) a dubu zimního (Quercus petraea). Na zaznamenaném

18

stanovišti se dub vyskytuje především na skalní plošině, často pouze v zakrnělé keřové podobě, zatímco borovice obsazuje skalní ostrožiny. Druhové spektrum bylinné vegetace je omezené a dosahuje pouze nízkých pokryvností. Typicky se vyskytuje kostřava ovčí (Festuca ovina), lipnice hajní (Poa nemoralis), četné mechorosty a několik druhů epixylických lišejníků.

U Výřích skal

Geologie

Střední tok řeky Svratky byl umožněn tektonickými dislokacemi v Brněnském masívu a Moraviku. Hranici mezi Moravikem a Boskovickou brázdou na toku Svratky tvoří svratecká klenba. Svratecká klenba je složitou strukturou, v níž foliace v hrubých rysech kopíruje litologická rozhraní. Těleso je kaledonsky metamorfovaným vulkanosedimentárním komplexem epikontinentálního šelfu. U Výřích skal byly metamorfovány majoritně výchozy bítešské ortoruly společně s kadomskými granodiority. Později radiální poruchy, subparalelní s bítešským zlomem rozdělily klenbu na jihovýchodní (relativně více vyzdviženou) a severozápadní (relativně pokleslou) část, které byly vůči sobě horizontálně posunuty, a aktivizovaly hraniční zlomy. Svratecká klenba byla ve spodním ordoviku rozdělena na paraautochtonní jednotku (tišnovské brunnidy) a morávní příkrovy (zahrnující vnitřní a vnější fylity i jádro moravika). U východní hranice svratecké klenby vystupují dvojslídné ortoruly bítešské skupiny. Oblast byla varijsky vrásněna a její pozdější vývoj vykazuje četné analogie s brněnským masívem. Dnes tvoří severovýchodní část Bítešské vrchoviny. Z recentních výchozů v okolí PR Výří skály na levém břehu Svratky byly vybrány ekosystémy hraničící se zlomem Boskovické brázdy v nadmořské výšce 288 m. Poměrně nejmenším kolísáním chemismu rul se vyznačují ortoruly, které přibližně odpovídají kyselým a částečně neutrálním horninám vyvřelým.

Vybrané biotopy

Lokalita se nachází ve střední části příkrého suťového pole krytého směsnými svahovinami s pomístními výchozy tektonicky porušeného podloží. Svah má západní expozici. Skalní bloky tvoří stanoviště pro lišejník zeměpisný (Rhizocarpon geographicum) a jiné ekologicky převážně nenáročné druhy. Zahliněné sutě jsou místně predisponovány k introskeletové erozi, zpravidla obsahují malé množství jemnozemě s vyvinutým organominerálním horizontem na matečném substrátu. Nadložní humus je postižen neustálými souvkovými pohyby, proto i měl má charakter směsi se skeletem. Subforma humusu odpovídá mělovému moru. Půdní typ odpovídá litozemi modální.

19

Lesní porost tvoří borovice lesní (Pinus sylvestris), dub zimní (Quercus petraea) a podúrovňový habr obecný (Carpinus betulus). Zachované svahoviny jsou pokryty mechy a pomístně nenáročnou mezofytní bylinnou vegetací.

Levnov

Geologie

Jako území výskytu výchozů bítešských rul byly vybrány skály na soutoku Oslavy a Chvojnice v centrální části Bítešské vrchoviny (300 – 330 m n. m.). Bítešské ruly vznikaly během kadomského vývoje moravika na pobřeží Avalonie. Tato bítešská skupina tvoří rozsáhlé deskovité těleso na olešnické skupině, které bylo přesunuto přes vnitřní fylity a sunuto na brunovistulikum. Po konsolidaci Českého masívu byla oblast postupně denudována a následně několikrát zaplavena druhohorními moři. Při kulminaci alpínské orogeneze byla opět vyzvednuta a několikrát tektonicky silně porušena. Ruly jsou v současnosti silně navětralé v důsledku čtvrtohorních mrazových zvětrávání, půdotoků a saxonských pohybů. Do dnešní podoby jsou tyto ruly dotvořeny saxonskou tektogenezí na konci třetihor a čtvrtohor. Obdobná situace, z pohledu chemizmu půdotvorného podloží, panuje i u lokality Levnov.

Vybrané biotopy

Exponované skalní masívy východní expozice jsou střídány svahy pokrytými mělkou, ale ostrohrannou sutí, kde epizodicky probíhá geneze půd. Půdy jsou ohroženy gravitačními posuny. Nadložní humus má charakter směsné humusové svahoviny. Je to směs drti a měli prorůstaná drnem mezi rozpady hornin. Její geneze koresponduje s typickým až drnovým moderem. Na místech, kde může docházet ke kumulaci humusu je zřetelně přítomný typický moder nebo i morový moder. Půdní typ zastupují litozemě až rankery kambické. Skály mají charakter primárního bezlesí se štěrbinovou vegetací. Na svahovinách se střídají skalní stepi s nezapojenými lesními porosty borovice lesní a dubu zimního. Vtroušeně se vyskytují růže.

Mohelenský mlýn

Geologie

Moldanubikum v oblasti Znojemské pahorkatiny bylo během kadomského i kaledonského geotektonického cyklu několikrát metamorfováno. Na přelomu devon/karbon kolidovalo s ostatními perigondwandskými mikrokontinenty a Laurusií. 20

Tehdy bylo proraženo nejen řadou kyselých magmatických hornin, ale i několika batolity a bazický vulkanizmus zde inicioval tvorbu oceánské kůry. Moldanubikum jižně od třebíčského syenitového masívu bylo proraženo peridoty, pyroxeny a amfiboly. Lokalita Mohelenský mlýn je představována asociací výrazně denudovaných metamorfovaných ultrabazitů s dominancí serpentinitů. Výchozy serpentinitů zůstaly zachovány mezi Mohelnem a Dukovany v 340 – 400 m n. m. Serpentinity vznikly přeměnou z ultabazických olivínických vyvřelých hornin. Chemizmus hadců jako půdotvorného podloží je téměř jednostranný a více či méně se blíží složení minerálu serpentinu. Hadcové půdy se tak vyznačují přebytkem hořčíku, chrómu a niklu. Tento přebytek se někdy projevuje zakrslým vývojem rostlinných forem.

Vybrané biotopy

Vybraná lokalita se nachází na svazích skalnatého údolí řeky Jihlavy mezi Mohelenskou hadcovou stepí a Mohelenským mlýnem. Exponovanost svahů vedla k silné erozi původních pleistocénních mrazových půd a v holocénu predisponovala stanoviště k tvorbě jen slabě vyvinutých půdních jednotek. Nadložní humus tvoří drnový moder. Půdním typem je litozem modální hořečnatá s A-horizontem mocným >10 cm, který je enklávně buď drobtovitý a prohumózněný, nebo naopak vysychavý a silně skeletnatý. Substrátový horizont je hrubě štěrkovitý, nasedající na navětralé podloží. Na území se střídají hadcové lesostepi s přirozenými borovými porosty a jejich kulturami. Prosperuje zde borovice lesní (Pinus sylvestris), dub zimní (Quercus petraea), ojediněle i buk lesní (Fagus sylvatica) a slivoň trnka (Prunus spinosa). V širším okolí se jako keře uplatňují jalovce (Juniperus communis) a dříny obecné (Cornus mas). Květena typicky vykazuje znaky nanismů. V borových porostech se jako dominantní podrostní rostlinou jeví metlička křivolaká (Avenella flexuosa), na otevřených prostranstvích se sub-dominantně uplatňují kostřavy (Festuca sp.), ostřice (Carex sp.) a kavyly (Stipa sp.). Druhové spektrum bylin doplňují kručinky chlupaté (Genista pilosa), mochny písečné (Potentilla arenaria) nebo pryšce chvojky (Euphorbia cyparissias). Skalní stepi osídlují hadí mord rakouský (Scorzonera austriaca), tařinka horská (Alyssum montanum), podmrvka hadcová (Notholaena marantae) či sleziník hadcový (Asplenium cuneifolium).

5.2. Metody terénních prací Vlastní terénní šetření byla provedena na vybraných plochách suchých borů. Terénní práce proběhli v období května roku 2006 a 2007. Následovala šetření prováděná v laboratoři. Na každé ze zájmových lokalit byla vymezena jedna reprezentativní výzkumná plocha (RVP). Každá tato výzkumná plocha byla vždy volena na takové množině přírodních a porostních entit, které se blíží předpokládanému potenciálnímu stavu vegetace suchých borů. 21

Každá RVP byla vymezena ve formě pravidelného čtyřúhelníku o ploše 400 m2 a přibližný střed těchto ploch byl stabilizován GPS koordináty včetně výškové polohy (viz. Tab. 2.). Terénní průzkum sestával z popisu reliéfu, geologických poměrů, charakteristiky půdních poměrů a dalšího popisu biotopů. Odběry vzorků byly situované na nadložní humus (O-horizont) a svrchní organominerální horizont (A-horizont) podle standardních postupů (REJŠEK, 1999).

Tab. 2. Situace a pozice zájmových výzkumných ploch Lokalita

GPS-pozice Nadmořská výška

Babí lom

49°18.26N

SLT

Humusová forma

529

3Z

drnový moder

287

2Z

suchý mor a drnový mull

343

0C

drnový moder

288

1Z

mělový mor

330

0Z

typický až drnový moder

16°13.38E Veveří

49°15.29N 16°28.00E

Mohelenský

49°06.27N

mlýn

16°11.73E

U výřích skal

49°17.37N 16°25.21E

Levnov

49°08.21N 16°14.28E

5.3. Metody laboratorních prací Základem půdního metabolismu jsou enzymatické reakce, probíhající jak v samostatných buňkách půdních organismů a rostlinných kořenů, tak i přímo v půdě vlivem zde kumulovaných enzymů (CHAZIEV 1982, KAPRÁLEK 1986). Jednou z nejdůležitějších fází přeměn organických látek v půdě je hydrolytický rozklad organických sloučenin, katalyzovaný enzymy. Tyto enzymy nazýváme hydrolýzami. Významné místo v této skupině zaujímají esterázy, enzymy štěpící esterové vazby v organických sloučeninách. Právě stanovení stupně a rychlosti rozkladu esterových sloučenin fosforu, které jsou nejdůležitějším potenciálním zdrojem ortofosfátových iontů pro rostliny, je základem pro postižení významnosti fosfatáz v koloběhu fosforu ekosystému (REJŠEK 1988). Jedním z efektů autoregulace lesního ekosystému je schopnost substituce faktorů v reakci na stres, způsobený nedostatkem jedné nebo několika ekosystémových složek. Stres byl simulován pomocí inkubace půdních vzorků ve stálém, ale umělém prostředí 250ml PE-lahví po dobu 30 dnů při +5 °C bez kontaktu s komplexem vlivů působící na půdu v přirozeném prostředí přírody.

22

5.3.1. Stanovení biochemických vlastností Stanovení potenciální aktivity půdní kyselé fosfomonoesterázy Základem metod stanovení aktivity fosfatázy je hydrolytický rozklad organické sloučeniny fosforu vlivem půdních fosfatáz. Použitou sloučeninu nazýváme substrát enzymatické reakce (REJŠEK 1991) Jako základní medium pro zjišťované procesy byl připraven jantarboraxový pufrační roztok (S-B) s pH 4,8 (REJŠEK 1991). Pufr vznikl smícháním 350 ml 0,05 M Na2B4O7 a 650 ml C4H6O4. Pro stanovení aktivity půdní SPA byla připravena suspenze z 1 g čerstvé zeminy, 12 ml S-B roztoku a 750 µM substrátu připraveného rozpuštěním p-nitrofenylfosfátu (p-NPP). Smyslem stanovení je zjistit míru uvolnění pnitrofenolu enzymatickým rozkladem p-NPP u vzorků stimulovaných přidáním substrátu a nestimulovaných substrátem. Kontrolní suspenze byly připraveny pouze ze zeminy a S-B roztoku. Suspenze byly inkubovány po dobu 1 h při 37 °C. Po skončení inkubace byly suspenze zfiltrovány a u filtrátů byla zastavena enzymatická reakce přidáním 8 ml 1 M KOH. Takto zalkalizované filtráty byly zředěny S-B pufrem v poměru 1:2 a měřeny spektrofotometricky na 410 nm. Pro sestrojení kalibrační křivky byly připraveny standardní roztoky p-nitrofenolu rozpuštěním 0,1 g C6H4NO2OH ve 100 ml S-B pufru. Z tohoto roztoku byly odměřeny 3 ml a ty doplněny S-B pufrem do 100 ml. Ze vzniklého zředěného roztoku bylo odměřeno postupně 1 – 5 ml, doplněno do 12 ml opět S-B pufrem, zfiltrováno, doplněno 8 ml 1 M KOH a spektrofotometricky analyzováno.

Stanovení potenciální aktivity půdních ureáz Jako základní médium pro sledované procesy byl použit boraxový pufr se stabilním pH 9,65. Pufr byl získán rozpuštěním 56,85 g Na2B4O7.10H2O v 1 500 ml demineralizované H2O za úpravy pH v přítomnosti 20% NaOH. Byla připravena suspenze 5 g čerstvé zeminy, 20 ml borátového pufru a 2,5 ml roztoku CO(NH2)2 (připraveného rozpuštěním 21,62 g močoviny v 500 ml H2O). Smyslem stanovení je zjistit míru uvolnění NH4+-N enzymatickým rozkladem CO(NH2)2 u vzorků stimulovaných přidáním tohoto substrátu a nestimulovaných roztokem substrátu (Kandeler a Gerber, 1988). Vzorky byly inkubovány po dobu 2 h při 37 °C. Po skončení inkubace byla enzymatická reakce zastavena 30 ml roztoku KCl+HCl (Girgel, 2004). Vzorky byly horizontálně třepány, filtrovány, doplněny 9 ml H2O, 5 ml standardního roztoku C7H5O3Na a Na2[Fe(CN)5NO].2H2O a 2 ml roztoku C3Cl2N3NaO3.2H2O. Kontrolní vzorky byly připraveny analogicky se vzorky substrátovými, pouze místo močoviny byly doplněny 2,5 ml demineralizované vody. Spektrofotometrická měření probíhala na konstantní vlnové délce 690 nm. Pro sestrojení kalibrační křivky byl připraven standardní roztok 3,82 g NH4Cl do 1 l H2O. Ze standardního roztoku byly pipetovány 0,0 – 1,5 ml do odměrných baněk

23

a doplněny do 100 ml roztokem KCl+HCl. Tyto roztoky byly spektrofotometricky analyzovány s výpočtem regresní rovnice kalibrační přímky.

Stanovení biomasy mikrobů - Cmic Stanovení biomasy mikroorganismů v půdě fumigačně – extrakční metodou (CFE) Páry chloroformu působí na půdní vzorek, poruší buněčné stěny mikroorganismů a způsobí vylití buněčné protoplazmy. Tím se zvýší obsah snadno přístupných živin ve vzorku. Rozpustné organické sloučeniny lze z půdy extrahovat a jejich množství v půdním extraktu stanovit titrací. Rozdíl koncentrace rozpustného organického uhlíku (Corg) v extraktu před a po fumigaci odpovídá množství mikrobiálního uhlíku (Cmic) (Vance a kol. 1987). Rovnice popisující děj při oxidaci (Zbíral a kol. 1997): 2(Cr2O7)2- + 16H2O + 3C → 3CO2 + 4Cr3+ + 8H2O Rovnice popisující děj při titraci(Zbíral a kol. 1997): (Cr2O7)2- + 14H+ + 6Fe2+ → 2Cr3+ + 6Fe3+ + 7H2O Výpočet: Množství organického uhlíku v 1g půdy pro fumigované i nefumigované vzorky bylo vypočítáno na základě rovnice: Corg =(A-B) . 0,15 . 1000 . 40 . f / 8 . 10 . sušina [µg C g-1] Množství mikrobiálního uhlíku v půdě bylo následně vypočítáno podle rovnice: Cmic = (Cfumigovný – Cnefumigovaný) . 2,64 [µg C g-1]

Tab. 3. Vysvětlivky výpočtu A

spotřeba Mohrovy soli na titraci slepého vzorku (ml)

B

spotřeba Mohrovy soli na titraci vzorku (ml)

f

faktor Mohrovy soli: f = spotřeba na titraci K2Cr2O7 (ml) / 8

0,15

1ml 0,05 M Mohrovy soli odpovídá 0,15 mg C

40

objem extraktu

8

použitý objem extraktu (u humusových horizontů, kde byly odebrány 4ml extraktu byla použita hodnota 4)

1000

přepočet z mg na µg

10

navážka půdy

Cfumigovaný

µg C/g pro fumigovaný vzorek

Cnefumigovaný

µg C/g pro nefumigovaný vzorek

24

2,64

přepočtový faktor pro C flush (1/0,38). Jelikož množství mikrobiálního uhlíku, který je extrahován, záleží na fyzikálních a chemických vlastnostech půdy, respektive na účinnosti extrakce a vazbě labilního uhlíku v organické a minerální frakci půdy, tak se používá koeficient, který určuje podíl skutečně extrahovaného mikrobiálního uhlíku ke skutečnému množství mikrobiálního uhlíku (HOLBEN 1994). Různí autoři uvádějí tento koeficient v rozmezí 1/0,35 až 1/0,38. V našem případě byl použit koeficient 1/0,38 (VANCE 1987).

25

5.3.2. Stanovení fyzikálních vlastností Půdní fyzikální vlastnosti byly zjišťovány pouze pro A-horizonty. Šetření byla zaměřena na soubor parametrů, stanovitelných na základě granulometrických analýz (KURÁŽ et al. 1994) a na základě mechanických a hydrofyzikálních analýz z odběrů do standardizovaného objemu 100 cm3 fyzikálního válečku (RICHARDS 1965; BERGER, HAGER 2000). Vyhodnocením fyzikálních válečků byly stanoveny objemová hmotnost redukovaná (Dd), objemová hmotnost (Dw), měrná hmotnost (Ds), pórovitost (P) a maximální kapilární kapacita (MKK).

Stanovení zrnitostního složení Zrnitostní rozbory byly provedeny pouze z odběrů A-horizontů v roce 2006. Stanovení distribuce velikosti částic v půdě se stanovuje ve dvou fázích. Nejdříve se oddělí a stanoví zastoupení částic o velikosti 0,1 – 2 mm. V druhé části vzorku se na sedimentografu zjistí zrnitostní zastoupení částic o velikosti 0 - 0,1 mm a popíše se zrnitostní křivkou. V laboratoři se stanovuje pouze zastoupení částic menších než 2 mm (jemnozem I). Celkem se v jemnozemi I rozlišuje 5 zrnitostních frakcí (viz. Tab. 4.). Tab. 4. Zrnitostní frakce NÁZEV FRAKCE F.J. VJP II III IV

VELIKOST ČÁSTIC [mm]] menší než 0,002 0,002 - 0,01 0,01 - 0,05 0,05 - 0,1 0,1 - 2

NÁZEV fyzikální jíl velmi jemný prach hrubý prach práškový písek písek

Zastoupení jednotlivých zrnitostních frakcí se vyjadřuje v hmotnostních %. Zrnitostní složení se nestanovuje u humusových vzorků, t.j. při obsahu humusu v půdě vyšším než 15 %. Po dispergaci vzorku půdy ultrazvukem v roztoku hexametafosforečnanu sodného se na sítu oddělí písek, který se po vysušení určí vážkově. Podíl ostatních frakcí se určí z rychlosti sedimentace podle Stokesova zákona. Výpočet zrnitostních frakcí Při základní navážce 10 g je pískový podíl : Ostatní výsledné podíly :

IV = 10 . n III, II, I, FJ = a . (10 - n) . 0,1

kde n = zbytek na sítu v g a = příslušný rozdíl % odečtených z grafu, tj. pro frakci

III

a = 100 - III (%) 26

II a = III (%) - II (%) I a = II (%) - I (%) FJ a = I (%) Klasifikace půdního druhu na základě výsledků zrnitostního rozboru byla provedena podle Nováka (1954). Půdní druh byl na základě výsledků zrnitostní analýzy stanoven pro každý horizont dle podílu jílovitých částic (frakce hrubý a fyzikální jíl) obsažených ve vzorku. Tab. 5. Stanovení půdního druhu dle NOVÁKA (in PELÍŠEK, 1964) podíl půdních částic ve vzorku v % ˂ 10 10 - 20 20 - 30 30 - 45 45 - 60 60 - 75 > 75

název půdního druhu písčitá (lehká) hlinitopísčitá (lehká) písčitohlinitá (střední) hlinitá (střední) jílovitohlinitá (těžká) jílovitá (těžká) jíl

5.3.3. Stanovení mechanických a hydrofyzikálních vlastností Rozbory mechanických a hydrofyzikálních půdních vlastností byly omezeny na množinu parametrů, stanovitelných na základě preparace půdního vzorku o jednotném objemu 100 cm3 (HARTGE, 1971; VALIŠ a ŠÁLEK, 1976; PELÍŠEK, 1956, 1957; REJŠEK, 1999; SAMEC et al., 2006). Odběr vzorku se stabilním objemem byl zajištěn použitím fyzikálních válečků, kam bylo odebráno množství vždy přirozeně rostlé zeminy z každého vylišeného minerálního horizontu půdní sondy v horizontální rovině. Analyzovány byly objemová hmotnost (Dw) stanovená gravimetricky, objemová hmotnost redukovaná (Dd) stanovená ze vzorku vysušeného do konstantní hmotnosti, měrná hmotnost (Ds) stanovená pyknometricky, provzdušněnost (A), celková pórovitost (P), maximální kapilární kapacita (MKK), minimální vzdušná kapacita (AMKK), nasycenost pórů (Rnp), relativní kapilární vlhkost (Rv), objemová vlhkost (Θ). -3 Dw – objemová hmotnost [g.cm ] -3 Dd – objemová hmotnost redukovaná [g.cm ] Výpočet: a – hmotnost fyzikálního válečku s víčky [g] -3 Ds – měrná hmotnost [g.cm ] b−a b – hmotnost válečku s víčky a vzorkem Dw = [g.cm-3] v přirozeném stavu [g] V c – hmotnost válečku s víčky a vzorkem vysušeným do konstantní hmotnosti [g] c−a Dd = [g.cm-3] V – objem vzorku [cm3] V m1 – hmotnost vzorku vysušeného do konstantní hmotnosti [g] m1 -3 m2 – hmotnost pyknometru s destilovanou Ds = [g.cm ] (m1 + m2 ) − m3 vodou [g] m3 – hmotnost pyknometru s rozvařeným vzorkem a s destilovanou vodou [g] 27

m MKK − m d V Θ = w.Dd [%] MKK =

A=P–Θ P=

[%]

[%]

Ds − Dd

.100

[%]

AMKK= P – MKK

[%]

ρs

Θ .100 MKK Θ Rnp = .100 P Rv =

MKK – maximální kapilární kapacita [%] Θ – objemová vlhkost [%] w – hmotnostní vlhkost [%] A - provzdušněnost [%] P – pórovitost [%] AMKK – minimální vzdušná kapacita [%] Rv – relativní kapilární vlhkost [%] Rnp – nasycenost pórů [%]

[%] [%]

Tab. 6. Hodnocení půdní vododržnosti pomocí hodnoty MKK (dle REJŠKA, 1999) MKK (%) ˂5 5 - 10 10 - 30 30 - 50 > 50

půdní horizont velmi slabě vododržný slabě vododržný vododržný silně vododržný velmi silně vododržný

Tab. 7. Hodnocení půdní pórovitosti (dle Rejška 1999) P (%) ˂ 35 35 - 45 45 - 55 55 - 70 > 70

pórovitost velmi nízká nízká střední vysoká velmi vysoká

Tab. 8. Hodnocení minimální vzdušné kapacity Amkk (dle REJŠKA, 1999) AMKK (%)

minimální vzdušná kapacita

˂5 5 - 10 10 - 20 20 - 40 > 40

velmi nízká nízká střední vysoká velmi vysoká

charakteristika půdního horizontu neprovzdušněný slabě provzdušněný středně provzdušněný silně provzdušněný velmi silně provzdušněný

28

Stanovení sušiny Získané vzorky byly v kontrolovaných laboratorních podmínkách vysušeny při 105 °C do konstantní hmotnosti, načež na základě rozdílů v hmotnostech surových a vysušených vzorků mohl být stanoven podíl vody i sušiny.

Výpočet:

w=

m1 − m 2 .100 m1

s = 100-w

[%]

[%]

w – hmotnostní vlhkost [%] s – sušina [%] m1 – hmotnost vzorku před vysušením [kg] m2 – hmotnost vysušeného vzorku [kg]

Podle zjištěných hodnot hmotnostní vlhkosti byly vzorky hodnoceny (viz. Tab. 9.).

Tab. 9. Hodnocení hmotnostní vlhkosti lesních půd (dle REJŠKA, 1999) střední lehké půdy půdy těžké půdy hmotnostní vlhkost w (%) 2-4 4-8 8-15 4-8 8-15 15-25 8-12 15-25 25-35 12-18 25-35 35-45 18-30 35-45 45-55 > 30 > 45 > 55

Půdní horizont suchý mírně vlhký čerstvě vlhký vlhký mokrý zbahnělý

5.3.4. Stanovení chemických vlastností Půdní reakce byla determinována jako aktivní (pH/H2O) a výměnná (pH/CaCl2) (ISO 10390). Kationová výměnná kapacita (KVKp) byla stanovena extrakcí 1M BaCl2 za pH 8.1 (BASCOMB 1964). Obsah oxidovatelného uhlíku (Cox) byl stanoven chromsírovou směsí H2Cr2O7+H2SO4 kdy nespotřebovaná kyselina chromová je stanovována titrací roztoku mohrovi soli. Obsah celkového dusíku (Nt) byl stanoven Kjeldahlovou metodou (ZBÍRAL et al. 1997; ZBÍRAL 2002).

Stanovení půdní reakce Půdní reakce byla stanovována pro vzorek každého vylišeného horizontu každé půdní sondy upraveného do formy přirozené proschlé jemnozemě I. Stanovena byla půdní reakce aktivní (pH/H2O) a půdní reakce potenciální výměnná (pH/CaCl2) pomocí acidometru s kombinovanou skleněnou elektrodou. Kalibrace acidometru byla provedena za laboratorních podmínek dvěma standardními tlumivými roztoky I (pH = 4,00) a II (pH = 7,00). Vzorky byly připraveny ve formě suspense. Navážka pro přípravu suspense byla pro vzorky H-horizontů použita v množství 5 g, pro vzorky organominerálních

29

a minerálních horizontů 10 g. Navážky byly zality 25 ml buď destilované vody (pro stanovení pH/H2O), nebo 0,01 M CaCl2. Pro měření pH/H2O byly připravené suspense ponechány 2 hod. k extrakci, zatímco suspense pro měření pH/CaCl2 byly ponechány 24 hod. k extrakci (ZBÍRAL, 2002). Podle zjištěných hodnot půdní reakce byly vzorky hodnoceny (viz. Tab. 10.).

Tab. 10. Interpretativní hodnocení lesních půd podle hodnot půdní reakce (dle REJŠKA, 1999). pH/CaCl2 pH/H2O Typ reakce > 7,0 > 7,2 mírně alkalická 6,1 – 7,0 6,6 – 7,2 neutrální 5,1 – 6,0 5,6 – 6,5 mírně kyselá 4,1 – 5,0 4,5 – 5,5 středně kyselá 3,0 – 4,0 3,5 – 4,4 silně kyselá < 3,0 < 3,5 velmi silně kyselá

Stanovení potenciální kationtové výměnné kapacity a výměnných kationtů podle BASCOMBA (ISO 13536) Metoda umožňuje se stejnou přesností stanovit KVK u půd s významně rozdílnou reakcí. Není vhodná pro organické půdy. Sorpční komplex půdy se nasytí ionty barya opakovanou extrakcí roztokem chloridu barnatého upraveného na hodnotu pH 8.1 triethanolaminem. K takto nasycené půdě se přidá známé množství roztoku síranu hořečnatého. Všechno přítomné baryum se sráží ve formě síranu barnatého a hořečnaté ionty se vážou na uvolněná místa sorpčního komplexu půdy. Hořčík zbývající v roztoku se stanoví metodou FAAS po odstranění rušivých vlivů přídavkem lanthanu nebo metodou ICP-OES. V extraktu půdy chloridem barnatým je možné stanovit obsah sodíku, hořčíku, draslíku, vápníku (případně manganu, železa, apod.) a tak určit zastoupení jednotlivých kationtů v sorpčním komplexu půdy (ZBÍRAL 2002).

Výpočet: Koncentrace hořčíku ve zředěném extraktu po centrifugaci se zjistí početně: c2 = c1 . (30 + m2 – m1) /30 c2 – korigovaná koncentrace hořčíku ve zředěném vzorku [mmol.l-1] c1 – stanovená koncentrace hořčíku ve zředěném vzorku [mmol.l-1] m1 – hmotnost centrifugační tuby s naváženou půdou před extrakcí [g] m2 – hmotnost centrifugační tuby s vlhkou půdou [g]

30

Kationtová výměnná kapacita se vypočte podle vzorce: KVK = (cb – c2) . 30000/m KVK – kationtová výměnná kapacita půdy (mmol . kg-1) cb – koncentrace hořčíku ve zředěném roztoku slepého pokusu [mmol.l-1] c2 – korigovaná koncentrace hořčíku ve zředěném vzorku [mmol.l-1] m – navážka půdy [g] Podle zjištěných hodnot kationtové výměnné kapacity byly vzorky hodnoceny (viz. Tab. 11.).

Tab. 11. Hodnocení kationtové výměnné kapacity KVK (dle Rejška, 1999) KVK (mmol.100g-1) sorpční kapacita > 350 velmi vysoká 250 - 350 vysoká 125 - 250 střední 80 - 125 nízká ˂ 80 velmi nízká

Stanovení oxidovatelného uhlíku Pro stanovení oxidovatelného organicky vázaného uhlíku (Cox) byla vybrána metoda kdy je Cox určen oxidací přebytkem chromsírové směsi a retitrací volné kyseliny chromové Mohrovou solí [(NH4)(FeSO4)]. Při výpočtech procentického obsahu Cox ve vzorku jemnozemě II byl použit empirický faktor (0,03) vycházející z předpokladu, že 1 ml 0,1 M odměrného roztoku odpovídá 0,3 mg Cox (ZBÍRAL et al., 1997; REJŠEK, 1999; SIROVÝ, 1967). Konečné zhodnocení kvalitativního obsahu Cox ve vzorku jemnozemě lesní půdy bylo provedeno na základě tabelárního přehledu (REJŠEK, 1999; Tab. 12.).

Výpočet: C ox =

0,03. f .(a − b) m

[%]

a – spotřeba odměrného roztoku při slepém pokusu [ml] b – spotřeba odměrného roztoku při titraci vzorku [ml] f – faktor 0,1 M Mohrovy soli m – navážka vzorku jemnozemě II [g]

Tab. 12. Hodnocení půdního horizontu podle obsahu oxidovatelného uhlíku Cox (dle Rejška, 1999). Cox (%) ˂ 0,58 0,58 - 1,16 1,16 - 2,9 2,9 - 11,6 > 11,6

půdní horizont velmi slabě humózní slabě humózní humózní silně humózní velmi silně humózní

31

Stanovení celkového půdního dusíku Stanovení obsahu dusíku ve vzorcích lesních půd bylo řešeno jako stanovení dusíku celkového Nt (REJŠEK, 1999) bez konkrétního postupu stanovení jeho fyziologicky přístupných forem (ISO/DIS 14 256; ČSN ISO 7150-1; HORÁKOVÁ et al., 1989) a NO3- (ISO/DIS 14 256; ZBÍRAL et al., 1997). Stanovení Nt není závislé na fázích přeměn dusíkatých sloučenin v půdním vzorku (FREMROVÁ et al., 1998). Stanovení je založené na mineralizaci přirozeně proschlého vzorku jemnozemě II s použitím TiO2 jako katalyzátoru. Navážka 0,2 – 1,0 g (ZBÍRAL et al., 1997) vzorku přirozeně proschlé jemnozemě II byla v mineralizační baňce zalita 4 ml roztoku 25 g 2HOC6H4COOH v 1 000 ml H2SO4 (ρ=1,84 g.cm-3). Paralelně byl prováděn rovněž i slepý pokus. Do odstáté suspenze bylo přidáno 0,5 g Na2S2O3.5H2O a 1,1 g směsného katalyzátoru (200,0 g K2SO4 + 6,0 g CuSO4.5H2O + 6 g TiO2). Směs byla zahřívána při teplotě <400 °C, kdy dochází ke kondenzaci H2SO4. Po ukončení mineralizace a ochlazení bylo do směsi vzorku přidáno 20 ml demineralizované H2O. Do předlohy bylo přidáno 5 ml 2% roztoku H3BO3, do něhož byl ponořen kondenzor, zatímco do nálevky destilační aparatury bylo přidáno 20 ml 10 M NaOH. Titrace byla provedena odměrným roztokem 0,02 M H2SO4 v přítomnosti směsného indikátoru bromkrezolové zeleně a methylčerveně v ethanolu (ZBÍRAL et al., 1997). Na základě výsledků titrací byl vypočítán obsah celkového dusíku:

Výpočet:

(V1 − V0 ).c(H + ). f .M N Nt= m

[mg.g-1]

V1 – objem odměrného roztoku kyseliny spotřebovaný na titraci [ml] V0 – objem odměrného roztoku kyseliny spotřebovaný na titraci slepého pokusu [ml] + c(H ) – koncentrace odměrného roztoku kyseliny f – faktor odměrného roztoku kyseliny MN – molární hmota dusíku (MN=14 g.mol-1).

Tab. 13. Hodnocení obsahu celkového dusíku (dle REJŠKA, 1999) Nt (%) ˂ 0,03 0,03 - 0,06 0,06 - 0,2 0,2 - 0,3 > 0,3

obsah celkového dusíku velmi nízký nízký střední vysoký velmi vysoký

32

Stanovení poměru C/N Získané údaje Nt posloužily pro stanovení poměru C/N, jehož znalost a srovnání na základě údajů z několika lokalit může sloužit pro srovnání trendů humifikace:

Výpočet:

C/N =

C ox Nt

Cox – oxidovatelný uhlík (%) Nt – celkový půdní dusík (mg.g-1) [1]

Stanovení okamžitého obsahu výměnných bazických kationtů Hodnota obsahu výměnných bází (BCC) byla získána sečtením koncentrací jednotlivých výměnných kationtů (K+, Mg2+, Ca2+, H+) v sorpčním komplexu. Výsledná hodnota poskytuje informaci o obsahu přístupných živin v půdě. Obsah výměnných bazických kationtů byl hodnocen dle tabulky č. 14. Tab. 14. Hodnocení (dle REJŠKA, 1999) (BCC) S (mmol.100g-1) > 315 190 - 315 65 - 190 25 - 65 ˂ 65

okamžitého

obsahu

výměnných

bazických

kationtů

obsah výměnných bazických kationtů velmi vysoký vysoký střední nízký velmi nízký

Stanovení bazické saturace (nasycenosti sorpčního komplexu bázemi –BCC) Poměr BCC a KVK je považován za hodnotu bazické saturace (BS – stupně nasycenosti půdního sorpčního komplexu). Obsah výměnných bazických kationtů byl hodnocen dle tabulky č. 15. Tab. 15. Hodnocení okamžitého obsahu výměnných bazických (dle REJŠKA, 1999) (BCC) S (mmol.100g-1) > 315 190 - 315 65 - 190 25 - 65 ˂ 65

kationtů

obsah výměnných bazických kationtů velmi vysoký vysoký střední nízký velmi nízký

33

Stanovení nasycenosti sorpčního komplexu bazickými kationty (Bazická saturace – BS) BS =

BCC .100 KVK

[%]

Stupeň nasycenosti sorpčního komplexu byl hodnocen dle tabulky č. 16. Tab. 16. Hodnocení stupně nasycenosti sorpčního komplexu bazickými kationty (dle REJŠKA 1999) BS - Bazická saturace (%) > 90 75 - 90 50 - 75 30 - 50 30 - 10 ˂ 10

stupeň nasycení bazickými kationty plně nasycený vysoce nasycený nasycený mírně nenasycený vysoce nenasycený extrémně nenasycený

Regresní diagnostika Data byla testována pomocí regresní diagnostiky, která obsahuje pomůcky a postupy pro interaktivní analýzu dat, modelu, metod, což jsou složky tzv. regresního tripletu. Regresní diagnostika se skládá z analýzy několika druhů grafických diagnostik a tabulek různých druhů reziduí. Analýza klasických reziduí není příliš spolehlivá, protože klasická rezidua jsou korelována, s nekonstantním rozptylem, jeví se normálnější než náhodné chyby (efekt supernormality) a nemusí indikovat silně odlehlé hodnoty. Grafická analýza je schopna indikovat pouze podezřelé body, trend a nekonstantnost rozptylu, tzn. heteroskedasticitu. Míry rozptýlení klasických reziduí by měli dosahovat hodnot blízkých experimentálnímu šumu. Odhad směrodatné odchylky by se měl blížit svou velikostí experimentální chybě, kterou je zatížena závisle proměnná y. Odhady šikmosti a špičatosti by měli indikovat Gaussovo normální rozdělení. Do metodické části patří vyšetření splnění základních předpokladů metody nejmenších čtverců (MNČ) čili statistické testy předpokladů, za kterých by měla metoda vést k nejlepším nestranným lineárním odhadům regresních parametrů: Cook-Weisebergův test heteroskedasticity (C-W) ukazuje, že rezidua vykazují heteroskedasticitu (nekonstantnost rozptylu). Jarqueův-Berraův (J-B) test normality reziduí ukazuje, že klasická rezidua nevykazují normální rozdělení. Waldův test autokorelace (WA) ukazuje, že klasická rezidua jsou autokorelována. To je vážné upozornění ke zhodnocení provedeného experimentu a dokazuje, že došlo k narušení podmínek, např. objevil se vliv nežádoucího konkurenčního děje (zanedbané proměnné), nevhodných podmínek měření na téže soustavě atd.

34

Znaménkový test prokazuje, že znaménko klasických reziduí se dostatečně střídá a proto rezidua nevykazují žádný trend (MELOUN, MILITKÝ, 2002) .

Grafické vyjádření popisné statistiky Výpočet popisných statistik byl proveden s ohledem na počet hodnot tohoto výběru. Výběry s n<15 jsou považovány za malé a popisné statistiky jsou pro ně zpracovány Hornovým postupem; výběry s n>15 jsou považovány za střední nebo velké a popisné statistiky jsou u nich jednotně vypočítány jako aritmetický průměr a směrodatná odchylka. Před zpracování dat ve výběrech začínáme jejich seřazením. Krajní přípustné hodnoty (s vyloučením extrému) jsou u výběru s n>15 stanoveny jako 95% hodnoty intervalu. Pro konstrukci krabicového grafu jsou výsledné hodnoty uvažovány v intervalu začátek-maximum-minimum-konec. Začátek je hodnotou PL-RL.t1-0,05/2;n; konec je hodnotou PL+RL.t1-0,05/2;n. Maximum je vypočítáno jako PL+RL; minimum jako PLRL. Pouze u datových výběrů, kde se vyskytují nulové hodnoty nebo hodnoty blížící se nule muže nastat situace, kdy intervalové minimum (PL-RL) vyjde záporné. Tuto situaci řešíme tak, že zápornou hodnotu nahradíme nulou. Pro konstrukci krabicového grafu jsou výsledné hodnoty uvažovány v intervalu začátek-maximum-minimum-konec. Začátek má hodnotu x-SO; konec má hodnotu x+SO. Maximum je vypočítáno jako xh; minimum jako xd. Analogicky je v nezbytných případech vhodné záporné hodnoty začátku nahradit x -( x -xd). PL – Pivotova polosuma (nahrazení průměru) RL – Rozpětí (nahrazení krajní přípustné hodnoty) xh – hodnota maximální xd – hodnota minimální

35

6. Výsledky Bylo zjištěno, že hodnoty zjišťovaných veličin jsou přirozeně různé v O- a Ahorizontech. Vyhodnoceny byly fyzikální, fyzikálně-chemické i vybrané chemické a biochemické půdní vlastnosti. Byla analyzována aktivita kyselé fosfomonoesterázy, aktivita ureázy a mikrobiální biomasa zvlášť u vzorků čerstvých a inkubovaných. Biologické a biochemické půdní vlastnosti indikují zpřístupňování živin pro rostliny a interakce mezi anorganickými fázemi, odumřelou organickou hmotou a biotou. Průměrné hodnoty aktivity kyselé fosfomonoesterázy u čerstvých vzorků vykazují jasnou odlišnost obou zkoumaných horizontů jak v roce 2006, tak i v roce 2007. Pouze u lokality Babí lom je tato odlišnost respektive nižší aktivita kyselé fosfomonoesterázy méně výrazná než tomu je u ostatních lokalit. Maxima aktivity kyselé fosfomonoesterázy dosahují A a O-horizonty lokality Mohelenský mlýn v roce 2006 a A-horizont téže lokality společně s O-horizontem lokality Veveří viz. Obr. 3. Průměrné hodnoty aktivity kyselé fosfomonoesterázy v roce 2006 a 2007 600,00 500,00 O horizont 2006 A horizont 2006 O horizont 2007 A horizont 2007

µg.h-1

400,00 300,00 200,00 100,00 0,00 Babí lom

Veveří

U Výřích skal

Levnov

Mohelenský mlýn

Obr. 3. Průměrné hodnoty aktivity kyselé fosfomonoesterázy

Průměrné hodnoty aktivity ureázy u čerstvých vzorků mají podobný trend jako hodnoty aktivity kyselé fosfomonoesterázy. Výjimkou je zde lokalita Babí lom, která se projevuje hodnotami nižšími pro O-horizont v roce 2006. V roce 2007 však byl tento trend potvrzen i u lokality Babí lom. Maximální hodnoty jsou opět dosaženy na lokalitách Mohelenský mlýn v roce 2006, avšak pro rok 2007 se jednoznačně odlišuje maximum O-horizontu na lokalitě Veveří, společně s vyššími hodnotami na lokalitách Levnov a opět na lokalitě Mohelenský mlýn viz. Obr. 4.

36

Průměrné hodnoty aktivity ureázy v roce 2006 a 2007 140,00 120,00

O horizont 2006 A horizont 2006 O horizont 2007 A horizont 2007

µg.h-1

100,00 80,00 60,00 40,00 20,00 0,00 Babí lom

Veveří

U Výřích skal

Levnov

Mohelenský mlýn

Obr. 4. Průměrné hodnoty aktivity ureázy Obr. 5. nám jasně ukazuje značnou odlišnost aktivity mikrobiálního uhlíku mezi Ohorizontem a A-horizontem. Maximálních průměrných hodnot Cmic je dosaženo v O-horizontech na lokalitách Výří skály (2875,62 µg . g-1), Mohelenský mlýn (2321,47 µg . g-1) a Veveří (2001,90 µg . g-1) v roce 2007 a na lokalitách Babí lom (1692,14 µg . g-1), Mohelenský mlýn (1365,22 µg . g-1) a Veveří (1287,62 µg . g-1) v roce předchozím. Za zmínku stojí nejvyšší hodnota A-horizontu lokality Babí lom v roce 2007, jejíž hodnota činila 836,62 µg . g-1. Průměrné hodnoty aktivity Cmic v roce 2006 a 2007 3500 3000

O horizont 2006 A horizont 2006 O horizont 2007 A horizont 2007

µg.h-1

2500 2000 1500 1000 500 0 Babí lom

Veveří

Výří skály

Levnov

Mohelenský mlýn

Obr. 5. Průměrné hodnoty aktivity mikrobiálního uhlíku

37

Obr. 26. – 49. (viz. příloha) ukazují histogramy distribuce zjišťovaných veličin. Z histogramů obecně vyplývá inklinace většiny veličin k porušení předpokladu normality. Pouze hodnoty KFME horizontu A v roce 2006 (čerstvé i inkubované), ureázy horizontu A v roce 2006 (čerstvé), KFME horizontu A v roce 2007 (jen inkubované) a mikrobiálního uhlíku horizontu O v roce 2007 (inkubované) zdánlivě inklinují k symetrickému rozdělení. Při inkubaci vzorků byly zjištěny jen nevýznamné změny v aktivitě kyselé fosfomonoesterázy (Obr. 6. a 7.). V aktivitě ureázy došlo k významnému nárůstu v roce 2006, avšak v roce 2007 tomu tak bylo pouze u horizontu A (Obr. 8 a 9.). U mikrobiální biomasy byl pozorován vzrůst intervalu krajních hodnot v roce 2006, přesto v tomto roce zůstala četnost průměrných hodnot relativně nezměněná. U hodnot z roku 2007 došlo k určitému poklesu hodnot v obou horizontech (Obr. 10 a 11.). Tab. 17. Změny v aktivitě ureázy, KFME a mikrobiální uhlík Horizont O Qp-NP

Ureáza

Cmic

A Qp-NP

Ureáza

Cmic

Typ a rok vzorku Čerstvé vzorky 2006 Inkubované vzorky 2006 Čerstvé vzorky 2007 Inkubované vzorky 2007 Čerstvé vzorky 2006 Inkubované vzorky 2006 Čerstvé vzorky 2007 Inkubované vzorky 2007 Čerstvé vzorky 2006 Inkubované vzorky 2006 Čerstvé vzorky 2007 Inkubované vzorky 2007 Čerstvé vzorky 2006 Inkubované vzorky 2006 Čerstvé vzorky 2007 Inkubované vzorky 2007 Čerstvé vzorky 2006 Inkubované vzorky 2006 Čerstvé vzorky 2007 Inkubované vzorky 2007 Čerstvé vzorky 2006 Inkubované vzorky 2006 Čerstvé vzorky 2007 Inkubované vzorky 2007

Počátek Maximum Minimum Konec 180,88 501,41 134,97 400,34 206,95 471,56 156,81 403,72 208,18 458,38 174,18 370,81 209,21 373,22 129,48 363,17 19,79 36,43 19,79 27,65 40,18 57,09 38,92 49,33 20,95 120,87 20,95 88,71 38,26 125,59 32,48 86,11 331,79 2428,58 221,37 1706,44 125,23 3595,88 47,96 2032,68 1540,64 2992,07 1122,68 2613,98 957,59 2619,29 705,44 2129,18 107,79 367,16 86,97 300,07 160,69 418,90 136,30 311,91 113,57 278,74 89,85 225,84 191,64 357,92 145,03 322,67 17,93 27,86 16,92 23,86 40,37 60,51 34,51 53,17 13,51 60,22 8,17 45,50 33,27 102,50 13,08 90,15 69,56 541,65 45,51 412,44 39,11 1140,57 39,11 763,30 241,83 881,94 42,92 786,82 64,78 569,34 40,45 397,22

38

O-horizont: kyselá fosfomonoesteráza pro rok 2006 a 2007 600,00

500,00

µg . g-1

400,00

300,00

200,00

100,00

0,00

Čerstvé vzorky 2006

Inkubované vzorky 2006

Čerstvé vzorky 2007

Inkubované vzorky 2007

Obr. 6. O-horizont: kyselá fosfomonoesteráza

A-horizont: kyselá fosfomonoesteráza pro rok 2006 a 2007 450,00 400,00 350,00

µg . g-1

300,00 250,00 200,00 150,00 100,00 50,00 0,00

Čerstvé vzorky 2006

Inkubované vzorky 2006

Čerstvé vzorky 2007

Inkubované vzorky 2007

Obr. 7. A-horizont: kyselá fosfomonoesteráza

39

O-horizont: ureáza pro rok 2006 a 2007 140,00 120,00

µg . g-1

100,00 80,00 60,00 40,00 20,00 0,00

Čerstvé vzorky 2006 Inkubované vzorky Čerstvé vzorky 2007 Inkubované vzorky 2006 2007

Obr. 8. O-horizont: ureáza

A-horizont: ureáza pro rok 2006 a 2007 120,00

100,00

µg . g-1

80,00

60,00

40,00

20,00

0,00

Čerstvé vzorky 2006

Inkubované vzorky 2006

Čerstvé vzorky 2007

Inkubované vzorky 2007

Obr. 9. A-horizont: ureáza

40

O-horizont: Cmic pro rok 2006 a 2007 4000,00 3500,00 3000,00

µg . g-1

2500,00 2000,00 1500,00 1000,00 500,00 0,00

Čerstvé vzorky 2006

Inkubované vzorky 2006

Čerstvé vzorky 2007

Inkubované vzorky 2007

Obr. 10. O-horizont: Cmic A-horizont: Cmic pro rok 2006 a 2007 1200,00 1000,00

µg . g-1

800,00 600,00 400,00

200,00 0,00

Čerstvé vzorky 2006 Inkubované vzorky Čerstvé vzorky 2007 Inkubované vzorky 2006 2007

Obr. 11. A-horizont: Cmic

41

Při hodnocení výsledků získaných v laboratoři bylo použito průzkumové analýzy dat. Cílem průzkumové analýzy dat je nalezení zvláštností statistického chování dat a ověření jejich předpokladů pro následné interpretace. Z hodnot aritmetických průměrů a směrodatných odchylek při P<0,05 (95% interval spolehlivosti) byly získány předpoklady pro analýzu rozptylu, které byly v grafických projekcích doplněny o hodnoty extrémů. Tím byla získána a vyhodnocena informace o celkové heterogenitě získaných údajů. Tento předpoklad byl využit při srovnávání údajů o biochemické aktivitě půdy a mikrobiální biomase z čerstvých vzorků a vzorků inkubovaných v laboratorních podmínkách po dobu 30-ti dnů. Ostatní data byla vyhodnocena jako statická a popsána podle rozdílů průměrných hodnot z jednotlivých lokalit.

42

Výsledné hodnoty fyzikálních půdních vlastností a rozdíly na jednotlivých lokalitách ukazují Tab. 1. a 2. (viz. příloha) a Obr. 1 – 12. (viz. příloha). Průměrné hodnoty sušiny pro rok 2006 se pohybují v rozmezí 86,47 % až 93,63 %. Oproti tomu se ty stejné hodnoty v roce 2007 zvýšily na až na rozmezí 92,70 % až 97,06 %. Maximálních průměrných hodnot hmotnostní vlhkosti dosahuje A-horizont v roce 2006 (13,53 %) i 2007 (7,30 %) na lokalitě Babí lom, avšak hodnoty na ostatních lokalitách nejsou příliš odlišné. Podobný trend jaký se projevuje u průměrných hodnot hmotnostní vlhkosti, nesou i průměrné hodnoty objemové vlhkosti. Avšak oproti průměrným hodnotám hmotnostní vlhkosti se hodnoty objemové vlhkosti na lokalitě Babí lom projevují jako minimální a to průměrnou hodnotou 6,52 % avšak pouze v roce 2006. Maxim dosahují hodnoty na lokalitě Veveří (8,83 %) v měřeních z roku 2006 a na lokalitě Mohelenský mlýn (7,64 %) v roce 2007. Nejnižší hodnoty pórovitosti v roce 2006 neměla lokalita Babí lom (53,43 %) jako tomu bylo v roce 2007 (43,34 %) nýbrž patřily lokalitě U Výřích skal (38,48), které se však příliš nelišily od hodnot z roku 2006 na lokalitě Levnov (38,75 %). Naopak nejvyšších průměrných hodnot pórovitosti dosáhli ostatní lokality a to v úzkém intervalu hodnot od 53,10 % (Mohelenský mlýn) v roce 2007 do 59,59 % (Levnov) taktéž v roce 2007. Pro lokalitu U Výřích skal byly zjištěny nejvyšší hodnoty Dd (1,24 g.cm3) v roce 2006, což by byla i nejvyšší naměřená hodnota v roce 2007. Na stejné lokalitě a ve stejném roce byly zjištěny i nejvyšší hodnoty Dw (1,38 g.cm-3) . Na lokalitě Veveří jsou průměrně nejvyšší hodnoty Ds (2,16 g.cm-3 v roce 2006, 2,51 g.cm-3 v roce 2007) avšak hodnoty lokality U Výřích skal jsou velmi podobné (2,03 g.cm-3 v roce 2006, 2,51 g.cm-3 v roce 2007). Absolutní maximum bylo shodně zaznamenáno na lokalitách Mohelenský Mlýn a Veveří v hodnotách z roku 2007 (2,53 g.cm-3). Hodnoty MKK se liší na všech lokalitách, přičemž minimum bylo zastiženo na lokalitě Babí lom (25,34 % v roce 2006 a 20,71% v roce 2007). Průměrné hodnoty maximální kapilární kapacit (MKK) vykazují maxima na lokalitě Veveří v obou měřených letech (40,02 % pro rok 2006 a 41,13 % pro rok 2007). Hodnoty provzdušněnosti (A) se v průběhu jednoho roku poměrně značně změnily. Zatímco v roce 2006 měly své maximum horních hodnot jasně na lokalitě Mohelenský mlýn (49,21 %) v následujícím roku již měla tato lokalita spíše podprůměrné hodnoty (průměr hodnot 45,45 %). Minima roku 2006 na lokalitách U Výřích skal (30,80 %) a Levnov (31,80 %) se v rámci jednoho roku změnily na průměrné až nejvyšší hodnoty (U Výřích skal 54,11 % a Levnov 55,27 %). Průměrné hodnoty celkové pórovitosti (P) se změnily analogicky. Průměrné hodnoty minimální vzdušné kapacity (Amkk) na lokalitách Mohelenský mlýn (27,08 %) a Babí lom (28,09 %), dosahují maxim v roce 2006 s tím, že se značně převyšují hodnoty z jiných lokalit. V roce 2007 už se však rozdíl mezi těmito lokalitami a ostatními minimalizuje až na výjimku v podobě průměrných hodnot lokality Veveří, která je s průměrnou hodnotou 12,26 % značně mimo celou relaci hodnot z jiných lokalit. Průměrné hodnoty relativní kapilární vlhkosti (Rv) se na všech lokalitách pohybují nad hodnotou 20 %, vyjma lokality Veveří (8,51%) a Levnov (15,10 %) a to 43

pouze u měření prováděného v roce 2007. Dvojice lokalit se v roce 2006 vyznačuje maximálními průměrnými hodnotami nasycenosti pórů (Rnp) a to lokalita Levnov 21,14 % a lokalita U Výřích skal 21,33 %. V roce 2007 nastala změna v trendu hodnot, kdy u lokalit U Výřích skal, Levnov a Veveří hodnoty klesly, naopak u lokalit Babí lom a Mohelenský mlýn tyto hodnoty vzrostly. Analýza chemických půdních vlastností (Tab. 3. - 6. a Obr.13. – 25. viz. příloha) poukázala na zřejmé ekologické rozdíly mezi O- a A- horizonty. Rozdíly v ekologickofyziologických podmínkách mezi oběma horizonty ukazují zejména rozdíly v KVKp, Cox a Nt. Jasné rozdíly jsou viditelné i mezi jednotlivými lokalitami. Na všech lokalitách jsou průměrné hodnoty KVKp jednoznačně vyšší v O-horizontu. Lokalita Mohelenský mlýn vykazuje jasná maxima hodnot jak v O-horizontu (966,25 mmol . kg -1 v roce 2006 a 627,55 mmol . kg -1 v roce 2007), tak v A-horizontu (869,70 mmol . kg -1 v roce 2006 a 406,21 mmol . kg -1 v roce 2007). Na průměrných hodnotách Cox je zřetelná odlišnost obou horizontů. Na všech lokalitách jsou hodnoty A-horizontu nižší a na lokalitě U Výřích skal jsou hodnoty horizontu O dokonce více než dvojnásobné u hodnot z roku 2006 a více než čtyřnásobné u hodnot z roku následovného (viz obr. 15. viz příloha). Maximálních hodnot dosahuje v roce 2006 lokalita Babí lom a v roce 2007 lokalita U Výřích skal. Velice podobný trend vykazují i průměrné hodnoty celkového půdního dusíku Nt (Obr. 17. viz. příloha). Průměrné hodnoty zastoupení Na+, K+, Mg2+, Ca2+ a H+ kationtů v sorpčním komplexu na všech lokalitách znázorňují Tab. 4. a 6. (viz příloha) a Obr. 21 - 25. (viz. příloha). Logicky absolutně nejvyšší hodnoty Mg2+ a Ca2+ byly zjištěny na lokalitě Mohelenský mlýn. Na druhou stranu byly na této lokalitě zjištěny minimální hodnoty H+ v A-horizontu. Jasná odlišnost hodnot u lokality Mohelenský mlýn panuje i v rámci hodnot obsahu výměnných bází a bazické saturace. Poměr C/N naznačoval kvalitativní odlišnost A-horizontu na lokalitě Babí lom, protože jeho průměrná hodnota byla vyšší než pro O-horizont. Na ostatních lokalitách byla zjištěna naopak klesající tendence poměru (Obr. 16. viz. příloha) avšak pro rok 2007 se již změnily poměrové vlastnosti i u lokalit U Výřích skal a Mohelenský mlýn. Mírně odlišné jsou i změny pH kde na lokalitách Mohelenský mlýn a U Výřích skal (těsně nad hranicí pH O-horizontu) byly v roce 2006 ve vzorcích A-horizontu zjištěny hodnoty pH vyšší než v O-horizontu. Avšak trend zjištěný v roce 2006 se změnil v roce 2007 u lokalit Babí lom, Veveří a U Výřích skal (Obr. 13. a 14. viz. příloha). Dle očekávání byly v obou letech nejvyšší hodnoty pH zjištěny na lokalitě Mohelenský mlýn (v případě O-horizontu se hodnoty pohybovaly kolem pH 5, kdežto u horizontu A se hodnoty pohybovaly i nad hranicí pH 6), zatímco nejnižší hodnoty byly zaznamenány na lokalitě Babí lom (Obr. 13. a 14. viz příloha). Znatelný rozdíl mezi hodnotami C/N a Nt v horizontech O a A zobrazuje Obr. 16. a 17. viz příloha. Všechny lokality se vyznačují výrazně písčitou zeminou. Stanovení zrnitostního složení nám v % udává Tab. 18.

44

Část výsledků z průzkumové analýzy dat je zobrazena v tab. 12. – 19 viz příloha. Regresní diagnostika analyzovaných dat je znázorněna v Tab. 20 viz příloha. Cook - Wiesbergův test má kritickou hodnotu 3,84. Heteroskedasticita je téměř vždy významná mezi vlastnostmi nadložního humusu a podobně tato data jsou i významně autokorelována. Tyto jevy závažným způsobem komplikují možnosti jejich interpretovatelnosti. Díky autokorelaci je pravděpodobné, že ve vztazích těchto dat se vyskytují vlivy jiných nespecifikovaných faktorů. V A horizontech má aktivita KFME ve vztahu k ostatním pedochemickým a hydrofyzikálním vlastnostem homogenní diference. Tento jev souvisí s jejím charakterem normálního rozdělení. Aktivita ureázy se ve vztahu k pedochemickým a hmotnostním charakteristikám vyznačuje významnou heteroskedasticitou. Hodnoty mikrobiálního uhlíku jsou s vlastnostmi A-horizontů zpravidla homoskedasticidní s výjimkou korelovatelnosti s pH, bazickou saturací a většinou stanovených hydrofyzikálních veličin. I tyto hodnoty jsou nicméně ovlivněny významnou autokorelací.

Tab. 18. Jednotlivé frakce A-horizontu Babí lom Veveří U Výřích skal Levnov Mohelenský mlýn

písek 47,33 % 49,03 % 49,43 % 46,67 % 39,23 %

prášek 12,00 % 18,50 % 14,90 % 11,90 % 18,17 %

prach 18,70 % 17,83 % 13,20 % 14,17 % 21,80 %

velmi jemný prach fyzikální jíl 13,90 % 8,07 % 9,00 % 5,63 % 10,57 % 11,90 % 8,40 % 18,87 % 13,43 % 7,37 %

Lokalita Babí lom se od ostatních lokalit odlišuje svou charakteristikou. Jako jediná totiž neleží v blízkosti koryta řeky. Tento fakt má jasný vliv na některé půdní vlastnosti.

45

7. Diskuze Charakteristiky jednotlivých vybraných stanovišť je možno získat více způsoby. Základní informace o stanovišti je nutno získat komplexním terénním šetřením včetně šetření pedologického. Řada výsledků závisí na laboratorních analýzách. Aktivita půdní ureázy je v roce 2007 (kromě lokality Babí lom a U Výřích skal) zřetelně vyšší než tomu bylo v roce 2006. Výsledky z roku 2006 a 2007 ukazují na vyšší aktivitu ureázy na lokalitě Veveří, kde v roce 2007 dosahují naměřené průměrné hodnoty O-horizontu mnohonásobně vyšších hodnot než na ostatních lokalitách. Obecně aktivita půdní ureázy pozitivně koreluje s množstvím organické hmoty v půdě a také uhlíkem či dusíkem mikrobiální biomasy (NANNINPIERY et al., 1979). Podrobnosti týkající se vlivu sorpce enzymu a jejich aktivity ve vztahu k dalším půdním vlastnostem jsou uvedeny v práci TABATABAI (1994). Je známo, že aktivita enzymu může být inhibována produkcí vlastního substrátu. Ten pokud je v nadbytku se váže místo vícebodově pouze jedno nebo dvoubodově a tím nedochází k jeho přeměně. Tento jev je známý u ureázy, kdy při nadbytku NH4 + v půdě dochází k její inhibici (NANNIPIERI et al., 1978). Aktivita půdní ureázy se mění v rámci jednotlivých půdních horizontů. Tato změna aktivity má klesající trend s rostoucí hloubkou půdy. To je způsobeno různým množstvím půdní organické hmoty obsažené v jednotlivých půdních horizontech (BREMNER and MULVANEY, 1978). S tímto předpokladem zpravidla korespondovaly výsledky aktivity ureázy, Cox, Nt i Cmic. Hodnoty Cmic meziročně vzrostly nejvíce ze všech měřených hodnot. Nejvyšší aktivita byla zaznamenána v O-horizontu na lokalitě U Výřích skal v roce 2007. Odlehlé hodnoty nepotvrzující tyto předpoklady korelací se vyskytly ojediněle u dat z lokality Veveří a U Výřích skal. Zvláště nesoulady mezi Cox a Cmic ukazují některé další znaky chování půdních mikrobiocenóz. Enzymy jako biologické látky jsou výhradně produkovány buňkami, avšak jejich větší část je vylučována vně buňky. V půdním prostředí jsou před rozkladem chráněny vazbou na koloidy. Jejich aktivita tudíž neklesá, i když mateřské buňky odumřou a obecně i když klesne mikrobiální biomasa. Lze předpokládat, že tyto procesy zůstávají analogicky zachovány i v inkubovaném uzavřeném půdním vzorku. Zároveň však inkubací v uzavřeném mikroprostředí dochází k zásadnímu omezením látkových toků, takže zároveň nelze vyloučit uplatňování mnohých neobvyklých metabolických drah a reakcí mikroflóry. Některé předchozí experimenty s inkubováním půdních vzorků ukázaly, že v uzavřeném mikroprostředí dochází ke stabilizaci v množství Corg. Současně došlo i k podobným poklesům v aktivitě ureázy a množství NH4+. Ustálil se rovněž obsah NO3- a výchylky v aktivitě proteázy. Hodnoty Corg zůstaly stabilní, i když u QNH4-N a NNH4+ byl zaznamenán opětovný vzrůst. To naznačuje, že v uzavřeném půdním mikroprostředí začaly být spotřebovávány jiné substráty než sledovaná množina volného organogenního uhlíku. Z mrtvé organické hmoty začaly být pravděpodobně rozkládány aminokyseliny, jejichž rozdílná nabídka se odrazila v různém růstu N-NH4+. Druhotný vzrůst N-NH4+ byl zaznamenán nejvíce u vzorků z nekosené louky a bukového porostu, následovaly hodnoty z kosené louky a nejnižší úroveň N-NH4+ zůstala u A-horizontu ze smrkového porostu. Neprojevil se růst míry uvolnění N-NH4+ v souvislosti se zpětnovazebným snížením aktivity ureázy neprojevil (SAMEC et al., 2006).

46

Zrnitostní frakce ukázaly relativně podobné hodnoty na všech zájmových lokalitách, a jejich vliv na ureázovou aktivitu nebyl pravděpodobně významný. U kationtové výměnné kapacity byly většinou zjištěny poměrně rovnocenné hodnoty v rámci jednoho roku. Pouze na lokalitě Mohelenský mlýn byla stanovena vyšší kationtová výměnná kapacita, jak ukazují výsledky z obou let. Naopak meziroční fluktuace kationtové výměnné kapacity se zdají být poměrně značné. Podle získaných hodnot biochemických veličin ovšem nebylo provedeno srovnání, zda jejich meziroční proměnlivost nějak souvisí s proměnlivostí KVKp. Aktivita kyselé fosfomonoesterázy v roce 2006 víceméně odpovídá aktivitě v roce 2007. Nejvyšší aktivita byla zaznamenána na lokalitě Mohelenský mlýn. Mrtvá půdní organická hmota je vnímána jako základní živný substrát pro půdní biotu a změny v jejím obsahu mohou ovlivňovat aktivitu půdních enzymů (cf. FORMÁNEK et al. 2006). Zejména vznikající humus je důležitý pro funkci lesních autoregulačních mechanismů. Humusové látky vzniklé transformací bukového opadu se chovají jako hormony, stimulující klíčení bukových semen (PIZZEGHELLO et al. 2001). V nepřirozených lesních porostech tato vazba chybí (cf. VAVŘÍČEK et al. 2005, BADEA et al. 2004, PURDON et al. 2004). V přirozených i nepřirozených lesních porostech lze predikovat význam aktivity fosfatáz pro indikaci efektivity zpřístupňování základních minerálních sloučenin. Znalost interakcí mezi rostlinou, mikroby a půdou je považována za důležitou pro pochopení procesů zpřístupňování minerálních živin pro rhizosféru. Výsledky sledování potenciální půdní biochemické aktivity naznačují, že tyto interakce jsou různé v bukových i smrkových porostech, ale zároveň odlišné mezi lesními a nelesními biotopy. Aktivita ureázy často koreluje s uhlíkem nebo dusíkem mikrobiální biomasy. Vzhledem k tomu, že vzorky byly skladovány při nízké teplotě, která redukuje biologické procesy, je možné předpokládat, že celková ureázová aktivita půdy může být převážně tvořena aktivitou ureáz sorbovaných na půdních částicích než těch, které jsou okamžitě produkovaných půdní mikroflórou. Podobně je tomu také v případě fosfatázy, jelikož její perzistence v půdě a potřeba půdních mikroorganismů získávat fosfor ovlivňují její měřenou aktivitu (SAMEC et al. 2006) Extracelulární enzymy z půdního mikroprostředí jsou ve stavu, ve kterém jsou samy zranitelné atakem jiných proteolytických enzymů. Aktivita nově syntetizované ureázy a fosfatázy bývá vyšší než proteázy. Ureáza může přetrvávat v půdě ve formě silně vázaných komplexů (BURNS et al. 1972), ve kterých je chráněna proti působení proteolytických enzymů, a je ještě schopná hydrolýzy nízkomolekulárních substrátů. Fosfatáza se pravděpodobně nachází v půdě v komplexotvorném stavu podobně jako ureáza nebo jako volný enzym (cf. NANNIPIERI et al. 1979). Stav enzymů v půdě je závislý na dalších půdních vlastnostech. Pro určení míry indikace půdního trofického potenciálu (v aspektu identifikace edafické kategorie) je důležité srovnání půdní biochemické aktivity a sorpčních vlastností. Možné vlivy různé vlhkosti půdních vzorků na měřenou aktivitu enzymů se projeví při analýze jejich efektivních hodnot. Měření potenciální aktivity enzymů je nezávislé na aktuální půdní vlhkosti. Vliv vlhkosti na aktivitu enzymů je obecně dán dvěma projevy. Vlhkost jednak ovlivňuje efektivní biologickou aktivitu při pH půdy, a také ovlivňuje aktivitu enzymů již přítomných v půdě (SINSABAUGH 1994). Během experimentu byla měřena biologická aktivita půdy v optimálních podmínkách, které neodrážely momentální stav vlhkosti vzorku. Nedostatek vlhkosti působí redukci aktivity proteáz, celulázy, fosfatázy, sacharázy atd. Jiné enzymy jako např. ureáza jsou odolné vůči vysychání (KANDELER, GERBER 1988). I když bezprostřední reakcí půdní 47

mikroflóry na snížení vlhkosti je slabé vylučování enzymů. Je známá i snaha po překonání nepříznivých podmínek zvýšenou enzymatickou aktivitou, která nesouhlasí s počtem namnožených buněk (AMBROŽ 1965). Tato schopnost opět souvisí se sorpčními vlastnostmi daného stanoviště. (SAMEC et al. 2006). Detekované statistické vztahy byly ovlivněny několika okamžitými a krátkodobými výchylkami některého ze sledovaných parametrů. Vysvětlit tato okamžitá lokální maxima, resp. minima je možné několika způsoby v souladu s předpoklady lineárních modelů a předpokladem o výskytu redundantní složky všech sledovaných interakcí. Lineární modely neumožňují blíže vysvětlit příčiny všech rozptylů nebo zahrnutých extrémů, protože uvažují pouze omezený počet proměnných. Zaznamenané extrémní hodnoty Corg, N-NO3- a QL-tyr mohou mít různou příčinu, vyplývající ze specifických, okamžitých eventů uvnitř sledované soustavy, mohly se vyskytnout ovšem i jako důsledek zahrnutí izolované půdní niky, vyznačující se značnou hodnotou daného parametru. Při laboratorních experimentech bývá zpravidla výskyt těchto bodových nik eliminován homogenizací proséváním. Tím bývá značně narušena původní stochastická půdní struktura a ohniska půdní biologické aktivity získávají novou disperzi. Jejich stav již není srovnatelný se stavem přirozeným. Nemůže být srovnáván ani s homogenními vnějšími podmínkami uskladnění vzorku. Homogenizací obecně je získán vzorek se specifickými biologickými a biochemickými vlastnostmi, kdy původní půdní struktura zanikla a utváří se následná (náhradní). Homogenizace půdních vzorků má v laboratorních podmínkách význam při stanovení trvalých půdních vlastností. Podle normy ČSN 75 0145 (KURÁŽ et al. 1994) jsou to veškeré chemické a fyzikálněchemické půdní vlastnosti (ZBÍRAL et al. 1997, ZBÍRAL 2002). Naopak biologická aktivita půdy bývá někdy dávána do souvislostí s objemovou hmotností půdy (GRUNDA 1995), která se stanovuje ze vzorku s přirozenou strukturou. Pro analýzu aerobních mikrobiálních vzorků se prosévání doporučuje pro udržení aerobního charakteru půdy. Takto provedená homogenizace ovšem nemůže být považována za úplnou, jednoznačnou a bezezbytkovou, především pro individuální konzistenci vzorku a zatížení subjektivní chybou během přípravy preparátu. Stanovení vybraných vlastností biologické aktivity půdy se za daných podmínek jednoznačně projevilo změnami jejich hodnot v čase. Tento závěr naznačuje, že biologická aktivita je i během sledování za konstantních podmínek proměnlivá a během času signalizuje různé procesy uvnitř půdního systému. Postupně ztrácí schopnost komplexně indikovat podmínky původního stanoviště. Tento závěr ukazuje potenciální vazby mezi dominantní lesní dřevinou a půdní mikrobiocenózou. Přítomnost konkrétní lesní dřeviny se ve svém vlivu na stanoviště projevuje zjevně nejen stimulací sorpčního komplexu ve svrchních půdních horizontech (VRÁNOVÁ, SAMEC 2005, PODRÁZSKÝ 1995, 1996, PODRÁZSKÝ et al. 2004, VACEK et al. 2005), ale ovlivňuje i biochemické půdní vlastnosti, zřejmě včetně druhového spektra mikrobů (KREITZ, ANDERSON 1997) a produkce extracelulárních enzymů. Rozlišovací schopnost statistických analýz je vždy odvislá od množství dat výběrů, které jsou zpracovávány. Vnitřní statistická analýza pro parciální lokalitu neposkytuje předpoklady pro dostatečné a relevantní potvrzení nebo zamítnutí statistických hypotéz. Teoreticky ovšem i soubor pěti lokalit může poskytnout v některých případech zkreslující údaje, neboť poskytuje údaje o závislosti dvou proměnných při homogenních přírodních podmínkách. Interpretace výsledků jsou omezeny riziky chyby prvního nebo druhého druhu. Lineární modely neumožňují blíže charakterizovat zdánlivé chyby vyplývající ze zákonitých přirozených nehomogenit, indikačních právě

48

pro konkrétní přírodní nebo půdní podmínky. Absence této schopnosti lineárních modelů bývá nahrazována termínem funkční redundance (GRIFFITHS et al., 1997). Již malé změny v dostupnosti živného substrátu mohou v uzavřené soustavě vyvolat dalekosáhlé změny v aktivitě půdní bioty. Výchylky v ekologických vztazích v půdním mikroprostředí bývají zpravidla interpretovány jako míra funkční stability (GARLAND, MILLS 1991), nebo zjednodušeně jako funkční redundance (BIANCHI, BIANCHI 1995). Funkční stabilitou se rozumí různorodost ekologických vazeb v systému včetně délky trvání a míry vázání konkrétních látek, výskytu nebo absence utilizace, počtu zdrojů, jejich deponií a kapacit. Při aplikaci lineárních algoritmů jsou zaznamenané výchylky ve zjišťovaných veličinách vyhodnocovány pouze jako funkční redundance, kdy byly zaznamenány prosté výskyty nebo nepřítomnost korelačních vztahů při dané hladině významnosti. Obecně statistická lineární vazba mezi Cox a aktivitou vybraných půdních enzymů koresponduje s předpoklady závislosti biologické aktivity na odumřelé organické hmotě (FORMÁNEK et al. 2006, FORMÁNEK, GRUNDA 2000). Půdní rozbory jsou v ČR nedílnou součástí lesnicko-typologických šetření. Vývoj půd odpovídá sukcesním procesům, během nichž se i pozvolna mění význam jednotlivých vlastností a jejich vazeb s ostatními složkami geobiocenóz. Charakter reliktních (resp. suchých) borů (0X, 0Z, 0Y, OR), tj. jejich historickoekologický, výrazně krajinotvorný, vědecký, rekreační a půdoochranný význam a zároveň jejich hospodářská nerentabilnost je zcela jasně předurčuje k bezzásadovému režimu, bez ohledu na začlenění nebo nezačlenění do chráněného území. (MIKESKA et al. 2008). Funkce reliktních borů na skalních stanovištích a balvanitých rozpadech je výhradně účelová – zábrana extrémnímu vyschnutí a splavení půdy. Odlesnění popsaných ploch vede k odplavení jemnozemě a obnažení skalního podkladu nebo ke vzniku biologicky sterilních balvanitých drolin (HUSOVÁ 1999). Přirozené borové porosty v lesních ekosystémech většinou vytvářejí mozaiku na relativně extrémních stanovištích, přesto však vykazují některé společné rysy. Jednak se jedná o porosty maloplošné, jejichž výskyt je zásadní z hlediska ochrany přírodního prostředí. Jedná se o lesy výrazně ochranného charakteru, které jsou logicky pod vlivem okolních porostů, mohou být různého typu, z hlediska kategorizace běžně i lesy hospodářské. Jedná se zpravidla o porosty proředěné, z toho důvodu, že podmínky vhodné pro přirozenou obnovu na stanovištích nejsou zastoupeny celoplošně, ale rovněž mozaikovitě. Jedinci zde vyrůstají často ve volném zápoji, mají solitérní charakter, charakter porostů jako celku je často výrazně odlišný. Vzhledem k tomu, že se často jedná o malé plochy, je autoregulační funkce omezena, přirozeně nízká je i úroveň biodiverzity (MIKESKA et al. 2008). Bory na hadcích, více či méně borová stanoviště, která nejsou extrémní z hlediska reliéfu terénu, nicméně zaujímají půdně specifická hořečnatá a mnohdy poměrně mělká, a tedy pro dřeviny poměrně nepříznivá stanoviště, jsou pro jakoukoliv klasifikaci, ale tím i pro management velmi komplikovaná. Obecně lze konstatovat, že na hadcových, či jiných hořečnatých nehadcových podložích je třeba postupovat uvážlivě, neboť ve většině případů se jedná o půdně nepříznivá stanoviště hospodářsky nerentabilní, zato přírodovědně a ekologicky velmi hodnotná (MIKESKA et al. 2008). Do lesnické typologie byly půdní rozbory zahrnuty již při formulování předpokladu jednoty geobiocenózy (ZLATNÍK, 1935). Protože jejich zohlednění pro definice makroúrovně lesních stanovišť nebylo provozně dosažitelné vzhledem k absenci výkonných počítačových procedur, geobiocenózy byly popisovány jen na základě makroskopických znaků. Tato situace předznamenala, že okamžité půdní rozbory byly

49

využívány jen pro speciální případy studií, nebo teprve v okamžiku, kdy nabyla podobu dostatečně velkého souboru dat v časových řadách (SAMEC et al. 2008). Informace o půdě mají značný význam nejen pro řízení zemědělské produkce, ale stále vetší význam získávají i v přírodě blízkém lesním hospodářství. Lesní půda je základním ukazatelem bonity lesního stanoviště (trofického potenciálu, který vyjadřuje edafická kategorie). Význam vyhodnocování jejích vlastností se opírá o teorie pudní acidifikace a pufrace a o vliv na klimatickou změnu. Všechny tyto teorie vycházejí z předpokladu vnitropůdního souladu živých a neživých složek, jejichž významným indikátorem je tvorba koloidního humusu. V současnosti se zájem pedologie soustřeďuje hlavně na pozorování a stanovení půdněbiologických indikátorů. Tyto bioindikátory lze hledat pokusnými odběry v neznámém půdním prostředí, nebo cíleně v půdním prostředí, o němž budou k dispozici ekologicky významné informace. Půda muže být významným rezervoárem mikrobů, které dokáží citlivě indikovat průběh klimatické změny (ELSTER, BENSON, 2004).

50

8. Závěr Suché bory jsou na sledovaném území vázány na skalní ostrožny a hadcové ostrovy. Výskyty hadcových substrátů významně působí na celkovou diverzitu půdních vlastností při srovnávání stanovišť přirozených borových porostů. Sledované vzorky A a O-horizontů z 5 lokalit resp. 5 různých stanovišť v podmínkách PLO 33 (Předhoří Českomoravské vrchoviny) poskytly informace o tom, že na základě okamžitého stanovení aktivity půdní KFME, ureázy a Cmic lze indikovat biochemické procesy specifické pro jednotlivá sledovaná stanoviště. Pomocí stanovení aktivity KFME lze sledovat charakteristiky půdní biochemie specifické pro určité porosty. Trend vývoje této vlastnosti byl v průběhu skladování ovlivněn jen nevýznamně. Dosažené výsledky informují o heterogenitě půdní biochemie v konkrétním časovém okamžiku na množině vybraných lokalit. Při inkubaci vzorků byly zjištěny jen nevýznamné změny v aktivitě kyselé fosfomonoesterázy. V aktivitě ureázy došlo k významnému nárůstu v roce 2006, avšak v roce 2007 tomu tak bylo pouze u horizontu A. Pomocí stanovení aktivity ureázy nebyly jednotlivé možné ekosystémy spolehlivě rozlišitelné. Charakteristicky vzrostl obsah ureázy u některých lokalit, nejvíce v A-horizontu lokality Levnov a O-horizontu lokality Babí lom v roce 2006. U mikrobiální biomasy byl pozorován vzrůst intervalu krajních hodnot v roce 2006, přesto v tomto roce zůstala četnost průměrných hodnot relativně nezměněná. U hodnot z roku 2007 došlo k určitému poklesu hodnot v obou horizontech.

51

Summary Dry pinewood are related to rock outcrops or serpentines enclaves. Occurrence of serpentine substratums relevantly effect total diverzity of soil properties. Clear effect is seen in comparison of relict pinewood localites. Monitored samples of A and O-horizonts of the 5 lokalites (respectively 5 different habitats) in terms of PLO 33 (promotory of Bohemian and Moravian highlands) provided informations on the basis of immediate assesment of activity of soil KFME, urease and microbial biomass. It is possible indicate biochemical processes specific to the individual monitored habitats from previously mentioned informations. It is possible to monitore characteristics of soil biochemistry (specific for a definite growths) by the determination of KFME activity. Trend of this development was affected insignificantly during incubation. Attained results informe us about heterogenity of soil biochemistry on set of select localites. There were discovered only insignificant changes in acid phosphomonoesterase aktivity in the course of incubation of symplex. Ureas activity significantly growth mainly in 2006, while it growth only in the horizont A during the year 2007. It was impossible to reliably distinguish individual ecosystems only by determination of urease activity. The urease content characteristically increased in some localities (max. level in the case of A-horizont on site Levnov and O-horizont on site „Babí lom“ in 2006). There were observed enhancement of outer value interval by the microbial biomas in 2006. Frequency of average values stayded relatively unchanged. The data for both horizons from the year 2007 are slightly lower in confromntation with data from 2006.

52

Seznam používaných zkratek a vysvětlivek : Dispergace – rozptýlení, rozložení Ester – látka vzniklá obvykle esterifikací, tj. reakcí organické kyseliny s alkoholem Filiace – závislost Katény – sled stanovištních půdních podmínek Katalyzování - příznivé ovlivňování KFME – kyselá fosfomonoesteráza Klastika – horniny skládající se z úlomků Korelace – ve statistice vzájemný vztah mezi znaky či veličinami Transgrese – přestup moře přes pevninu PL – Pivotova polosuma (nahrazení průměru) RL – Rozpětí (nahrazení krajní přípustné hodnoty) xh – hodnota maximální xd – hodnota minimální

53

9. Použitá literatura ACEA M. J., PRIETO-FERNÁNDEZ A., DIZ-CID N., 2003. Cyanobacterial inoculation of heated soils: effects on microorganisms of C and N cycles on chemical composition in soil surface. Soil Biology and Biochemistry, 35: 513 – 524. ALEF K., NANNIPIERI P. (eds.), 1995. Methods in Applied Soil Mikrobiology and Biochemistry. London - San Diego – New York – Boston – Sydney – Tokyo – Toronto, Academic Press: 576. ATTIWILL P. M., LEEPER G. W., 1987. Forest Soils and Nutriet Cycles. Carlton, Melbourne University Press: 202. BASCOMB C. L., 1964. Rapid Metod for the determination of kation-exchange kapacity of calcareous and non-calcareous soils. J. Sci. Food Agric., 12: 821 – 823. BAJER A., 2005. Vazba mezi chemizmem půdotvorného substrátu a asimilačního aparátu na příkladu borovice lesní (Pinus sylvestris L.) rostoucí na vybraných granitových a hadcových oblastech české republiky. Autoreferát doktorské disertační práce. Brno, MZLU. 31. BERGER, T. W., HAGER, H., 2000. Physical top soil properties in pure stands of Norway spruce (Picea abies) and mixed species stands in Austria. Forest Ecology and Management, 136: 159 – 172. BIANCHI, A., BIANCHI, M.: Microbial diversity and ecosystem maintenance: an overview. In: Allsopp, R. R., Colwell, R. R., Hawksworth, D. L. (eds.): Microbial Diversity and Ecosystem Function. Wallingford: CAB International, 1995, s. 185-198. BREMNER, I., HOEKSTRA, G., DAVIES N. T., YOUNG B. W., 1978. Effect of zinc status of rats on the synthesis and degradation of copper-induced metallothioneins. GB. 883-892. BUČEK A., 2000. Geobiocenologická typologie krajiny. Geobiocenologické spisy, 5: 1 – 11. BUČEK, A. -- LACINA, J. 1999. Geobiocenologie II. 1. vyd. Brno: MZLU,. 240 s. COHRAN V. L., ELLIOT L. F., LEWIS C. E., 1989. Soil microbiol biomass and enzyme activity in subarctic agricultural and forest soils. Biological Fertility of Soils, 7: 283 – 288. CULEK, M. Biogeografické členění České republiky. Praha: Agentura ochrany přírody a krajiny ČR, 2005. 589 s. ČERVENÝ M., MIKEKSA M., SOUČEK J., VRŠKA T. 2006. Přestavby borových monokultur – možnosti a cíle. Česká lesnická společnost, Lesy ČR, 5-20. DRIESSEN P., DECKERS J., SPAARGAREN O., NACHTERGAELE F. (eds.), 2001. Lecture Notes on the Major Soils of the World. World Soil Resources Reports, 94. Rome, FAO: 337. ELSTER J., BENSON E. E. 2004: Life in the Polar Terrestrial Environment: A Focus on Algae. Taylor and Francis, London. 111 - 150. FERNANDES L. A., 2000. Urease activity and its relation to soil organic matter, microbial biomass nitrogen and urea-nitrogen assimilation by maize in a Brazlian Oxisol under no-tillage and tillage systems. Biology and Fertility of Soils, 32: 52 – 59. FORMÁNEK P., REJŠEK K., JANOUŠ D., VRANOVÁ V., HOUŠKA J., 2006. Casein-protease, urease and acid phosphomonoesterase activities in moderately mown and abandoned mountain meadow soil. Zpravodaj Beskydy – The Beskids Bulletin, 18. FORMÁNEK P., GRUNDA B. 2000. Sezónní změny dusíku a biologická aktivita v lesní půdě Moravskoslezských Beskyd. Journal of Forest Science, 46, , s. 425-435.

54

FREMROVÁ L., ČAPKOVÁ A. ZITTOVÁ I., 1998a: Kvalita půdy – Stanovení celkového dusíku – Modifikovaná Kjeldahlova metoda. ČSN ISO 11261. Český normalizační institut, Praha. GARLAND, J. L., MILLS, A. L. 1991. Assification and characterization of heterotrophic microbial communities on the basis of patterns of community – level sole-carbon-source utilization. Appl. Environ. Microbiol., 57, , s. 2351-2359. GRIFFITHS, B. B., RITZ, K., WHEATLEY, R. E. 1997. Relstionship between functional diverzity and genetic diversity in komplex microbial communities. In. Insam, RANGGER, H., A. Microbial communities. 1997. Functional versus structural approaches. Sprinter Verlag, Berlin – Heidelberg, s. 1 – 9. HARTGE, K. H. 1971. Die physikalische Untersuchung von Böden. Eine Labor und Praktikumanweisung. F. Enke Verlag, Stuttgart. HORÁKOVÁ M., LISCHKE P., GRÜNWALD A. 1989. Fyzické a chemické metody vodní analýzy, SNTL, Praha, 227-228. HOWARD P. J. A., HOWARD D. M., 1990. Ammonification as an indicator of microbial activity in soils: Effects of aquaeous tree leaf extracts. Soil Biology and Biochemistry, 22: 281 – 282. HÝSEK J., ŠARAPATKA B., 1998. Relationship between phosphatase active bacteria and phosphatase activities in forest soils. Biological Fertility of Soils, 26: 112 – 115. HYVÖNEN R., OLSSON B. A., LUNDKVIST H., STAAF H., 2000. Decomposition and nutriet release from Picea abies (L.) Karst. and Pinus sylvestris L. logging residues. Forest Ecology and Management, 126: 97 – 112. CHAZIEV F. C. 1982. Systemno-ekologičeskij Analyz Fermentativnoj Aktivnosti Počv. Nauka, Moscow, 85 – 95. CHYTRÝ M., 1995. Předběžný přehled společenstev teplomilných doubrav jižní Moravy a západního Slovenska. Zprávy České botanické společnosti, 30: 61 – 68. CHYTRÝ, M., VICHEREK J., 1996. Přirozená a polopřirozená vegetace údolí řek Oslavy, Jihlavy a Rokotné. Přírodovědný sborník Západomoravského muzea v Třebíči, 22: 1 – 125. JUMA NG., TABATABAI MA (1988) Phosphatase activity in corn and soybean roots: Conditions for assay and effect of metals. Plant Soil 107: 39-47 JUMA, N. G. AND TABATABAI, M. A. 1978. Distribution of phosphomonoesterases in soils. Soil Sci. 126: 101-108. KANDELER E., GERBER H., 1988. Short-term assay of soil urease activity using colorimetric determination of ammonium. Biology and Fertility of Soils, 6: 68 - 72. KAPRÁLEK, F. (1986). Fyziologie baktérií. SPN, Praha. KARLSON P., 1981. Základy biochemie. Academia Praha. KOLBEK J., CHYTRÝ M., 2001. L8 Suché bory. In: CHYTRÝ M., KUČERA T., KOČÍ M. (eds.), Katalog biotopů České republiky. Praha, AOPK ČR: 213 - 217. KRETOVIČ WL., 1956. Some probléme of amino acid and amine biosynthesis in plants. Annual review of plant physiology, 16: 141-& KUČERA T, 1999. Reliktní bory, suťové a roklinové lesy. Praha, AOPK ČR KURÁŽ V., PASLER J., KRATOCHVÍLOVÁ L., 1994. Terminologie v pedologii. Meliorace. ČSN 75 0145. Praha, Český normalizační institut: 28. LEE, M.-S., NAKANE, K., NAKATSUBO, T., KOIZUMI, H. 2003 : Seasonal changes in the contribution of root respiration to total soil respiration in a cool-temperate deciduous forest. Plant and Soil, 255, , s. 311-318. LEEPER, F. J., 1987. The biosynthesis of porphyrins, chlorophylls, and vitamin B12. natural products reports, 441-469.

55

MALCOLM, R. E. 1983. Assessment of phosphatase activity in soils. Soil Biol. Biochem. 15: 403-408. McCARTY G. W., SHOGERN D. R., BREMNER J. M., 1992. Regulation of urease production in soil by microbial assimilation of nitrogen. Biology and Fertility of Soils, 12: 261 – 264. MELOUN, M., MILITKÝ, J., 2002. Kompendium statistického zpracování dat. Academia Praha, 438 – 445. MEUSEL, H., 1965. Vergleichende Chorologie der zentraleuropäischen Flora. Gustav Fischer Verlag, Jena. MIKESKA, M., VACEK, S. a kolektiv, 2008. Lesnicko typologické vymezení, struktura a management přirozených borů a borových doubrav v ČR. Lesnická práce, s.r.o. Kostelec nad Černými lesy. 447. NANNIPIERI, P., CERVELLI, S., GIOVANNINI G., PERNA A., 1987. Alkaline phosphatase inhibition by vinyl phosphate insecticides. Dordrecht. Water, Air, and Soil Pollution. NEUHÄUSL R., NEUHÄUSLOVÁ-NOVOTNÁ Z., 1967. Syntaxonomische Revision der azidophilen Eichen – und Eichenmischwälder im westlichen Teile der Tsechechoslowakei. Folia Geobot. Phytotax., 2: 2 – 41. NIKL J. et al., 2000. Oblastní plán rozvoje lesů (OPRL) PLO 30 Drahanská vrchovina. Brandýs nad Labem, pobočka Brno, ÚHÚL: 240. NIKL J. et al., 2001. Oblastní plán rozvoje lesů (OPRL) PLO 33 Předhoří Českomoravské vrchoviny. Brandýs nad Labem, pobočka Brno, ÚHÚL: 239. ONDRÁČKOVÁ, S., 1996. Přehled druhové skladby dřevinné a bylinné vegetace přírodní rezervace Dukovanský mlýn. Přírodovědný sborník Západomoravského muzea v Třebíči 23: 45 – 78. PANG P. C. K., KOLENKO H., 1986. Phosphomonoesterase activity in forest soils. Soil Biology & Biochemistry, 18: 35 – 39. PELÍŠEK, J. 1964. Lesnické půdoznalství. SZN, Praha. PRIHA O., HALLANTINE T., SMOLANDER A., 1999. Comparing microbial biomass, denitrification enzyme activity, and numbers of nitrifiers in the rhizospheres of Pinus silvestris, Picea abies and Betula pendula seedlings by microscale methods. Biology and Fertility of Soils, 30: 14 – 19. PRIHA O., SMOLANDER A., 1997. Microbial biomass and activity in soil and litter under Pinus sylvestris, Picea abies and Betula pendula at originally similar field afforestation sites. Biology and Fertility of Soils, 24: 45 – 51. PRIHA O., HALLANTINE T., SMOLANDER A., 1999. Comparing microbial biomass, denitrification enzyme activity, and numbers of nitrifiers in the rhizospheres of Pinus sylvestris, Picea abies and Betula pendula seedlings by microscale methods. Biology and Fertility of Soils, 30: 14 – 19. REJŠEK, K. 1999 : Lesnická pedologie – cvičení. MZLU v Brně (skriptum). S. 154. REJŠEK K., 1988. Fosfatázy v lesních půdách (přehled literatury). Acta Universitatis Agriculturae, 57: 59 – 83. REJŠEK K., 1991. Acid phosphomonoesterase activity of ectomycorrhizal roots in Norway spruce pure stands exposed to pollution. Soil Biology & Biochemistry, 23: 667 – 671. RICHARDS L. A., 1965. Physical condition of water in soil. In: BLACK C. A. (ed.), Methods of Soil Analysis, Part 1. Madison, American Society of Agronomy: 128 –152. ROSCOE R., VASCONCELLOS C. A., NETO A. E. F., GUEDES G. A. A., ROBERTS N., 1998. The Holocene: An Environmental Study. Oxford – Malden, Blackwell Publishers Ltd. 56

ROSCOE, R., VASCONCELLOS, C. A., NETO, A. E. F., GUEDES, G. A. A., FERNANDES, L. A., 2000: Urease activity and its relation to soil organic matter, microbial biomass nitrogen and urea-nitrogen assimilation by maize in a Brazlian Oxisol under no-tillage and tillage systems. Biology and Fertility of Soils, 32: p. 52–59. SAMEC, P., KUČERA, A., KISZA, L., DAŇKOVÁ, E., KOBLÍŽKOVÁ, V., FORMÁNEK, P., 2006: Časová proměnlivost biologické aktivity organominerálních horizontů půd z různých typů biotopů jedlo-bukového lesního vegetačního stupně moravskoslezských Beskyd během uchovávání v laboratorních podmínkách. Zprávy lesnického výzkumu, 51: s. 162 - 171. SAMEC, P., (2006) Chase in acid phosphomonoesterase and urease activities and in microbial biomass after air-drying of top-soil horizonts from natural sites of scots pine (Pinus sylvestris L.): Preliminary results. Phytopedon (Bratislava), Vol. 5, 2006/1: s. 28–35. SIROVÝ, V. (1967): Průzkum zemědělských půd ČSSR. Metodika laboratorních postupů. Souborná metodika, III. díl. MZVŽ, Praha. SPARLING G. P., SPEIR T. W., WHALE K. N., 1986. Changes in microbial biomass C, ATP content, soil phosphomonoesterase and phosphodiesterase activity following air-drying of soils. Soil Biology & Biochemistry, 18: 363 – 370. ÚRADNÍČEK, L., CHMELAŘ, J. 1995. Dendrologie lesnická. 1. vydání, Brno: Mendelova zemědělská a lesnická univerzita,. 97 s. ÚRADNÍČEK, L., MADĚRA, P. Dřeviny České republiky. Písek: Matice lesnická, 2001. 333 s. VALIŠ, S., ŠÁLEK,J. Hydropedologické praktikum. Brno: ES VUT, 1976, 183 s VANCE, E.D., BROOKES, P.C.; JENKINSON, D.S. 1987. An extraction method for measurement soil microbial biomass-C. Soil Biology and Biochemistry, v.19, p.703707. VIEWEGH J., KUSBACH A., MIKESKA M., 2003. Czech forest ecosystem classification. Journal of Forest Science, 49: 85 – 93. ZBÍRAL J. 2002. Analýza půd I. Jednotné pracovní postupy. Brno, ÚKZUZ: 197. ZBÍRAL J., HONSA I., MALÝ S., 1997. Analýza půd III. Jednotné pracovní postupy. Brno, ÚKZÚZ: 150. ZVYAGINTSEV D. G., ASEEVA, I. V., BABJEVA, I. P. AND MIRCZINK, T. G. 1980. Metody počvennoj mikrobiologiji i biochimiji. Izdatelstvo Moskovskovo universiteta, Moscow.

57

58

59