MENDELOVA UNIVERZITA V BRNĚ BAKALÁŘSKÁ PRÁCE

MENDELOVA UNIVERZITA V BRNĚ Lesnická a dřevařská fakulta Ústav ochrany lesů a myslivosti

Změna v úrovni manganu ve vybraných druzích bylinného patra, půdní a epigeické fauny

BAKALÁŘSKÁ PRÁCE

Vedoucí bakalářské práce:

Vypracoval:

prof. Ing. Emanuel Kula, CSc.

Eliška Bradáčová

Brno 2013

Prohlášení Prohlašuji, že jsem bakalářskou práci na téma: Změna v úrovni manganu ve vybraných druzích bylinného patra, půdní a epigeické fauny zpracovala sama a uvedla jsem všechny použité prameny. Souhlasím, aby moje bakalářská práce byla zveřejněna v souladu s § 47 odst. b Zákona č. 111/1998 Sb., o vysokých školách a uložena v knihovně Mendelovy univerzity v Brně. Zpřístupněna ke studijním účelům ve shodě s vyhláškou rektora MENDELU o archivaci elektronické podoby závěrečných prací. Autorka 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:……………………………

Poděkování Ráda bych poděkovala vedoucímu bakalářské práce panu Prof. Ing. Emanuelu Kulovi CSc., který mi svým odborným přístupem, cennými radami a připomínkami pomohl při vzniku práce. Dále bych chtěla poděkovat pracovníkům Ústavu chemie a biochemie AF Mendelovy univerzity v Brně, především pak Mgr. Lucii Chromcové, za pomoc při zpracování a analýze vzorků. Za pomoc a podporu děkuji také svému příteli Jaroslavu Tesařovi. Můj dík patří i mým rodičům za trpělivost a podporu při studiu. Bakalářská práce byla řešena za podpory sponzorských subjektů Elektrárny Ledvice, ČEZ, a. s.

Abstrakt Název práce: Změna v úrovni manganu ve vybraných druzích bylinného patra, půdní a epigeické fauny Bakalářská práce byla zaměřena na stanovení obsahu manganu a jeho sezónní dynamiky ve vybraných druzích bylin a bezobratlých živočichů v lesním ekosystému na silně kontaminované lokalitě v Krušných horách. Během roku 2011 byly na trvalé zkusné ploše v měsíčním intervalu odebírány vzorky fauny a flory, v nichž byl stanoven obsah Mn. Nejvíce manganu obsahoval ostružiník maliník (Rubus idaeus L.), brusnice borůvka (Vaccinium myrtillus L.) a ostružiník křovitý (Rubus fruticosus L.), z živočichů mnohonožky (Tachypodoiulus niger Leach, Leptoiulus trilobatus Verhoeff, Brachyiulus bagnalli Brolemann). Většina rostlin mangan během vegetačního období akumuluje. I přes vysoké koncentrace Mn v prostředí se u rostlin neprojevily příznaky toxikóz (reakce živočichů vyžaduje víceleté pozorování). Klíčová slova: mangan, byliny, bezobratlí živočichové, akumulace a sezónní dynamika Mn

Abstract Title: The change in the level of manganese in selected species of the herb layer, soil and epigiec fauna The aim of this bachelor thesis is to determine the level of manganese and its seasonal dynamics in selected plant species and invertebrates in the forest ecosystem of highly contaminated area in the Krušné hory mountains. The flora and fauna samples were taken on a permanent trial site on a monthly basis in 2011. The level of manganese was determined in those samples. The highest level of manganese was found in the raspberry bush (Rubus idaeus L.), blueberry bush (Vaccinium myrtillus L.) and the blackberry bush (Rubus fruticosus L.). The animals that showed highest level of manganese were millipedes (Tachypodoiulus niger Leach, Leptoiulus trilobatus Verhoeff, Brachyiulus bagnalli Brolemann). Majority of plants accumulates manganese during the vegetative period. Despite the high concentration of manganese in the environment, none of the plants showed symptoms of toxicosis (the response of animals requires long term observation). Key words: manganese, plant, invertebrates, accumulation and seasonal dynamics of manganese

Obsah 1.Úvod............................................................................................................................... 8 2. Literární přehled ........................................................................................................... 9 2.1 Mangan jako chemický prvek ................................................................................. 9 2.2 Mangan v půdě...................................................................................................... 11 2.3 Mangan v rostlinách.............................................................................................. 13 2.3.1 Bez černý (Sambucus nigra L.) ..................................................................... 16 2.3.2 Brusnice borůvka (Vaccinium myrtillus L.) ................................................... 17 2.3.3 Ostružiník maliník (Rubus idaeus L.) ............................................................ 21 2.3.4 Náprstník červený (Digitalis purpurea L.) .................................................... 27 2.3.5 Ostružiník křovitý (Rubus fruticosus L.) ....................................................... 30 2.3.6 Třezalka tečkovaná (Hypericum perforatum L.) ........................................... 31 2.3.7 Třtina křovištní (Calamagrostis epigejos (L.) Roth.) .................................... 32 2.4 Mangan v bezobratlých ......................................................................................... 34 2.4.1 Stonožky a mnohonožky (Chilopoda, Diplopoda) ........................................ 38 2.4.2 Žížaly (Lumbricidae) ..................................................................................... 39 2.4.3 Střevlíci (Carabidae) ...................................................................................... 46 3. Metodika ..................................................................................................................... 48 3.1 Popis lokality ........................................................................................................ 48 3.2 Přírodní poměry LS Litvínov ................................................................................ 48 3.3 Zpracování rostlinných vzorků ............................................................................. 50 3.4 Zpracování vzorků živočichů................................................................................ 51 4. Výsledky ..................................................................................................................... 53 4.1 Obsah a sezónní dynamika manganu ve vybraných bylinách podrostu ............... 53 4.1.1 Bez černý – Sambucus nigra L. ..................................................................... 53 4.1.2 Brusnice borůvka – Vaccinium myrtillus L. .................................................. 53 4.1.3 Ostružiník maliník – Rubus idaeus L. ........................................................... 54 4.1.4 Náprstník červený – Digitalis purpurea L. .................................................... 55 4.1.5 Ostružiník křovitý – Rubus fruticosus L. ....................................................... 55 4.1.6 Třezalka tečkovaná – Hypericum perforatum L. ........................................... 56 4.1.7 Třtina křovištní – Calamagrostis epigejos Roth. ........................................... 57 4.1.8 Kopřiva dvoudomá – Urtica dioica L............................................................ 57 4.1.9 Lipnice obecná – Poa trivialis L.................................................................... 58

4.1.10 Metlička křivolaká – Avenella flexuosa L. .................................................. 59 4.1.11 Šťovík kyselý – Rumex acetosa L. .............................................................. 59 4.1.12 Rulík zlomocný – Atropa bella-donna L. .................................................... 60 4.1.13 Kapraď samec – Dryopteris filix-mas L. ..................................................... 61 4.1.14 Konopice pýřitá – Galeopsis pubescens Bess.............................................. 61 4.1.15 Starček lepkavý – Senecio viscosus L. ......................................................... 62 4.2 Obsah manganu ve vybraných zástupcích bezobratlých ...................................... 63 4.2.1 Stonožky – Chilopoda .................................................................................... 63 4.2.2 Mnohonožky – Diplopoda ............................................................................. 63 4.2.3 Žížaly – Lumbricidae ..................................................................................... 64 4.2.4 Střevlíci – Carabidae ...................................................................................... 65 4.2.5 Suchozemští stejnonožci – Oniscoidea .......................................................... 66 5. Diskuze ....................................................................................................................... 67 5.1 Obsah Mn v rostlinách .......................................................................................... 67 5.2 Obsah Mn v bezobratlých ..................................................................................... 70 6. Závěr ........................................................................................................................... 73 7. Summary ..................................................................................................................... 75 8. Seznam použité literatury ........................................................................................... 76

1.Úvod Mangan je důležitým biogenním prvkem pro rostliny i živočichy, ovlivňuje některé jejich fyziologické procesy. Běžně se vyskytuje v pedosféře i biosféře, je desátým nejrozšířenějším prvkem na Zemi. V půdě Mn často doprovází železo, nachází se v četných horninách (granodiorit, syenit, hadec, spraš) i minerálech (pyloruzit, braunit, hausmanit) (Koutník 1996). Rostliny přijímají mangan jemnými kořeny z půdního roztoku (Mn2+), živočichové potravou. Nadbytek manganu (stejně jako nedostatek Fe) se u rostlin projevuje chlorózami listů, defoliací, snížením počtu pupenů a nekrózami kůry, podobné příznaky působí i nedostatek Mn (chlorotické skvrny, poškození bočních pupenů) (Krpina 1989). Nadbytek Mn u živočichů negativně ovlivňuje jejich růst a rozmnožování, nedostatek manganu nebyl doposud popsán. Bezobratlí živočichové však mají různé strategie manipulace s těžkými kovy a mohou jejich obsah ve svých tělech do značné míry ovlivnit (Hopkin 1989; Depledge et al. 1994). Cílem práce bylo stanovit obsah manganu a míru jeho akumulace ve vybraných druzích rostlin nebo v jejich částech a u bezobratlých živočichů v průběhu vegetačního období. Vzorky byly v průběhu roku odebírány na trvalé zkusné ploše u Litvínova (500 m n. m.) v lokalitě silně kontaminovaných lesních půd s vysokým obsahem manganu (až 9555 mg·kg-1 Mn v hrabance). Pro sledování byly vybrány rostliny z těchto čeledí: Caprifoliaceae, Ericaceae, Rosaceae, Scrophulariaceae, Hypericaceae, Poaceae, Urticaceae, Polygonaceae, Solanaceae, Dryopteridaceae, Lamiaceae a Asteraceae. Analyzováni byli také někteří bezobratlí: Chilopoda, Diplopoda, Lumbricidae, Carabidae a Oniscoidea.

8

2. Literární přehled 2.1 Mangan jako chemický prvek Mangan (chemická značka Mn, latinsky Manganum) je šedobílý kov podobný železu, avšak tvrdší a velmi křehký (Milbauer 1957). Patří spolu s techneciem a rheniem do 7. skupiny prvků periodické soustavy (Koutník 1996). Mangan má bod tání při 1245 °C a bod varu při 2150 °C, má jeden isotop, koroduje pomalu studenou vodou, rychle horkou, snadno oxiduje. Rozpouští se ve zředěných kyselinách za vývoje vodíku (Milbauer 1957). Prvky skupiny manganu mohou dosáhnout nejvyššího oxidačního čísla VII., mangan je z této skupiny nejrozšířenější, nejstálejší je MnII (Koutník 1996). Mangan tvoří oxidy typu Mn2O7 s oxidačním číslem od I do VII, z nichž nejběžnější je II, IV a VII. Oxid manganatý MnO je zeleně zbarvený, bazický, ve vodě téměř nerozpustný. Ve vodě rozpuštěné soli manganaté se vyskytují obvykle v podobě kationtu [Mn(H2O)6]2+. V tuhém stavu jsou to růžové krystalohydráty, např. MnSO4.7 H2O a MnCl2.4 H2O. Oxid manganičitý MnO2 je amfoterní a zejména v kyselém prostředí má silné oxidační účinky. Oxid manganistý Mn2O7 s vodou poskytuje kyselinu manganistou HMnO4. Od ní odvozené manganistany XIMnO4 jsou rovněž silná oxidační činidla. v kyselém prostředí se redukují až na Mn2+, v alkalickém prostředí na MnO2: MnO4- + 8 H30+ + 5 e- –> Mn2+ + 12 H2O; MnO4- + 2 H2O + 3 e- –> MnO2 + 4 OH-. Nejznámějším manganistanem je KMnO4, který tvoří fialové krystalky dobře rozpustné ve vodě (Koutník 1996). Mangan v přírodě provází železo, ale pro svou velikou oxidační schopnost a mnohostupňovou valenci se nenachází ryzí, nýbrž jen v četných minerálech, z nichž nejdůležitější jsou kysličníky pyrolusit MnO2, braunit Mn203, hausmanit Mn304, manganit Mn2O3.H2O a uhličitan dialogit (Milbauer 1957). Zvětráváním hornin se z půdy kontinuálně vyplavují koloidní oxidy manganu (také železa a jiných kovů), které se dostávají do moří. Tam se shlukují a vytvářejí tzv. manganové kuličky (hlavní součástí je Mn). Podle výzkumů jsou dna moří a oceánů pokryty řádově 1012 tun těchto kuliček, jejichž rozsah se každoročně zvyšuje. V současnosti se zvažují možnosti využití těchto zdrojů (Koutník 1996).

9

Manganové rudy jsou na zemi hojně rozšířeny. Největší ložiska jsou v Rusku v Donské oblasti a na Kavkaze, dále na Zlatém pobřeží v Africe, v Indii, v Brazílii a v Belgii. Světová těžba manganové rudy byla v roce 1950 asi 5,5 mil. tun. V ČR se manganová ruda těží u Chvaletic (Milbauer 1957). Většina vytěžené rudy (90 %) se spotřebuje v ocelářském průmyslu nebo při výrobě ferromanganu a zrcadlové litiny. Manganové rudy se flotují, hydrometalurgicky se třídí a vyluhují se roztokem síranu amonného, kyselinou sírovou a kysličníkem siřičitým nebo dusičitým. Část rudy se zpracuje na kysličník manganičitý nebo na výrobu různých chemikálií (Milbauer 1957). Mangan lze získat aluminotermicky: 3 Mn3O4 + 8 Al –> 9 Mn + 4 Al2O3. Čistý mangan se získává elektrolýzou roztoku síranu manganatého (Koutník 1996). Kovový mangan se vyrábí redukcí manganové rudy kovovým křemíkem nebo hliníkem s přísadou struskotvorných látek. Získá se tak 95 až 96% mangan. Vyrábí se také elektrolýzou roztoku síranu manganatého. Roztoky síranu se zneutralizují čpavkem a srážejí se sirovodíkem. Vysrážejí se skoro všechny příměsi, čistý filtrát se elektrolyzuje a dá 99,9% mangan. Používá se ho k výrobě slitin hliníku, hliníkových bronzů, konstantanů, manganového bronzu, manganové niklochromové a niklstříbrné slitiny a do nerezavějících ocelí (Milbauer 1957). Mangan je běžná součást většiny ocelí. Má trojí fuknci: odsiřuje, dezoxiduje a zlepšuje vlastnosti ocelí. Používá se do ocelí jako ferromangan, což je slitina Mn, Fe a C (Milbauer 1957). Ze sloučenin Mn se nejvíce používá kysličníku manganatého, a to do suchých baterií. Velmi důležitý oxidační prostředek při výrobě organických sloučenin (sacharin) je manganistan draselný. Síranem manganatým se jako stopovým prvkem odstraňuje suchá skvrnitost ovsa. Přes 20000 tun síranu manganatého se ročně spotřebuje na léčení nebo jako přídavek do hnojiv. Z organických sloučenin se ve velkém vyrábějí resináty, linoleáty, naftenáty a oleáty, které se přidávají do laků a fermeží. Stearan manganatý je katalyzátorem (Milbauer 1957).

10

2.2 Mangan v půdě Chemismus lesních půd představuje zásobu potenciálně využitelné chemické energie pro lesní společenstva, na níž se podílí makroelementy (P, K, Mg, Fe, Ca atd.) a mikroelementy (Mn, Zn, Pb, Co, Ni, As atd.) (Pelíšek 1964). Stopové prvky se mohou uplatnit již ve zředění 1:104 až 1:106. V některých případech není velký rozdíl mezi makro- a mikroprvky. Např. železa a manganu přijímají rostliny často řádově stejné množství (Soukup et al. 1979). Prvky se v lesních půdách vyskytují v různém množství, ale v jednotlivých půdních typech vykazují vždy zákonité rozvrstvení čili stratigrafii. V lesních půdách jsou zastoupeny v různých formách co do přístupnosti pro lesní dřeviny a pro edafon a během ročního období vykazují také výraznější nebo slabší dynamiku (Pelíšek 1964). Stopové prvky se uvolňují do půdy zvětráváním minerálů (např. augit, biotit, olivín aj.) nebo jsou součástí různých hnojiv. Většina půd obsahuje stopové prvky v mnohonásobně větším množství, než je potřeba rostlin (Soukup et al. 1979). Mn je ve formě MnO obsažen ve vyvřelých horninách (dvojslídná žula, granodiorit, syenit, gabro, amfibolovec, liparit, andezit a diabas), v horninách metamorfovaných (dvojslídná rula, svor, amfibolická břidlice nebo hadec) a v sedimentech (spraš, tégl nebo jílovité břidlice) (Pelíšek 1964). Mangan se nachází v půdách zpravidla ve sloučeninách s Fe (krystalické nebo koloidní silikáty, popř. hydráty a kysličníky). Profilová stratigrafie Mn v půdních typech je obdobná jako u Fe. V rendzinových a černozemních půdách jsou koloidní sloučeniny Mn vlivem vysrážení nepohyblivé a jejich obsah je v celém profilu vyrovnaný. V půdách podzolových jsou koloidní formy Mn v pohybu a hromadí se s Fe v akumulačním B-horizontu. V oglejených podzolech nebo v semiglejích dochází k tvorbě a hromadění kyslíkatých sloučenin Mn v některých horizontech buď ve formě koloidní nebo ve formě kysličníku resp. jako bročky, konkrece nebo skvrny. Mn je součástí téměř všech půdních typů (Pelíšek 1964). Novotvary (krystalky, shluky, konkrece) jsou zpravidla produkty chemických, fyzikálně-chemických a biotických procesů v lesních půdách. Podle chemismu se

11

novotvary dělí na kysličníky, sirníky, uhličitany, sírany a fosforečnany. Z kysličníků je v lesních půdách nejvíce zastoupen limonit (čistý nebo s příměsmi Al a Mn), dále kysličníky a hydráty manganu (Pelíšek 1964). Limonitické makro- a mikrobročky v oglejených půdách o velikost až 10 mm jsou hnědočerné a se zvyšujícím se obsahem Mn tmavnou. Tyto bročky jsou typické v oglejených půdách. Limonitické (železité) konkrece s různým obsahem písku a častými příměsmi Al a Mn tvoří ledvinité až kulovité tvary různých velikostí. Zvýšený obsah Mn opět dodává tmavější zbarvení. V půdních novotvarech se Mn vyskytuje ve formě Mn2O3 (Pelíšek 1964). Obvykle je v půdě manganu dostatek (je desátým nejrozšířenějším prvkem na Zemi) a rostliny ho mohou použít buď v železné formě nebo adsorbovaný v půdním roztoku (Krpina 1989). Běžné koncentrace Mn v půdě jsou cca 400–600 mg·kg-1 (Hlohowskyj et al. 1999; Sheppard, Evenden 1990). Dostupnost kovů v půdě je obecně řízena jejich koncentrací, pH půdy a obsahem organických látek (Moreno-Jiménez 2009). Příznaky nedostatku některých prvků jsou zpravidla vyvolány jejich špatnou dostupností v půdě. Soli mikroprvků jsou většinou mnohem méně rozpustné než soli makroprvků a také se mnohem pevněji váží na koloidy. Soli boru, manganu, zinku a mědi jsou při pH 6,5−7,5 velmi málo rozpustné. To znamená, že nadměrné vápnění a vysoký obsah fosforečnanů v půdě výrazně snižuje jejich přijatelnost. Naopak se stoupající aciditou se rozpustnost zvyšuje. V kyselých půdách jsou některé mikroprvky dokonce tak pohyblivé, že dochází k nadbytečnému příjmu rostlinou (často spojenému s příznaky toxicity) a také k silnému vyplavování, např. Mn a B. Některé prvky, např. Mn a Cu, jsou také silně vázány v humusových půdách, kde tvoří komplexy s huminovými kyselinami (Soukup et al. 1979). Po nahromadění kovových prvků v půdě se působením fyzikálně-chemických pochodů těžké kovy přechází z pevné do kapalné fáze. To potom způsobuje rozdíly v dostupnosti a toxicitě prvků, jako jsou Cd, Cu, Mn a Zn. Těžké kovy mohou být toxické i pro volně žijící živočichy, jestliže dosáhnou kritické hodnoty (MorenoJiménez et al. 2009).

12

2.3 Mangan v rostlinách Ačkoli největší část rostlin tvoří sacharidy, zastoupeny jsou v malém množství i další chemické prvky, které jsou významné pro fotosyntézu, růstové procesy a metabolismus. Obsah prvků závisí na druhu rostliny, vnějších podmínkách a čase. Během vývoje dochází k často až zákonitým změnám množství prvků v jednotlivých částech rostlin (Bandzeitiene 2000). Živinami jsou označovány prvky, potřebné pro růst a normální vývoj rostlin a ve své funkci jsou nezastupitelné. K 10 makroelementům tvoří další skupinu prvků, nutných pro výživu rostlin mikroelementy, mezi které náleží i Mn (Soukup et al. 1979). Fe a Mn, které řídí oxidačně redukční pochody v rostlinách jsou označovány jako prvky funkční (Soukup et al. 1979). Mangan je důležitý biogenní stopový prvek pro fyziologické procesy rostlin, neboť se podílí na aktivaci vitamínů a enzymů, na fotosyntéze a syntéze sacharidů, bílkovin a kyseliny askorbové a účastní se oxidačně-redukčních reakcí (Krpina 1989). Rostlina přijímá všechny živiny, potřebné k životním pochodům (asimilace, dýchání, látková výměna, růst) ve formě iontů z půdy nebo povrchem listů. Z ovzduší absorbuje uhlík a kyslík, z vody vodík a kyslík (Soukup et al. 1979). Rostlina přijímá živiny především prostřednictvím jemných kořenů z půdního roztoku, který vyplňuje póry a lpí na povrchu půdních částic. Mechanismus příjmu jednotlivých látek, zejména vody a minerálních iontů, je rozdílný. Absorpce iontů je složitý vícefázový proces, kde se uplatňuje hlavně difuze a specifická výměna iontů (Soukup et al. 1979). Intenzita příjmu živin z půdy závisí na biologických vlastnostech rostlin a podmínkách vnějšího prostředí. Jestliže se sníží fotosyntéza a poklesne příliv asimilátů z listů do kořenů, omezí se i přijímaní živin z půdy. Důležitou podmínkou pro normální absorpci živin je dostatečné zásobování rostliny vodou, která vytváří (vedle jiných funkcí) půdní roztok, který je hlavním zdrojem rostlinných živin. Významně se uplatňuje acidita či alkalita půdy. Obecně platí, že kyselá reakce podporuje příjem aniontů, zásaditá naopak příjem kationtů. Mimoto půdní reakce ovlivňuje rozpustnost

13

některých látek. Do výčtu činitelů, podílejících se na intenzitě příjmu živin, se řadí zásoba přijatelných živin v půdě či substrátu (Soukup et al. 1979). Rostliny využívají pouze redukovaný mangan ve dvojmocné formě (Krpina 1989). Mangan má ve fyziologické funkci velmi úzký vztah k železu. Životními procesy v rostlinném organismu (redukčními pochody při látkové výměně) vzniká dvojmocné železo Fe2+, které působí toxicky. Mangan je převádí (oxiduje) na formu trojmocnou Fe3+, a tím je neutralizuje. Tento proces při nedostatku Mn vázne, avšak ani přebytek Mn není žádoucí. Uvádí do oběhu více trojmocného železa, než může rostlina využít, které je vázáno fosforem na nerozpustnou sůl pro rostlinu nedostupnou a v buňkách vzniká nedostatek železa. Optimální poměr manganu k železu v rostlině je asi 1:2. Poruchy v zásobování manganem se nepříznivě odrážejí v tvorbě chlorofylu, asimilaci, dýchání apod. (Soukup et al. 1979). Rostliny zpravidla velmi citlivě reagují na poruchy v dodávce nezbytných životních potřeb (růstových činitelů). Je např. všeobecně známo, že různé skvrny nebo i tvarové změny na listech mohou být vyvolány nedostatkem ve výživě. Při povšechném nedostatku živin (na chudé půdě, kde však žádná důležitá živina nechybí) pozorujeme sice slabý, avšak vyrovnaný růst a normální vývoj. Při poklesu na minimální množství prvků rostlina vykazuje příznaky, které jsou pro jednotlivé živiny typické. Ojedinělým jevem není ani tzv. relativní nedostatek některé živiny vyvolaný příliš vysokou zásobou jiné živiny, která pak narušuje příjem a transport první (Soukup et al. 1979). Vztahy mezi extrahovatelnými kovy, nacházejícími se v půdě a celkovou koncentrací kovů v rostlinách mohou být použity k odhadu vztahů mezi různými formami kovů. Pokud elementy, akumulované v rostlinách významně korelují s extrahovatelnou frakcí v půdě, dá se předpokládat, že byla snadno dostupná pro rostliny (Zhang et al. 2002). Některé prvky, překročí-li jejich hladina v půdním roztoku, popř. v rostlinné tkáni, určitou maximální hranici, působí na rostlinu toxicky. Jiné prvky mají nepřímé toxické účinky, jsou-li v nadbytku, mohou vyvolat tzv. relativní nedostatek jiných důležitých živin. Přesnější poznatky o vzájemných vztazích mezi jednotlivými živinami

14

v různých podmínkách životního prostředí však chybí (Soukup et al. 1979). Zvýšený příjem Mn z půdy rostlinami může vyvolat toxikózu. Vysoký obsah manganu charakterizuje zvláště půdy kyselé a špatně provzdušněné, např. půdní typ pseudoglej (Krpina 1989). Potenciální nebezpečí těžkých kovů pro životní prostředí a obyvatelstvo v důsledku těžby kovů bylo dobře popsáno. Několik studií uvádí vysoký stupeň znečištění půd kovy v důsledku oxidace pyritických materiálů. Po nahromadění kovových prvků v půdě se působením fyzikálně-chemických pochodů těžké kovy mění z pevné na kapalnou fázi. To potom způsobuje rozdíly v dostupnosti a toxicitě prvků, jako jsou Cd, Cu, Mn a Zn. Těžké kovy mohou být toxické i pro volně žijící živočichy, pokud půda dosáhne určité kritické hodnoty. Hromadění kovů v nadzemní části rostlin má za následek zvýšení akumulace kovů ve svrchních půdních horizontech. Rostliny, rostoucí v půdě s obsahem těžkých kovů mohou mít odlišné vlastnosti (Moreno-Jiménez 2009). Druhy, rostoucí v polymetalizovaných mineralizovaných zónách mají tendenci vykazovat zvýšené hladiny těžkých kovů v tkáních. Hladiny těžkých kovů se v různých druzích planě rostoucích rostlin na stejných stanovištích mohou značně lišit. Tyto druhy se rozlišují podle svých akumulačních schopností jako bioindikátory kontaminovaných oblastí (Wislocka 2006). Toxicita Mn se projevuje chlorózami listů, defoliací, snížením počtu pupenů a vnitřními nekrózami kůry (Krpina 1989). Pokusné přehnojení hrnkových azalek manganem vyvolalo jejich silnou chlorózu. Pravou příčinou onemocnění však byl nedostatek železa. Oba prvky působí vzájemně antagonisticky – přebytek manganu vyvolává relativní nedostatek železa (Penningsfeld et al. 1965; Hertel 1973). Kvalita prostředí se však projevuje i nedostatkem některých prvků – Mn, Mg a Zn, případně také Ba, Cd a P v závislosti na druhu rostliny (Reimann et al. 2001). Poškození rostlin v důsledku nedostatku manganu: Mladší, ale někdy i starší

15

listy mají po celé ploše chlorotické skvrny (jsou kropenaté). Žilnatina, i nejjemnější, zůstává zelená a olemována úzkou zelenou obrubou. V pokročilém stadiu chlorotické skvrny odumírají. Zelená žilantina pak tvoří na žlutavém listu tmavou stromečkovitou kresbu. Vrcholové pupeny jsou zdravé (Penningsfeld et al. 1965; Hertel 1973). Rostlinné tkáně odráží vysoké stavy emisí v místě růstu, ale stále to neznamená, že jsou spolehlivými monitory chemického složení atmosféry. Znamená to pouze, že rostliny výrazně komunikují s prostředím (vzduchem, vodou i půdou) (Reimann et al. 2001). Emise se objevují v plynné i rozpuštěné formě, může se také vyskytovat směs obou, míru znečištění ovlivňuje i vzdálenost od zdroje znečištění. Příjem prvků do rostlin se děje různými cestami. Prvky mohou být adsorbovány kořeny z půdy nebo listy ze vzduchu. Little (1973) uvádí, že velký podíl kovů v listech může pocházet z povrchových sedimentů, kde se hromadí. Některé znečišťující prvky se též usazují na povrchu listů (Reimann et al. 2001). V syrovém ovoci jsou obsaženy též četné pro tělo nepostradatelné (z toho mnohé vzácné) nerostné látky. Jejich množství ovšem značně kolísá, neboť závisí hlavně na obsahu jednotlivých prvků v půdě, ze které dotyčná rostlina vyrůstá. Většina ovoce obsahuje mangan; v popelu je ho v podobě kysličníku Mn3O4 průměrně 0,5 %, u borůvek 2 % (Mikula 1978). Mikronutrienty mají důležitou fyziologickou funkci a znalost jejich obsahu v ovoci má velký význam (Tesovic 1989). Obsah kovů v plodech je závislý na mnoha faktorech včetně odrůdy rostlin, vegetačním období, prostředí atd. Vysoké zastoupení některých látek v plodech může způsobit vážné zdravotní problémy. Také Cu, Zn, Fe a Mn, přestože jsou potřebné, mohou v příliš vysokých dávkách škodit (Rusinek et al. 2008). 2.3.1 Bez černý (Sambucus nigra L.) Bez černý je keř nebo strom, dorůstající do výšky 7 m, s hustě olistěnou korunou a plochým kořenovým systémem. Kmen má světle hnědou až šedou vrásčitou kůru, větve jsou bohaté na měkkou bílou dřeň. V mládí jsou větve zelené, později se světle

16

šedou kůrou. Rašení listů proběhne dlouho před kvetením. Listy jsou vstřícné a lichozpeřené, lístky téměř přisedlé, eliptičné nebo podlouhlé, zašpičatělé, nepravidelně pilovité a spoře chloupkaté. Řapík nahoře brázditý; palístky opadavé, drobné. Malé květy jsou pětičetné, bílé až žlutobílé a silně vonné, v hustých, zpočátku vzpřímených vrcholových, plochých, deštníkovitých vrcholících nebo plochých kytkách. Kvete v květnu až v červenci. Plodem je třísemenná, kulovitá peckovice, jedlá, leskle černofialová s krvavě červenou šťávou. Pecky jsou nahnědlé,vejčité; peckovice zrají v srpnu až v září (Bollinger et al. 1985). Bez je rozšířen v lužních lesích, na březích, v plotech a na okrajích lesů, s oblibou roste na dusíkem bohatých půdách až do Alpských údolí (1200 m n. m.). Běžně také v kulturní krajině. Vyskytuje se téměř v celé Evropě, s výjimkou nejzazšího severu. Ve střední Evropě je velmi hojný (Bollinger et al. 1985). Plamenovou

adsorpční

atomovou

spektrometrií

(AAS)

a

iontovou

chromatografií (IC) byl stanoven diferencovaný obsah iontů Fe3+, Cu2+, Zn2+ a Mn2+ v plodech jeřábu černého (Aroniae melanocarpa), ostružiníku maliníku (Rubus idaeus), bezu černého (Sambucus nigra), růže šípkové (Rosa canina), jeřábu ptačího (Sorbus aucuparia), jabloně lesní (Pyrus malus), fenyklu obecného (Foeniculum vulgare), trnky obecné (Prunus spinosa) a brusnice borůvky (Vaccinium myrtillus). Množství iontů Mn2+ v suchých plodech dosahovalo 4,88–217,32 mg·kg-1 (Sowa et al. 2003). Odlišné množství iontů v ovoci závisí na druhu, místě a způsobu pěstování a době sklizně. Ze šetření různých autorů vyplývá, že v plodech má nejvyšší obsah Fe a Mn, s poklesem u Zn a Cu (Sowa et al. 2003). 2.3.2 Brusnice borůvka (Vaccinium myrtillus L.) Borůvka je opadavý, až 35 cm vysoký, bohatě větvený keřík s plazivou lodyhou a vzpřímenými větévkami, které jsou ostře trojhranné, zelené a lysé. Listy jsou střídavé, velmi krátce řapíkaté, až 3 cm dlouhé, ploché, vejčité, zašpičatělé a na bázi okrouhlé s lehce pilovitým okrajem, jsou lysé a světle zelené. Květy jsou čtyř až pětičetné, světle zelené s fialověrůžovým nádechem, jednotlivě nebo po dvou v paždí listů. Krátký květní stonek umístěný mezi 2 šupinovité podpůrné listeny, přední listeny chybí. Borůvka kvete v květnu a červnu. Plodem je kulatá, mnohosemenná bobule, sladká,

17

jedlá, modročerně ojíněná. Bobule zrají v červenci (Bollinger et al. 1985). Brusnice borůvka je rozšířena ve světlých jehličnatých lesech, vzácněji v listnatých, na kyprých, vlhkých, kyselých půdách a v rašeliništích. Vyskytuje se i v alpinském pásmu zakrslých keřů ve 2500 m n. m. Roste po celé střední a severní Evropě, na jihu je výskyt omezen na horské polohy. U nás mimo nejteplejší kraje, hojná. Sběr plodů má i určitý hospodářský význam, používají se mimo jiné i v léčitelství (Bollinger et al. 1985). Ačkoli jsou nejdůležitějšími stavebními látkami brusinky, borůvky i vlochyně sacharidy, kyseliny a polyfenoly, pro hodnocení kvality bobule jsou důležité i látky, vyskytující se v nich v malém množství (N, K, P, Na, Ca a Mn). Pro hodnocení rostlinných surovin je nutné určit zákonitosti hromadění chemických látek v bobulích (Bandzeitiene 2000). Plody, sklizené ve znečištěné oblasti, obsahují vyšší koncentraci kovů Cd, Cu, Zn, Fe i Mn, než plody sbírané v přírodní rezervaci v Polsku. Bez ohledu na oblast, odkud plody pocházely, měly borůvky nižší obsah Cd a Cu než jahody a maliny, ale vyšší hladinu Pb, Zn a Mn (Rusinek et al. 2008). Ze studie Sandersona a Fillmora (2008) vyplývá, že v borůvkách z přírodních podmínek ostrova Prince Edwarda (PEI) v Kanadě (2003–2005) dosáhla střední koncentrace dusíku 1,51 %, fosforu 0,127 %, draslíku 0,51 %, vápníku 0,59 %, hořčíku 0,16 %, síry 0,22 %, 0,00011 % zinku, 0,00022 % železa a 0,00135 % manganu. Všechny prvky s výjimkou manganu mají směrodatnou odchylku (SD) ± 1 od průměru. Koncentrace živin N, P, Mg, Cu a Mn byly nezávislé na roku sběru. Příjem živin ovlivňuje složení půdy, půdní mikroorganismy, pH, dostupnost živin, půdní vlhkost, zkypření půdy, teplota půdy, stav rostlin a plevelu (Virginia Cooperative Extension 1997). Srážky a teploty byly ve všech třech letech podobné (Environment Kanada 2007). Většina prvků nedosahuje Trevettových standardů s výjimkou K a Mg. Koncentrace Ca a Mn byly o 77% a 48% vyšší. Analýza dat ukazuje, že se všechny prvky vejdou do průměru ± 1 SD s výjimkou Mn. Na základě těchto údajů byla navrhnuta nová sada norem pro obsah živin v listech borůvky (Vaccinium angustifolium Ait.). Zvažuje širokou škálu hodnot u Mn, ale zachovává průměr ± 1 SD

18

(Sanderson, Fillmore 2008). Výše zmíněné Trevettovy standardy pro Mn jsou: 0,00075–0,00149 % (Trevett 1962). Obsah Mn, naměřený v listech borůvek: 0,000261–0,00138 % (Sanderson, Fillmore 2008). Podle Reimanna et al. (2001) borůvky nejvíce hromadí Ni, Ag, As, Bi a brusinky Ni, Ag, Bi, Co. Na druhu rostliny závisí míra akumulace, příčinou mohou být rozdíly v adsorpci prachu a částic emisí. Vysoké koncentrace prvků, jako jsou Ag, As, Bi, Cd, Co a Pb, může částečně vysvětlit kontaminace rostlin přes půdu. Kromě vysokých koncentrací některých kovů, je v listech rostlin, sbíraných v okolí Monchegorsku nedostatek mikroelementů, např. Mn, Mg, Ba, P a Zn z důvodu vyčerpání. Nejvíce ochuzena o Mn a P je Empetrum nigrum. Průměrný obsah Mn v borůvkách byl 1900 mg·kg-1, u ostatních rostlin se dosahoval 310–1470 mg·kg-1 (Reimann et al. 2001). Vliv hnojení na obsah Mn a Al v půdě s návazným vstupem do listů a vlivem na růst studoval Spiers (1990). Hnojení hliníkem zvýšilo obsah Al v listech, ale nemělo vliv na vitalitu rostlin, schnutí listů ani chlorózy. Hnojení manganem vedlo ke zvýšení obsahu Mn v listech a poklesu růstu ve všech měřených parametrech. Interakce mezi Al a Mn jsou významné pro koncentraci Mn v listech a vitalitu. Bylo-li hodně Mn a žádný Al, byla síla rostlin nejmenší. Vaccinium ashei jsou acidofilní rostliny, s vysokou akumulací Mn a Al (Korcak 1988; Spiers 1984). V polních podmínkách dosahovaly úrovně Mn a Al v listech V. angustifolium a V. myrtillus až 110-1500 mg·kg-1 (Trevett et al. 1968). Listy vzrostlé borůvky V. corymbosum obsahovaly až 445 mg·kg-1 Al a až 183 mg·kg-1 Mn (Ballinger, Goldston 1967). Snížení růstu neustalo při těchto úrovních Al a Mn žádný důkaz (Spiers 1990). Interakce Al a Mn byly pro koncentraci Mn v listech významné. Při nízké úrovni hnojení manganem nemá Al žádný vliv na Mn v listech. Při vyšší úrovni hnojení manganem se zvyšuje synergický vliv Al na Mn v listech. Rostliny byly nejsilnější při nižších úrovních hnojení Mn. Na nejvyšší úrovni hnojení Mn bez Al hnojiv byly

19

rostliny nejslabší. Zvýšení koncentrace Al vyvolalo lineární nárůst koncentrací Al v listech, ale nemělo významný vliv na obsah Mn v listech (Spiers 1990). Hnojení Mn ovlivnilo všechny měřené parametry s výjimkou koncentrace Al v listech. Při nízké úrovni hnojení Mn byl lineární nárůst Mn v listech od 70 mg·kg-1 do 1872 mg·kg-1. Úroveň hnojení Mn a koncentrace Mn v listech byly v negativní korelaci s měřením růstu rostlin. Více Mn hnojiva znamenalo oslabení rostlin, více chloróz a omezený přírůst. Tento účinek může být také důsledkem zvýšení stavu Cl- v souvislosti s obohacováním Mn, protože většina Al-Cl sloučenin je toxičtější než sloučeniny AlxSO4. Vysoký obsah Mn omezuje růst V. ashei. Zjištěné příznaky vysokého obsahu Mn se dají redukovat přihnojením Al (Spiers 1990). Bylo zjištěno, že obsah manganu byl v semenech různých druhů rostlin téměř stejný (variační koeficient 9 %). Obsah vápníku a manganu byl u brusinky výrazně vyšší v semenech proti dužině bobule. V jiných druzích rozdíly mezi semeny a dužinou nejsou tak velké (Bandzeitiene 2000). Obsah prvků se měnil velmi nevýrazně a tudíž téměř není závislý na zralosti bobule a jejím druhu. Kromě draslíku byl obsah všech sledovaných prvků vyšší v semenech než v těle rostliny (Bandzeitiene 2000). Byly sledovány také rozdíly mezi různými odrůdami borůvek. Tři hlavní druhy komerčně pěstovaných borůvek jsou: „Jighbush“, „Rabbileye“ a „Lowbush“. Rabbileye byly úspěšně vypěstovány na acidofilní horské půdě s případným zavlažováním. Lowbush, rostoucím na horských půdách s nízkým obsahem organických látek, je věnována jen malá pozornost, co se týče adaptace na různé podmínky, ale mají schopnost akumulovat Mn, což může mít vliv na jejich genetiku (Korcak 1986; Korcak et al. 1982). Vřesovištní rostliny mangan často akumulují – v listech dosahuje až úrovně toxicity – 15000 mg·kg-1 (Lockhart, Langille 1962; Miller 1987). Možná výjimka je potom u vlochyně bahenní (Vaccinium uliginosum). Tato tendence platí obecně pro všechny acidofilní rostliny, které mají přirozeně sklon k vyšší akumulaci Mn než kalcifilní rostliny (Pope 1983). Zřejmým důvodem tohoto vztahu je zvyšující se příjem Mn s klesajícím pH půdy (Austin et al. 1986). Stav Mn ovšem může záviset i na půdní

20

vlhkosti, kdy je vyšší příjem Mn z podmáčené půdy způsoben redukcí jeho oxidované formy (Grasmanis, Leeper 1966). Také nízká úroveň Ca v půdě ovlivňuje zvýšení příjmu Mn rostlinami (Sutton, Hallsworth 1958), s dusičnanem amonným příjem Mn klesá (Rorison, Robinson 1984). Vyšší koncentrace Al v půdě zlepšuje dostupnost Mn pro kořeny (nepublikovaný údaj) a zvýšené vychytávání Si snižuje příjem Mn (Miller 1987). Schopnost rostliny vzdorovat těžkým kovům může zapříčiněna vnější ochranou – tzv. předcházením nebo vnitřní ochranou – tzv. tolerancí (Baker 1987). Obecně platí, že je hladina Mn v kořenech nižší než v listech. U některých borůvek se ale projevuje tendence k vyrovnání nebo převážení obsahu Mn v kořenech (Korčák et al. 1982). Tento rozdíl poukazuje na existenci detoxikačního mechanismu, který vede k toleranci jak v kořenech tak ve vzdušných částech borůvek. Základní myšlenky detoxikačních mechanismů rostlin: 1) tvorba komplexů a chelace s různými organickými látkami (zejména formy organických kyselin jako jsou oxalát, malát a citrát), 2) skladování škodlivin ve vakuolách a 3) zadržováním škodlivin buněčnou stěnou (Pope 1983). Přesný mechanismus tolerance vřesovištních rostlin k Mn zatím není známý. Rozdíly v příjmu Mn jsou typické např. pro brusnici úzkolistou (Vaccinium angustifolium) a brusnici chocholičnatou, též „kanadskou borůvku“ (Vaccinium corymbosum). Zatímco brusnice úzkolistá akumuluje vysoký obsah Mn (Lockhart, Langille 1962; Townsend 1969), brusnice chocholičnatá obvykle obsahuje malé množství Mn (Korčák et al. 1982). Aby měly rostliny tendenci akumulovat vysoký obsah Mn, musí ho oba rodiče v dostatečné míře obsahovat. Tedy rozdíly ve schopnosti rostlin hromadit Mn závisí na výběru rodičů. Množství navázaného Mn může být ovlivněno ovšem i vzrůstem rostliny – vyšší rostliny b. úzkolisté obsahují díky ředícímu efektu méně Mn na objemovou jednotku. Energie, vynaložená do ochranných mechanismů však rostlinu oslabuje a může způsobit např. pomalejší růst a nižší produkci biomasy (Ernst 1976). 2.3.3 Ostružiník maliník (Rubus idaeus L.) Keř s podzemními výběžky až 2 m vysoký. Jednoleté prýty jsou zpravidla vzpřímené, v následujícím roce se pak větví a metlovitě prodlužují a nakonec obloukovitě převisají. Prýty ojíněné, v dolní části posázené četnými krátkými,

21

černočervenými trny. Listy jsou 3−5četné, vzácněji 7četné. Okraj listové čepele je ostře pilovitý. Konečný lístek dlouze stopkatý, postranní lístky přisedlé. Palisty jsou úzké, téměř nitkovité, na bázi srostlé s řapíkem. Květy bílé, většinou nicí, v řídkých hroznech nebo latách. Maliník kvete v květnu až v srpnu. Složený plod se skládá z četných červených chloupkatých peckoviček; snadno se v době zralosti odlupuje od květního lůžka, je aromatický, jedlý. Pecičky jsou síťované, svraskalé (Bollinger et al. 1985). Maliník se vyskytuje v lesích, houštinách, v porostech vyšších trvalek, na mýtinách, březích vod i kamenitých haldách. Roste od nížin až do hor (asi 2000 m n. m.). Dává přednost kyprým, nepříliš suchým živným půdám. Je rozšířen téměř po celé Evropě, na jihu se stahuje spíše do hor. Chybí pouze v Portugalsku, na Islandu a na nejchladnějším severu (Bollinger et al. 1985). Obsah Fe, Mn, Zn a Cu byl po dobu tří let zkoumán v odrůdách maliníku Rubus idaeus – „Gradina“, „Krupna Dvoroda“, „Mailing Exploit“ a „Willamette“. Průměrný obsah Fe se pohyboval mezi 31 mg·kg-1 a 41 mg·kg-1 (Krupna Dvoroda), obsah Mn dosahoval průměrných hodnot 23 mg·kg-1 (Willamette, Krupna Dvoroda) až 55 mg·kg-1. Obsah Zn je ve srovnání s Fe nebo Mn výrazně nižší a pohybuje se mezi 19 mg·kg-1 (Mailnig Exploit) a 26 mg·kg-1 (Willamette). Průměrné hodnoty všech prvků byly následující: 37 mg·kg-1 Fe, 41 mg·kg-1 Mn, 21 mg·kg-1 Zn a 7,6 mg·kg-1 Cu (Tesovic 1989). Množství Mn bylo nejnižší v odrůdách Krupna Dvoroda a Willamette, hladiny Zn v odrůdě Mailing Exploit. Rozdíly v obsahu mikroelementů mezi kultivary a kříženci byly stanoveny na hladině významnosti 1 % (Tesovic 1989). Niketic-Aleksic et al. (1976) zjistili ve 100 g šťávy, vyrobené přímo lisováním ovoce, hladinu Fe 0,09 mg·kg-1, Mn 0,43 mg·kg-1, Mg, Zn a Cu 0,33 mg·kg-1, zatímco ve 100 g nektaru byly hodnoty následující: Fe 0,45 mg·kg-1, Mn 2,17 mg·kg-1, Zn 1,80 mg·kg-1 a Cu 0,92 mg·kg-1. Hladina Mn v sušině dosáhla v roce 1976 hodnot 21–52 mg·kg-1, v roce 1977 25–64 mg·kg-1 a v roce 1978 28–52 mg·kg-1. Průměrný obsah Mn během 3 let vychází na 23–55 mg·kg-1. Úroveň Fe byla v roce 1978 o 5 % vyšší než na začátku zkoumání,

22

totéž platí pro úroveň Mn v roce 1976 a 1977 (Tesovic 1989). Příznakem usychání nebo špatného růstu rostlin může být intoxikace manganem. Proto byl v zimě roku 1986/1987 proveden experiment s kalcifikací. Experiment byl proveden blokově ve čtvercích o velikosti 7 m2 přidáním 2,5 kg jemně mletého CaCO3 (proběhlo 10 opakování). V roce 1987 a 1988 potom byly odebrány vzorky listů, v nichž se stanovoval obsah P, K, Ca, Mg a Mn (Krpina 1989). I když je v tomto experimentu kladen důraz především na výzkum manganu, v letech 1987 a 1988 byly sledovány také stavy P, K, Ca a Mg. Podle Bergmanova standardu pro maliny byla v roce 1987 nízká hladina P a K, výživa Mn, Ca a Mg byla optimální. V roce 1988 byl zjištěn nadbytek Mn (Krpina 1989). Pro zvýšení pH půdy je tedy vhodné přidávat Ca (Mg), což by mělo podle výsledků experimentu snížit příjem Mn. S tímto tvrzením souhlasí i výsledky Coopera a Thompsona (1972). Ačkoli jsou rostliny schopny velké množství Mn v tkáních deaktivovat, jsou velmi citlivé zvláště na nadměrné množství Mn, pohyblivého v půdě. U malin se projevují v širším rozsahu silné vizuální příznaky otravy a dochází i náhlému nebo postupnému úhynu keřů (Krpina 1989). Vápnění plantáží malin, rostoucích na pseudogleji snížilo kyselost půdy a poklesl obsah Mn v listech a výhoncích malin. Tím, že maliny mohou růst na kyselých půdách, jsou ohroženy nadbytkem Mn a odumírají (Krpina 1989). Obsah kovů v plodech je závislý na odrůdě rostliny, vegetačním období, prostředí atd. Vysoké množství některých látek v plodech může způsobit vážné zdravotní problémy (Cu, Zn, Fe a Mn), přestože jsou potřebné (Rusinek 2008). Obsah Mn v maliníku dosáhl 2,55–3,06 mg·kg-1 (průměrně 2,84 mg·kg-1) v rostlinách kontrolních a 2,59–3,34 mg·kg-1 v rostlinách vystavených znečištění (průměrně 2,91 mg·kg-1) cementárenskými odpady (Rusinek 2008). Obecně platí, že plody, sklizené ve znečištěné oblasti, obsahují vyšší koncentraci kovů Cd, Cu, Zn, Fe i Mn. Borůvky vykazují nižší obsah Cd a Cu než jahody a maliny,

23

ovšem na druhou stranu také obsahovaly více Pb, Zn a Mn (Rusinek 2008). Podle Sowy et al. (2003) je v plodech Fe, Mn>Zn>Cu v závislosti na pěstování a sklizni. Obsahy kovů se podle další studie, zaměřené na borůvky a jiné léčivé rostliny, pohybovaly v úrovni: Fe3+ 20,99–1084,3 mg·kg-1, Cu2+ 2,44–13,58 mg·kg-1, Zn2+ 8,19– 139,11 mg·kg-1 a Mn2+ 4,88–217,32 mg·kg-1 sušiny (Sowa et al. 2003). Množství iontů Mn2+ bylo stanoveno u suchých plodů (4,88–217,32 mg·kg-1). Nejméně Mn2+ obsahovaly jablka, nejvíce maliny (Sowa et al. 2003). Koncentrace stopových prvků se v průběhu sezony v rostlinách mění, nemusí být nejvyšší na konci vegetačního období. Zralé plody obsahovaly významný podíl z celkového obsahu stopových prvků (Cu 18–26 %, Zn 15–25 %, B 3–16 %, Fe 5–8 % a Mn 4–7 %). Koncentrace stopových prvků se výrazně lišily v průběhu roku i meziročně. Nebyly prokázány žádné souvislosti mezi počasím a změnami koncentrací stopových prvků. Extrémní rozdíly během vegetačního období jsou způsobeny vývojem tkání a poté generativních orgánů (Kowalenko 2004). Kowalenko (2004) sledoval dlouhodobé změny B, Zn, Mn, Fe a Cu u nadzemní části ostružiníku maliníku (R. idaeus). Těmto 5 mikroelementům byla již dříve věnována pozornost v souvislosti s poklesem výnosů maliníku (Harris 1944; John, Daubeny 1972; Kowalenko 1981a, 1981b) a také dalších plodin (Kowalenko, Neilsen 1992). Koncentrace Mn vykazuje vyšší variabilitu než u jiných stopových prvků v průběhu růstu a mezi tkáněmi. Největší hladina Mn byla v listech a květech. Potvrzen je vzestup obsahu v květech ke konci vegetační doby. Koncentrace Mn ve zralých plodech byla nižší než v plodících větvích. Faktory ovlivňující tyto změny nebyly vymezeny (Kowalenko 2004). Množství Cu, B, Zn, Mn a Fe se v různých tkáních maliníku měnilo meziročně. Změny v čase nejsou v souladu s proměnlivostí mezi tkáněmi a úplně neodpovídají akumulaci v sušině (Kowalenko 1994a, 1994b). Koncentrace stopových prvků ve stoncích a zralých plodech se mění méně, než v ostatních tkáních. Ve většině případů se projevily interakce mezi roky a měsíci sběru. Stanovištní podmínky a stopové prvky

24

měly na růst maliníku menší vliv než působení počasí. Roční výnosy nelišily (Kowalenko 1994a, 1994b), to znamená, že podmínky pro rostliny byly shodné. Vliv počasí na hromadění stopových prvků může objasnit až dlouhodobější výzkum (Kowalenko 2004). Koncentrace stopových prvků v listech starších větví byly zcela odlišné od obsahu v listech mladých výhonů. Hladiny se liší v závislosti na genotypu a vývojové fázi rostlin (John, Daubeny 1972). Rozdíly v koncentracích makro i mikroelementů existují i v rámci jedné větvičky (Hughes et al. 1979). Koncentrace B a Mn v listech maliníku reagují na aplikaci živin (Askew et al. 1951a, 1951b; Monk 1955; Ljones 1963; Chaplin, Martin 1980; Kowalenko 1981a, 1981b), prvky, jako jsou Cu a Zn neukázaly velké odezvy (Askew et al. 1951a, 1951b). Po aplikaci stopových prvků do půdy reagoval B a Cu, na rozdíl od koncentrací Mn a Fe (Askew et al. 1951a, 1951b). Tesovic a Dulic (1989) ukázali, že se koncetrace Cu, Zn, Mn a Fe mění podle odrůdy malin. U kultivaru Willamette dosáhly stopové prvky úrovní: Cu 8 mg·kg-1, Zn 26 mg·kg-1, Mn 23 mg·kg-1 a Fe 38 mg·kg-1. Maximální obsah většiny stopových prvků v nadzemních částech rostlin je v období od začátku srpna do začátku října (Kowalenko 1994a, 1994b). Pokles stopových prvků v rostlině je důsledkem ztráty listů na konci vegetační sezony. Množství stopových prvků, měřené na konci sezony nemusí přesně vypovídat o nejvyšší úrovni prvků v maliníku (Kowalenko 2004). Koncentrace stopových prvků nepřímo odpovídá růstu rostliny. Vzorky, odebrané na konci vegetační sezony nereflektují celkovou akumulaci prvků během vegetačního období. V mladých větvích došlo k maximálnímu nahromadění prvků v pozdním létě, u starších větví to bylo na konci podzimu. Podobné tendence byly pozorovány u obsahu makroelementů v maliníku (Kowalenko 1994a, 1994b). Bylo doporučeno odebírat vzorky v počáteční fázi růstu a poté na podzim, kdy začínají opadávat listy (Kowalenko 2004a, 2004b). V kyselé půdě může být za přísušku růst rostlin velmi limitován mimo jiné i kvůli vysoké koncentraci kovů Al, Fe a Mn a deficitu biogenních prvků P, Zn, Ca, Mg,

25

B a Mo (von Uexkull, Mutert 1995; Marschner 1991; Foy et al. 1981; Clark 1982). Podle Sikiriče et al. (2009) byla při extrémně vysoké půdní reakci výrazně lepší rozpustnost Al, Fe a Mn, což vyvolává zvýšení koncentrace mobilního Al k limitu toxicity. Koncentrace volných iontů Fe a Mn byly velmi vysoké. Vápnění vedlo k výraznému snížení nebo úplně neutralizaci koncentrace Al. Ovšem i po aplikaci nejvyšší dávky vápna (9 t·ha-1) zůstala koncentrace Mn a Fe v půdě relativně vysoká. Při pokusech s aplikací močoviny 300 kg·ha-1 došlo k nárůstu koncentrace Al o 11 %, Fe o 5 %, ale u Mn se zvýšila až o 34 %. Odvozené změny nebyly statisticky významné (Sikirič et al. 2009). Všechny pokusy s Al solí vykazují významné zvýšení koncentrace mobilního Al a došlo také k výraznému nárůstu Mn, i když jen v pokusech s vyšší mírou Al solí. Nižší podíl Al solí je podmíněn vyšším obsahem Al i Mn o 49 %, vyšší podíl Al solí zvýší koncentraci Al o 82–85 %, ale koncentraci Mn až o 149–151 %. Fe koncentrace se měnila jen mírně (do 3 %) (Sikirič et al. 2009). Různé druhy a odrůdy rostlin tolerují Mn mezi 300–1500 mg·kg-1 (Helyar 1981; Cregan 1980), ovšem v kontrolní skupině rostlin byla koncentrace Mn toxická (nad 1500 mg·kg-1), což je v souladu s extrémní kyselostí půd (Sikirič et al. 2009). Po vápnění klesl obsah Mn výrazně pod hranici toxicity (1000 mg·kg-1) a to i v případech s aplikací vápna 3 t·ha-1. Při použití 9 t·ha-1 vápna se koncentrace Mn snižuje až o 78 % (361 mg·kg-1), přesto nebylo dosaženo optimálního množstvím Mn pro maliník (Sikirič et al. 2009). Aplikace vápenatých minerálů zvýšila na zkoumaných kyselých půdách pH z 3,79 až na pH 5,24, kompletně neutralizovala Al a snížila obsah volného Mn a Fe, které již jsou pod hranicí toxicity (Caires et al. 2008; Grewal, Williams 2003; Haynes, Swift 1985). Dugalic et al. (2006) uvádí, že již střední kalcifikace (3 t·ha-1 vápna) může výrazně snížit kyselost půdy, stejně jako obsah Fe a Mn. Byl také výrazně snížen obsah Mn v listech maliníku (55–78 %) narozdíl od snížení obsahu Mn v půdě (pouze o 12–57 %), což je v souladu s předchozími výsledky (Predic 1995).

26

V půdě, ošetřené močovinou a Al solí, došlo k mimořádnému zvýšení koncentrace volného Mn, což byl výsledek nejen vyšší acidifikace půdy, ale také jeho desorpce z půdy do půdního roztoku kvůli vyššímu příjmu amonných a Al3+ kationtů (Dzamic, Stevanovič 2000). Bylo konstatováno, že při použití kyseliny se stejně jako u vápna obsah Mn pohybuje podstatně více v listech než v půdě. Koncentrace Mn v malinovém listí byla při vyšší míře použití Al solí až 7x vyšší, než je limit toxicity (Sikirič et al. 2009). Nejvyšší aplikované množství vápna (9 t·ha-1) vedlo ke zvýšení pH půdy téměř na úroveň optimální pro pěstování malin. Koncentrace toxického mobilního Al byla zcela neutralizována a obsah dostupného Fe a Mn se dostatečně snížil. Tato míra vápnění vedla k maximálnímu snížení toxicity Al a Mn. Aplikace močoviny způsobila zvýšení obsahu Mn, Al i Fe, a to jak v půdě, tak v rostlinách (Sikirič et al. 2009). 2.3.4 Náprstník červený (Digitalis purpurea L.) Náprstník červený je až 1,5 m vysoká rostlina s nevětveným, vzpřímeným, šedoplstnatě chlupatým stonkem. Listy jsou vejčité až kopinaté, zubaté, spodní řapíkaté a horní přisedlé. Spodní listy jsou v době květu již často zaschlé. Květenství je jednostranné; květy stopkaté, jednotlivě v paždích menších listů, kalich pětidílný; kališní lístky vejčité, žláznatě chlupaté stejně jako květní stopky. Koruna květu je obrácená nazpět, s bříškatou trubkou a krátce dvoulaločným okrajem; spodní pysk trojlaločný, delší než trochu vykrojený horní pysk, až 5 cm dlouhý uvnitř s tmavě červenými, světle ohraničenými skvrnami (Lippert, Podlech 1993). Rostlina kvete v červnu až srpnu. Roste ve světlých lesích, na vyrubaných nivách a okrajích cest na málo vápnitých půdách. Je rozšířena po většině Evropy, často pěstována, zplaňuje (Lippert, Podlech 1993). Náprstník je typicky dvouletá rostlina. Po vyklíčení se v prvním roce vytvoří pouze přízemní růžice listů, z níž vyroste ve druhém roce kvetoucí stonek. Po odkvětu a vysypání semen rostlina zpravidla odumírá. Náprstník červený je smrtelně jedovatý (Lippert, Podlech 1993). Rostlina obsahuje srdeční činnost ovlivňující glykosidy a saponiny. V lékařství je využívána pro léčení srdeční nedostatečnosti, v homeopatii při srdeční slabosti,

27

poruchách ledvin, depresi, nespavosti a migréně (Podlech 1987). Hromadění kardenolidů je ovlivněno tepelnými podmínkami, koncentrací některých stopových prvků v listech a genetickými faktory jednotlivých populací (Gavidia et al. 1996; Neubauer et al. 1999). Analýza živin v listech umožňuje testování hypotéz, týkajících se koncentrace živin v rostlinách a různých faktorů, které je ovlivňují (klima, půdní živiny, sezónnost, věk listu atd.), při započtení vnitrodruhových odchylek (Thiec et al. 1995; Drossopoulos et al. 1996; Vemmos 1999; Giisewell 2004). Statistické analýzy ze studií o náprstníku temném (Digitalis obscura L.) ukázaly, že jsou značné rozdíly ve foliární koncentraci prvků Mg, Ca, K, Mn a Zn mezi jednotlivými populacemi. Bylo zjištěno, že tyto druhy jsou pro středomořské podmínky typické. Podle očekávání by měl obsah prvků v rostlinách odpovídat dostupnosti živin v půdě. V tomto případě však nebyla mezi výše uvedenými parametry zjištěna žádná významná korelace. Tento jev není u planě rostoucích rostlin nijak překvapující − minerální koncentrace v jejich listech závisí na více faktorech, jako je např. interakce mezi prvky, půdní vlhkost, absorpční selektivita apod. (Roca-Pérez 2002). Srovnání obsahu živin v mladých a dospělých listech ukazuje na velmi nízkou interpopulační variabilitu v obsahu makroelementů (Roca-Pérez et al. 2005) a stopových prvků (Roca-Pérez et al. 2004). Statistické analýzy naznačily významnou negativní korelaci mezi obsahem Mn a Zn ve zralých listech a pH půdy, také mezi obsahem Fe v mladých listech a pH půdy. Tyto výsledky naznačují, že zvýšená kyselost půdy vede k nárůstu obsahu stopových prvků v rostlinách, přestože tento trend nebyl zjištěn u Cu. Celková úroveň stopových prvků v půdě nelze použít jako ukazatel jejich dostupnosti pro rostliny (Brun et al. 1998). Hořčík omezuje příjem Mn kořeny a květy. U náprstníku byl pozorován jiný druh změn, protože tam byly přímo úměrné koncentrace Cd, Mn a Pb. Významné byly proporcionální změny koncentrací Mn v listech a květech se změnami koncentrace Co (Kwapulinski 2004).

28

Kumulace Ni a Mn v kořenech, listech a květech je přímo úměrná. Tento problém lze vysvětlit tím, že Mn má podobné vlastnosti jako kationty alkalických kovů a kovů alkalických zemin (Kwapulinski 2004). U náprstníků, rostoucích na půdě s vysokým obsahem uhličitanů byl nízký obsah Mn. Obsah uhličitanů ve zkoumaných půdách se pohybuje od 18 do 56 %, ovšem na jedné zkusné ploše byl obsah uhličitanů nulový (Roca-Pérez et al. 2006). Také Michopouuqs et al. (2004) zjistil negativní korelaci mezi CaCO3 v půdě a obsahem Mn v jedlovém jehličí. Proto se očekává, že je Mn uhličitany vázán a tudíž není dostupný pro rostliny. Mezi koncentracemi Fe, Mn a Zn a pH půdy byla zjištěna významná negativní korelace, stejně tak jako mezi obsahem Fe a Mn v listech a obsahem uhličitanů v půdě. Pouze extrahovatelný Mn (EDTA) významně koreloval s obsahem Mn v rostlinách. Obsah kardenolidů negativně koreloval s obsahem Zn a Mn v mladých listech. Vliv prostředí a mikroelementů v listech na výrobu kardenolidů je stále diskutován (RocaPérez 2004). Byly zjištěny také významné korelace mezi obsahem některých stopových prvků a akumulací kardenolidů. U listů D. obscura byly zjištěny inverzní korelace pro Zn a Mn. Možné dopady Zn a Mn na tvorbu kardenolidů však ještě nejsou známy. Mangan může stimulovat některé isoprenoidy v biosyntetickém systému (Wilkinson, Ohki 1988). Grinkevich, Sorokina (1983) a Letchamo (1986) stanovili, že vysoký obsah Mn v rostlinách Digitalis a v půdě zvyšuje syntézu kardenolidů v rostlinách. Srovnání obsahů stopových prvků v půdě a v rostlinách poukázalo na vliv pH půdy na dostupnost živin a jejich příjem rostlinami. V půdě byl celkem stejný obsah Fe a Mn, ale v listech byl charakterizován nejvyšší (oblast Sinarcas) a nejnižší (oblast Camporrobles) obsah těchto stopových prvků. To by mohlo souviset s kyselým pH půdy a vysokými obsahy extrahovatelného Fe a Mn (Roca-Pérez 2004). Výsledky této studie (Roca-Pérez 2004) se shodují se studií Rapp et al. (1999), který zjistil vyšší obsahy Fe a Mn v listech dubu na kyselých půdách než na zásaditých.

29

Obsah Mn v půdě se pohyboval od 209 mg·kg-1do 652 mg·kg-1. Obsah Mn v náprstníku byl u mladých listů v rozmezí 16–45 mg·kg-1 s koeficientem variability 30 %, u dospělých listů byla koncentrace Mn 21–68 mg·kg-1 s koeficientem variability 34 % (Roca-Pérez 2004). Koncentrace Cu, Cd a Zn byla v kontaminovaných půdách mnohem vyšší než v půdách neznečištěných, zatímco koncentrace Mn a Fe byly ve všech půdách podobné. Extrahovatelné kovy vykazují lepší korelaci s koncentrací kovů v rostlinných tkáních a jsou lepším ukazatelem rizika pro životní prostředí (Moreno-Jiménez 2009). Roca-Pérez et al. (2006) uvádí dynamiku obsahu Mn v mladých/starých listech D. obscura: květen 24/47 mg·kg-1, červenec 25/35 mg·kg-1, říjen 34/36 mg·kg-1, únor 31/36 mg·kg-1. Hlavními faktory, ovlivňujícími stav stopových prvků v listech D. obscura je tedy pH půdy, obsah uhličitanů a rostlinám dostupné prvky v půdě (Roca-Pérez 2004). 2.3.5 Ostružiník křovitý (Rubus fruticosus L.) Poléhavý nebo popínavý až 1 m vysoký keř. Prýty maliníkovitě vzpřímené, ohnuté nebo plazivé, lysé či chloupkaté, stopky často žláznaté s pravidelnými či nestejnými trny. Listy jsou prstovitě 3−5 (−7) četné, na líci zelené, rub je zelený bez plsti nebo šedobíle plstnatý. Květy zpravidla v latách, květní plátky bílé, úzce kopisťovitého tvaru až téměř okrouhlé. Kvete v květnu–červnu. Plody jsou černočervené až černé, většinou lesklé a chutné, v době zralosti se oddělují s plodovým lůžkem (Bollinger et al. 1985). Ostružiník se vyskytuje na mezích a v houštinách, na okrajích lesů, kolem cest, ve světlých lesích nebo na mýtinách, s rozdílnými nároky na půdní podmínky. Většinou dává přednost nepříliš suchým, na humus bohatým a vápnaprostým stanovištím v mírných klimatických polohách. Roste od nížin do hor (v Alpách do 1700 m n. m.). Je rozšířen po celé Evropě až na nejchladnější sever (Bollinger et al. 1985). Koncentrace Fe a Mn v půdě byla v rozmezí průměrných hodnot, uvedených pro všechny typy půd. Minimální zjištěný obsah Mn v půdě byl 62 mg·kg-1, maximální 883 mg·kg-1. Průměrný obsah Mn v půdě byl asi 360 mg·kg-1. Koncentrace Mn v listech

30

ostružiníku se pohybovala od 182 do 949 mg·kg-1, průměrný obsah Mn byl 449 mg·kg-1. Relativně vysoký obsah těžkých kovů v rostlinách může být přičítán i nízkému pH půdy

(Wislocka 2006). Obecně obsahovaly plody ostružiníku více makro i mikroelementů, zejména Mn, Ca, Cu, Sn, Zn, Fe a Ni. Místo odběru mělo významný vliv na všechny prvky kromě Ca, Cu a Se. Některé prvky (Ba, Cd, Mn, Ni a Sn) byly nahromaděny u plodů ostružiníku i růže šípkové ve vysokých koncentracích (Tóth et al. 2008). Na kontaminovaných lokalitách byla prokázána schopnost Mn se v rostlinách akumulovat (v růži 2x, v ostružiníku 12x). Pravděpodobně je to spojeno s vyšší mobilitou Mn v kyselém substrátu, podobně jako je to u Al. Obsah Mn v ostružinách je pozoruhodně vysoký bez ohledu na stupeň znečištění (průměr: 173, 5 mg·kg-1) (Tóth et al. 2008). 2.3.6 Třezalka tečkovaná (Hypericum perforatum L.) Vytrvalá až 1 m vysoká, lysá bylina. Lodyha přímá, oblá, nahoře větvená. Listy vstřícné, přisedlé, vejčité až čárkovité, celokrajné s četnými průsvitnými tečkami. Květy jsou uspořádány v okoličnatém květenství, stopky černě žláznaté, kališních uštů je 5, úzkých, asi 6 mm dlouhých. Korunních plátků je rovněž 5, jsou světle nebo tmavě žláznaté, šikmo oválné, 10–15 mm dlouhé, sytě žluté. Tyčinky četné, čnělek 3–5. Plodem je vejcovitá, mnohosemenná 6–10 mm dlouhá tobolka. Kvete od června do září (Podlech 1987). Třezalka se vyskytuje na skalnatých stepních stráních a sušších loukách, roste ve světlých lesích a křovinách. Je rozšířena po celé Evropě, roste také v západní Asii a severní Africe (Podlech 1987). Moreno-Jiménez et al. (2009), analyzovali celkem 25 druhů cévnatých rostlin (3 kapradiny a 22 kvetoucích rostlin), aby bylo možné identifikovat i výjimečné vlastnosti, zajímavé pro pedologii nebo botaniku. Vysoké koncentrace Cd a Zn byly nalezeny v nadzemní části Hypericum perforatum (třezalka tečkovaná) – Cd, Salix atrocinerea (vrba popelavá) – Cd, Zn a Digitalis thapsi (náprstník) – Cd, Zn. Koncentrace Cu, Cd a Zn byla v dotčených půdách mnohem vyšší než v půdách

31

nedotčených, zatímco koncentrace Mn a Fe byly ve všech půdách podobné. Extrahovatelné kovy vykazují lepší korelaci s koncentrací kovů v rostlinných tkáních, a tak se zdá, že jsou lepším ukazatelem rizika pro životní prostředí (Moreno-Jiménez et al. 2009). Relativní extrahovatelnost Cd, Cu, Mn a Zn v půdě se pohybovala v normálním rozmezí, Cd a Zn jsou v půdě obvykle mobilnější než Cu. Celková koncentrace Fe byla podobná půdám v blízkosti pyritických dolů. Skutečné množství celkového obsahu jednotlivých těžkých kovů v půdě bylo v pořadí Fe > Zn = Mn > Cu >> Cd, zatímco pro koncentrace extrahovatelných kovů bylo pořadí Zn << Mn >> Fe > Cu = Cd. Celkový obsah kovů v půdě byl v pořadí: Cd = Mn >> Zn > Cu >> Fe. To ukazuje na vyšší riziko, i přes poměrně nízký obsah Cd v půdě (Moreno-Jiménez et al. 2009). Ve všech případech byla koncentrace kovů vyšší nebo mnohem vyšší v listech než ve stoncích a větvích (Cd o 30 %, Zn o 36 % a Mn o 200 %). I přes vysokou úroveň Cu v půdě žádné rostliny nepřesáhly normální obsah Cu v tkáních. Stejné účinky byly pozorovány u Fe a Mn (Moreno-Jiménez et al. 2009). 2.3.7 Třtina křovištní (Calamagrostis epigejos (L.) Roth.) Třtina křovištní je šedavě zelená tráva s dlouhými podzemními výběžky a silným plazivým oddenkem. Plodná stébla jsou 60–150 cm vysoká, silná, zvláště pod latou velmi drsná. Také pochvy jsou drsné, přízemní, často krátce chlupaté. Listová čepel má šířku 5–12 mm, je drsná, na bázi užší. Jazýček je tuhý, dlouhý 4–9 mm. Květenství tvoří hustá, přímá, laločnatá lata s ostře drsnými větévkami. Klásky jsou na větévkách klubíčkovitě nahloučeny, jsou krátce stopkaté, zelené nebo nafialovělé, ve zralosti hnědavé. Plucha má tenkou, slabě prohnutou osinku. Věneček chloupků, vycházející od báze pluch, bývá kratší než plevy a v době tvorby plodů se prodlužuje (Regal, Šindelářová 1970). Třtina křovištní roste na povrchově vysychavých, ve spodině vlhčích, chudých vzdušných půdách, často na půdách písčitých. Půdy pod souvislým porostem třtiny bývají často zamokřené a během léta úplně vyschlé. Je rozšířena v suchých lesích, křovinách, na pasekách a v lesních kulturách. Jde o rozšířený druh v pásmu doubrav až bučin (Regal, Šindelářová 1970).

32

C. epigejos je vysoká vytrvalá tráva, rozšířená po celé Eurasii od středomořské zóny do boreálních oblastí. Má velkou klimatickou toleranci a roste v širokém spektru přírodních, polopřirozených a umělých biotopů (např. pobřežní písčité duny, nivy řek a močálů, suché travní porosty, lesy, města a průmyslové pustiny). Toleruje celé řady environmentálních podmínek, zejména s ohledem na vlhkost, půdní reakci a obsah živin (Rebele, Lehmann 2001). Třtina je jedním z pionýrských organismů, je schopna růst i v nepříznivých podmínkách. V popelu zvětralém po dobu 5 a 13 let poklesly koncentrace B a Mn do rozmezí pro zeminu normálního, As, Mo a Cu byly v nadměrném množství a Se a Zn byl nedostatek. Hromadění kovů se u Festuca rubra projevuje chlorózami a nekrózami listů, vadnutím listů a sazenic – je to výsledkem hromadění B až k toxickým koncentracím a nedostatek Cu a Mn. Po 13 letech osetí pozemku F. rubra zarostlo něco přes 9,5 % plochy L2, za stejné období zarostla C. epigejos 87,5 % plochy. Větší kolonizační potenciál a schopnost přežít je u C. epigejos způsoben tolerancí k růstu v popelu a konkurenceschopnost tohoto druhu (Mitrovic et al. 2008). Koncentrace Mn byla v pětiletém popelu téměř dvojnásobná než ve 13letém popelu. Nicméně, všechny měřené hodnoty byly u půd v mezích normy. V nadzemních částech rostlin byla koncentrace Mn rovněž normální (20–300 mg·kg-1). Jedinou výjimkou je F. rubra, kde se projevil nedostatek Mn. Příznaky deficitu Mn se projevily jako vadnutí a chlorózy mladých listů. Podle Jonese (1991) a Kabata-Pendias, Pendias (2001) je koncentrace Mn pod 25 mg·kg-1 pro rostliny nedostatečná. Problém deficitu Mn při pěstování rostlin zmiňují i jiní autoři (Towsend, Gillham 1975; Pavlovic et al. 2004). Obsah Mn vykazuje mezidruhové diference u rostlin, nacházejících se na stejných půdních (Loneragan 1975), což by mohlo být důvodem nedostatku Mn pro F. rubra, přestože je jeho hladina pro C. epigejos normální. Obecně lze říci, že u rostlin, rostoucích na substrátech s vysokým obsahem popela, dochází ke snižování Mn v tkáních (Carlson, Adriano 1991). C. epigejos ukazuje větší toleranci k deficitu Cu a Mn, stejně jako k nadbytku B, As a Mo. Ve střední a východní Evropě vytváří C. epigejos monokultury na silně znečištěných a degradovaných stanovištích. I když je C. epigejos považována za plevel, je vhodná ke snížení eroze a úniku těžkých kovů v kontaminovaných lokalitách

33

(Lehmann, Rebele 2004). Vzorky, odebírané z Calamagrostis epigejos (třtina křovištní) u antropogenních jezer v Polsku, obsahují zvýšenou hladinu Cd, Co, Cr, Cu a Mn a část z nich také zvýšenou hladinu Mn, Fe, Pb, Ni a Zn (Samecka-Cymerman 2001). Analýzy rostlin potvrdily znečištění jezer kovy Cd, Co, Cr, Cu, Mn a částečně i Pb, Ni a Zn. Vysoké koncentrace těžkých kovů v rostlinách mohou být důsledkem vysoké koncentrace těchto prvků v prostředí (Jones 1985). 2.4 Mangan v bezobratlých Živočichové využívají ze svého prostředí, případně následně hromadí zejména ty prvky, které potřebují pro svoji existenci. Tyto prvky se nazývají biogenní. Z celkového obsahu prvků v tělech živočichů je asi 20 stálých, které tvoří více jak 99 % hmoty každého živého organismu. Výskyt a význam biogenních prvků v různých organismech je rozdílný, přesto je lze podle zastoupení rozdělit do tří skupin (Koutník 1996). Prvky primární se vyskytují ve všech formách života, prvky makrobiogenní jsou zastoupeny do 1 % hmotnosti organismu a prvky mikrobiogenní (mj. Mn) do 0,05 %. Ačkoli je mikrobiogenních prvků v organismech obsaženo pouze malé množství, jejich funkce je nezastupitelná. Pro živé organismy jsou esenciální, ve vysokých dávkách však působí toxicky. Některé stopové prvky mají schopnost kumulovat se v organismu. Do těl živočichů se tyto těžké kovy dostávají většinou jako součást kontaminace životního prostředí. Toxické látky působí na živé organismy např. blokací činnosti enzymů, denaturací bílkovin, zásahy do redoxních pochodů apod. (Koutník 1996). Příjem, transport a výdej látek v tělech živočichů se uskutečňuje v soustavě trávicí, dýchací, oběhové a vylučovací. Trávicí soustava zajišťuje příjem potravy, její mechanické a chemické zpracování, vstřebávání živin a odvod nestrávených zbytků potravy z těla (Daněk 1982). Strategie manipulace s kovy u různých skupin bezobratlých živočichů jsou druhově specifické (Hopkin 1989; Migula et al. 1989; Depledge et al. 1994). Kovová zátěž závisí např. na adaptabilitě vylučování zvláštními buněčnými strukturami (Dallingera 1992; Hopkin 1989; Depledge et al. 1994). Některé skupiny bezobratlých

34

jsou potenciálními akumulátory kovů a ovlivňují jejich transport k dravcům (Dallingera 1992). Jasný vztah mezi obsahem kovů v těle a trofickým postavením daného druhu ale nebyl prokázán (van Straalen, van Wensem 1986). Půdní druhy jsou v úzkém kontaktu s půdou (Nakamura et al. 2005) a mohou tedy hromadit různé toxické anorganické a organické sloučeniny. Koncentraci kovů v tělech živočichů může při dlouhodobém kontaktu s půdou ovlivnit i pasivní asimilace (Robinson et al. 2007). Rovněž vysoké úrovně těžkých kovů v hostitelských rostlinách mohou mít nepříznivý vliv na život fytofágního hmyzu (Koričeva 1995). Určité množství kovů může hmyz získat také při pohybu z prachu, který je na povrchu listů, zvláště v silně znečištěných oblastech (Migula, Jethon 1990). Doba působení kontaminantu nesouvisí se stupněm bioakumulace kontaminující látky a to pravděpodobně v důsledku homeostatické kontroly bezobratlých proti těžkým kovům (např. Andrews et al. 1989; Cooke et al. 1990; Mertens et al. 2001). Koncentraci kovů v tělech zvířat může ovlivnit fyziologický stres, který má dále negativní vliv na růst jedince (Nunes et al. 2001). Dále je třeba vzít v úvahu rozdíly ve výživě mladých a dospělých jedinců (Hunter et al. 1989). Specifickou funkci má rychlost metabolismu – ta vede k nižší adsorpci kovů na jednotku tělesné hmotnosti. Rychlost metabolismu také ovlivní výživový stav jedince (Esselink et al. 1995; Jager et al. 1996). Hladiny kovů celosvětově vzrostly do té míry, že již jsou zřejmé ekologické důsledky, protože se kovy dostávají i do původně na kovy chudé biosféry. Vysoká míra znečištění ovzduší a extrémně vysoké vstupy jiných toxických látek mají za následek hromadění fluoridů a toxických kovů v půdě a vodních plochách (Kamilova, Tsarev 2008). Kyselý déšť podporuje přeměnu kovů do biologicky dostupných forem (Mukherjee 1994; Veselý 1994). Jak se ukázalo v desítkách laboratorních experimentů a terénních šetření, jsou některé toxické kovy schopny zvýšit úmrtnost a snížit plodnost mnoha druhů členovců (Vogel et al. 1988; Hopkin 1989; Beeby 1991; van Straalen et al. 1994; Martin 2000). Největší nárůst úmrtnosti byl zaznamenán mezi fungivory, detritivory a parazitoidy, v menší míře i mezi herbivory. Pro býložravý hmyz jsou však účinky toxických kovů mnohdy prospěšné, protože rostliny i parazitoidé jsou na obsah kovů citlivější než býložravci. Oslabené rostliny ztrácejí svoji odolnost, parazitoidé

35

odumírají (např. Heliovaara 1986; Vogel et al. 1988; Nuorteva et al. 1999). Koncentrace stopových prvků v tělech hmyzu má významný vliv na rozložení stopových prvků v biosféře (Lindqvist, Block 1997) kvůli jeho rozmanitosti a množství biomasy (Zodl, Wittmann 2003). Kromě toho představuje důležitý článek potravních řetězců mezi trofickými úrovněmi (Rabitsh 1995; Lindqvist, Block 1998). V posledním desetiletí se rozvíjí využívání bezobratlých jako bioindikátorů. Akumulace kovů

v různých

vývojových

stadiích

bezobratlých

je

zkoumána

v laboratorních podmínkách s cílem prozkoumat fyziologické mechanismy a problém toxicity některých látek (Devkota, Schmidt 1999; Maryanski et al. 2002). Jiní autoři zdůrazňují užitečnost těchto živočichů v biomonitoringu znečišťujících kovových látek (Lagisz et al. 2002; Nahmani, Rosi 2003; Pearce, Venier 2006). Životní cyklus bezobratlých je obvykle krátký a díky tomu je snadné použít je jako ukazatele koncetrace znečištění životního prostředí (Zodl, Wittmann 2003). Hmyz je běžný i v městském prostředí, kde může být užitečný ke stanovení přítomnosti a koncentrace škodlivých látek (Braun et al. 2009). Robinson et al. (2007) vybral pro svoji studii jako bioindikátor cikádu sedmnáctiletou. Cikády mají pravděpodobně schopnost selektivní adsorpce a to bioesenciálních prvků: S, P, K, Ca, Mn, Cu, Zn a Mo i chalkofilních prvků: As, Se a Au. Obohacování tkání cikád prvky funguje na podobném principu jako obohacování xylému kořenů stromů. Chalkofilní prvky i kovy se snadno hromadí v keratinem bohatých tkáních a mohou se vázat na sulfhydrylové skupiny. Koncentrace kovů v exoskeletech nymf ukazují pozitivní korelaci s koncentracemi kovů v půdě, zvláště u Au. U dospělců obsah kovů v půdě nekoreluje s obsahem kovů v tělech. Obsahy bioesenciálních prvků S, Ca, Mn, Fe a Zn se lišily podle pohlaví, u prvků Na, Mg, K, Ca, Mn, Fe a Zn se lišily podle druhů. Koncentrace Ca se lišily podle lokalit. Vysoké obsahy Pb v půdách by mohly bránit nymfám cikád získávat z půdy Ca. Dospělé cikády obsahují podobné koncentrace kovů jako ostatní bezobratlí, např. žížaly. Cikády při svém rojení poskytují bohatou potravu pro mnohé hnízdící ptáky. Jejich mláďata mohou být na těžké kovy a toxické zatížení organismu velmi citlivá. Je však nepravděpodobné, že by konzumace cikád způsobila mláďatům ptáků vyšší

36

kovové zatížení nebo otravu organismu, i když hodnocení hromadění těžkých kovů v přírodě je velmi kontroverzní záležitost (Laskowski 1991; van Straalen, Ernst 1991). Koncentrace potenciálně toxických prvků v tělech dospělých cikád jsou nízké a pravděpodobně nepředstavují žádné riziko pro ptáky ani jiné predátory, kteří se jimi živí. Tyto výsledky podporují i závěry předchozí studie, zabývající se akumulací kovů v cikádách (Clark 1992). Nummelin et al. (2007) hodnotil v roli bioindikátorů více druhů bezobratlých. Nejvyšší koncetrace Mn obsahovali podle výsledků experimentu Formicidae a Myrmeleontidae, mezi sebou se tyto skupiny neliší. Nejnižší obsah Mn a Zn měly larvy Odonata. Gerridae obsahovaly méně Zn než Myrmeleontidae. všechny vybrané skupiny hmyzu mohou být použity jako indikátory znečištění prostředí těžkými kovy. Odonata a Myrmeleontidae charakterizují rozdíly v prostředí perfektně, Gerridae také poměrně dobře. Formicidae byli z vybraných skupin nejhorším identifikátorem rozdílů. Studie prokázala, že Gerridae, Odonata, Myrmeleontidae a Formicidae mohou být použiti jako indikátory znečištění těžkými kovy. Jejich dispozice hromadit těžké kovy se však mezi čeleděmi liší. Jako bioindikátor byly použity též mery (Glowacka et al. 1997). Mery hromadí malé množství těžkých kovů, kovová zátěž se u nich však s věkem zvyšuje. Koncentrace kovů byl nízká u Mn, Al a Ni, vysoká u Cd. Ve znečištěných oblastech eliminovaly mery Psyllopsis fraxini velké obsahy Al, Fe, Cu, Mn a Cd vylučováním medovicí. U druhů z neznečištěných oblastí má tento způsob eliminace menší význam. Dospělci Cacopsylla mali, P. fraxini, P. betuale a Cacopsylla sorbi jsou častou kořistí mravenců a mohou být důležitým přenašečem Zn, Fe, Cu, Cd a Ni. Mery mohou hrát v přenosu kovů dvojí roli – produkcí kontaminované medovice nebo jako kořist pro mravence (Lauterer 1982; Paulson, Akre 1991, 1992). Píďalky podzimní studoval van San a Spitzer (1993). Populace píďalek podzimních a jejich bezkřídlých samiček poskytla příležitost ke studiu hmyzu, žijícího v prostředí s různým stupněm kovového znečištění. Bylo prokázáno, že jsou píďalky bioakumulátory Zn, Cu a Br. Obsahovaly také velké množství Zn, Fe, Mn a Cu, což naznačuje, že mohou přenášet tyto kovy do vyšších trofických úrovní. Možný je přenos na rejsky a jiné obratlovce a také na savce (Frank 1967a, 1967b). Převod škodlivých

37

kovů z larev do parazitoidů je také možný, ale dosud nebyl prozkoumán (van San, Spitzer 1993). Od roku 1970 jsou bezobratlí považováni za důležitý zdroj potravy pro zvířata i lidi, je tedy důležité pokračovat ve studiu jejich minerálního složení i případné toxicity, způsobené akumulací kovů z kontaminovaného prostředí (Finke 2002). 2.4.1 Stonožky a mnohonožky (Chilopoda, Diplopoda) Stonožky a mnohonožky jsou suchozemští členovci, kteří dýchají vzdušnicemi. Mají jeden pár tykadel a více párů noh (stonožky jeden pár na každém článku, mnohonožky dva páry) (Kučera et al. 1984). Stonožky jsou přechodným typem mezi kroužkovci a hmyzem, mají dlouhé, stejnoměrně článkované tělo, které je shora zploštělé. Mnohonožky mají tělo válcovité (Daněk 1982). Stonožky obývají na vlhká místa pod kameny, ve vykotlaných kmenech, pod kůrou stromů atd. Loví drobnější živočichy, které usmrcují jedovatými kusadly (které vznikly přeměnou prvního páru noh). Mnohonožky žijí skrytě v humusu, živí se rostlinnou potravou (Kučera et al. 1984). Půdní členovci se podílí na rozkladu organické hmoty, regulaci mikrobiální aktivity a živin pro výměnu energie a hmoty (Cortet et al. 1999). Obecně platí, že distribuce a dynamika života půdních živočichů odráží změny v prostředí mechanismy, jako je specializace a kolonizace. Předchozí studie ukázaly, že jsou bezobratlí živočichové negativně ovlivňováni kovy, přestože nebyly nalezeny rozdíly v citlivosti různých taxonomických skupin (Bargagli 1998). Nedávné studie ukázaly, že vojenské nebo sportovní střelnice mohou být důležitým zdrojem těžkých kovů při znečištění terestrických ekosystémů (např. Jorgensen, Willems 1987; Lin 1996; Stansley, Roscoe 1996; Ma et al. 2000; Sorvari 2002). Kontaminace rozstřílenými hliněnými holuby je nebezpečná kvůli obsahu Pb (95–97 %), Sb (2 %), Ni, Zn, Mn a Cu (zbývající procenta) (Lin et al. 1995; Ma et al. 2000; Sorvari 2002). Přestože se jedná o relativně malé plochy, v jejich půdě je akumulováno velkých množství těžkých kovů, které jsou potenciálním rizikem pro člověka i ostatní formy života (Jorgensen a Willems 1987; Rooney et al. 1999).

38

Koncentrace kovů v půdě byly následující: 223–1898 mg·kg-1 Pb; 0,07–16,3 mg·kg-1 Sb; 47,4–76,9 mg·kg-1 Ni; 43–65 mg·kg-1 Cu; 120–170 mg·kg-1 Zn a 761–915 mg·kg-1 Mn. V celé oblasti byly zjištěny vysoké hodnoty Pb, Zn a Mn. Koncentrace kovů ve stonožkách měřena nebyla, výstupem práce bylo pouze posouzení rozšíření živočichů v závislosti na kontaminaci prostředí. Disperze taxonů ukazuje, jak půdní zoocenózy dokážou rozlišovat půdy s různými koncentracemi těžkých kovů. Disperze stonožek byla s hlavními znečišťujícími kovy v negativní korelaci (Migliorini et al. 2004). Půdní bezobratlí mají rozdílné schopnosti akumulovat těžké kovy (Hopkin 1989). Akumulace a toxicita kovů závisejí na schopnostech druhu regulovat tělesnou zátěž a vypořádat se s nadměrnou koncentrací škodlivin. Van Straalen et al. (2001) naměřili vysoké koncentrace kovů v žížalách, pancéřnících, roztočích a broucích (střevlíkovití), nízké ve stonožkách, chvostoskocích a pavoucích. Průměrný obsah Mn v půdě byl 2100 mg·kg-1, koncentrace Mn v opadu asi 2500 mg·kg-1. Na druhé a třetí lokalitě byly zaznamenány významné korelace mezi obsahy Fe a Mn (van Straalen et al. 2001). Koncentrace měřených kovů v bezobratlých byly vysoké, množství Mn a Ni však nebylo u bezobratlých stanoveno (van Straalen et al. 2001). 2.4.2 Žížaly (Lumbricidae) Žížaly jsou kroužkovci, žijící v půdě. Povrch jejich těla je po celé délce příčně článkován. Také vnitřek těla je rozdělen příčnými přepážkami. Pod slizkou pokožkou jsou svalové vrstvy. Každým článkem probíhá hřbetní a břišní céva a nervový pruh. Uzliny jsou nejvíce vyvinuty v přední části těla. Odpadní látky jsou z těla odváděny nefridiemi. Každý jedinec má samčí i samičí pohlavní ústrojí. Vajíčka i spermie vycházejí z těla nálevkami a vylučovacími kanálky (Daněk 1982). Svou činností provzdušňují a kypří půdu, vynášejí méně úrodné části z hloubky k povrchu a naopak, takže tímto dlouhodobě trvajícím procesem zvětšují mocnost úrodné vrstvy. Po uhynutí obohacují půdu organickými látkami (Kučera et al. 1984). Vytvořenými chodbičkami provětrávají půdu a umožňují pronikání vzduchu i vody do hloubky. Trávicí činnost žížal přispívá k urychlení rozkladu ústrojných i neústrojných

39

látek a tvorbě humusu (Daněk 1982). V ČR se vyskytuje mnoho druhů žížal různé velikosti a barvy, všechny jsou velmi významné jako součást edafonu (Kučera et al. 1984). Podle Irelanda (1983) a Bamgbose et al. (2000) mohou žížaly ve svých tkáních hromadit těžké kovy z okolního kontaminovaného prostředí. Možnost použití žížal jako bioindikátorů dokázal již Morgan (1988) a Stafford a McGrath (1986), kteří uvedli pozitivní korelaci mezi obsahem kovů (Cu, Pb a Zn) v tělech žížal a jejich obsahem v kontaminované půdě. Bylo popsáno zvýšení i snížení mobility prvků v půdě pod vlivem žížal. Např. žížala Eisenia fetida stimuluje nárůst koncentrace ve vodě rozpustného Cu a Zn (Wen et al. 2004), zatímco jiné žížaly toto neovlivňují (Coeurdassier et al. 2007). Žížaly Lumbricus terrestris zvyšují koncentraci Cu a Mn, ale nezvyšují obsah Fe a Zn. Jsou známy i negativní důsledky působení žížal v půdě a to kvůli mobilitě Cu a Zn v kompostech (Devliegher, Verstraete 1997). Vliv některých druhů žížal na mobilitu Fe, Mn a Zn v půdě a na jejich dostupnost pro rostliny sledoval Biyutskii a Kaidun (2008). Po průchodu půdy skrz střeva žížal vzrostla koncentrace extrahovatelného Fe a Mn 4–5x. Ve starších exkrementech se rozpustnost těchto látek ve většině případů zvýšila. Průchod hlíny střevy žížal také zvýšil její alkalizaci o 0,8–0,9 jednotek pH. Nejnižší koncentrace Fe, Mn a Zn byla zjištěna v exkrementech E. fetida (Mn 20 mg·kg-1). V exkrementech A. caliginosa, L. terrestris a L. rebellus byl jejich obsah mnohokrát vyšší (až 530 mg·kg-1 Mn ve výkalech L. terrestris). Ve výkalech všech žížal je je obsah Fe vyšší než obsah Mn a Zn. Po 4 dnech již zůstávala koncentrace prvků na stejné úrovni s výjimkou exkrementů L. terrestris, kde se v průběhu inkubace snížil obsah Fe a Zn (Biyutskii, Kaidun 2008). Podle získaných údajů mohou žížaly A. caliginosa, E . fetida a L. terrestris stimulovat produkci forem Fe a Mn, rozpustných ve vodě i přes jejich nízkou počáteční mobilitu. Ve starších výkalech se zpravidla zvyšuje rozpustnost těchto prvků. Transformace půd s vysokou počáteční koncentrací prvků neovlivňuje obsah ve vodě

40

rozpustných prvků (Fe) nebo jejich obsah snižuje (Mn) jeho částečnou imobilizací. Tyto protichůdné údaje o účincích žížal jsou vysvětleny vysokou rozmanitostí počátečních hodnot sledovaných parametrů (Biyutskii, Kaidun 2008). Vylučovací soustava žížal nejen mění aktivitu mikroelementů, ale může být také jejich přímým zdrojem. Nejvyšší koncentrace mikroelementů byla zaznamenána zejména u velkých žížal L. terrestris, L. rebellus a A. caliginosa (Biyutskii, Kaidun 2008). Řada autorů uvádí (Helmke et al. 1979; Hughes et al. 1980; Beyer 1981), že žížaly kumulují ve svém těle těžké kovy (Cd, Cu a Mn), pokud žijí v půdě těmito kovy kontaminované, ale i v půdě neznečištěné a mohou se stát potenciálním nebezpečím. Podle výsledků Rebanové (1995) byly průměrné koncentrace Mn v žížalách u řeky Lužnice: Stanoviště 1 – žížaly 13 mg·kg-1, půda 249,6 mg·kg-1. Stanoviště 2 – žížaly 132,6 mg·kg-1, půda 78,5 mg·kg-1. Stanoviště 3 – žížaly 168,5 mg·kg-1, půda 4,9 mg·kg-1. V tkáních žížal byly zjištěny těžké kovy, shodné s prvky v kontaminované půdě (Cd, Hg, Zn, Cr, Cu, Mn a Pb). Studie potvrzuje vzájemný vztah mezi výskytem těžkých kovů v půdě a v tkáních žížal a nebezpečí zvyšování koncentrace těchto prvků, které může ovlivnit reprodukci žížal a jejich početní i druhové zastoupení v krajině (Rebanová et al. 1995). Účinky Pb a Mn na strukturu spermatu žížaly hnojní (Eisenia fetida) zkoumal Reinecke

(1997).

Mikroskopická

pozorování

ukázala,

že

sperma

žížal

z kontaminovaného prostředí bylo poškozeno. Jednalo se o strukturální poškození spermií včetně rozbití a ztráty jader a bičíkových membrán, ztluštění membrán, znetvoření akrosomu a ztráty jaderného materiálu. K subletálním účinkům dochází již při mnohem nižších koncentracích toxických látek než při jejich akutní toxicitě, dá se proto mnohem lépe zjistit hranice přítomnosti těchto látek. Z možných subletálních účinků kovů na žížaly jsou nejpravděpodobnější potíže při rozmnožování (Moriarty 1983), např. Citkutovic et al. (1993) zaznamenal, že změny v reprodukci žížal nastaly již při subletální toxicitě kovů. Pokud bude

41

reprodukce skutečně ovlivněna, projeví se to i na populační dynamice (Spurgeon et al. 1994). Analýza těžkých kovů v tělech kontrolních žížal ukázala nízké obsahy Mn (1,9 mg·kg-1) i Pb (3,6 mg·kg-1). Pokusné žížaly měly 41,8 mg·kg-1 Pb a 9,3 mg·kg-1 Mn. Při zkoumání spermií pod mikroskopem však bylo zjištěno, že u vysokého procenta spermií došlo k aberacím a k poškození v důsledku zvýšeného obsahu těžkých kovů. Několik spermií bylo poškozeno i u kontrolních žížal, ale bylo to v mnohem menší frekvenci než u žížal ostatních. Bylo také zřejmé, že u žížal z kontaminovaného substrátu došlo ke strukturální změně spermatu (Reinecke 1997). Aberace, způsobené Pb a Mn, byly nalezeny ve struktuře akrosomu. Špička akrosomu byla rozšířená a došlo ke ztrátě původní struktury. U žížal v Pb prostředí vznikala ve špičce akrosomu bublina, u žížal z Mn prostředí byly pozorovány jiné odchylky. Průřezy jádrem se zdály být v pořádku, ovšem bylo poškozeno vysoké procento jaderných membrán a mezi jádry bylo možné pozorovat jejich fragmenty. Bičíková membrána byla často poškozena u žížal z Pb prostředí. U Mn žížal byly poměrně často přítomny další aberace, např. abnormální ztluštění buněčných membrán (Reinecke 1997). Skutečnost, že spermie byly přítomností Pb a Mn nepříznivě ovlivněny již v subletálním množství, zvyšuje jejich vhodnost pro využití při testování toxicity. Výsledky zatížení žížal těžkými kovy se na konci pozorování mezi Pb a Mn lišily, což poukazuje na možnost diferenciálního hromadění kovů. Ačkoli obsah Mn v tělech žížal byl poměrně nízký, na morfologii spermií měl poměrně velký vliv. Tento kov mohl poškodit spermie a negativně ovlivnit jejich reprodukční úspěch (Reinecke 1997). Podle Ma (1983) by těžké kovy měly ovlivnit tvorbu kokonů a plodnost žížal, Bengtsson et al. (1986) uvádí, že by nízké obsahy těžkých kovů měly stimulovat produkci kokonů. Vzhledem k tomu, že bylo odhaleno ultrastrukturální poškození spermatu žížal, ovlivňují těžké kovy jejich reprodukci. Jedinci E. fetida však na těžké kovy

reagovali

odlišně.

V kontaminovaném

prostředí

rostly

žížaly

dobře,

vyprodukovaly i stejné množství zámotků jako kontrolní jedinci. Plodnost a životaschopnost kukel však byla výrazně nižší. Tento jev odpovídá rozsáhlým

42

abnormalitám ve spermatu žížal a poskytuje důkazy o ovlivnění reprodukce žížal těžkými kovy. Jedinci, vystavení působení Zn, Mn a Cu, rostli pomaleji a produkovali méně zámotků (Reinecke a Reinecke 1996). Žížaly byly po 8 týdnů vystaveny působení těžkých kovů. Obsah Mn na počátku/na konci experimentu byl u kontrolních jedinců 8,23/15,97 mg·kg-1, u pokusných jedinců 10,57/111,33 mg·kg-1. Žížaly z kontrolní skupiny rostly dobře a dosahovaly průměrných tělesných hmotností. Žížaly pod vlivem těžkých kovů měly nižší průměrnou hmotnost a v prvních 3 týdnech rostly pomaleji, potom se ale jejich růst zrychlil a na konci experimentu dosáhly téměř stejné hmotnosti jako žížaly z kontrolní skupiny (Reinecke, Reinecke 1996). Žížaly na kontaminovaném substrátu omezily tvorbu opasků – u Cd ze 100 %, u Zn ze 70 %, u Mn ze 40 % a u Cu z 60 %. Žížaly produkovaly méně zámotků, úspěšnost líhnutí byla pouhých 41 % (u kontrolních žížal 63 %). Nejnižší produkce kokonů byla zaznamenána u žížal ze substrátu Cu a Mn. Životaschopnost těchto zámotků však byla mezi 50 a 70 %, což je více než u kontrolní skupiny (63 %). Celková schopnost reprodukce však byla vzhledem k malému počtu kokonů posouzena jako nízká (Reinecke a Reinecke 1996). Výsledky ukázaly, že jedinci E. fetida reagovali na vystavení těžkým kovům různě. Nejen, že byl odlišně ovlivněn růst žížal, lišila se i produkce a životaschopnost kokonů. Žížaly jsem během vývoje poměrně citlivé na přítomnost Cu a totéž platí i pro Mn. Také soli Zn vedly ke snížení rychlosti růstu a dospívání E. fetida. Tvorba a životaschopnost zámotků byla u těchto kovů podobná, avšak o mnoho nižší než u kontrolních jedinců (Reinecke a Reinecke 1996). Podle Graff (1984) jsou žížaly vhodným bioindikátorem znečištění těžkými kovy, protože splňují následující kritéria: mají dobré akumulační vlastnosti těžkých kovů, snadno manipulovatelnou tělesnou hmotnost, široký rozsah distribuce, drží se většinou na témže místě a mají vysokou relevanci pro procesy, probíhající v ekosystémech. V Německu bylo objeveno nejméně 35 druhů žížal (Graff 1984), které mají velkou škálu délek a hmotností. Malé žížaly, jejichž dospělci neměří více než 3−6 cm,

43

váží obvykle méně než 150 mg (např. dešťovka pobřežní Eiseniella tetraedra). Velké druhy (např. žížala zemní Lumbricus terrestris) často váží 2−7 g a jsou dlouhé i přes 30 cm (Rathkens, von der Trenck 2006). Koncentrace Mn se v žížalách, odebíraných z několika lokalit v BádenskuWürttembersku pohybovaly od 13 do 140 mg·kg-1 (s průměrem 58 mg·kg-1) (Rathkens, von der Trenck 2006). Kuperman et al. (2004) studoval toxicitu Mn pro půdní bezobratlé (v USA) v závislosti na fyzikálních a chemických vlastnostech půdy. K posuzování toxicity Mn byly použity přírodní půdy, protože mají fyzikální i chemický charakter, podporující vysokou biologickou dostupnost Mn (nízké pH, málo organické hmoty a nízký podíl hlíny). Život dospělých žížal byl Mn ovlivněn od 1444 mg·kg-1 Mn v půdě a při koncentraci Mn 2222 mg·kg-1 byla jejich životnost snížena o 85 %. Tvorba kokonů byla omezena od 1111 mg·kg-1 Mn v půdě (Kuperman et al. 2004). Pozorování Uzairu et al. (2009) se zabývá hladinou těžkých kovů v půdě a v žížalách (L. terrestris) v důsledku jejich života nedaleko skládky. Nejprve byla stanovena koncentrace kovů na skládkách. Obsah Cd se pohyboval mezi 25,95–75,17 mg·kg-1, Cu a Mn dosahovaly hodnot 8,33–382,94 mg·kg-1, Pb a Zn se vyskytlo až 111,11–488,1 mg·kg-1. V kontrolní oblasti byla úroveň 2,91–27,29 mg·kg-1 Cd a Zn. Zjištěné koncentrace těžkých kovů v žížalách byly: 0,55–8,13 mg·kg-1 Cd; 105,82–380,95 mg·kg-1 Zn; 0,66–5,01 mg·kg-1 Cu; 10,25–265,4 mg·kg-1 Pb a 1,26– 10,23 mg·kg-1 Mn (Uzairu et al. 2009). Průměrný obsah kovů v půdě na kontrolním místě byl nižší pro Pb, Cu a Zn, naopak více zde bylo Cd a Mn, které mohou projít střevy žížal a jsou tak lépe dostupné pro rostliny. Navíc mineralizace mrtvých žížal uvolňuje nahromaděné těžké kovy zpět do životního prostředí (Morgan 1988). Obecně platí, že koncetrace těžkých kovů v půdě byly vyšší než jejich koncetrace v tělech žížal (L. terrestris), což je překvapivé (Onyari et al. 2003). Detekce

44

těžkých kovů v žížalách potom vedla i ke sledování ptáků a drůbeže, kteří se žížalami živí. Převod kovů v potravinovém řetězci totiž může být příčinou závažných chorob. Využití těchto skládek by mělo být zakázáno, aby se zabránilo přenosu těžkých kovů a toxických látek do potravního řetězce (Uzairu et al. 2009). Maleri et al. (2007) studoval působení ultramafických půd na žížalách, kdy se sledoval jejich růst, vývoj a plodnost a následně i populační vývoj. Ultramafické půdy jsou charakterizovány vysokými koncentracemi těžkých kovů přírodního původu (Cr, Co, Mn a Ni) stejně jako nedostatkem hlavních živin. To může mít za následek vznik životního prostředí, nevhodného pro všechny půdní organismy. Je však známo, že se i v těchto půdách žížaly skutečně vyskytují (Marino et al. 1995). K posuzování toxicity kovů byly vybrány různé parametry, jako jsou změny hmotnosti a odchylky v reprodukci. Přestože bývá biomasa často používána jako koncový bod ke zjištění toxicity prostředí, má omezenou citlivost kvůli vysoké variabilitě (Kula, Larink 1997). Po 28 dnech byly žížaly v kontrolních půdách významně těžší než ty na půdách ultramafických. Po celou dobu pozorování měli jedinci E. fetida z kontrolní skupiny výrazně vyšší hmotnost a rychlejší růst. Pokud jde o úmrtnost a růst žížal a mobilitu půdních frakcí (CaCl2), nebyla mezi nimi zaznamenána žádná korelace. Mortalita žížal v ultramafických půdách byla významně vyšší, naopak schopnost reprodukce klesala. Celkem bylo nalezeno pouze 11 kokonů žížal. Úspěšnost líhnutí také nebyla velká, na některých lokalitách se nevylíhly žádné žížaly (Maleri et al. 2007). Z hlediska celkového množství těžkých kovů toleruje E. fetida mnohem vyšší koncentrace Co, Mn a Ni než jsou uvedeny u Neuhausera et al. (1984) a Kupermana et al. (2004). E. fetida je schopna remobilizovat těžké kovy. V průběhu pokusu byl u všech žížal na ultramafických půdách zaznamenán pomalejší růst. Pomalejší růst E. fetida je způsoben stresem, působeným ultramafickými půdami. Ačkoli je E. fetida schopna reagovat na nižší koncentrace těžkých kovů, potřebuje pravděpodobně určitý čas k přizpůsobení (Maleri et al. 2007). Žížaly mají v ekosystémech významné postavení. Přenášejí živiny z hrabanky do země a ve svém trávicím traktu je obohacují o mikroorganismy (Graff 1971). Již mnoho

45

studií prokázalo pozitivní vliv těchto bezobratlých živočichů na přírůst fytomasy (Scheu 2003). Žížaly jsou navíc významnými bioindikátory (Rathkens, von der Trenck 2006). 2.4.3 Střevlíci (Carabidae) Střevlíci jsou hospodářsky významní brouci. Hlava i s očima není širší než štít, není rypákovitě prodloužena. Štítek je zřetelně viditelný, kousavé ústní ústrojí je mohutné. Druhý tykadlový článek je velmi krátký, třetí dlouhý. Oba jsou smáčklé, ostrohranné. Kloubní jamky předních nohou jsou vzadu otevřené, nohy jsou dlouhé, běhavé. Krovky značně široké (Javorek 1964). U mnoha druhů chybějí blanitá křídla. Velikost je značně rozdílná (4-50 mm), rovněž i zbarvení. Proti nepřátelům se střevlíci brání vylučováním páchnoucích šťáv. Larvy jsou velmi pohyblivé se zřetelnou hlavou a silnými kusadly (Kučera et al. 1984). Brouci i larvy jsou užiteční hubením hmyzu, který loví většinou v noci. Jen několik druhů je býložravých a tedy i škodlivých. Střevlíkovití se vyskytují v listnatých lesích i v zahrádkách, žijí pod kameny i kůrou stromů, v povrchové vrstvě půdy nebo v hrabance (Kučera et al. 1984). V ČR se vyskytuje více než 500 druhů střevlíků, nejznámějšími rody jsou krajník, střevlík, střevlíček či kvapník (Hůrka 1992). Střevlíkovití jsou vysoce citliví a netolerantní k různým cizorodým látkám jako jsou emise či polutanty z dopravy a téměř ke všem používaným insekticidům a herbicidům (Freitag 1976). Díky své vázanosti k prostředí a specifickým reakcím na různé vnější podněty (klimatické jevy, ovlivnění popluacemi jiných živočichů atd.) jsou považováni za vhodné bioindikátory (Hůrka et al. 1996). Podle Purcharta (2006) jsou některé druhy střevlíků (Abax parallelus Panz., Amara communis Panz., A. makolskii Roubal, Carabus convexus L., C. coriaceus L., C. glabratus a Pterrostichus niger) schopny snášet vysoká množství Mn v půdě, tyto druhy jsou však netolerantní ke zvýšeným koncentracím jiných kovů (Cd, Pb). Měřením koncentrací kovů ve střevlících se ve své disertační práci zabývá Purchart (2006). Sbíral střevlíkovité brouky na lokalitách v Krušných horách (Litvínov, Klášterec, Janov), na Děčínské pískovcové vrchovině (Tisá, Jílové, Sněžník),

46

Drahanské vrchovině a jižní Moravě (Tišnov, Chrlice u Brna, Zlín) a v okolí Olkusze v Polsku. V Janově naměřil Purchart (2006) u střevlíků průměrně 80 mg·kg-1 manganu, nejvyšší obsah Mn stanovil u druhu Carabus nemoralis (1185,1 mg·kg-1), nejnižší u Carabus auronitens (6,1 mg·kg-1). V Klášterci byla průměrná úroveň manganu ve střevlících 150 mg·kg-1 manganu, nejvíce 2323,8 mg·kg-1 (C. auronitens), nejméně 5,8 mg·kg-1 (C. coriaceus). Narozdíl od předchozích lokalit byla v Litvínově vysoká úroveň Mn v půdě. Běžný obsah Mn ve střevlících tak dosáhl 190 mg·kg-1, maximální úroveň akumuloval C. nemoralis (702,7 mg·kg-1) , minimální C. sylvestris (10,9 mg·kg-1). Střevlíci na Sněžníku nejčastěji dosahovali hodnot cca 90 mg·kg-1 manganu, největší obsah Mn zde Purchart (2006) zjistil u druhu C. hortensis (326,3 mg·kg-1), nejmenší u C. sylvestris (3,8 mg·kg-1). Na jižní Moravě a Drahanské vrchovině naměřil Purchart (2006) tyto hodnoty: Tišnov 22,9 (C. hortensis) – 873,7 mg·kg-1 (C. violaceus); Chrlice 26,8 (H. distinguendus)

–

129,8

mg·kg-1

(Leistus

ferrugineus)

a

Zlín

12,3

(Pseudoophonus rufipes) – 56,9 (Anchomenus dorsalis). Purchart (2006) také vyslovil tzv. „manganovou hypotézu“, tedy že vyšší koncentrace Mn je pro střevlíky natolik zásadní a dostačující pro jejich vývoj, že jim umožňuje se vyvíjet i na stanovištích s nepříznivými podmínkami. Autor navíc uvádí, že někteří střevlíci sami aktivně vyhledávají stanoviště s vyšším obsahem Mn a ti, kteří jsou schopni snášet vysoká množství cizorodých prvků kolonizují i stanoviště vysoce kontaminovaná.

47

3. Metodika 3.1 Popis lokality Trvalá výzkumná plocha se nachází na území LS Litvínov (S: 50° 37' 03,80''; V: 13° 37' 25,17'') na místě, kde byl dříve stanoven vysoký obsah manganu v listech břízy. Na lokalitě jsou celkem tři zkusné plochy (Mn1, Mn2, Mn3), které jsou orientovány jihozápadně a nachází se v nadmořské výšce 483 m. Bylo zde determinováno 15 druhů bylin a keřů a 9 druhů dřevin, bohatý je také výskyt půdní a epigeické fauny. Stromové patro je na ploše Mn1 tvořeno převážně břízou (50 %), jeřábem (20 %) a duby (30 %) s dalšími vtroušenými dřevinami (jírovec maďal, buk lesní, smrk, javor, třešeň ptačí a borovice černá). Bylinné patro tvoří převážně lipnice hajní (20 %), metlička křivolaká (10 %), třtina křovištní (20 %) a náprstník červený (30 %). Méně zastoupené (20 %) jsou zde maliník obecný, ostružiník křovitý, bez černý, brusnice borůvka, kapraď samec, šťovík kyselý, konopice pýřitá, třezalka tečkovaná, starček lepkavý, kopřiva dvoudomá a rulík zlomocný. Na výzkumné ploše (je oplocena drátěným pletivem) jsou navíc umístěny srážkoměry, půdní lyzimetry a klimatická stanička (zaznamenává teplotu vzduchu, množství srážek, teplotu a vlhkost půdy a sluneční záření). Na ploše Mn1 bylo umístěno 5 zemních pastí pro odchyt hmyzu. Plocha Mn2 je charakteristická téměř 100% zastoupením břízy v porostu s vtroušenými dřevinami (jírovec maďal, javor, jeřáb ptačí, dub, smrk, lípa srdčitá a borovice černá). Bylinné patro tvoří z velké části traviny jako lipnice hajní (10 %), metlička křivolaká (20 %) a třtina křovištní (30 %), menší procento zaujímají brusnice borůvka a třezalka tečkovaná. Součástí zkusné plochy jsou srážkoměry, půdní lyzimetry a 5 zemních pastí. Plocha byla původně také oplocena. Na ploše Mn3 převažuje bříza (60 %), doprovázená modřínem (20 %) a jeřábem (20 %). Bylinné patro je zde tvořeno především třtinou křovištní (40 %), ostružiníkem křovitým (20 %) a lipnicí hajní (20 %). Na této neoplocené ploše je rovněž 5 zemních pastí. 3.2 Přírodní poměry LS Litvínov LHC Litvínov se nachází na východě Krušných hor. Pohoří je orientováno od JZ k SV, jeho nadmořská výška se pohybuje mezi 70–900 m n. m.. Celá náhorní plošina se

48

mírně svažuje k SZ. Potoky jsou zde hluboko zaryté s velkým spádem, odvádějí vodu z oblasti do Polska nebo opačným směrem do Mostecké kotliny. Mírně zvlněný povrch je značně ovlivněn povrchovou těžbou hnědého uhlí (LHP 2000A). Oblast Krušných hor a jejich okolí spadá do geologické jednotky Krušnohorské krystalinikum. Jedná se o pestrou, geologicky rozmanitou oblast, rozdělenou na více podjednotek. Také na LHC Litvínov je geologické podloží různorodé, převažují zde ruly (60 %), a to především ruly granodioritové, pararuly i ortoruly. Z dalších hornin se vyskytují žula či křemenný porfyr, v západní části LHC také žulový a granodioritový porfyr a migmatity. Podloží Krušných hor je obecně málo zásobené živinami (LHP 2000A). Půdami, typickými pro LHC Litvínov, jsou především podzoly a kryptopodzoly (hnědé půdy horské podzolované a oligotrofní), na náhorní plošině gleje a rašeliny a v níže položených oblastech kambizemě. Půdy jsou zde písčitohlinité až hlinitopísčité. Po provedení půdních analýz byl na trvalé výzkumné ploše zjištěn zvýšený obsah manganu (tab. 1), přičemž zájmovými horizonty byly anhydromorfní humózní lesní horizont (Ah) a horizont opadanky (L). Tab. 1: Množství manganu v půdě LHC Litvínov Plocha

Horizont

Množství Mn [mg·kg-1]

Mn1

Ah

2257−7140

L

4661−7963

Ah

698−2115

L

4188−5551

Ah

1838−9876

L

6850−9555

Mn2 Mn3

pH půdy bylo na zájmovém území velmi nízké (2,77−5,78), půdní reakce v nadložním humusu i půdě silně kyselá. Na plochách Mn1 až Mn3 byla zjištěna střední až vysoká kationová výměnná kapacita, okamžitý obsah bazických kationtů však byl v horizontu

Ah

velmi nízký a také nasycenost

pod hranicí 10 %.

49

sorpčního

komplexu

byla

Obsah uhlíku byl ve všech porostech podobný, množství dusíku v Ah horizontu bylo optimální. Poměr C/N byl na ploše Mn1 nižší (17), na plochách Mn2 a Mn3 vyšší (23−24). Vhodnější je nízký poměr C/N, znamená rychlejší rozklad organické hmoty. Hladiny ostatních prvků v půdě byly různé: fosforu a draslíku byl v půdách nadbytek, vápníku a hořčíku spíše nedostatek. Podle klimatických poměrů náleží náhorní plošina Krušných hor do klimatického regionu C1 (mírně chladný). JZ část území spadá do klimatického regionu B8 (svahová část, mírně teplé a vlhké podnebí), východní část území potom do regionu B2 (mírně teplé a vlhké klima). Úpatí Krušných hor a přilehlá část pánve náleží do klimatického okrsku B3 (pahorkatinná část, mírně teplé a vlhké podnebí, poměrně mírná zima). Průměrná roční teplota vzduchu dosahuje 4,5 až 8,5 °C. Teplota půdy odráží množství dopadajícího slunečního záření, nejvyšší byla od června do srpna. Průměrný roční úhrn srážek je od 500 mm (Most a okolí) do 984 mm (stanice Fláje). Podle údajů z klimatické staničky na ploše Mn1 byl denní úhrn srážek od května do prosince 0–330 mm. Směr a sílu větru zaznamenávala stanice Teplice-Trnovany, nejčastější větry přicházely od západu (21,3 %), jihozápadu (18,0 %), východu (11,9 %) a od severozápadu (1,02 %). Bořivé větry vanou téměř výhradně od západu. 3.3 Zpracování rostlinných vzorků Vzorky rostlin byly odebírány na trvalé výzkumné ploše na území LS Litvínov nedaleko obcí Litvínov a Meziboří v Krušných horách. Nadmořská výška oblasti se pohybuje okolo 489 m., lokalita je charakteristická silným antropogenním znečištěním. Pro analýzu dynamiky manganu v rostlinách a jejich částech bylo nutné v průběhu celé vegetační sezony odebírat vzorky. Z vybraných bylin byl na zkusné ploše po identifikaci prováděn odběr různých orgánů (kořeny, stonek, list, květ, plod, semeník) podle druhu. Shromážděný materiál byl jednotlivě ukládán do papírových sáčků, označených číslem, druhem rostliny a datem odběru. Takto připravené části bylin byly před transportem do laboratoře předsušeny na vzduchu. Se vzorky bylo manipulováno výhradně v bavlněných rukavicích, aby nedošlo k jejich kontaminaci. Vzorky byly přepraveny na Ústav chemie a biochemie AF Mendlovy univerzity v Brně, kde byly po transportu zkontrolovány. Půdou znečištěné části rostlin (kořeny) byly očištěny a umístěny do čistých pytlů. Takto připravené vzorky byly umístěny do

50

sušící trouby, kde byly při teplotě asi 70 °C sušeny do konstantní hmotnosti. Průměrná doba sušení se pohybovala mezi 24 a 48 hodinami. Další zpracování vzorků probíhalo v laboratoři LDF MENDELU. Zde byly rostliny připraveny na rozemletí (otrhání listů ze stonků či větviček, třídění stébel a květů trav apod.). U některých rostlin bylo ke zpracování nutné použít keramický nůž. Následovalo mletí bylin na vibračním mlýnku (Retsch MM–400). Jedná se o speciální mlýnek se dvěma nádobkami z karbidu wolframu, k rozdrcení vzorků je uvnitř každé nádoby kulička ze stejného materiálu. Do větší z částí nádobky bylo společně s kuličkou umístěno co největší množství vzorku, nádobka byla uzavřena svrchní částí. Naplněné nádobky byly připevněny do držadel mlýnku. Pohybem kuliček v nádobách byly rostlinné vzorky rozemlety na prášek s velikostí částic do 0,5 mm. Doba mletí byla standardně 2 minuty při frekvenci 30 Hz. Namleté vzorky byly přesypány do PE prachovnic, označených číslem vzorku a datem odběru, aby nedošlo k jejich záměně. Po celou dobu práce s rostlinným materiálem byly použity bavlněné rukavice. Následoval rozklad vzorků, prováděný v mikrovlnné troubě MW ETHOS SEL (Microwave Solvent Extraction Labstation) se směsí HNO3 a deionizované vody v poměru 1:1 (5 a 5 ml) s 0,2 g naváženého vzorku. Rozklad vzorku probíhal 30 minut (6 minut pozvolné zahřívání na 160°C, 4 min. ohřev na teplotu rozkladu 210°C a následné udržení této teploty 20 min.), dalších 30 minut trvalo chlazení na 80°C, kdy bylo možné teflonové nádobky se vzorky bezpečně otevřít. Rozložené vzorky byly zředěny deionizovanou vodou na objem 25 ml, v případě znečištění vzorku proběhla filtrace. Celková koncentrace manganu ve vzorku byla určena metodou atomové absorpční spektrometrie (AAS), při vlnové délce 279,5 nm. Principem AAS je převedení tekutého vzorku do plynné fáze a následná absorpce vstupujícího záření (190 až 850 nm) volnými atomy při vlnové délce, která je nejintenzivnější pro daný prvek (Kříženecká et al. 2007). 3.4 Zpracování vzorků živočichů Odchyt půdní a epigeické fauny probíhal na téže lokalitě jako odběr rostlin, neprobíhal však pravidelně. Pro získání vzorků bezobratlých živočichů byla zvolena metoda zemních pastí. Na LHC Litvínov bylo těchto pastí umístěno celkem 15. Jednalo se o formalínové zemní pasti o objemu 4 litry se 4% roztokem

51

formaldehydu jako smrtícím a konzervačním činidlem. Tyto nádoby byly až po hrdlo zahrnuty půdou a přikryty plechovou stříškou, která sloužila pro ochranu pasti před znečištěním opadem a jinými nečistotami. Takto maskovaná past navíc neodrazovala bezobratlé živočichy od vstupu. Při výběru pastí vznikaly směsné vzorky, umístěné do skleněných lahví, označených číslem lokality a datem odběru. Vzorky byly dále konzervovány 75% ethanolem. Směsné vzorky byly v laboratoři tříděny podle taxonů. Střevlíkovité determinoval Ing. Jiří Stanowský, PhD., mnohonožky a stonožky Ing. Martin Lazorík a žížaly Ing. Petr Švarc. Někteří bezobratlí živočichové byli získání extrakcí z tullgrenů. Na trvalých zkusných plochách byly odebrány vzorky půdy, které byly přemístěny do speciálních nádob (tullgrenů). Tyto nádoby mají dno nahrazeno sítem a shora je k nim možné připevnit zdroj tepla (používá se žárovka), pomocí něhož je možná extrakce živočichů ze vzorku. Půdní živočichové se totiž aktivně přesouvají do vlhčí spodní vrstvy půdy a nakonec propadnou oddělovacím sítem do zachycovací nádobky s roztokem 0,5% formaldehydu. Tato metoda je účinnější než prosévání půdy. Dalším krokem při zpracování vzorků bezobratlých živočichů byla jejich lyofilizace. Jedná se o vakuové sublimační sušení materiálů, založené na sublimaci zmrzlé vody při nízkém tlaku a teplotě. Výhodou této metody je předejití poškození vzorků vysoušením při zachování jejich sterility. Prvním krokem je při lyofilizaci zmrazení materiálu na teplotu až (-50)–(-100) °C, při které dochází k sublimačnímu sušení. Rychlost zmrazování je důležitá, ovlivňuje kvalitu výstupu. Další fází lyofilizace je pak samotné sušení. V mrazícím zařízení je tlak vzduchu snížen na několik set Pa, poté je lyofilizátor zahříván, aby se mohla začít odpařovat voda. Vzniklá pára opěr desublimuje na chladičích. Po vysušení je vlhkost materiálu asi 1–4 % vody. Průběh rozkladu vzorků bezobratlých živočichů byl shodný s rozkladem rostlinného materiálu s výjimkou množství navážky. U živočichů byl k rozkladu vybrán 1–2 exempláře podle velikosti a hmotnosti daného druhu. Celková koncentrace manganu poté byla stanovena rovněž metodou AAS.

52

4. Výsledky 4.1 Obsah a sezónní dynamika manganu ve vybraných bylinách podrostu 4.1.1 Bez černý – Sambucus nigra L. Listy bezu černého byly odebírány pouze v období červen – září. Nejnižší obsah manganu v listech (983,2 mg·kg-1) byl stanoven v červnu. Po mírné kulminaci v červenci (1663,9 mg·kg-1) nastal pokles. Na konci vegetačního období bylo v listech bezu naměřeno 1333,9 mg·kg-1. Sezónní dynamika Mn nevykázala stálý trend (obr. 1).

Obr. 1: Sezónní dynamika obsahu Mn v listech bezu černého (2011) 4.1.2 Brusnice borůvka – Vaccinium myrtillus L. Množství Mn v listech brusnice borůvky v průběhu vegetačního období kontinuálně stoupalo z úrovně 1960,3 mg·kg-1 (duben) na 9586,6 mg·kg-1 (říjen). Pravidelný měsíční nárůst manganu v listech se pohyboval s výjimkou srpna a září okolo 2000 mg·kg-1. Množství manganu ve větvičkách brusnice borůvky bylo vyvážené bez projevů akumulace ve vegetační sezoně s mírnou oscilací v úrovni 3000 mg·kg-1 (obr. 2).

53

Obr. 2: Sezónní dynamika obsahu Mn v listech a větvích brusnice borůvky (2011) 4.1.3 Ostružiník maliník – Rubus idaeus L. V listech ostružiníku maliníku se množství manganu kontinuálně zvyšovalo. V dubnu byla naměřena úroveň 3610,7 mg·kg-1, která do srpna (9868,9 mg·kg-1) kontinuálně narůstala a po mírné stagnaci v září se v říjnu dále zvýšila na konečných 10548,1 mg·kg -1 (obr. 3).

Obr. 3: Sezónní dynamika obsahu Mn v listech a stoncích ostružiníku maliníku (2011) Koncentrace manganu ve stonku maliníku byla v průběhu vegetační sezony stabilní v rozpětí 2081,1 mg·kg-1 (červen) – 3018,6 mg·kg-1 (srpen).

54

4.1.4 Náprstník červený – Digitalis purpurea L. U náprstníku řerveného bylo odebíráno pět rostlinných orgánů: list, kořen, stonek, semeník a květ. Nejvíce Mn akumulovaly listy, nejméně stonek. Hladina Mn v listech víceleté rostliny byla v jarním období (IV. – VI.) vyrovnaná (3209,4–3494,2 mg·kg-1). Prudký nárůst obsahu nastal během července, přičemž v srpnu se koncentrace ještě mírně navýšila (6263,7 mg·kg-1). V listech mladé jednoleté rostliny, které byly odebírány od července, úroveň manganu klesala z 3222,3 mg·kg-1 na 2417,9 mg·kg-1 (obr. č. 4). V kořenech vykazuje množství Mn u víceleté rostliny mírně klesající tendenci a u mladé rostliny mírný nárůst (620,9–1253,8 mg·kg-1). V semeníku náprstníku červeného koncetrace manganu narůstala kontinuálně od června (1842,4 mg·kg-1), do srpna (3249,2 mg·kg-1) (obr. č. xx). V květech bylo analyzováno 1487,9 mg·kg-1 Mn, což se blíží obsahu manganu v kořenech víceleté rostliny.

Obr. 4: Sezónní dynamika obsahu Mn v náprstníku červeném (2011) 4.1.5 Ostružiník křovitý – Rubus fruticosus L. Ostružiník akumuluje mangan především v listech. Na začátku vegetačního období byla hladina Mn nejnižší (4622,5 mg·kg-1), ale koncem července se zdvojnásobila (10196,6 mg·kg-1). Po dílčím poklesu v srpnu (8471,4 mg·kg-1) byla v září dosažena kulminace hladiny Mn (12878,4 mg·kg-1) (obr. 5).

55

Množství manganu ve stonku se v průběhu celé vegetační sezony pohybovalo mezi 2000 a 3000 mg·kg-1 (obr. 5).

Obr. 5: Sezónní dynamika obsahu Mn v listech a stoncích ostružiníku křovitého (2011) 4.1.6 Třezalka tečkovaná – Hypericum perforatum L. Analýza manganu v listech třezalky byla zahájena až v červnu, kdy bylo naměřeno 458,4 mg·kg-1. Na pozvolný vzestup hladiny Mn (červen – srpen) (699,7 mg·kg-1) navazuje prudký nárůst obsahu v září a dosažení kulminace (2050,8 mg·kg-1). V říjnu množství manganu pokleslo až na 1169,4 mg·kg-1 (obr. 6).

Obr. 6: Sezónní dynamika obsahu Mn v třezalce tečkované (2011)

56

4.1.7 Třtina křovištní – Calamagrostis epigejos Roth. Koncentrace Mn v listech třiny křovištní vykazovala vyrovnanou úroveň po celé vegetační období (obr. 7). Změna v obsahu manganu v květu třtiny křovištní byla vyrovnaná a korespondovala s jeho obsahem v listech (obr. 7).

Obr. 7: Sezónní dynamika obsahu Mn v listech a květech třtiny křovištní (2011) 4.1.8 Kopřiva dvoudomá – Urtica dioica L. Obsah manganu v kopřivě dvoudomé (v listech i stoncích) byl stanoven pouze v období červenec – říjen. V listech kopřivy byla dynamika manganu atypická. Po počáteční vysoké koncentraci v červenci a srpnu (4058,8 mg·kg-1 a 4141,4 mg·kg-1) následoval prudký úbytek manganu v září a říjnu, kdy bylo dosaženo minima (1571,7 mg·kg-1). Hladina Mn ve stonku kopřivy dvoudomé kolísala (1952,3–3194,9 mg·kg-1). V srpnu a říjnu vzrůstala, v září poklesla (obr. 8).

57

Obr. č. 8: Sezónní dynamika obsahu Mn v listech a stoncích kopřivy dvoudomé (2011) 4.1.9 Lipnice obecná – Poa trivialis L. Lipnice obecná v průběhu roku akumuluje Mn v listech i v květech (květy byly odebírány až od června). Na začátku vegetačního období byl obsah manganu v listech lipnice nízký (650 mg·kg-1), v červenci vzrostl na 1466,6 mg·kg-1 a na konci vegetačního období byla úroveň dvojnásobná (obr. 9).

Obr. 9: Sezónní dynamika obsahu Mn v listech a květech lipnice obecné (2011)

58

Množství Mn v květech korespondovalo s hladinou v listech bez zásadnější odchylky (obr. 9). 4.1.10 Metlička křivolaká – Avenella flexuosa L. Úroveň manganu v metličce křivolaké byla celou vegetační sezonu nízká bez projevu akumulace v listech nebo květech. Od dubna do června mangan z listů mírně ustupoval (685,1–326,3 mg·kg-1), dále se hladina zvyšovala (obr. 10). V květech metličky byla úroveň Mn ve shodě s listy (obr. 10).

Obr. 10: Sezónní dynamika obsahu Mn v listech a květech metličky křivolaké (2011) 4.1.11 Šťovík kyselý – Rumex acetosa L. Šťovík kyselý je charakteristický výrazným kolísáním koncentrace Mn v listech. Ačkoli byl obsah manganu v květnu nízký (610,9 mg·kg-1), v červenci kulminoval (3869,3 mg·kg-1). Následoval prudký pokles v srpnu (939,6 mg·kg-1) a další změna během září a října. Na konci vegetační sezony byla hladina manganu v listech šťovíku téměř na výchozí úrovni 730,5 mg·kg-1 (obr. 11).

59

Obr. 11: Sezónní dynamika obsahu Mn v listech a květech šťovíku kyselého (2011) Úroveň manganu v květech šťovíku byla nejvyšší v letním období (červenec 1562,3 mg·kg-1), od srpna do října byla vyrovnaná s mírnou oscilací kolem 1000 mg·kg -1. 4.1.12 Rulík zlomocný – Atropa bella-donna L. Koncentrace Mn byla u rulíku zlomocného sledována v listu, stonku, zralých a zelených plodech, nejvíce manganu akumulují listy. V listech rulíku zlomocného se hladina Mn během vegetační sezony pozvolna kontinuálně navyšovala s výjimkou října. Z 852,6 mg·kg-1 (květen) narostla úroveň Mn až na dvojnásobek (1736,6 mg·kg-1) v září a poté poklesla (1377,4 mg·kg-1). Ve stonku byl mangan sledován v období od srpna (319,6 mg·kg-1) do října (270,5 mg·kg-1) s maximem v září (597,7 mg·kg-1) (obr. 12). Zelené plody rulíku byly odebírány v červenci. Zjištěný obsah Mn byl nízký (128,8 mg·kg-1). Od srpna byly analyzovány zralé plody, obsahovaly však ještě méně manganu, než plody nezralé. Hladina Mn byla až do října vyrovnaná, nebyla vyšší než 100 mg·kg-1 (61,9 mg·kg-1; 72,1 mg·kg-1; 77,3 mg·kg-1) (obr. 12).

60

Obr. 12: Sezónní dynamika obsahu Mn v rulíku zlomocném (2011) 4.1.13 Kapraď samec – Dryopteris filix-mas L. V listech kapradě samce se koncentrace manganu během vegetačního období vyjma října zvyšovala. Z počátečních 264,5 mg·kg-1 prudce vzrostla na 1567 mg·kg-1 (červen). Po dvou měsících stagnace vystoupal Mn do maxima v září (3206,5 mg·kg-1) (obr. 13).

Obr. 13: Sezónní dynamika obsahu Mn v listech kapradě samce (2011) 4.1.14 Konopice pýřitá – Galeopsis pubescens Bess. Obsah manganu v konopici značně kolísal, navíc vykazoval převážně ústup

61

hladiny. Na počátku vegetační sezony bylo naměřeno 4670,3 mg·kg-1 Mn, následoval prudký pokles v červnu (3539,6 mg·kg-1) a poté nárůst v červenci (4515,9 mg·kg-1). Až do konce vegetačního období (1693,7 mg·kg-1) byl pozorován strmý pokles úrovně manganu (obr. 14).

Obr. 14: Sezónní dynamika obsahu Mn v konopici pýřité (2011) 4.1.15 Starček lepkavý – Senecio viscosus L. Rostlinky starčku byly odebírány pouze v letním období.

Obr. 15: Sezónní dynamika obsahu Mn ve starčku lepkavém (2011)

62

Během dvou měsíců v nich koncentrace manganu poklesla z 1317,4 mg·kg-1 (červenec) na 1222,8 mg·kg-1 (srpen) (obr. 15). 4.2 Obsah manganu ve vybraných zástupcích bezobratlých 4.2.1 Stonožky – Chilopoda Obsah Mn byl stanoven v šesti druzích stonožek. Byly odchyceni zástupci: Strigamia acuminata (4 ex.); Lithobius erythrocephalus (15 ex.); Lithobius cyrtopus (13 ex.); Lithobius forficatus (88 ex.); Lithobius mutabilis (57 ex.) a Lithobius nodulipes (3 ex.). Zjištěné koncentrace Mn v tělech stonožek dosahovaly maxima u druhu Strigamia acuminata (377,2 mg·kg-1), následovány Lithobius erythrocephalus (335,6 mg·kg-1), nejméně manganu obsahoval druh Lithobius nodulipes (93,6 mg·kg-1) (obr. 16).

Obr. 16: Obsah Mn ve stonožkách (2011) 4.2.2 Mnohonožky – Diplopoda Ze spektra zachycených

mnohonožek

bylo

sedm

druhů

podrobeno

analýze hladiny manganu. Koncentrace byla měřena u druhu Tachypodoiulus niger (42 ex.); Leptoiulus trilobatus (53 ex.); Brachyiulus bagnalli (2 ex.); Polydesmus complanatus (13 ex.); Cylindroiulus nitidus (6 ex.); Glomeris hexasticha (11 ex.)

63

a Glomeris connexa (2 ex.).

Obr. 17: Obsah Mn v mnohonožkách (2011) Maximální

koncentrace

Mn

byla

stanovena

v tělech

mnohonožek

-1

Tachypodoiulus niger (3929,8 mg·kg ), nejnižší úroveň manganu charakterizuje druh Glomeris connexa (481,9 mg·kg-1). Podobné koncentrace Mn obsahovaly mnohonožky Brachyiulus bagnalli (2619,2 mg·kg-1) a Polydesmus complanatus (2556,1 mg·kg-1) (obr. 17). 4.2.3 Žížaly – Lumbricidae Úroveň manganu byla zjišťována ve třech druzích žížal: Dendrobaena illyrica (30 ex.); Dendrobaena octaedra (30 ex.) a Lumbricus rubellus (18 ex.). Stanovené koncetrace manganu byly v žížalách překvapivě nízké, nedosáhly ani 350 mg·kg-1. Nejvíce Mn akumulovala Dendrobaena octaedra (311 mg·kg-1), nejméně Dendrobaena illyrica (121,7 mg·kg-1), Lumbricus rubellus obsahovala 224,1 mg·kg-1 (obr. 18).

64

Obr. 18: Obsah Mn v žížalách (2011) 4.2.4 Střevlíci – Carabidae Ze zemních pastí bylo získáno celkem 10 druhů střevlíků: Carabus intricatus (1 ex.); Carabus coriaceus (43 ex.); Pterostichus niger (90 ex.); Carabus arvensis (10 ex.); Pterostichus oblongopunctatus (18 ex.); Carabus nemoralis (16 ex.); Cychrus caraboides (5 ex.); Abax parallelepipedus (250 ex.); Carabus hortensis (301 ex.) a Poecilus cupreus (2 ex.).

Obr. 19: Obsah Mn ve střevlících (2011)

65

Kromě druhu C. intricatus (1135,6 mg·kg-1) se obsah Mn ve střevlících pohyboval pod 250 mg·kg-1. Druhá nejvyšší koncetrace byla naměřena u C. coriaceus (234,7 mg·kg-1), další hodnoty se pohybují kolem 150 mg·kg-1 manganu (C. arvensis, P. oblongopunctatus, C. nemoralis, C. caraboides). Úroveň Mn byla nejníže u střevlíka Poecilus cupreus (99,2 mg·kg-1) (obr. 19). 4.2.5 Suchozemští stejnonožci – Oniscoidea Obsah manganu byl zjišťován také v třech druzích suchozemských stejnonožců. Byli získáni jedinci Tracheoniscus ratzeburgi (88 ex.); Protracheoniscus politus (23 ex.) a Tracheoniscus rathkei (3 ex.). Všechny 3 sledované druhy obsahovaly méně než 1500 mg·kg-1 manganu. V T. ratzeburgi bylo naměřeno 1434,4 mg·kg-1, v P. politus 831,4 mg·kg-1 a v T. rathkei 192,3 mg·kg-1 (obr. 20).

Obr. 20: Obsah Mn v suchozemských stejnonožcích (2011)

66

5. Diskuze 5.1 Obsah Mn v rostlinách Na dlouhodobě sledované lokalitě v Krušných horách (LS Litvínov) dosáhl obsah Mn v půdním Ah horizontu úrovně 9876 mg·kg-1 a v hrabance 9555 mg·kg-1; ostatní autoři (např. Hlohowskyj et al. 1999; Sheppard, Evenden 1990) však uvádějí hranici toxicity Mn již při 2000 mg·kg-1. Sledované organismy na vybraném území nebyly v přírodních podmínkách doposud sledovány, proto nelze určit příznaky toxikóz i přes překročení letálního množství manganu. Za nedostatečné množství Mn považují Jones (1991) a Kabata-Pendias, Pendias (2001) koncentrace pod 25 mg·kg-1, kdy rostliny vykazují příznaky deficience. Na sledovaném území u Litvínova je Mn v půdě ve vysokých koncentracích, podle Fialy et al. (2013) je velmi vysoký obsah Mn v humusu pro smíšený porost již od 3000 mg·kg-1, v organominerálním horizontu od 1300 mg·kg-1 a v minerálním půdním horizontu od 700 mg·kg-1. Vzhledem k mechanismu příjmu živin rostlinami by se dala očekávat zvýšená úroveň Mn v jejich orgánech v důsledku výrazné kontaminace půdy, příjem Mn rostlinami však závisí na více faktorech (množství srážek, pH půdy, obsah organických látek atd.). Stanovený obsah Mn v bezu černém nebyl v roce 2011 vysoký (max. 1663,9 mg·kg-1), v průběhu vegetační sezony kolísal. Podobné množství Mn bylo zjištěno v předchozím roce (802,5–985,5 mg·kg-1), kdy však byla koncetrace vyrovnaná bez kulminace (Přikrylová 2012). V borůvce naměřil Reimann et al. (2001) průměrný obsah Mn 1900 mg·kg-1, podle Lockhart, Langille (1962) a Miller (1987) mohou vřesovištní rostliny (tedy i borůvky) akumulovat až 15000 mg·kg-1. Na zkusné ploše v Krušných horách obsahovaly borůvky maximálně 9586,6 mg·kg-1 manganu v listech a 2973,5 mg·kg-1 ve větvičkách, což jsou výrazně vyšší hodnoty, než byly na stejné lokalitě naměřeny v roce 2010 (max. 5024,1 v listech a 3575,2 ve větvičce) (Přikrylová 2012). Někteří autoři (Bandzeitiene 2000) také uvádějí, že borůvky hromadí Mn v bobulích. Akumulace manganu v borůvce pravděpodobně souvisí s jejím výskytem na zamokřených lokalitách, kde se Mn v půdě hromadí (Pelíšek 1964).

67

Obsah Mn v listech ostružiníku maliníku stanovil např. Tesovic (1989) – 55 mg·kg-1 či Rusinek (2008) – 2,84 mg·kg-1. Toxicita manganu se však u malin neprojevila ani při 10548,1 mg·kg-1 v listech, zjištěných v této práci. Podobně jako v roce 2010 (úroveň manganu také přesáhla 10000 mg·kg-1), vykazovala hladina Mn stoupající trend s výrazným kolísáním v druhé polovině vegetační sezony (VII.–X.) (Přikrylová 2012). Narozdíl od listů se množství manganu ve stonku maliníku v letech 2010 a 2011 lišilo. Zatímco v prvním roce bylo zjištěno až 4052,8 mg·kg-1 manganu (Přikrylová 2012), v druhém roce nastal pokles na 3018,6 mg·kg-1. V mladých listech náprstníku bylo naměřeno až 45 mg·kg-1 manganu, v dospělých listech až 68 mg·kg-1 (Roca-Pérez 2003), podobné hodnoty uvádí RocaPérez (2006) pro mladé/staré listy náprstníku: květen 24/47 mg·kg-1, červenec 25/35 mg·kg-1, říjen 34/36 mg·kg-1, únor 31/36 mg·kg-1. Akumulace manganu v náprstníku je v jednotlivých orgánech odlišná, nejvyšší je v listech víceletých rostlin, nejnižší ve stonku. U Litvínova bylo naměřeno až 6263,7 mg·kg-1 manganu (listy víceleté rostliny). Přikrylová (2012) uvádí maximální úroveň Mn 6005,9 mg·kg-1 (rovněž listy víceleté rostliny), 3133,9 mg·kg-1 v listech mladé rostliny, 2439,4 mg·kg-1 v kořenech, 2343,6 mg·kg-1 v semeníku a 691 mg·kg-1 ve stonku. Údaje z roku 2011 se výrazně odlišují u kořene (max. 1253,8 mg·kg-1) a stonku (max. 1040,6 mg·kg-1), navíc byl měřen obsah Mn v květu (1487,9 mg·kg-1). Rozdíly v akumulaci manganu mezi rostlinnými orgány lze pravděpodobně vysvětlit délkou jejich existence během vegetačního období, případně jejich diferencovanou funkcí. Naměřené množství manganu v třezalce tečkované bylo nízké, při kulminaci v září dosáhlo 2050,8 mg·kg-1. Údaje z roku 2010 nejsou známy, Přikrylová (2012) ve své práci obsah Mn v třezalce nezjišťovala. Podle literatury (Moreno-Jiménez et al. 2009) třezalka akumuluje Mn v listech, kde je jeho obsah až o 200 % větší než ve stoncích. Třtina křovištní akumulovala podobné množství Mn v listech i květech. V nadzemních částech těchto rostlin byl podle Mitrovice et al. (2008) standardní obsah manganu 20–300 mg·kg-1. Podle Přikrylové (2012) byla nejvyšší hladina Mn v listech 1279,4 mg·kg-1 a v květech 926,9 mg·kg-1; což se téměř neliší od výsledků této studie, kdy bylo v listech naměřeno maximálně 1519,1 mg·kg-1 a v květech 1242,9 mg·kg-1.

68

Třtina je pionýrským organismem a přestože je ke kontaminaci kovy poměrně tolerantní, dokáže zabránit jejich nadměrnému příjmu, což vysvětluje zjištěné nízké hladiny manganu (Lehmann, Rebele 2004). Chování Mn v kopřivě během vegetační sezony bylo velmi nevyrovnané. Koncentrace Mn v listech výrazně klesala v letním období (VII.–VIII.), kdy však byla poměrně vysoká (4141,4 mg·kg-1). Ve stonku hladina Mn narůstala. Možným vysvětlením tohoto jevu je hypotéza, že má kopřiva tendenci snižovat obsah Mn v listech a ukládá jej do stonků. Mezi rostliny s nižším obsahem Mn patří také lipnice. Mangan akumuluje stejně v květech (537,5 mg·kg-1 – 1870,9 mg·kg-1) jako v listech (568,4 mg·kg-1 – 1667,3 mg·kg-1). Tato čísla souhlasí s výsledky Přikrylové (2012), která uvádí obsah Mn v květech až 2156,6 mg·kg-1 a v listech 1944,4 mg·kg-1. Koncetrace manganu v metličce křivolaké byly velice nízké. V květu bylo naměřeno nejvýše 980,5 mg·kg-1, což je nevýznamně vyšší obsah než v listu, kde bylo maximum 771,2 mg·kg-1. Přikrylová (2012) ani jiné literární zdroje množství manganu v metličce neuvádí. Na zkusné ploše bylo během vegetační sezony roku 2011 ve šťovíku zjištěno až 3869,3 mg·kg-1 manganu. Průměrný obsah Mn v listech je však nižší (cca 1000 mg·kg-1), jeho úroveň během roku výrazně kolísá. V květech je koncentrace Mn vyváženější, dosahuje maxima 1562,3 mg·kg-1. Změny v hladině manganu uvádí také Přikrylová (2012), která naměřila v listech až 2795,8 mg·kg-1 a v květech 851,9 mg·kg-1. Výsledky naznačují, že je obsah Mn ve šťovíku extrémně ovlivněn srážkami, neboť jeho kulminace nastávají při vyšších srážkách. Podobně jako náprstník vykazuje i rulík zlomocný různé úrovně manganu v jednotlivých orgánech. Nejvíce Mn ukládá do listů, nejméně do zralých plodů (u ostatních rostlin je tomu podle literatury naopak, viz. borůvka). V roce 2011 byly naměřeny následující hodnoty: 1736,6 mg·kg-1 Mn v listech, 597,7 mg·kg-1 ve stonku, 128,8 mg·kg-1 v zelených plodech a 77,3 mg·kg-1 v plodech zralých. Na téže zkusné ploše bylo v roce 2010 stanoveno u rulíku 1959,3 mg·kg-1 manganu v listech, 664,9 mg·kg-1 ve stonku, 508,6 v nezralých plodech a 321,6 mg·kg-1 v plodech zralých

69

(Přikrylová 2012). Koncetrace manganu byla ve všech monitorovaných orgánech rulíku vyšší v roce 2010. Kapraď samec mangan v průběhu vegetační sezony akumuluje, přestože na počátku sledovaného období obsahuje pouze nepatrné množství, hladina Mn nakonec vzrostla až na 3206,5 mg·kg-1. Výsledky z jiných zdrojů pro porovnání nejsou dostupné. Druhou rostlinou s klesajícím obsahem manganu byla konopice pýřitá. Navzdory tomu, že na počátku sledovaného období obsahovala 4670,3 mg·kg-1 manganu (podobně jako kopřiva), na jeho konci byla hladina Mn výrazně nižší. Vzhledem ke zpracování celé rostliny najednou není možné posoudit, zda dochází k poklesu úrovně manganu skutečně v celé rostlině nebo pouze v jejích částech, jako je tomu u kopřivy. Ve starčku lepkavém byla stanoven poměrně nízká úroveň Mn (1317,4 mg·kg-1), literární údaje ke konfrontaci chybí. Nejvíce manganu bylo v roce 2011 naměřeno v ostružiníku křovitém, ostružiníku maliníku a brusnici borůvce, nejméně ve starčku lepkavém, třtině křovištní a metličce křivolaké. Přestože byly zjištěné hladiny kontaminace skutečně vysoké, rostliny neprojevují příznaky otravy manganem. Tolerance k vysokým úrovním kovů v půdě může být důsledkem adaptace rostlin na člověkem pozměněné přírodní podmínky během jejich vývoje. 5.2 Obsah Mn v bezobratlých Bezobratlí živočichové reagují na kontaminaci prostředí různě. Kovy mohou přijímat přímým kontaktem s půdou či potravou, mají však také různé mechanismy k jejich vylučování (Hopkin 1989; Migula et al. 1989; Depledge et al. 1994). Již při subletálním množství (pod 10 mg·kg-1) může přítomnost kovů způsobit poškození spermatu živočichů (Reinecke 1997), při úrovních Mn nad 1000 mg·kg-1 je již tento kov toxický (Kuperman et al. 2004). Některé druhy stonožek, odchycené v Krušných horách, obsahovaly až 300 -1

mg·kg

manganu. K negativnímu ovlivnění stonožek kovy nedocházelo, údaje o

množství Mn v literatuře nebyly nalezeny. Van Straalen et al. (2001) ve stonožkách

70

zjistil vysoké koncentrace kovů, konkrétní hodnoty však neuvádí. Podle Migliorini et al. (2004) stonožky reagují na kontaminaci prostředí změnou rozšíření populací (znečištěné oblasti opouštějí), což na zkusné ploše nebylo sledováno. Zajímavou

skupinou

bezobratlých

jsou

z hlediska

obsahu

manganu

mnohonožky, které obsahovaly nejvyšší hladiny tohoto kovu ze sledovaných živočichů. Dva druhy přesáhly úroveň 3000 mg·kg-1 (Tachypodoiulus niger – 3929,8 mg·kg-1; Leptoiulus trilobatus - 3433,4 mg·kg-1), další dva druhy obsahovaly více než 2000 mg·kg-1. Mnohonožky, vyskytující se na zkusné ploše, nadbytkem Mn nijak netrpí, kritická úroveň manganu je tedy alespoň pro tyto živočichy několikanásobně vyšší, než uvádí literatura. Konkrétní hodnoty koncentrace Mn v mnohonožkách nebyly v literatuře nalezeny. Pokud budou takto vysoké úrovně manganu zjištěny v mnohonožkách i v budoucnu, mohla by se tato živočišná třída stát vhodným bioindikátorem výskytu Mn. Rozdíly v obsahu manganu mezi stonožkami a mnohonožkami mohou být důsledkem různého potravního zaměření. Často využívaným bioindikátorem znečištění prostředí jsou žížaly. Obsah kovů již byl měřen v jejich nejen tkáních, ale i ve výkalech či spermiích. Z výsledků tohoto měření vyplývá, že žížaly obsahují poměrně malá množství Mn (max. 311 mg·kg-1), i to je však při srovnání s jinými autory vysoká hodnota. Podle výsledků Rebanové (1995) obsahovaly žížaly nejvýše 168,5 mg·kg-1 manganu; Reinecke, Reinecke (1996) naměřili 111,3 mg·kg-1; Rathkens, von der Trenck (2006) uvádí 140 mg·kg-1. Tvorba kokonů je u žížal omezena od 1111 mg·kg-1 Mn v půdě (Kuperman et al. 2004), sperma žížal bylo poškozeno již od 9,3 mg·kg-1 manganu v jejich tělech (Reinecke 1997). Ve střevlících bylo naměřeno do 250 mg·kg-1 manganu (vyjma druhu Carabus intricatus, který akumuloval až 1135,6 mg·kg-1 Mn). Analyzované druhy obsahovaly podobné úrovně Mn, nejméně manganu bylo zjištěno u střevlíčka Poecilus cupreus (99,2 mg·kg-1). Na stejné lokalitě studoval střevlíky i Purchart (2006), který zde naměřil nejvíce Mn u C. nemoralis (702,7 mg·kg-1) a nejméně u C. sylvestris (10,9 mg·kg-1). Pro jiné části ČR uvádí tentýž autor koncentrace až 2323,8 mg·kg-1 Mn (C. auronitens, Klášterec), nejméně manganu nalezl ve střevlících na Sněžníku (C. sylvestris – 3,8 mg·kg-1). Podle Purcharta nejvíce Mn hromadí druhy Carabus nemoralis, C. auronitens a C. hortensis, nejméně potom druhy C. coriaceus a C. sylvestris. Někteří střevlíci jsou

71

schopni dobře snášet znečištěné prostředí a mohou stanoviště s vyšším obsahem Mn sami vyhledávat, což vysvětluje velký výskyt těchto brouků v kontaminovaných lokalitách Krušných hor. Poslední sledovanou skupinou živočichů byli suchozemští stejnonožci. Přestože druh Tracheoniscus ratzeburgi obsahoval téměř 1500 mg·kg-1 Mn, zbývající druhy akumulovaly mangan podstatně hůře. Přesto byla v těchto stejnonožcích zjištěna vyšší úroveň manganu než např. u střevlíků. Literární údaje ke konfrontaci chybí. Rozdíly v hladině manganu mezi různými taxony bezobratlých mohou být způsobeny např. různými druhy výživy (býložravci, dravci či rozkladači), umístěním živočichů v ekologických nikách (půdní nebo epigeičtí) či způsoby manipulace s těžkými kovy. U živočichů nebyly pozorovány případné výskyty toxikóz, např. problémy s rozmnožováním, nelze je však vyloučit.

72

6. Závěr Práce byla zaměřena na analýzu obsahu manganu ve floře a fauně na stanovišti s extrémně vysokým obsahem Mn v půdě v Krušných horách. Hladina manganu je ve zvolené lokalitě několikanásobně vyšší, než je uváděno v literatuře. Také koncentrace Mn ve vybraných složkách ekosystému vysoce přesahují limity toxicity, stanovené jinými autory. I přes výše uvedená fakta nevykazuje rostlinná ani živočišná složka příznaky poškození. 1. Jednotlivé druhy rostlin i živočichů akumulují odlišné množství manganu. Rostliny ukládají Mn s různou intenzivitou do jednotlivých orgánů. Obsah Mn v bezobratlých se liší i u blízce příbuzných druhů. 2. Obsah Mn v rostlinách překračuje hranici toxicity, uváděnou v literatuře. I při shodných přírodních podmínkách bylo zaznamenáno velké rozpětí akumulace manganu ve floře i fauně. Naměřené úrovně Mn u rostlin dosahují hodnot 61,9 (zralé plody rulíku zlomocného) – 10548,1 mg·kg-1 (list ostružiníku maliníku). Vysoký obsah manganu (nad 6000 mg·kg-1) byl stanoven u náprstníku červeného (Digitalis purpurea L.), ostružiníku maliníku (Rubus idaeus L.), ostružiníku křovitého (Rubus fruticosus L.) a brusnice borůvky (Vaccinium myrtillus L.). U bezobratlých byly zjištěny koncentrace Mn 93,6 (stonožka Lithobius nodulipes Latzel) – 3929,8 mg·kg-1 (mnohonožka Tachypodoiulus niger Leach). Mezi živočichy s vysokou hladinou manganu (nad 1000 mg·kg-1) patří: mnohnožky (Tachypodoiulus niger Leach, Leptoiulus trilobatus Verhoeff, Brachyiulus bagnalli Brolemann, Polydesmus complanatus L., Cylindroiulus nitidus Verhoeff), střevlík (Carabus intricatus L.) a suchozemští stejnonožci (Tracheoniscus ratzeburgi Brandt). 3. Z vyhodnocení sezónní dynamiky Mn v rostlinách vyplývá, že většina rostlin mangan během vegetační sezony akumuluje. Kontinuální nárůst byl zjištěn u ostružiníku maliníku (Rubus idaeus L.), brusnice borůvky (Vaccinium myrtillus L.) a kapradě samce (Dryopteris filix-mas L.). Vyrovnanou hladinu Mn měla lipnice obecná (Poa trivialis L.), metlička křivolaká (Avenella flexuosa L.), třtina křovištní (Calamagrostis epigejos Roth.) a starček lepkavý (Senecio viscosus L.). Kolísajícím obsahem Mn je typický ostružiník křovitý (Rubus fruticosus L.), šťovík kyselý (Rumex acetosa L.), bez černý (Sambucus nigra L.) nebo třezalka tečkovaná (Hypericum

73

perforatum L.). Pokles úrovně manganu byl zaznamenán u kopřivy dvoudomé (Urtica dioica L.) a konopice pýřité (Galeopsis pubescens Bess.). Sezónní dynamika Mn v bezobratlých nebyla stanovena z důvodu nepravidelnosti odběru vzorků a jejich nedostatku. 4. Na studované lokalitě rostliny bez problémů snášejí vysokou kontaminaci prostředí manganem, který se zde v půdách vyskytuje v důsledku antropogenní činnosti. Hladinu manganu, únosnou pro rostliny, by u některých druhů bylo možné zvýšit např. na 10000 mg·kg-1.

74

7. Summary Bachelor thesis is focused on measuring the manganese level in selected plant species and invertebrates in the forest ecosystem of highly contaminated area in the Krušné hory mountains. The level of manganese at the trial site was much higher than in literature. Concentrations of manganese in the environment parts also exceed limits of other authors. Despite the high concentration of manganese in the environment, none of the plants showed symptoms of toxicosis (the response of animals requires long term observation). Both plants and invertebrates accumulates different levels of manganese. The content of manganese in plants differs among particular organs. There was different content of manganese in related species of invertebrates. The range of manganese accumulation was wide despite the similar environment conditions. The lowest content of manganese was measured in belladonna (Atropa bella-donna L.) fruits (61,9 mg·kg-1), the highest content was encountered in raspberry (Rubus idaeus L.) leaves (10548,1 mg·kg-1). Concentration of manganese was high (above 6000 mg·kg-1) in foxglove (Digitalis purpurea L.), blackberry (Rubus fruticosus L.) and blueberry (Vaccinium myrtillus L.). Manganese amount in invertebrates was between 93,6 (centipede Lithobius nodulipes Latzel) – 3929,8 mg·kg-1 (millepede Tachypodoiulus niger Leach). High manganese level (above 1000 mg·kg-1) was determined in millepedes, ground beetles and terrestrial isopods. Plants usually accumulate manganese during vegetation season. Some plants accumullate manganese continually: raspberry (Rubus idaeus L.), blueberry (Vaccinium myrtillus L.), some of them contains balanced levels of manganese: bluegrass (Poa trivialis L.) and ragwort (Senecio viscosus L.). Moreover, fluctuating (elder, Sambucus nigra L.) and decreasing (nettle, Urtica dioica L.) manganese concentration was detected. Plants at the trial site tolerate high manganese contamination of environment. Limit of manganese toxicity for plants could be increased e. g. to 10000 mg·kg-1.

75

8. Seznam použité literatury ANDREWS, S., JOHNSON, M., COOKE, J. 1989: Distribution of trace element pollutants in a contamined grassland ecosystem estabilished on metalliferous fluorspar tailings. Zinc Environ. Pollut., 59: 241–252 ASKEW, H. O., CHITTENDEN, E. T., MONK, R. J. 1951a: „Die−back“ in raspberries − a boron deficiency ailment. J. Hortic. Sci., 26: 268−284 ASKEW, H. O., CHITTENDEN, E. T., MONK, R. J. 1951b: Boron, copper, manganese and zinc in the nutrition of the Red Antwerp raspberry. N. Z. J. Sci. Technol., 33: 13−26 AUSTIN, M. E., GAINES, T. P., MOSS, R. E. 1986: Influence of soil pH on soil nutrients, leaf elements, and yield of young rabbiteye blueberries. Hort. Science, 21: 443–445 BAKER, A. M. 1987: Metal tolerance. New Phytol., 106: 93–111 BALLINGER, W. E., GOLDSTON, E. F. 1967: Nutritional survay of „Wolcot“ and „Murphy“ blueberries (Vaccinium corymbosum) in eastern North Carolina. N. C. Agr. Expt. Sta. Tech. Bui., 178: 28 BAMGBOSE, O., ODUKOYA, O. O., AROWOLO, T. O. A. 2000: Earthworms bioindicators of metal pollution in dumpsites of Abekuta city, Nigeria. Rev. Boil. Trop., 48: 1–13 BANDZAITIENE, Z. 2000: The change of N, K, P, Na, Ca, Mn and ashes amount in Vaccinium vitis-idaea L., V. myrtillus L., V. uliginosum L.and V. palustris L. berries with their rifenning. Scientific work, Lithuanian University of Agriculture, 19: 256–263 BARGAGLI, R. 1998: Trace Elements in Terrestrial Plants. Springer Verlag and Landes Company. Berlin, 324 s. BEEBY, A. 1991: Toxic metal uptake and essential metal regulation in terrestrial invertebrates. Lewis Publishers, Chelsea, s. 65–89 BENGTSSON, G., GUNNARSSON, T., RUNDGREN, S. 1986: Effects of metal pollution on the earthworm Dendrobaena rubida in acidified soils. Water, Air and Soil Pollut., 28: 361–383 BEYER, V. H. 1980: Metals and terrestrial earthworms (Annelids: Oligochaeta). Vol. 1., Proc., Beech Leaf Press Kalamazoo, MI, s. 137–150 BIYUTSKII, N. P., KAIDUN, P. I. 2008: The influence of earthworms on the mobility of microelements in soil and their aviability for plants. Eurasian Soil Science, 41: 1306– 1313

76

BOLLINGER, M., GRAU, J., ERBEN, M., HEUBL, G. R. 1985: Strauchgehölze, Mosaik Verlag GmbH. München, 287 s. BRAUN, M. SIMON, E., FABIAN, I., TOTHMERESZ, B. 2009: The effects of ethylene glycol on the body mass and elemental composition of insects collected with pitfall traps. Chemosphere, 77: 1447–1452 BRUN, L. A., MAILET, J., RICHARTE, J., HERMANN, P., REMY, J. C. 1998: Realtionships between extractable copper, soil properties and copper uptake by wild plants in vineyard soils. Environ. Pollut., 102: 151−161 CAIRES, E. F., PEREIISA FILHO, P. R. S., ZARDG FILHO, R., FELSHAUS, C. 2008: Soil acidity and aluminium toxicity as affected by surface iming and cover oat residues under a no-till system. Soil Use Manage., 24: 302−309 CARLSON, C. L., ADRIANO, D. C. 1991: Growth and elemental content of two tree species growing on abandoned coal fly ash basins. J. Environ. Qua., 20: 581−587 CITKUTOVIC, M. A., FITZIPATRICK, L. C., VENABLES, B. J., GOVEN, A. J., 1993: Sperm count in earthworms (Lumbricus terrestris) as a biomarker for environmental toxicology: effects of cadmium and chlordane. Environ. Pollut., 81: 123– 125 CLARK, D. R. 1992: Organochlorines and heavy metals in 17-years cicadas pose no apparent dietary threat to birds. Environ. Monit. Asses., 20: 47–54 CLARK, R. B. 1982: Mineral nutritional factors reducing sorghum yields: Micronutrients and acidity. Symposium of Sorghum, Patancheru, India, ICRISAT, s. 179−190 COEURDASSIER, M., SCHEIFLER, R., DE VAUFLEURY 2007: Earthworms influence metal transfer from soil to snails. Appl. Soil. Ecol., 35: 302–310 COOKE, J., ANDREWS, S., JOHNSON, M. 1990: The accumulation of lead, zinc, cadmium and fluoride in the wood mouse (Apodemus sylvaticus). Water, Air, Soil Pollution, 51: 55–63 COOPER, R. E., THOMPSON, A. H. 1972: Solution Culture Investigations of the Influence of Manganese, Calcium, Boron and pH of Internal Bark. Soc. Horitc. Sci., 97: 138–141 CORTET, J., GOMOT-DE VAFLERY, A., POINSOT-BALAUGER, N., GOMOT, L., TEXIER, C., CLUZEAU, D. 1999: The use of invertebrates soil fauna in monitoring pollutant effects. Europian Journal of Soil Biology, 35: 115–134

77

CREGAN, P. D. 1980: Soil Acidity and Associated Problems − Guidelines For Farmers Recommendations. AG Bueltin, N. S. W. Department of Agriculture, 81: 99–102 DALLINGERA, R. 1992: Strategies on metal detoxication in terrestrial invertebrates. Lewis Publisher. Michigan, 225 s. DANĚK, G. 1982: Zoologie III. Státní pedagogické nakladatelství, Praha 288 s. DEPLEDGE, M. H. WEEKS, J. M., BIERRGAARD, P. 1994: Heavy metals. Blackwell Sci. Publ., London, s. 79–05 DEVKOTA, B., SCHMIDT, G. H. 1999: Effects of heavy metals during the embryonic development of Arcridid Grasshoppers (Insecta: Caelifera). Arch. Environ. Con. Tox., 36: 405–414 DEVLIEGHER, W., VERSTRAETE, W. 1997: The effect of Lumbricus terrestris on soil in relation to plant growth: Effects of nutrient-enrichment process (NEP) and gutassociated process (GAP). Soil Biol. Biochem., 29: 341–346 DROSSOPOULOS, B., KOUCHAJI, G.G., BOURANIS, D.L. 1996: Seasonal dynamics of mineral nutrients and carbohydrates by walnut tree leaves. Journal of Plant nutrition, 19: 493–516 DUGALIC, G., KATIC, S., VASIUJEVI, S., GAJIC, B., LAZAREVIC, B., BALOVIC, I. 2006: Effects of liming on changes in pseudogley agrochemical properties and alfalfa yield. Acta Biol. Yugoslav., Zemijwe Biljka, 55: 61−66 DZAMIC, R., SIEVAHOVIC, D. 2000: Agrichemia. Partenon, Belgrade, Serbia 2000 ENVIRONMENT CANADA 2007: Climate data online. http://www.climate, weatheroffice.ec.gc.ca ERNST, W. 1976: Physiological and biochemical aspects of metal tolerance. Cambridge Univ. Press, 1: 115 – 133 ESSELINK, H., VAN DER GERL, F. M., JAGER, L. P., POSHUMA-TRUMPJE, G. A., ZOUN, P. E. F., BAARS, A. J. 1995: Biomonitoring heavy metals using the barn owl (Tyto alba gutata), sources of variation especially relating to body condition. Arch. Environ. Contam. Toxicol., 28: 471–486 FIALA, P., REININGER, D., SAMEK, T, NĚMEC, P, SUŠIL, A. 2013: Průzkum výživy lesa na území České republiky 1996–2011. Ústřední kontrolní a zkušební ústav zemědělský, Brno. 148 s. FINKE, M. D. 2002: Complete Nutrient Composition of Commercially Raised Invertebrates Used as Food for Insectivores. Zoo Biology, 21: 269–285

78

FOY, C. D., WEUTI, H. W., JONES, J. E. 1981: Adaptation of cotton genotypes to acid, manganese toxic soil. Agrm i J., 73: 107−111 FRANK, J. H. 1967a: The insect predators of the pupal stage of the winter moth, Operopthera brumata. J. Anim. Ecol., 36: 375–389 FRANK, J. H. 1967b: The effect of pupal predators on a population of the winter moth, Operopthera brumata. J. Anim. Ecol., 36: 371–377 FREITAG, R. 1976: Carabid beetles and pollution. Washigton, D.C. s. 507–521 GAVIDIA, I., DEL CASTILLO AGUDO, L., PÉREZ-BERMUNDÉZ, P. 1996: Selection and long-term cultures of hight-yielding Digitalis obscura plants: RAPD markers for analysis of genetic stability. Plant sci., 121: 197−205 GIISEWEL, S. 2004: N:P ratios in terrestrial plants: Variation and functional significance. New Phytologist, 164: 243–266 GLOWACKA, E. MIGULA, P., NUORTEVA, S. L., TULISALO, E. 1997: Psyllids as a Potential Source of Heavy Metals for Predators. Arch. Environ. Contain. Tox., 32:376–382 GRAFF, O. 1971: Stickstoff, Phosphor und Kalium in der Regenwurrniosung auf der Wiesenversuchsflache des Sollingprojektes. Ann. Zool. Econ. Anim., 4: 503–512 GRAFF, O. 1984: Unsere Regenwürmer. Lexikon für Freunde der Bodenbiologie, Hannover, 112 s. GRASMANIS, V. D., LEEPER, G. W. 1966: Toxic manganese in near neutral soil. Plant & Soil, 25: 41–48 GREWALL, U. S., WILLIAMS, R. 2003: Liming and cultivars affect root growth, leaf to stem ratio, herbage yield, and elemental composition of alfalafa on an acid soil. J. Plant Nutr., 26: 1683−1696 GRINKEVICH, N.I., SOROKINA, A.A. 1983: The role of geophysical environmental factors in producing biologically active compounds of plants, in KOVALSKI, V.V., VOROTNIKAYA, I.E. (eds.): Biological Role of Microelements. Nauka, Moscow, 187–192 s. HARRIS, G. H. 1944: The effect of microelements on the red raspberry in coastal British Columbia. Proc. Am. Soc. Hortic. Sci., 45: 300−302 HAYNES, R. J., SWIFT, R. S. 1985: Effects of liming on the extraciability of Fe, Mn, Zn and Cu from a peat medium and the growth and micronutrient uptake of high bush blueberry plants. Plant Soil, 83: 213−223

79

HELIOVAARA, K. 1986: Occurence of Petrova resinella (Lepidoptera: Tortricidae) in a gradient of industrial air pollutants. Silva Fennica, 20: 83–90 HELMKE, P. A., ROBARIGE, W. P., KOROTEV, R. L., SCHOMBERG, P. J. 1979: Effects of soil-applied sewage sludge on concentrations of elements in earthworms. J. Environ. Qual., 8: 322–327 HELYAR, K. R. 1981: The symptoms and effects on plants of nutrient disorders in acid soils. Let us Spray − Weeds, Bugs and Deadly Potions, Riverina Outlook Conferences, Wagga Wagga 1973−1998 HERTEL, F. 1973: Bodeverbesserung und Dünung im Gartenbau. Albrecht Philler Verlag, München. 187 s. HLOHOWSKYJ, I., HAYSE, J., KUPERMAN, R., VAN LONKHUYZEN, R. 1999: Remedial investigation report for J-Field. Aberdeen Proving Ground, MD, 3:81 HOPKIN, S. P. 1989: Ecophysiology of metals in terrestrial invertebrates. Elsevier Applied Science. London, 366 s. HUGHES, M. K., LEPP, N. W., PHIPPS, D. A. 1980: Aerial heavy metal pollution and terrestrial ecosystems. Academic Press, London, s. 218–327 HUGHES, M., CHAPLIN, M. H., DIXON, A. R. 1979: Elemental composition of red raspberry leaves as a function of time of season and position on cane. Hort. Science, 14: 46−47 HUNTER, B., JOHNSON, M., THOMPSON, D. 1989: Ecotoxicology of copper and cadmium in a contaminated grassland ecosystem IV: Tissue distribution and age accumulation in small mammals. J. Appl. Ecol., 26: 89–99 HŮRKA, K. 1992: Střevlíkovití. Academia Praha, 196 s. HŮRKA, K., VESELÝ, P., FARKAČ, J. 1996: Využití střevlíkovitých (Coleoptera, Carabidae) k indikaci kvality prostředí. Klapalekiana, 32: 15–26 CHAPLIN, M. H., MARTIN, L. W. 1980: The effect of nitrogen and boron fertilizer applications of leaf levels, yield and fruit size of the red raspberry. Commun. Soil Sci. Plant Anal., 11: 547−556 IRELAND, M. P. 1983: Heavy metal uptake and tissue distribution. Chapman and Hall, London, s. 245–265 JAGER, L. P., RIINIERSE, F. V., ESSELINK, H., BAARS, A J. 1996: Biomonitoring with the buzzard Buteo buteo in the Neederlands: heavy metals and sources of variation. J. Ornihtol., 137: 295–318

80

JAVOREK, V. 1964: Kapesní atlas brouků. Státní pedagogické nakladatelství, Praha 255 s. JOHN, M. K., DAUBENY, H. A. 1972: Influence of genotype, date of sampling and age of plant on leaf chemical composition of red raspberry (Rubus idaeus L.). J. Am. Soc. Hortic. Sci., 97: 740−742 JONES, J. B. 1991: Plant tissue analysis in micronutrients. 2nd Edition of Soil Science Society of America, Madison, Wisconsin, 275 s. JONES, K. C. 1985: Gold, silver and other elements in aquatic bryophytes from a mineralized area of North Wales, UK. Geochem. Explor., 24: 237−246 JORGENSEN, S., WILLEMS, M. 1987: The fate of lead in soils, the transformation of lead pellets in shooting range. Ambio, 16:11–15 KABATA-PENDIAS, A., PENDIAS, H. 2001: Trace elements in Soil and Plants. 3rd edition Boca Raton, Florida, CRC Press, 413 s. KAMILOVA, E., TSAREV, B. 2008: Mortality of silkworms due to air pollution: environmental indicators induced by ecological stress. Environ. Toxic., 2: 241–253 KORCAK, R. F. 1986: Soil material and fertilizer effects on trickle irrigated blueberries: I. Growth and initial fruiting. J. Amer. Soc. Hort. Sci., 111: 816–821 KORCAK, R. F. 1988: Response of blueberry species to excessive manganese. J. Amer. Soc. Hort. Sci., 113: 189–193 KORCAK, R. F., GALLETTA, G. J., DRAPER, A. 1982: Response of blueberry seedlings to a range of soil types. J. Amer. Soc. Hort. Sci., 107: 1153–1160 KORIČEVA, J., HAKIOJA, E. 1995: Variations in chemical composition of birch foliage under air pollution stress and their consequences for Eriocrania miners. Environmental Pollution, 88: 41–50 KOUTNÍK, V. 1996: Chemie (systematika prvků). MZLU, Brno 117 s. KOWALENKO, C. G. 1981a: Response of raspberries to soil nitrogen and boron applications. Commun. Soil Sci. Plant Anal., 12: 1151−1162 KOWALENKO, C. G. 1981b: The effect of nitrogen and boron soil applications on raspberry leaf N, B and Mn concentrations and on selected soil analyses. Commun. Soil Sci. Plant Anal., 12: 1163−1179 KOWALENKO, C. G. 1994a: Growing season dry matter and macroelement accumulations in Willamette red raspberry and related soil-extractable macroelement measurements. Can. J. Plant Sci., 74: 556−571

81

KOWALENKO, C. G. 1994b: Growing season changes in the concetration and distribution of macroelements in Willamette red raspberry plant parts. Can. J. Plant Sci., 74: 833−839 KOWALENKO, C. G. 2004: Accumulation and distribution of micronutrients in Willamette red raspberry plants. J. Plant Sci., 85: 179−191 KOWALENKO, C. G., NEILSEN, G. H. 1992: Assessment of the need for micronutrient applications for agriculture crop production in British Columbia. Agric. Canada Res. Branch Tech. Bull., 1992−5E, 84 s. KRPINA, I., BOGUNOVIC, M. 1989: Trovanje malina manganom na pseudogleju. Fakultet poljoprivrednih znalosti − Zagreb OOUR. Zavod za vocarstvo Nada Fezdire Sumarski Institut − Jastrebarsko, 518−524 s. KŘÍŽENECKÁ S., KURÁŇ P., REJNEK J.: Vybrané úlohy z instrumentální analýzy I. Univerzita J. E. Purkyně v Ústí nad Labem, 39 s. KUČERA, V., DOHNAL, L., FORST, P., JANOTA, D. 1984: Lesnická zoologie. SZN, Praha 224 s. KULA, H., LARINK, O. 1997: Development and standardization of test methods for the prediction of subletal effects of chemicals on earthworms. Soil. Biol. Biochem., 29: 635–639 KUPERMAN, R. G., CHECKAI, R. T., SIMINI, M., PHILIPS, C. T. 2004: Manganese toxicity in soil for Eisenia fetida, Enchytraeus crypticus (Oligochaeta) and Folsomia candida (Collembola). Ecotoxicol. Environ. Safe, 57: 48–53 KWAPULINSKI, J., BRODZIAK, B., KOWOL, J. 2004: Cationic equilibrium of selected elements in Digitalis purpurea. Department of Toxicology, Medical University of Silesia jagiellonska, Sosnowiec, Poland, 4: 41–200 LAGISZ, P., KRAMARZ, P., LASKOWSKI, R., TOBOR, M. 2002: Population parametres of the beetle Pterostichus oblongopunctatus from metal contamined and reference areas. B. Environ. Contam. Tox., 69: 243–249 LASKOWSKI, R. 1991: Are the top carnivores endangered by heavy metal biomagnification? Oikos, 63: 387–390 LAUTERER, P. 1982: New data on the occurence, bionomics and taxonomy of some Czechoslovakien Psylloidea (Homoptera). Acta Mus. Moraviae Sci. Nat., 67: 133–162 LEHMANN, C., REBELE, F. 2004: Evaluation of heavy metal tolerance in Calamagrostis epigejos and Elymus repens revealed copper tolerance in a copper

82

smelter population of C. epigejos. Environ. Exp. Bot., 51: 199−213 LESSMAN, D., DENEKE, R., ENDER, R., HEMM, M., KAPFER, M., KRUMBECK, H., WOLMANN, K., NIXDORF, B. 1999: Lake Plessa 107 − an extremely acidic shallow mining lake. Hydrobiologia, 408/409: 293−299 LETCHAMO, W. 1986: Effect of trace elements manganese and molybdenum on the leaf yield and content of cardiac glykosides in foxglove, Digitalis grandiflora Mill. Acta Horticulture, 188: 215–221 LHP 2000A: Lesní hospodářský plán Lesy města Litvínov 2000–2009. Textová část. Ekoles – Projekt s.r.o., Jablonec nad Nisou, 246 s LIN, Z. 1996: Secondary mineral phases of metallic lead in soils of shooting ranges from Orebro Country, Sweden. Environmental Ecology, 27: 370–375 LINQUIST, L., BLOCK, M. 1997: Influence of life history and sex on metal accumulation in two beetle species (Insecta: Coleoptera). B. Environ. Contam. Tox., 58: 518–522 LINQUIST, L., BLOCK, M. 1998: Sex specific interaction between Cd a Zn in three beetle species (Insecta: Coleoptera). B. Environ. Contam. Tox., 61: 51–56 LIPPERT, W., PODLECH, D. 1993: Blumen. Gräfe und Unser GmbH, München. 253 s. LITTLE, P. 1973: A study of heavy metal contamination of leaf surfaces. Environmental Pollution, 5: 159–172 LJONES, B. 1963: Leaf composition in apple, raspberry and black currant as related to nutrient elements in the soil. Meldinger fra Norges, Landbrukshogskole, 42: 1−90 LOCKHART, C. L., LANGILLE, W. M. 1962: The mineral content of the lowbush blueberries. Can. Plant. Diss. Surv., 3: 124–128 LONERAGAN, J. F. 1975: The aviability and absorbtion of trace elements in soil-plant systems and their relation to movement and concentrations in plants. New York: Academic Press, 1975, s. 109−134 MA, L. Q., HARRIS, W., SARTAIN, J. 2000: Environmental Impacts of Lead Pellets at Shooting Ranges and Arsenical Herbicids on Golf Courses in Florida. Florida Center for Solid nad Hazardous Waste Management, 7: 13–25 MA, W. C. 1983: Regenwürmen als bioindicators van bodemverontreiniging. Bodembescherming Staatsuitgeverij, The Hague. The Netherlands, 429 s. MALERI, R. REINECKE, S. A., MESJASZ-PRZYBYLOWICZ, J., REINECKE, A. J. 2007: Growth and Reproduction of Earthworms in Ultramafic Soils. Arch. Environ.

83

Contam. Toxicol., 52: 363–370 MARINO, F., LIGERO, A., DIAZ-COSIN, D. J. 1995: Metales pesados en varias especies de lombrices de tierra de suelos desarrollados sobre serpentinitas. Nova Acta Cient. Compostel. Biol., 5: 245–250 MARSCHNER, H. 1991: Mechanisms of adaptations of plants to acid soils. Plant Soil, 134: 1−20 MARTIN, A. J. 2000: Influence of cadmium pollution on social homeostasis of red wood ants and using ants in environment bioindication. Disertat. Sci. Nat. Univ. Agric. Estonicae, 6: 1–123 MARYANSKI, M., KRAMARZ, P., LASKOWSKI, R., NIKLINSKA, M. 2002: Decreased energetic reserves, morphological changes and accumulation of metals in carabid beetles (Poecilus cupreus) exposed to zinc or cadmium-contaminated food. Ecotoxicology, 11: 127–139 MERTENS, J., LUVSSAERT, S., VERBEEREN, P., VERVAEKE, N. 2001: Cd and Zn concentrations in small mammals and willow leaves on disposal facilities for dredged material. Eviron. Pollut., 115: 17–22 MIGLIORINI, M., PIGINO, G., BIANCHI, N., BERNINI, F., LENZIO, C. 2004: The effects of heavy metal contamination on the soil arthropod community of a shooting range. Environmental pollution, 129: 331–334 MIGULA, P., BINKOWSKA, K., KAFEL, A., KEDZIORSKI, A., NAKONIECZNY, M. 1989: Heavy metal content and adenylate energy charge in insect from industrualized

region

as

indeices

of

environmetal

stress.

Bioindicatores

Deteriorisationis Regions, České Budějovice, s. 340–349 MIGULA, P., JETHON, Z. 1990: The resistance of aphids and moths to air pollution. Arch. Orch. Srodow, 3–4: 141–156 MICHOPOUUQS, P., ECONOMOU, A., NIKOLIS, N. 2004: Soil extractable manganese and uptake in a natural fir stand grown on calcareous soils. Ctmmtiui. Soil Sci. Plan., 5: 233 MIKULA, A. 1978: Plody planých a parkových rostlin. SPN, Praha. 308 s. MILBAUER, J. 1957: Chemické prvky. Práce, Praha 231 s. MILLER, P. M. 1987: Physiological responses of Vaccinium vittis-idaea to high tissue concentrations of manganese. Can. J. Bot., 65: 1643–1646 MITROVIC, M., PAVLOVIC, P., LAKUSIC, D., DJURDJEVIC, L., STEVANOVIC,

84

B., KOSTIC, O., GAJIC, G. 2008: The potential of Festuca rubra and Calamagrostis epigejos for the revegetation of fly ash depostis. Science of the total environment, 407: 318−347 MONK, R. J. 1955: Boron deficiency symptoms in raspberries. N. J. Z. Sci. Technol., 1955: 610−613 MORENO-JIMÉNEZ, E., PENALOSA, J. M., MANZANO, R., CARPENA-RUIZ, R. O., GAMARRA, R., ESTEBAN, E. 2009: Heavy metals distribution in soils surrounding an abandoned mine in NW Madrid (Spain) and their transference to wild flora. Journal of Hazardous Materials, 162: 854–864 MORGAN, J. E., MORGAN, A. J. 1988: Cadmium, lead interactions involving earthworms under field and laboratory conditions. Environ. Pollut., 54: 123–138 MORIARTY, F. 1983: Ecotoxicology, the study of pollutants in ecosystems. Academic Press, London. 337 s. MUNKHERJEE, A. B. 1994: Fluxed of lead, cadmium and mercury in the Finnish environmnet and the use of biomonitors in checking trace metals. Environmentallica Fennica, 18: 1–37 NAHMANI, J., ROSSI, J. P. 2003: Soil macroinvertebrates as indicators of pollution by heavy metals. CR Biol., 326: 295–303 NAKAMURA, K., TAIRA, J., HIGA, Y. 2005: Interral elements of the millipede, Chamberlinius hualiensis (Polydesmia). Appl. Entomol. Zool., 40: 283–288 NEBAUER, S. G., DEL CASTILLO AGUDO, L., SEGURA, J. 1999: Cardenolide variation within and among natural populations of Digitalis obscura. J. Plant Physiol., 154: 426−430 NEUHAUSER, E. F., MEYER, J. A., MALECKI, M. R., THOMAS, J. R. 1984: Dietary cobalt supplememts and the growth and reproduction of Eisenia fetida. Soil. Biol. Biochem., 16: 521–523 NIKETIC-ALEKSIC, G., BUKVIC, B., VARES, M., JAKOVLJEVIC, M. 1976: Sadrzaj nekih makro i mikroelemenata u sukovima voca i povrca. Hrana i ishrana, 17: 5–6 NUMMELIN, M., LODENIUS, M., TULISALO, E., HIRVONEN, H., ALANKO, T. 2007: Predatory insects as bioindicators of heavy metal pollution. Environ. Pollut., 145: 339–347 NUNES, A. C., MATHIAS, M. L., CRESPO, A. M. 2001: Morphological and

85

haematological parametres in the Algerian mouse (Mus spretus) inhabiting an area contamined with heavy metals. Eviron. Pollut., 113: 87–93 NUORTEVA, P., LI, T., TULISALO, E., HONG, P. 1999: Metal pollution in relation to mass outbreaks of Dendrolimus punctatus on Pinus massoniana in China. J. Environ. Sci., 11: 498–503 ONYARI, J., MUOHI, A. W., OMNDI, G., MAVUTI. K. M. 2003: Heavy metals in sediments from Makupa and Port-Reitz Creek systems. Kenyan Coast. Environ. Int., 28: 639–647 PAULSON, G. S., AKRE, R. D. 1991: Role of predaceous ants in pear psylla (Homoptera: Psyllidae) management. Estimating colony size and foraging range of Formica neoclara (Hymenoptera: Formicidae) through a mark-recepture technique. J. Econ. Entomol., 84: 1437–1440 PAVLOVIC, P., MITROVIC, M., DJURDJEVIC, L. 2004: An ecophysiological study of plants growing on the fly ash depostits from the „Nikola Tesla A“ thermal power station in Serbia. Environ. Manage, 33: 654−663 PEARCE, J. L., VENIER, L. A. 2006: The use of ground beetles (Coleoptera: Carabidae) and spiders (Araneae) as bioindicators of sustainable forest management. Ecol. Indie., 6: 780–793 PELÍŠEK, J. 1964: Lesnické půdoznalství. SZN, Praha. 568 s. PENNINGSFELD, F., FORCHTHAMMER, L. 1965: Hanbuch der Pflanzenernährung und Dünung. Springer-Verlag, Wien-New York, 1965. PODLECH, D. 1987: Heilpflanzen. GU Natuführer, München. 253 s. POPE, M. 1983: Genotypic differences in the mineral metabolism of plants adapted to extreme habits. Plant & Soil, 72: 261–273 PREDIC, T. 1995: Utieaj tlodatog kreenjaka na stanje lakopokretljivog Ma u pseudogleju i biijnog materijala. MSc thesis, Faculty of Agriculture, University of Belgrade. PŘIKRYLOVÁ, H. 2012: Sezónní dynamika manganu v lesním ekosystému. Bakalářská práce, LDF Mendelu Brno. PURCHART, L. 2006: Možnosti využití střevlíkovitých (Coleoptera: Carabidae) k monitorování stupně narušení přírodního prostředí. Disertační práce, LDF Mendelu Brno. RABITSH, W. B. 1995: Metal acumulation in arthropods near lead/zinc smelter

86

Arnoldstein, Austria. I. Environ. Pollution, 90: 221–237 RAPP, M., SANTA REGINA, I., RICO, M., GALLEGO, H. A. 1999: Biomass, nutrient content, litterfall and nutrient return to the soil in Mediterranean oak forest. Forest Ecol. Manage., 119: 39−49 RATHKENS, K., VON DER TRENCK, K. T. 2006: Schwermetalle in Regenwürmen Baden-Württembergs,

Teil

1:

Metallgehalte

in

Regenwürmen

von

Wald-

Daurbeobachtungsflachen. Umweltchem. Okotox., 18: 164–174 REBANOVÁ, V., TŮMA, V., VOLÁKOVÁ, L., ONDOKOVÁ, K. 1995: Těžké kovy u žížal čeledi Lumbricidae z kontaminované půdy horního toku Lužnice. Rada Zootechnická, 1: 51–63 REBELE, F., LEHMANN, C. 2001: Biological flora of Central Europe: Calamagrostis epigejos (L.). Flora: Roth, 196: 325−344 REGAL, V., ŠINDELÁŘOVÁ, J. 1970: Atlas nejdůležitějších trav. SZN, Praha, 268 s. REIMANN, C., KOLLER, F., KASHULINA, G., NISKAVAARA, H., ENGLMAIER, P. 2001: Influence of extreme pollution on the inorganic chemical composition of some plants. Environmental Pollution, 115: 239–252 REINECKE, A. J., REINECKE, S. A. 1996: The influence of heavy metals on the growth and reproduction of the compost worm Eisenia fetida (Oligochaeta). Pedobiologia, 40: 439–448 REINECKE, S. A., REINECKE, A. J. 1997: The influence of lead and manganese on spermatozoa of Eisenia fetida (Oligocheata). Soil. Biol. Biochem., 29: 737–742 ROBINSON, G. R., SIBRELL, R. L., BOUGHTON, C. J., YANG, L. H. 2007: Influence of soil chemistry on metal and bioessential element concetration in nymphal and adult periodical cicads. Science of the Total Environment, 374: 367–378 ROCA-PÉREZ, L., BOLUDA, R., PÉREZ-BERMÚDEZ, P. 2004: Soil-plant relationships, micronutrient contents, and cardenolide production in natural populations of Digitalis obscura. Journal of Plant Nutrition and Soil Science, 167: 79−84 ROCA-PÉREZ, L., BOLUDA, R., PÉREZ-BERMÚDEZ, P. 2006: Seasonal variation in nutrient status of foxglove leaves. Journal of Plant Nutrition, 29: 1077–1084 ROCA-PÉREZ, L., KOTA-PIREL, L., BOLUDA, R., PÉREZ-BERMÚDEZ, P. 2002: Soil charakteristics, mineral nutrients, biomass, and cardenolide production in Digitalis obscura wild populations. Journal of Plant Nutrition, 25 (9): 2015–2026 ROCA-PÉREZ, L., PÉREZ-BERMÚDEZ, P., BOLUDA, R. 2006: Relationships

87

among soil mineral elements, chemical soil properties and mineral element uptake by wild Digitalis obscura plants in forest soils. Agrochiniica, 1–2: 25–31 ROCA-PÉREZ, L., PÉREZ-BERMÚDEZ, P., GAVIDIA, I., BOLUDA, R. 2005: Relationships among soil characteristics, plant macronutrients and cardenolide accumulation in natural populations of Digitalis obscura. Journal of Plant Nutrition, 168: 774–780 ROONEY, C. P., MCLAREN, R. G., CRESWELL, R. J. 1999: Distribution and phytoaviability of lead in a soil contamined with lead shot. Water, Air and Soil Pollution, 116: 535–548 RORISON, I. H., ROBINSON, D. R. 1984: Clacium as an environmental variable. Plant Cell. Env., 7: 381–390 RUSINEK, E., SEMBRATOWICZ, I., OGNIK, K. 2008: Zawartosc wybranych metali w owocach lesnych zaleznosci od miejsca pozyskania. Roczn. PZH, 2: 155–161 SAMECKA-CYMERMAN, A., KEMPERS, A. J. 2001: Concentrations of heavy metals and plant nutrient in water, sediments and aquatic macrophytes of anthropogenic lakes (former open cut brown coal mines) differing in stage of acidification. The Science of Total Environment, 281: 87−89 SANDERSON, K., FILLMORE, CH. J. S. 2008: Leaf Nutrient Ranges for Wild Blueberries in Prince Edward Island. International Journal of Fruit Science, 8: 1–2 SHEPPARD, S. C., EVENDEN, W. G. 1990: Characteristics of plant concentration ratios assessed on a 64-site field survey of 23 elements. J. Environ. Radioact., 11: 15– 36 SCHEU, S. 2003: Effects of eartworms on plant growth: Patterns and perspectives. Pedobiologia, 47: 1–15 SIKIRIČ, B. A., MRVIC, V., STEVANOVIC, D., MASKIMOVIC, S., STAJKOVIC, O., BOGDANOVIC, D. 2009: The Effects of Calcification, Urea and AI Salts on Fe, Mn and Al Contents in the Soil and Raspberry leaves. Agrochiinica, 53: 250−261 SORVARI, J. H. 2002: Shooting ranges as a risc to human health and environment. Annual Meeting Challenges in Environmental Risc Assesment and Modeling Research, 4: 12–16 SOUKUP, J., MATOUŠ, J. BOWE, R., KAUFMANN, H.G., NACHLINGER, Z. 1979: Výživa

rostlin,

substráty,

voda

v okrasném

nakladatelství, Praha 1979, 288 s.

88

zahradnictví.

Státní

zemědělské

SOWA, I., BLICHARSKA, E., KOCJAN, R. 2003: Determination of Fe3+, Cu2+, Zn2+ and Mn2+ ions content in some iits in some medical plants. Heria Tioulea, 49: 189−193 SPIERS, J. M. 1984: Influence of lime and sulfur soil additions on growth, yield, and leaf nutrient content of rabbiteye blueberry. J. Amer. Soc. Hort. Sci., 109: 559–562 SPIERS, J. M. 1990: Influence of Aluminium and Manganese on Rabbiteye Blueberries. Hort Science, 25: 515–516 SPURGEON, D. J., HOPKIN, S. P., JONES, D. T. 1994: Effects of cadmium, copper, lead and zinc on growth, reproduction and survival of the earthworms Eisenia fetida. Environ. Pollut., 84: 123–130 STAFFORD, E. A., MC GRATH, S. P. 1986: The use of acid insoluble residue to correct for the presence of soil derived metals in the gut of earthworms used as bioindicators organisms. Environ. Sci. Tech., 20: 151–155 STANKOVIC, D. M., JOVANOVIC, M. S. 1987: Opste vocarstvo. IRO Gradevinska knjiga, Beograd. 3: 11 STANSLEY, W., ROSCOE, D. E. 1996: The uptake and effects of lead in small mammals and frog at a trap and skeet range. Archives of Environ. Contamination and Toxicology, 30: 200–226 SUTTON, C. D., HALLSWORTH, E. G. 1958: Studies on the nutrition of legumes: The toxicity of low pH and high manganese supply to luccas affected by climatic factors and calcium supply. Plant & Soil, 317 s. TESOVIC, Z., DULIC, I. 1989: Microelement levels in the fruits of red raspberry (Rubus idaeus L.) cultivars and selections. Acta Hortic., 262: 327−331 THIEC, D.L., DIXON, M., LOOSVELDT, P., GARREC, J.P. 1995: Seasonal and annual variations of phosphorus, calcium, potassium and manganese contents in different cross-sectoins of Picea abies (L.) Karst. needles and Quercus rubra L. leaves exposed to elevated CO2. Trees, 10: 55–62 TÓTH, A., BRAUN, M. H., TÓTH, Z., GOR, D., LAKATOS, G. 2008: Element composition of Rosa canina and Rubus fruticosus fruits at an abandoned metalliferous minesite in N-Hungary. Alps−Adria Scientific Workshop, Stara Lesna, Slovakia 2008, 1655−1958 s. TOWNSEND, L. R. 1969: Influence of form of nitrogen and pH on growth and nutrient levels in the leaves and roots of the lowbush blueberry. Can. J. Plant. Sci., 49: 333–338 TOWSEND, W. N., GILLHAM, E. W. F. 1975: Pulverized fuel ash a medium for plant

89

growth. The ecology of resource degradation and renewal. Oxford: Blackwell Scientific, 1975, s. 287−304 TREVETT, M. F. 1962: Nutrition and growth of the lowbush blueberry. Maine Agr. Expt. Sta. Bui., 605 s. TREVETT, M. F., CARPENTER, P. N., DURGIN, R. E. 1968: A discussion of the effects of mineral nutrient interactions of foliar diagnosis in low-bush blueberries. Maine Agr. Expt. Sta. Bui. 665 UZAIRU, A., UBA, S., OKUNOLA, O. J. 2009: Content of heavy metals in Lumbricus terrestris and associated soils in dump sites. Int. J. Environ. Res., 3: 353–358 VAN SAN, N., SPITZER. K. 1993: Isolated population of the winter moth, Operopthera brumata (Lepidoptera: Geometridae), their heavy metal content and parasitism. Eur. J. Entomol., 90: 311–321 VAN STRAALEN, N. M., BUTOVSKI, R. O., POKARZHEVSKII, A. D., ZAITSEV, A. S., VERHOEF, S. C. 2001: Metal concetration in soil and invertebrates in the vicinity of a metallurgical factory near Tula (Russia). Pedobiologia, 45: 451–466 VAN STRAALEN, N. M., DONKER, M. H. 1994: Heavy metal adaptation in terrestrial arthropods – physiological and genetic aspects. Proc. Exper. Appl. Entomol. N. E. V. Amsterodam, 5: 3–17 VAN STRAALEN, N. M., ERNST, W. H. O. 1991: Metal biomagnification may endanger species in critical pathways. Oikos, 62: 255–256 VAN STRAALEN, N. M., VAN WENSEM, J. 1986: Heavy metal content of forest litter athropods as related to body-size and trophic level. Environ. Pollution, 42: 209– 221 VEMMOS, S.N. 1999: Mineral composition of leaves and flower buds in fruiting and non-fruiting pistachio trees. Journal of Plant nutrition, 22: 891–899 VESELÝ, J. 1994: Effects of accidification on trace metal trasport in fresh waters. John Willey, London, s. 141–151 VIRGINIA COOPERATIVE EXTENTION 1997: Factors affecting fertilizer uptake. Virginia State University, 2007. VOGEL, W. R., NOPP, H., FÜHRER, E. 1988: Stoffwechsel, Entwicklung und Fortfplannung von Iskekten und Antagonisten unter Schwermettaleinfluss. Wien, s. 228–238 VON UEXKULL, H. R., MUTERT, E. 1995: Global extent, development and

90

economic impact of acid soils. Plant Soil, 171: 1−15 WEN, B., HU, X. Y., WEN LIU, B. 2004: The role of earthworms (Eisenia fetida) in influencing bioaviability of heavy metals in soils. Biol. Fertürsoils, 40: 181–187 WILKINSON, R., OHKI, K. 1988: Influence of manganese deficiency and toxicity on isoprenoid synthesses. Plant Physiol., 87: 841–846 WISLOCKA,

M.,

KRAWCZYK,

J.,

KLINK,

A.,

MORRISON,

L.

2006:

Bioaccumulation of heavy metals by selected plant species from uranium mining dumps in the Sudety Mts., Poland. Polish J. of Environ. Stud., 15: 811−818 ZHANG, S., LU, A., SHAN, X., WANO, Z., WANC, S. 2002: Microwave extraction of heavy metals from wet ihiosphere soils and its application to evaluation of bioavailability. Anal, ISinanuL Clwm., 74: 942 ZODL, B., WITTMANN, K. J. 2003: Effects of sampling, preparation and defection on metal concentrations in selected invertebrates at urban sites. Chemosphere, 52: 1095– 1110

91