MENDELOVA UNIVERZITA V BRNĚ LESNICKÁ A DŘEVAŘSKÁ FAKULTA Ústav geologie a pedologie
Vliv
probírkových
zásahů
ve
smrkové
tyčovině
ekologického
experimentálního pracoviště (EEP) Bílý Kříţ, Moravskoslezské Beskydy, na
aktivitu
kyselé
fosfomonoesterázy
v laboratorně
definovaných
podmínkách.
BAKALÁŘSKÁ PRÁCE
2010/2011
Josef Neplech
Prohlašuji, že jsem bakalářskou práci na téma : Vliv probírkových zásahů ve smrkové tyčovině ekologického experimentálního pracoviště (EEP) Bílý Kříž, Moravskoslezské Beskydy, na aktivitu kyselé fosfomonoesterázy v laboratorně definovaných podmínkách zpracoval sám a uvedl jsem všechny použité prameny. Souhlasím, aby moje bakalářská práce byla zveřejněna v souladu s § 47b 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 MZLU o archivaci elektronické podoby závěrečných prací. Autor kvalifikační práce se dále zavazuje, že před sepsáním licenční smlouvy o využití autorských práv
díla s jinou osobou
(subjektem)
si
vyžádá
písemné
stanovisko univerzity o tom, že předmětná licenční smlouva není v rozporu s oprávněnými
zájmy university, a zavazuje se
uhradit případný příspěvek na
úhradu nákladů spojených se vznikem díla dle řádné kalkulace.
V Brně, dne :............................. Podpis studenta
Poděkování
Dovoluji si tímto vyslovit poděkování a výraz úcty a pokory vedoucímu práce Doc. Ing. Klementu Rejškovi, CSc. za nasměrování, ochotu , interpretaci výsledků a čas, který mi věnoval. Dále bych chtěl ocenit osobní přístup a pomoc při odběrech a stanovení množství, kvalitu a složení vzorků Doc. RNDr. Pavlu Formánkovi, Ph.D., a nemalou měrou za pomoc a úsilí s pomocí při zpracovávání laboratorních analýz Bc. Petře Holčíkové. Rodina mi byla oporou, děkuji manželce a dětem, že se mnou byli trpěliví.
Zpracovatel bakalářské práce:
Neplech Josef
Název bakalářské práce : Vliv probírkových zásahů ve smrkové tyčovině ekologického experimentálního pracoviště (EEP) Bílý Kříž, Moravskoslezské Beskydy, na aktivitu kyselé fosfomonoesterázy v laboratorně definovaných podmínkách. Influence of thinning interventions spruce poles organic experimental work (EEP), White Cross, Moravian-Silesian Beskyd Mts., the activity of acid phosphomonoesterase in a laboratory-defined conditions. ABSTRAKT: Předloţená práce se zabývá měřitelným vlivem probírkového zásahu (FS) smrkového (Picea abies (L.) Karst.) porostu ve stádiu tyčoviny na aktivitu kyselé fosfomonoesterázy dvou organogenních (L a F+H) a povrchového organominerálního (Ahe) horizontu pěti odběrových míst EEP Bílý Kříţ, Moravskoslezské Beskydy. Provedené biochemické analýzy dokumentují vliv probírkového zásahu vůči kontrole (FD) na lesních půdách s probíhající podzolizací na sedimentech vněmagurského flyše. Tato bakalářská práce je součástí komplexních studií probíhajících na ekologickém experimentálním pracovišti Bílý Kříţ. Práce sestávala jak z terénních, tak laboratorních prací a poskytla zde sumarizované údaje v podobě tabulek a grafů. Byl potvrzen stimulační efekt probírkových zásahů studovaných smrkových tyčovin a to ja k pro všechny tři studované horizonty v jejich souhrnných hodnotách, tak pro amplitudy jednotlivých měření. KLÍČOVÁ SLOVA: lesní půda, smrkový porost, fosfor, Moravskoslezské Beskydy, probírky, kyselá fosfomonoesteráza ABSTRACT: The present work deals with measurable impact of thinnings strike (FS) in Norway spruce (Picea abies (L.) Karst.) pole timber stand on the activity of acid phosphomonoesterase. The study was carried out in two organic terestrial (L and F + H) and one organomineral surface (Ahe) horizons in the five sampling points within the EEP White Cross Research Station, Moravian-Silesian Beskid Mts.. Performed biochemical analysis have documented the impact of the forest managment practice chosen. The distincitive features of forest soils u nder the ongoing podzolization process on flysch sediments were taken as the background for the brief generalisation. The work consisted of both field and laboratory work, summarized data are present in tables and figures. In conclusion, the thinning interventions were evaluated as stimulatory effecting for the phosphomonoesterase activities in three horizons; the amplitude of individual measurements were discussed. The study makes a part of the comprehensive research. KEY WORDS: forest soil, Norway spruce stands, phosphorus, Moravian-Silesian Beskid Mts., thinning, acid phosphomonoestarase
Obsah : 1. ÚVOD ........................................................................................................................... 7 2. CÍL PRÁCE .................................................................................................................. 8 3. LITERÁRNÍ PŘEHLED .............................................................................................. 9 3.1. Fosfor ..................................................................................................................... 9 3.1.1. Fosfor jako prvek ............................................................................................. 9 3.1.2. Koloběh fosforu v ekosystému ....................................................................... 10 3.1.3. Fosfor v půdě ................................................................................................. 15 3.1.4. Fosfor a půdní mikroedafon a mezoedafon ................................................... 24 3.1.5. Příjem fosforu rostlinami .............................................................................. 26 3.1.6. Obsah fosforu v dřevinách............................................................................. 27 3.2. Enzymy ................................................................................................................ 29 3.2.1. Obecná charakteristika enzymů .................................................................... 29 3.2.2. Klasifikace enzymů ........................................................................................ 31 3.2.3. Enzymové reakce ........................................................................................... 34 3.2.4. Enzymy v půdě ............................................................................................... 37 3.3. Probírkové zásahy ve smrkových porostech ........................................................ 38 3.4. Rhizosféra a mykorhizní vztahy........................................................................... 40 4. MATERIÁL A METODY .......................................................................................... 43 4.1. Širší územní vztahy .............................................................................................. 43 4.1.1. Základní charakteristika oblasti .................................................................... 43 4.1.2. Geomofologické členění území ...................................................................... 44 4.1.3. Zastoupení dřevin v rámci oblasti ................................................................. 45 4.2. Popis a charakteristika stanoviště......................................................................... 45 4.3. Pedologická charakteristika (půdní typy)............................................................. 47 4.4. Odběr, uchování a zpracování půdních vzorků .................................................... 51 4.5. Stanovení aktivity kyselé fosfomonoesterázy ...................................................... 52 4.5.1. Princip metody............................................................................................... 52 4.5.2. Seznam použitých chemikálií a jejich příprava ............................................. 52 4.5.3. Použité přístroje a pomůcky .......................................................................... 53 4.5.4. Postup stanovení aktivity kyselé fosfomonoesterázy .................................... 54
4.5.5. Výpočet výsledků stanovení aktivity kyselé fosfomonoesterázy .................... 60 5. VÝSLEDKY MĚŘENÍ............................................................................................... 61 6. ZÁVĚR ....................................................................................................................... 72 7. SUMMARY ................................................................................................................ 73 8. LITERATURA (PRAMENY, ZDROJE) ................................................................... 75 8.1. Seznam pouţité literatury ..................................................................................... 75 8.2. Online zdroje ........................................................................................................ 78 8.3. Seznam obrázků .................................................................................................. 80 8.4. Seznam tabulek ................................................................................................... 83 8.5. Seznam příloh....................................................................................................... 84 9. PŘÍLOHY
Seznam použitých zkratek : EEP
– ekologické experimentální pracoviště
HS
– hospodářský soubor
LT
– lesní typ
P
– fosfor
pH
– půdní reakce
PLO
– přírodní lesní oblast
Plocha FD
– kontrolní část studované části území
Plocha FS
– probírková část studované části území
p-NP
– p-nitrofenol
p-NPP
– p-nitrofenylfosfát
S-B pufr
– jantarboraxový pufr
SLT
– soubor lesních typů
USBE AV ČR
– Ústav systémové biologie a ekologie Akademie věd ČR (od 1.3.2011 přejmenován na Centrum výzkumu globální změny AV ČR)
1. ÚVOD Klimatické podmínky, sloţení půdy a podloţí jsou zcela zásadním a ovlivňujícím kritériem růstu lesních dřevin. Z klimatických podmínek nejdůleţitějšími částmi jsou mnoţství, intenzita sráţek (ať uţ v pevné nebo kapalné formě), sluneční radiace je řídící sloţkou fotosyntézy společně se vstupem dalších důleţitých prvků. Fotosyntetická reakce umoţňuje v ideálních podmínkách, kdy jsou v půdě a ţivinách obsaţeny v dostatečném mnoţství makro i mikroelementy zdárný vývoj a růst rostlin. Lesní půda má specifické vlastnosti, jedná se spíše o „ţivý organismus“, spočívající v kooperaci všech svých součástí (organických i anorganických). Důleţitou vlastností půd z hlediska fyzikálně chemického je proces sorpce kapacity půdy a iontových výměnných reakcí mezi půdním roztokem a povrchem půdních koloidů (Klimo, 2000). Půdní mikroorganismy stejně jako rostliny a dřeviny potřebují kromě zásadního prvku uhlíku a dusíku i určité mnoţství fosforu, jestliţe tento prvek periodické soustavy prvků není volně přítomen, zajistí mikroorganismy jeho příjem a zpřístupnění z půdního prostředí za pomoci chemických vazeb : fosfatáz, kdy v průběhu fosfatických reakcí přijímají díky chemické aktivitě enzymů pro svůj metabolismus fosfor, rostliny zajišťují příjem fosforu kořenovými systémy. V rámci zjištění stavu a mnoţství fosforu na sledovaných lokalitách EEP Bílý Kříţ byly brány v úvahu výchovné těţební zásahy a mnoţství jedinců smrku ztepilého (Picea abies (L.)
Karst.). Důleţitá skutečnost tvorby humusu, kde je fosfor také
obsaţen, je v mnoţství opadu jehlic.
7
2. CÍL PRÁCE Cílem
předloţené
bakalářské
práce
je
stanovení
aktivity
kyselé
fosfomonoesterázy v rámci vlivu proředění mladých smrkových porostů na EEP Bílý Kříţ formou chemické analýzy (kyselé fosfomonoesterázy) v laboratorně definovaných podmínkách. Dílčí cíle : zjistit aktivitu kyselé fosfomonoesterázy v nadloţním humusu obou studovaných experimentálních ploch FS a FD (z
pohledu proředěného a neproředěného
porostu, zjistit poměr mezi aktivitou kyselé fosfomonoesterázy v nadloţním humusu a organominerálním horizontu studovaných ploch, stanovení plošné heterogenity kyselé fosfomonoesterázy v rámci studovaných stanovišť. Daný cíl vycházel z opakovaných laboratorních šetření vzorků pěti odběrových míst tří půdních horizontů, charakterizovatelných obecně vysokou biologickou aktivitou. Pro jeho dosaţení se z hlediska opakovatelnosti a objektivity měření kladl klíčový důraz jednak na okamţité laboratorní zpracování odebraných půdních vzorků a jednak na oddělené hodnocení vlastních sumárních hodnot a jejich amplitud.
8
3. LITERÁRNÍ PŘEHLED 3.1. Fosfor 3.1.1. Fosfor jako prvek Fosfor - chemická značka je P. V Mendělejevově tabulce ho řadíme do skupiny V, (lat. Phosphorus, zastarale česky kostík /název se neujal/) je nekovový chemický prvek, poměrně hojně se vyskytující v zemské kůře, který má zároveň důleţitou roli i ve stavbě ţivých organismů. V přírodě se setkáme pouze se sloučeninami fosforu (ojedinělý a pochybný nález minerálu fosforu je uváděn z meteoritu nalezeném v Townshipské salině v Kansasu v USA). V zemské kůře se fosfor vyskytuje poměrně hojně, je celkově 11. prvkem v pořadí výskytu a jeho koncentrace se průměrně odhaduje na 1 – 1,2 g.kg-1. V mořské vodě je jeho koncentrace velmi nízká, pouze 0,07 mg P. l- 1, ve vesmíru připadá na jeden atom fosforu pouze přibliţně 3000000 atomů vodíku (http://cs.wikipedia.org/wiki/Fosfor). Ovšem pokud bychom šetřili obsah základních minerálních ţivin nutných pro růst a vývoj rostlin (N, P, K, S apod.), jsou obsaţeny v desetinách procent aţ procentu, z čehoţ pouze menší část je ve formě přijatelné (Šarapatka, 1996). Nejdůleţitějším minerálem s obsahem fosforu je směsný fosforečnan vápenatý – apatit (obr. 1), jehoţ sloţení lze vyjádřit jako: Ca5(PO4)3X (X = OH, F, Cl). Apatit slouţí jako základní surovina pro výrobu fosforu a především jeho sloučenin. Hlavní oblasti těţby leţí v Rusku (poloostrov Kola), Maroku a v USA. Dalšími minerály s obsahem fosforu jsou např. fosforit Ca3(PO4)2 (obr. 2), fluoroapatit Ca5(PO4)3F a méně významné wavelit 3Al2O3.2P2O5.12H2O a vivianit Fe3(PO4)2.8H2O (http://cs.wikipedia.org/wiki/Fosfor). Dále se fosfor vyskytuje ve všech ţivých organismech na Zemi, je především uloţen v kostech a zubech (inositolfosfáty), ale je sloţkou důleţitých organických molekul jako DNA a RNA (nukleové kyseliny), energetických přenašečů (ADP, ATP) a je obsaţen ve většině tuků neboli fosfolipidů. Rostlinami je přijímán stejně jako ostatní minerální látky z vody, a to ve formě aniontu H2PO4. V rostlině se neredukuje. Vzhledem ke svému zápornému náboji (uvnitř buňky je záporný náboj) a vysoké intrabuněčné koncentraci je jeho příjem energeticky velmi
9
náročný, přijímá se neustále a vysokoafinními transportéry. Při příjmu pomáhá i mykorrhiza. V rostlině se vyskytuje volný (jako fosfátový aniont H2PO4-) nebo i vázaný (http://cs.wikipedia.org/wiki/Fosfor).
Obr. 1. Apatit (in Tuček, /1982/).
Obr. 2. Fosforit (in Tuček, /1982/).
3.1.2. Koloběh fosforu v ekosystému
Fosfor je po dusíku druhou hlavní ţivinou, je prvkem, na jehoţ mnoţství a dostupnosti v půdě podstatně závisí růst rostlin a jejich produktivita (Šimek, 2003). Biologická dostupnost fosforu v lesních ekosystémech je zpravidla limitním faktorem primární produkce (Rejšek, 1991). Výskyt fosforu je uváděn pouze jako jeden stabilní izotop (31P), a v malém mnoţství jako dva radioaktivní izotopy : 3-
32
Pa
33
P. Naprostá
5+
většina fosforu v prostředí je ve formě PO4 , tedy v oxidačním stavu P . V zemské kůře je obsaţeno asi 1015 kg P, z tohoto mnoţství přibliţně 0,1 % (1012 kg) je zapojeno do globálního cyklu P (obr. 3) na Zemi (Šimek, 2003). Cyklus fosforu zásadním způsobem urychluje člověk těţbou fosforečných minerálů (fosfátů , apatitů) a jejich pouţitím jako hnojiva i celé řady výrobků, z nichţ se uvolněný fosfor opět nakonec vrací do sedimentů a oceánů.
10
Obr. 3. Globální cyklus fosforu. (upraveno podle van Loon a Duffy, 2000), (in Šimek /2003/).
V globálním měřítku a v dlouhodobém horizontu se tedy v případě fosforu spíše neţ o typický cyklus (obr. 4) jedná o jednosměrný přesun P z hornin do sedimentů. Ty ovšem mohou být v geologicky významných časových intervalech (obr. 5) ze dna moří vyzdviţeny, mohou zformovat usazené horniny a z nich můţe být posléze fosfor opět zvětráván a dalšími procesy uvolňován a přesouván do nových sedimentů (Šimek, 2003). Na rozdíl od cyklů C nebo N, nezahrnuje masivní přenos P mezi vodními a suchozemskými ekosystémy a atmosférou, stejně jako fosforečné sloučeniny neslouţí jako zdroj energie pro mikroorganismy. Minerály obsahující P jsou však málo rozpustné a více potřebného P se do ekosystému dostává z organického opadu a rozloţených schránek těl ţivočichů. Neţ dojde k rozloţení opadu nastává proces dekompozice, kterou můţeme rozdělit dle několika fází, jako např. fragmentace, rozpad hrubších sloţitějších látek, vyluhování, rozklad jednodušších látek. Naproti tomu, podobně jako v případě C a N, v cyklu fosforu mají významnou úlohu půdní mikroorganismy. Podstatně se podílejí na rozpouštění (solubilizaci) anorganických sloučenin. Dočasné vázání P v biomase mikroorganismů zabraňuje ztrátám rozpuštěného fosforu vyplavením nebo imobilizací vazbou na půdní sorpční komplex (tj. na jílové minerály a humusové látky). Fosfor v rámci cyklu v půdě suchozemského ekosystému lze rozdělit na část geochemickou a na část biologickou. Oba uvedené subcykly jsou propojeny fosforem rozpuštěným v půdním roztoku (Šimek, 2003). 11
Obr. 4. Cyklus fosforu v suchozemském ekosystému. Čísla cv závorkách udávají průměrné mnoţství P (kg . ha-1, vrstva půdy 0 – 10 cm). ( upraveno podle : Waldbridge, 1991, cit. in Mullen, 1998, Paul a Clark , 1996), (in Šimek /2003/).
Na rozdíl od N, S a jiných prvků je velmi málo P obsaţeno v atmosféře, a to pouze v prachových částicích. Tomu odpovídají poměrně nízké vstupy fosforu do půdy ve spadech, které v Evropě činí kolem 0,1 - 0,5 kg P. ha-1 . rok -1 (Šimek, 2003).
Obr. 5. Koloběh fosforu (upraveno podle /http://learn.tutorvista.com/files/common/users/).
Ve vodě je P přítomen jako ortofosfát dle různého stupně protonace v závislosti na pH. Při pH < 7,2 převládá H2PO4-, zatímco při pH > 7,2 převládá HPO42-. Mnoţství P rozpuštěného v půdním roztoku je však závislé na dostupnosti Fe a Al v kyselých 12
půdách a na dostupnosti Ca v zásaditých půdách, neboť tyto prvky tvoří s fosforečnými ionty nerozpustné fosfáty (Šimek, 2003). Celkový obsah P ve vodách je součet všech tří forem (anorganický, rozpustný organický a partikulární organický P), jenţ jsou ovšem v ekosystému nestejně dostupné vodním organismům. Téţ jejich poměr týkající se kvantity se mění během období roku. Zásoba P v letním období v dostatečně kyslíkatém prostředí na dně vodních nádrţí se váţe v sedimentech, zatímco během zimní stagnace ţivotních dějů a anoxie se P na dně uvolňuje (Dykyjová et al., 1989). Přeměny v rámci tří forem P ve vodách jsou předmětem studia za pomoci přidaného radioaktivního izotopu
32
P a je počítána doba
přeměny. V nádrţích se sladkovodním obsahem v letní sezóně většinou probíhá uvolnění rozpustného a anorganického P v průběhu minutových intervalů, zatímco v zimě během desítek nebo aţ stovek hodin. Fosfor je v mokřadech obsaţen jako fosforečnan v anorganických a organických sloučeninách. Předpokladem je, ţe volné ortofosfáty jsou jedinou formou fosforu, kterou řasy a vyšší rostliny mohou přímo vyuţívat, a tudíţ reprezentují hlavní spojení mezi koloběhem anorganického a organického P v mokřadních oblastech (Vymazal, 1995). Ve vodním prostředí se ortofosfáty vyskytují v iontové rovnováze: H3PO4
H2PO4-
HPO42-
PO43-
V rozmezí hodnot pH mezi 5 a 9 převládají formy H2PO4- a HPO42-. Další skupinou anorganických fosfátů jsou polyfosfáty lineárně kondenzované a cyklické. Organicky vázaný fosfor se v mokřadech vyskytuje např. ve fosfolipidech, nukleových kyselinách, nukleoproteinech, fosforylovaných sacharidech a kondenzovaných polyfosfátech (např. ATP, ADP) (Vymazal, 1995). Většina studií koloběhu fosforu v mokřadech ukazuje, ţe usazování fosforu v nově vytvářené půdě se stává dlouhodobým procesem kumulace P v mokřadech a ţe přirozené mokřady ukládají podstatně méně P neţ terestrické (suchozemské) ekosystémy (Richardson, 1985, 1999). Přirůstání nově vytvářené zeminy v mokřadních oblastech je velmi pomalé s průměrnou hodnotou cca 1 - 2 mm během roku, takto situaci hodnotí Craft a
Richardson (1993).
Z
těchto údajů jest moţno odvodit
průměrné hodnoty (Tab. 1) mechanismů a rychlosti ukládání fosforu 0,005 - 0,024 g P m2 rok-1 pro nezatíţené mokřadní oblasti (Richardson, 1985) a hodnoty ca. 1 g P m-2 rok-1 pro mokřadní oblasti zatíţené (Craft, Richardson, 1993, Mitsch et al., 1979). Rozloţení P v rámci jednotlivých sloţek mokřadních ekosystémů je obdobné jako u N, 13
tj. nejvíce P je vázáno v půdě, a také v sedimentech, řádově niţší zjištěné údaje hodnot se váţou ve vegetaci a nejméně fosforu je ve vodní sloţce. Tab. 1. Mechanismy, které kontrolují dlouhodobé (D) a krátkodobé (K) ukládání fosforu v mokřadních systémech (Richardson, 1999).
Mechanismus
Velikost
Rychlost
ukládání v půdě půdní adsorpce srážení příjem rostlin sorpce na detritus mikrobiální příjem
vysoká střední/nízká střední střední / nízká nízká velmi nízká
velmi pomalá střední vysoká pomalá vysoká velmi vysoká
Koncentrace P v mokřadních půdách je publikována v rozmezí 0,001 - 7,0 mg P g-1, přičemţ koncentrace fosforu v minerálních a organických půdách můţeme hodnotit srovnatelně (Johnston, 1991). Dle Vymazala (2001) v přirozených mokřadních oblastech, jeţ jsou vyuţívány pro čištění odpadních vod můţe koncentrace P dosáhnout hodnot aţ okolo 20 g P g-1. Nichols (1983) uvádí, ţe kumulace fosforu v organických mokřadech je stanovována v rozmezí 0,005 - 0,5 g P m2 rok-1, přičemţ niţší hodnoty jsou evidovány v oblastech mírného aţ chladného pásma a vyšší zjištěné hodnoty pro teplé, produktivní oblasti. Eutrofizace (obr. 6) je jev, ke kterému dochází ve vodních nádrţích a tocích při takovém nadbytku ţivin, kdyţ rostliny včetně řas a sinic mohou růst téměř neomezeně. Tyto rostliny posléze odumírají a jejich zbytky jsou rozkládány mikroorganismy. V oligotrofním (na ţiviny chudém) ekosystému zabraňuje obvykle nadměrnému růstu rostlin nedostatek fosforu. Jestliţe se přísun P zvýší, poměrně rychle můţe dojít k eutrofizaci (Šimek,2003).
Obr. 6. Hlavní změny probíhající při eutrofizaci vody. Upraveno podle : Correll, 1998, cit. in Pierzynski et al., 2000), (in Šimek /2003/). 14
3.1.3. Fosfor v půdě
Půdy obsahují obvykle 0,1 – 1,4 g P. kg-1 suché půdy, coţ představuje obsah asi 250 – 3500 kg P . ha-1 ve svrchní vrstvě půdy. Část tohoto celkového fosforu je pevně sorbována nebo vázána v nerozpustných anorganických sloučeninách (15 – 80 %), zbytek je v organických vazbách. Jen relativně velmi málo fosforu (v porovnání s ostatními makroţivinami, jako jsou Ca, S, Mg …) je rozpuštěno v půdním roztoku (0,001 – 1 mg P.l-1). Půda je přírodní útvar, který zahrnuje pevnou, kapalnou a plynnou sloţku (obr. 7.) a půdní organismy (jenţ jsou někdy uváděny jako součást půdní organické hmoty v širším smyslu a mohly by tedy být zahrnuty do pevné sloţky půdy).
Obr. 7. Průměrné zastoupení jednotlivých sloţek minerální hlinité půdy ve stavu příznivém pro růst rostlin (v objemových procentech). Poměrné zastoupení vzduchu a vody je velmi proměnlivé a do značné míry ovlivňuje půdní procesy a růst rostlin ( upraveno podle: Brady, 1990), (in Šimek /2003/).
V půdě je dle různých autorů obsaţeno v průměru 0,1 % fosforu. P obsahuje více neţ 200 známých minerálů, avšak převáţná většina P se vyskytuje ve formě apatitu. Půdy obsahují různá mnoţství fosforu, a to podle mineralogického sloţení a stupně zvětrání matečné horniny. Více P obsahují půdy málo zvětralé (mladé) nebo půdy vzniklé na bazických horninách (obr. 8), zatímco relativně málo fosforu obsahují půdy silně zvětralé (staré) nebo půdy písčité tvořené z většiny křemenem. V těchto půdách jiţ je většina fosforečných minerálů zvětrána a proběhla přeměněna na jiné minerály, přičemţ došlo k uvolnění fosforu ve formě (H2PO4- při pH < 7,2 nebo HPO42při pH > 7,2) fosfátů (Šimek, 2003). 15
Obr. 8. Změny forem fosforu v půdě v závislosti na vývoji (stáří) půdy. Upraveno podle : (Pierzynski, Sims a Vance, 2000) (in Šimek /2003/).
V půdách tvoří fosfát soli s vápníkem, ţelezem a hliníkem, ty jsou jen omezeně rozpustné. Fosfáty vápníku jsou rozpustné nejvíce, významné jsou však pouze při pH blízkému neutrální reakci. Soli hliníku se nejméně rozpouštějí a dominují nízkému oboru pH. Rozpustnost fosfátů ţeleza závisí na oxidačně redukčních poměrech, oxidovaná Fe3+ forma ţeleza je mnohem méně rozpustná neţ forma redukované (Fe2-). Pokud je fosfát vysráţen v podobě téměř nerozpustných solí, je dostupnost pro rostliny omezená, nicméně ty mají moţnosti jak potřebný P získat. Pomoci mohou tři mechanizmy. Za prvé, prostým příjmem fosfátu z půdního prostředí (roztoku) vzniká nerovnováha, která zapříčiní rozpouštění a uvolňování fosforu ze sloučenin. Za druhé má mnoho rostlin, mikrobních organismů, včetně mykorrhizních hub, schopnost vylučovat do půdního prostředí větší mnoţství jednoduchých organických sloučenin (obr. 9) jako například oxaláty. Ty jeví silnou tendenci tvořit soli, zejména s vápníkem a mohou tak uvolňovat fosfáty. Konečně chemizmus půdy v kořenové zóně (rhizosféře) můţe být činností rostlin podstatně změněn a to ovlivní rozpustnost fosforečných solí. Fosfor můţe být také adsorbován na povrchu půdních částic, přitom se mohou vyskytovat dva typy adsorpce. První typ představuje prostá elektrická vazba na pozitivně nabité hrany jílových částic. Při nízkém pH (kyselé půdy) můţe organická hmota rovněţ vytvářet pozitivní náboj a adsorbovat anionty jako je fosfát. Tyto jevy představují nespecifickou adsorpci aniontů. Druhý typ adsorpce je reprezentován adsorpcí specifickou, orientovanou především na fosfáty a sulfáty. O specifickou adsorpci aniontů se jedná, kdyţ fosfát nebo sulfát nahradí molekulu vody nebo skupinu OH- v sesquioxidech ţeleza nebo hliníku. 16
P – rostliny
P – živočichů
humus, P – mikrobů
volný P
chemicky vázaný P
Obr. 9. Koloběh fosforu v půdě (in Kulhavý /2010/).
Ty jsou velice hojné v B horizontech, kde se vysráţely z půdního roztoku a pokrývají částečky půdy. Specifická adsorpce je velmi pevná a adsorbovaný fosfát je přístupný jen pomalu, v dlouhém časovém období. Do lesní půdy se dostává fosfor z matečných hornin a rozkladem organických zbytků. Primárním zdrojem fosforu jsou poměrně málo rozpustné minerály. Mezi ně patří např. fosforit - 3Ca3(PO4)2.Ca(OH)2, apatit - 3Ca3(PO4)2.Ca(F,Cl)2 nebo vivianit - Fe3(PO4)2.8H2O. Fosfor je v půdě přítomný ve dvou základních formách - organické a minerální. Organického fosforu je 30 aţ 50 % z celkového mnoţství fosforu v půdě. Je převáţně obsaţen ve fosfolipidech (látky podobné tukům), nukleových kyselinách (sloţité vysokomolekulární sloučeniny, důleţité pro funkci buněk, hlavně buněčného jádra, např. DNA - kyselina deoxyribonukleová, RNA - kyselina ribonukleová) a inositolfosfátech (estery kyseliny fosforečné s vícesytnými cyklickými alkoholy). Minerální fosfor jsou anorganické sloučeniny, ve kterých je ortofosforečnanový aniont (H2PO4-, HPO42-, PO43-) vázán především na ţelezo a hliník v půdách kyselých a na vápník v půdách zásaditých. Minerální sloučeniny fosforu v půdě jsou převáţně nerozpustné. Pouze část celkového fosforu v půdě je rozpuštěna v půdním roztoku. Rozpustného fosforu je velice málo, asi 1 % z celkového fosforu v půdě, a jeho koncentrace v půdním roztoku bývá 0,1 - 1 mg. l-1. Ze všech hlavních ţivin nutných k růstu rostlin je koncentrace fosforu v půdním roztoku nejniţší. Část rozpuštěného fosforu můţe být vy-sráţena jako sekundární minerály nebo přeměněna na vázané formy. Současně s těmito procesy fosfor z půdního roztoku spotřebovávají půdní
17
organismy a kořeny rostlin a zůstává delší či kratší dobu zabudován v organické hmotě. Forma fosforu, kterou rostliny a mikroby přijímají, je ortofosforečnanový anion. V lesních půdách je všeobecně niţší obsah fosforu neţ ve hnojených zemědělských půdách. Většina fosforu v lesní půdě je nahromaděna na půdním povrchu nebo v jeho blízkosti. V klimaxovém stádiu, tj. v dlouhodobě stabilním stavu přirozeného ekosystému, je koloběh fosforu téměř uzavřený, tj. mnoţství fosforu uvolněné rozkladem opadu je prakticky shodné s mnoţstvím, které zabudují do svých tkání rostliny a organismy. To přibliţně platí pro většinu lesních ekosystémů (s minimální těţbou dřeva). Mnoţství fosforu uvolněné rozkladem opadu je prakticky rovno fosforu přijatému rostlinami. Nejvíce z fosforu přijímaného rostlinami se získává recyklací rostlinných a ţivočišných zbytků mikrobiálními procesy v půdě. Činnost mikrobů má pro lesní půdy mimořádný význam, o mnoho větší neţ pro pravidelně obdělávané a fosforem hnojené zemědělské půdy. Půdní mikroorganismy uvádějí do koloběhu ţiviny a tím zabezpečují výţivu lesních dřevin (Šimek, 2003). V mírném pásmu představuje roční produkce lesního opadu v listnatých i jehličnatých lesích průměrně 3 tuny suché hmoty na hektar, ale v některých bohatých lesích aţ 15 tun na hektar. Z toho asi 10 % připadá na minerální látky, ostatní podíl tvoří celulóza, lignin, škrob, bílkoviny, tuky, pryskyřice a jiné organické sloučeniny (Šimek, 2003). Na povrchu půdy dochází k postupnému osidlování opadu mikroorganismy. Zpravidla osidlování rostlinného opadu zahajují bakteriální společenstva, později pak nastupuje pomaleji se vyvíjející společenstvo půdních hub a aktinomycetů. Na opad se postupně dostává půdní mikrofauna a mezofauna (prvoci, vířníci, háďátka apod.). Přitom dochází k postupnému odbourávání snadněji rozloţitelných organických látek. Ačkoliv je biomasa půdních mikroorganismů malá, je přesto z hlediska koloběhu ţivin velmi významnou součástí půdní organické hmoty. Většina mikroorganismů vyuţívá při získávání fosforu z půdy enzym fosfatázu, která štěpí organické sloučeniny fosforu. V mikrobní biomase se můţe dočasně vázat v průměru 2 - 5 % z celkového mnoţství fosforu v půdě. Mikrobiální koloběh fosforu zahrnuje přeměny minerálních a organických sloučenin fosforu a jejich nerozpustných a rozpustných forem. Mikrobní společenstva hrají významnou úlohu v rozpouštění, imobilizaci a mineralizaci fosforu. Pro přeměny minerálních a organických sloučenin fosforu v půdě působením mikroorganismů existují čtyři základní mechanism (Kalčík, 2001): 18
Mineralizace organických sloučenin fosforu Organický fosfor se musí pro zpřístupnění mineralizovat. Při mineralizaci vzniká organická látka a přístupný ortofosforečnan. Děje se tak pomocí enzymů, které se obecně nazývají fosfatázy. Mineralizace fosfolipidů a nukleových kyselin probíhá poměrně rychle, inositolfosfátů pomalu. Imobilizace fosforu Jde o zabudování fosforu do rostoucích mikrobních buněk. Tento dočasně nepřístupný fosfor se po odumření buněk uvolňuje, a stává se tak opět dostupným pro mikroorganismy i rostliny. Mikrobiálního P je asi 10 krát více neţ fosforu v rostlinách. Obsah fosforu je například v myceliu hub 0,5 - 1 %, v biomase bakterií 1 - 3 % (přepočteno na sušinu). Rozpouštění minerálních fosfátů Některé mikroorganismy vylučují organické kyseliny (např. kyselinu mléčnou, glykolovou, šťavelovou, citronovou), které rozpouštějí ve vodě nerozpustné fosforečnany, a činí je tak přístupnými pro rostliny a mikroorganismy. Oxidace a redukce minerálního fosforu Určité mikroorganismy jsou schopny v anaerobních podmínkách asimilovat fosforitan (sloučenina s trojmocným fosforem) a ten přeměňovat na fosforečnan (sloučenina s pětimocným fosforem). Tyto oxidačně redukční reakce však nemají v půdě velký význam (Kalčík, 2001). V půdním roztoku je obvykle obsaţeno 0,1 - 1 μg P.m.l-1 - tedy velmi malá část z celkového P v půdě; z tohoto mnoţství připadá často více neţ polovina na organické sloučeniny P pocházející z odumřelých buněk a zbytků organismů, jakoţ i na P v ţivých buňkách, neboť většina fosfátů je nerozpustná nebo jen velmi málo rozpustná ve vodě. Rozpustnost fosforečných sloučenin je ovlivňována mnoha faktory a jevy, např. půdní reakcí: (obr. 10) po uvolnění P do půdního roztoku mineralizací organických látek, z fosforečných nerostů nebo po hnojení rozpustnými fosforečnými hnojivy dojde velmi rychle při nízkém pH k vysráţení Fe nebo Al fosfátů nebo při vyšším pH Ca fosfátů, případně se P adsorbuje na Fe a Al oxidy a na povrch vrstevnatých jílových minerálů (konečným produktem reakce s hliníkem je minerál 19
variscit, AlPO4 . 2H2O, a s ţelezem minerál strengit, FePO4 . 2H2O). Takto se velká většina rozpustného (přijatelného pro organismy) P imobilizuje a v půdním roztoku jej zůstane jen velmi málo. Při pH kolem 6,5 je tvorba nerozpustných fosfátů omezena, a proto úprava pH kyselých půd vápněním (nebo alkalických půd okyselením) je účinným opatřením, jímţ se podstatně zlepšuje přijatelnost P pro rostliny a mikroorganismy (Šimek, 2003).
Obr. 10. Zastoupení forem fosforu podle pH prostředí. Upraveno podle : (VanLoon a Duffy, 2000), (in Šimek /2003/).
Aktivním zásobníkem P v půdě je mikrobiální biomasa, která váţe v průměru 5 75 μg P .g-1 suché půdy. V biomase mikroorganismů je obsaţeno 2 - 5 % (výjimečně aţ 20 %) celkového organického P v půdě. Kultivace půd obvykle vede ke sníţení obsahu organické hmoty ve svrchní vrstvě půdy, a tím i ke sníţení obsahu organicky vázaného P. Zároveň se sniţuje poměr fosforu vázaného v biomase mikroorganismů a celkového organického fosforu. Odhaduje se, ţe rezidenční doba veškerého organicky vázaného fosforu v půdě je 350 - 2000 roků - za tuto dobu se veškerý organický fosfor v půdě obmění. Většina procesů přeměn P v půdě probíhá v buňkách mikroorganismů i rostlin (imobilizace) nebo jejich působením (zvětrávání, mineralizace, rozpouštění) včetně reakcí uskutečňovaných prostřednictvím extracelulárních enzymů (rozpouštění solubilizace). Fyzikálně chemické procesy (obr. 11) napomáhají zvětrávání minerálů a způsobují tvorbu nerozpustných forem (sráţení) i fixaci na koloidech. Přístupnost fosforu pro rostliny a mikroorganismy je dána mnoţstvím fosforu v půdním roztoku (Šimek, 2003). 20
Obr. 11. Hlavní procesy přeměn fosforu v půdě. (Foth, 1990), (in Šimek /2003/).
Vzhledem k relativně nízkému obsahu fosforu v půdách i vzhledem k tomu, ţe se jej většina nachází v málo rozpustných nebo nerozpustných formách a v organických sloučeninách, je ve velké většině půd nedostatek přijatelného fosforu. Přijatelnost P výrazně ovlivňuje půdní reakce (obr. 12). Na těchto půdách probíhá poutání dodaného P nebo v půdě obsaţeného vodorozpustného fosforu podle Richtera (1994) následující reakce:
V kyselých minerálních půdách se obvykle v nadbytku vyskytují rozpustné sloučeniny Fe, Al a Mn. V takovém prostředí se ionty H2PO4- ihned sráţejí a tvoří nerozpustné hydroxyfosfáty : Al3+ + H2PO4- (rozpustný) + H2O 2H+ + Al(OH)2H2PO4 (nerozpustný)
Velmi málo fosforu (H2PO4-) je proto k dispozici pro příjem rostlinami a mikroorganismy. Fosforečné ionty reagují nejen s ionty kovů, ale i s jejich oxidy a hydroxidy, jako jsou např. gibsit (Al2O3
.
2H2O) a goethit (Fe2O3
.
3H2O), které se
v půdách vyskytují ve velkém mnoţství, a to bez ohledu na pH půdy. Tvoří se stejné nerozpustné hydroxyfosfáty, jako při reakci s kovy : (OH)2Al-OH + H2PO4- (rozpustný) (OH)2Al-H2PO4 (nerozpustný) + OH21
Třetím mechanismem, kterým je fosfor v půdě fixován do nepřijatelných forem, je reakce s jílovými minerály typu kaolinitu, kdy opět fosfor tvoří nerozpustné sloučeniny podobné výše zmíněným fosfátům a hydroxyfosfátům.
Obr. 12. Fixace vneseného rozpustného fosfátu do různých sloučenin v závislosti na pH půdy. Z obrázku je zřejmé, ţe nejvíce přijatelného fosforu je v půdách při pH kolem 6 - 7. (Brady, 1990), (in Šimek /2003/).
Kromě tvorby nerozpustných sloučenin se fosfor v půdním prostředí účastní výměnných reakcí na povrchu půdních koloidů. Některé koloidy nesou pozitivní náboj a to umoţňuje aniontovou výměnu: Koloid-AlOH2+/OH- + H2PO4- (rozpustný) koloid- AlOH2+/H2PO4- (dočasně vázaný) + OH-
Reakce je vratná a tímto způsobem mohou být fosforečné ionty dočasně vázány a posléze uvolňovány, coţ má velký význam pro doplňování zásoby fosforu v půdním roztoku a tím pro zásobování rostlin a mikroorganismů fosforem. Podobně jako v kyselých půdách, i v zásadité půdě reagují fosforečné ionty s kationy (zejména Ca2+) a tvoří se nerozpustné fosfáty : např. trikalcium-fosfát, který se dále přeměňuje na ještě méně rozpustný apatit: Ca(H2PO4)2 . H2O + 2CaCO3 Ca3(PO4)2 + 2CO2 + 2H2O Ca5(PO4)3OH
Pro kyselé i zásadité půdy je charakteristická sníţená dostupnost fosforu. Nejvíce přijatelného P je obvykle při pH půdy 6 - 7, avšak ani v těchto půdách bezprostřední vyuţití fosforu z hnojiv většinou nepřesahuje 15 % z dodaného fosforu. Obsah 22
veškerého fosforu v půdách kolísá od 0,03 - 0,13 % P (0,07 - 0,29 % P205). Fosfor v přírodě se vyskytuje vţdy ve svém nejvyšším oxidačním stupni, jakoţto aniont kyseliny ortofosforečné PO43- (Richter, 1994). Poutání fosforu v půdě je podmíněno v podstatě třemi druhy sorpční schopnosti půdy: 1. Chemickou sorpcí - sráţení fosfátových iontů z půdního roztoku dvojmocnými kationy za vzniku méně rozpustných sekundárních anorganických fosfátů; u trojmocných kationtů mohou vznikat těţce rozpustné fosfáty. 2. Fyzikálně chemickou (výměnnou) adsorpcí - poutání fosfátových iontů na povrchu jílových a koloidních částic, 3. Biologickou sorpcí - imobilizace fosforu ţivotní činností mikroorganismů. Celkový výţivný potenciál půdy, pokud jde o fosfor, je dán obsahem tzv. přijatelných (labilních) forem P, souhrnně vyjadřovaných jako faktor kapacity (Q). Pro bezprostřední příjem této ţiviny rostlinami je však rozhodující momentální koncentrace fosforečnanových iontů v půdním roztoku, obecně označovaná jako faktor intenzity (I). V převáţné většině případů je koncentrace P v půdním roztoku velmi nízká, zpravidla se pohybuje v rozmezí 0,02 - 0,2 mg P.l-1. Rostlina je tudíţ odkázána na neustálé doplňování půdního roztoku v aktivní kořenové zóně fosfátovými ionty (Richter, 1994). Ve většině půdních ekosystémů dochází k větším či menším ztrátám fosforu. V systémech s otevřeným koloběhem fosforu, mezi které patří agroekosystémy, dochází k pravidelným ztrátám fosforu sklizní plodin. Tento úbytek fosforu pak musí být nahrazen hnojením fosforečnými hnojivy. Lesní ekosystémy lze s určitým omezením povaţovat za systémy s uzavřeným koloběhem fosforu. Avšak ani na netěţených lesních plochách není koloběh fosforu beze zbytku uzavřený. Ztráty fosforu se dějí hlavně vodní erozí půdy. Záleţí na půdním pokryvu, bude-li půda náchylná k vodní erozi, tedy ke ztrátám fosforu. Velkým problémem při těţbě dřeva je vznik rýh na povrchu půdy, které někdy dosahují aţ na minerální podklad. Přitom můţe velmi rychle docházet ke ztrátám fosforu jednak smytím organických látek z humusového profilu, jednak odnosem minerálních částic půdy s adsorbovaným fosforem. Vzhledem k tomu, ţe se lesní půdy hnojí fosforem spíše výjimečně, jsou vzniklé ztráty fosforu nenávratné, a pokud nedojde k postupnému uvolňování fosforu z horninového podloţí, bude lesní 23
vegetace (byliny a stromy) trpět nedostatkem fosforu. To se nepříznivě projeví hlavně při tvorbě semen lesních dřevin. Ke sníţení ztrát fosforu z lesní půdy je proto velmi důleţité omezit na nejmenší míru vznik erozních rýh v půdě (Kalčík, 2001).
3.1.4. Fosfor a půdní mikroedafon a mezoedafon
Veškerá odumřelá organická hmota v půdě podléhá sloţitému rozkladu, na kterém se hlavní měrou podílejí mikroorganismy (převáţně mikromycety a bakterie). Velká část zooedafonu se ţiví organickou hmotou. To následně umoţňuje mikroorganismům více a o to účinněji rozkládat organické látky. Experimentálně se potvrdilo, ţe bez přítomnosti zooedafonu zůstávají organické zbytky dlouho nerozloţeny a zachovávají si původní tvar a buněčnou strukturu. Naopak při mechanickém drobení ţivočichy vzniká jiţ po několika týdnech beztvará hmota humusové povahy. Průměrný obsah P v mikroorganismech je 1 – 2 % hmotnosti. Ţivotní cykly půdních mikroorganismů jsou poměrně rychlé a můţe jich být i několik desítek ročně (Šimek, 2003). Mikrooganismy potřebují P při metabolických procesech. Ten je téţ důleţitým strukturním prvkem mnoha organominerálních látek a jejich sloučenin. Průměrně 60 % vnitrobuněčného fosforu ve formě nukleových kyselin, 20 – 45 % ve formě P-esterů a polyfosfátů a 5 % je uloţeno ve formě
fosfolipidů.
Šantrůčková a Kalčík (1995) uvádí, ţe mnoţství P , které je vázaného v buňkách je různé
např. v závislosti na růstové fázi a aktivitě buněk. Mnoţství P vázaného
v mikrobní biomase je závislé téţ na stupni obhospodařování půd. Na plochách neobhospodařovaných jako je les nebo louka je P mnohem více a toto mnoţství značně převyšuje přijatelné procento fosforu v půdě. Období přeměny mikrobiální masy je na neobhospodařovaných plochách kratší a její aktivita průběţně mnohem vyšší, uvolňování imobilizovaného P z mikrobních buněk je tedy mnohem vyšší neţ na místech obdělávaných (Šantrůčková, Kalčík, 1995). Příjem fosforu mikrobiálními a řasovými společenstvy je velmi rychlý, ale celkové mnoţství takto vyuţitého P je velmi malé. Fosfor takto odstraněný z prostředí se opět rychle vrací do prostředí po procesu odumírání mikroorganismů. Půdní mikroorganismy mají nezanedbatelný podíl na rozpouštění P v půdě. Mezi baktérie, jeţ se podílejí při uvolňování P z půd a sedimentů, patří především baktérie rodů Pseudomonas a Bacillus (Paul, Clark, 1996). 24
Kdo žije v půdě a co tam dělá : (Rejšek, 2006) Bakterie (Bacteria) : rozkládají a mineralizují organické zbytky, váţou vzdušný N, účastní se přeměn N a P v půdě, imobilizují ţiviny a přispívají k tvorbě půdní organické hmoty. Dokáţou ţít i v extrémních podmínkách. Často jsou patogenní, 4 – 5 μm. Aktinomycety : významný kmen grampozitivních bakterií, rozkládají organické zbytky, hlavně jejich těţko rozloţitelné sloţky. Produkují široké spektrum antibiotických látek, fixují vzdušný N a podporují tvorbu půdních agregátů a půdní organické hmoty. Prvoci (Protozoa): ovlivňují strukturu a funkci mikrobiálních společenstev, a tím urychlují rozklad organických zbytků. Jsou mezi nimi paraziti, dravci, mikrofágové a saprofágové. V půdě bylo izolováno více neţ 250 druhů, v g půdy můţe být 30 - 40 tis. jedinců. Hlístice (Nematoda) : ovlivňují aktivitu půdní mikroflory. Bývají to paraziti rostlin i půdní fauny nebo také mikrofágové či dravci.Řádově se vyskytují v počtech i několika miliónů jedinců na m2 a jejich biomasa můţe dosáhnout aţ 200 kg. ha-1. Roztoči (Acarina) : jsou to detritofágové a dravci. Rozšiřují vlákna a výtrusy (spory) hub i bakterií. Podporují mikrobiální aktivitu v půdě. Podílejí se na tvorbě půdní mikrostruktury, s chvostoskoky a dalšími detritofágními členovci regulují rychlost probíhajících dekompozičních procesů. Chvostoskoci (Collembola) : chvostoskoci spolu s pancířníky tvoří početně a druhově nejvýznamnější část půdní mezofauny. V půdním profilu do hloubky 10 cm dosahují i přes 250 tis. jedinců na m2. V Evropě je popsáno více neţ 3000 druhů. Hrají významnou roli při procesu mineralizace i humifikace a poškození jejich společenstev vede k akumulaci organického materiálu na půdním povrchu a narušení funkcí celého ekosystému. Acidifikace se řadí mezi hlavní faktory ovlivňující strukturu a funkce společenstev třídy Collembola. Půdní kyselost a s ní svázané půdní vlastnosti podstatně ovlivňují druhové a početní sloţení společenstva chvostoskoků (obr. 13) v boreálních lesích. Narušení přirozené půdní kyselosti vlivem imisí vyvolává změny mikrobiálního ţivota, biodiverzity a aktivity, čímţ jsou v rámci potravního řetězce ovlivněni i chvostoskoci, ţivící se mikroorganismy.
25
Obr. 13. Chvostoskok Friesea truncata, dravec ţivící se vodní půdní faunou, ţije v sušších typech tundry, ale nápadná je jeho absence v sukcesní řadě na pingu. (Foto J. Rusek)
3.1.5. Příjem fosforu rostlinami Všechny ionty fosforu (PO43-, HPO42-, H2PO4-) jsou rostlinnám přístupné, ale právě proto, ţe jsou slabě rozpustné, jsou často v nedostatku pro výţivu rostlin. Lesní dřeviny mají ovšem často schopnost absorbovat fosfor i v nerozpustné formě (např. borovice, modřín), a proto často úspěšně rostou i na stanovištích, která jsou chudá na rozpustný P, i kdyţ jinak celková hodnota fosforu je dostatečná. V mokřadních systémech s volnou vodní hladinou můţe být významný příjem fosforu řasami, a to jak planktonními tak i nárůstovými. Kromě přímého účinku (příjem, dekompozice) mohou řasy významně ovlivňovat koloběh fosforu také nepřímo, a to převáţně svou fotosyntetickou činností (změna pH, zvýšená koncentrace rozpuštěného O2). Řasy jsou schopny přijímat P ve větším mnoţství neţ jsou schopny spotřebovat pro svůj růst. Tento jev nazýváme „luxury uptake“, umoţňuje řasám přeţívat i v období, kdy je v prostředí nedostatek fosforu. P, jenţ je nadbytečný, je ukládán v buňkách ve formě polyfosfátů. Předpokládá se však, ţe zásobní funkce polyfosfátů je pouze druhotná a hlavní funkcí těchto polyfosfátů je regulace volných fosfátových iontů v buňce. Tvorba polyfosfátů se stává důleţitým rozdílem v metabolismu řas a vyšších rostlin (Vymazal, 1995). Ve srovnání s řasami je příjem fosforu vyššími rostlinami pomalý. Rostliny většinou P přijímají kořeny, absorpce listy a stonky se omezuje jen na submerzní druhy. Tak jako v případě N, největší rychlost příjmu se objevuje na začátku vegetačního období. P obsaţený v rostlinné biomase můţeme povaţovat za krátkodobě i dlouhodobě uloţený dle druhu vegetace, rychlosti rozkladu biomasy, rychlosti uvolňování P z rostlinných tkání, a také translokaci fosforu mezi nad a podzemními 26
částmi rostlin. Fosfor v nadzemních částech většinou povaţujeme za krátkodobě uloţený, poněvadţ značná část P se uvolňuje zpět do prostředí při dekompozici. Uvolňování P probíhá ve dvou fázích. V 1. fázi se jedná o abiotické vymývání, ve fázi 2. dochází k mikrobiálnímu rozkladu. První fáze rozkladu je velmi rychlá a během několika dní se vyplaví z rozkládající se biomasy aţ 30 % ţivin (Vymazal, 2001). Příjem P mikroby a rostlinami se děje vytvářením jedné nebo dvou vazeb s řetězci uhlíku (P – O - C - ester, dvě vazby – di-ester). V této podobě hraje fosfor rozhodující roli v transformacích energie, syntéze bílkovin a nukleotidů a v dělení buněk. Velký podíl P v rostlinách je poután na jinou skupinu fosfátu. Energie vazby fosfát-fosfát je značná a její štěpení představuje energetický zdroj v biotických reakcích (ATP versus ADP). Transformace fosforu v buňkách jsou velice dynamické. Přibliţně polovina z celkového obsahu fosforu v buňkách je v anorganických formách. Kdyţ je pH buňky cca neutrální (7), většina volného fosfátu je ve formě HPO42-. Prostředí asimilačních orgánů mnoha stromů je přibliţně v rozsahu 5 - 6 stupně pH, volný fosfát je tedy většinou obsaţen jako H2PO4-. Dokonce i u rostlin s výrazným deficitem fosforu zůstává 25 % P v anorganické formě. Podstatná část listového P se před opadem listů resorbuje. Nejvyšší rychlost příjmu P probíhá u volně plovoucích rostlin : 105 - 1260 kg P ha-1 rok-1. Emerzní rostliny se vykazují rychlostí příjmu fosforu přibliţně v rozmezí 7,7 - 400 kg P ha-1 rok-1. Příjem P v průběhu dne je moţno odhadovat v rozmezích 1,5 19,3 mg P m-2*d-1 pro emerzní a mezi 20 - 640 mg P m-2*d-1 pro volně plovoucí rostliny (Vymazal, 1995).
3.1.6. Obsah fosforu v dřevinách
Obsah fosforu v biomase jednotlivých druhů lesních dřevin je značně proměnlivý v závislosti na druhu dřeviny (obr. 15), na sloţení půdy, klimatických podmínkách a na řadě dalších faktorů. Podle literárních údajů se nízkými obsahy fosforu vyznačuje dřevo borovice, bohatší fosforem je dřevo smrku, jedle, modřínu a tisu. Pro tvorbu dřeva spotřebuje např. borovice průměrně 0,37 g fosforu na jeden kmen za rok, pro tvorbu semen 2,9 - 4,7 g. Fosforem nejbohatší jsou semena borovice lesní (0,96 %), borovice černé a smrku (0,81 aţ 1,16 %), semena javoru mléče a klenu (0,79 - 1,0 %), jilmu, lípy a akátu (0,60 - 0,87 %), niţší jsou obsahy fosforu v semenech jedle (0,26 - 0,54 %). 27
Nejniţší obsahy fosforu se uvádějí v semenech modřínu (0,36 %), hlohu (0,16 %) a dubu letního (0,14 %). Nedostatek fosforu v půdě můţe tedy mít negativní vliv na tvorbu semen lesních dřevin. Obsah fosforu stoupá ve směru k vrcholu stromu. Fosforem nejbohatší je kůra jedle a tisu, nejchudší kůra borovice. 80. letý bukový porost spotřebuje k tvorbě dřeva ročně na ploše 1 ha 35 dkg fosforu. Na tvorbu semen spotřebuje bukový porost v semenném roce nejméně trojnásobné mnoţství fosforu neţ k průměrné roční produkci dřeva (Kalčík, 2001). Jestliţe je fosfor z půdního roztoku odčerpán rostlinami, musí být doplněn z tuhé fáze labilním fosforem a systém se upraví na niţší hladinu. Obsah P v půdním roztoku je třeba doplňovat co nejrychleji, aby jeho nedostatek neomezoval zdárnou výţivu rostlin. Rychlost, kterou je půdní roztok doplňován fosforem z labilních forem je charakterizována tzv. kinetickým faktorem (R). Jedná se o mnoţství uvolňovaného (desorbovaného) fosfátu v závislosti na čase. Pro dosaţení poţadovaného stavu ve výţivě rostlin fosforem a zlepšení vyuţitelnosti P z dodaných hnojiv je třeba zabezpečit optimální úroveň všech parametrů fosfátového reţimu půdy, tj. intenzity, kapacity, kinetického faktoru i pohybu fosfátových iontů v půdním prostředí (obr. 14). Z praktického hlediska to předpokládá správný způsob při aplikaci vhodného hnojiva s ohledem na dané půdní podmínky (Richter, 1994).
Obr. 14. Schéma fosfátového reţimu ve vztahu půda - rostlina. (upraveno podle: Russel, 1988).
28
Obr. 15. Koloběh hlavních elementů v ekosystému jehličnatého lesa (upraveno podle etext.czu.cz/img/skripta/68/107_115-1.pdf).
3.2. Enzymy 3.2.1. Obecná charakteristika enzymů Enzymy tvoří nejpočetnější a nejvýznamnější skupinu biokatalyzátorů. Z chemického hlediska jsou to vţdy bílkoviny, a to buď jednoduché nebo sloţené /konjugované/. Jednoduché bílkoviny enzymů jsou sloţeny jen z aminokyselin. Patří mezi ně enzymy štěpící bílkoviny /proteolytické/, např. pepsin a trypsin. Sloţené bílkoviny nacházíme u většiny enzymů. Jejich nebílkovinnou sloţku tvoří různé kofaktory, mající katalytický účinek, a popřípadě další látky, které s katalytickou funkcí enzymu nesouvisejí (sacharidy u glykoproteinových enzymů apod.). Enzymy bychom tedy mohli definovat jako specifické bílkoviny vznikající v ţivých buňkách, jenţ 29
katalyzují průběh biologických reakcí sníţením aktivační energie, a to jak uvnitř v organismech (in vivo), tak i mimo ně (in vitro) (Kotal, 1989). Enzymy určují povahu i rychlost chemických reakcí a vytvářejí tak v ţivých organismech harmonickou souhru chemických funkcí a reakcí. Aktivita enzymů, spočívající v ovlivnění rychlosti chemických reakcí sniţováním jejich aktivační energie, je úměrná závislosti zejména na koncentraci substrátu, teplotě, pH, aktivátorech a inhibitorech. Enzymy narušují vazby mezi molekulami látek a bez velkých ztrát energie způsobují vysoký stupeň aktivace molekul, coţ vede k urychlení chemické reakce. Kaţdý enzym obsahuje svou vlastní reakční specifitu, tzn., ţe katalyzuje pouze určitý typ reakce a substrátovou specifitu (Vodráţka, 1996). Struktura enzymu je geneticky determinována. Pořadí aminokyselin v peptidovém řetězci (primární struktura) ovlivňuje i charakter vyšších struktur (sekundární, terciární nebo kvartérní) a u jednoduchých enzymů i jeho jiné vlastnosti. U konjugovaných enzymů, které jsou sloţenými bílkovinami bereme v úvahu
tzv.
holoenzym, který je sloţen z apoenzymu (bílkoviny) a koenzymu (nebílkovinné sloţky). Enzymatické reakce probíhají rychleji neţ s jinými chemickými katalyzátory a mnohem rychleji neţ reakce probíhající bez katalyzátorů a to i za mírných podmínek při teplotě kolem 37 °C, za atmosférického tlaku 0,1 MP a při neutrálním pH. Reakce, jenţ takto probíhají jsou vysoce specifické, jelikoţ enzym katalyzuje pouze jednu jedinou reakci a tvoří specifické produkty. Enzymové reakce jen málokdy mají vedlejší produkty (Voet, Voetová, 1995). Kaţdá molekula enzymu disponuje na sobě místem, které je pro jeho reakci nezbytné, a je nazýváno aktivním centrem enzymu, do nějţ se váţe molekula substrátu. Některé enzymy potřebují pro své činnosti kromě substrátu i další molekulu zvanou kofaktor nebo koenzym. Ta je termostabilní nízkomolekulární nebílkovinnou částí, která je pro aktivitu některých enzymů nepostradatelná (Voet, Voetová, 1995). Funkce kofaktorů a aktivátorů v enzymové reakci jsou obdobné, vzhledem k tomu, koncentrace kofaktorů a aktivátorů ovlivňuje rekční rychlost, ne však rovnováhu reakce, musí se vţdy pro stanovení analytů v roli kofaktorů či aktivátorů pouţívat kinetická metoda (Fukal, 2005). Kofaktor (obr. 16) se nachází v aktivním centru enzymu a můţe jím být např. kovový ion Zn2+. Organická část molekuly je koenzym, například NAD+ (Voet, Voetová, 1995). Aktivátory přeměňují neaktivní nebo málo aktivní enzymy v účinné katalyzátory, po nasycení enzymu kofaktorem či aktivátorem jiţ reakční rychlost s dalším růstem koncentrace těchto sloţek nestoupá (Fukal, 2005). 30
Některé koenzymy jsou spojeny přechodně s molekulou enzymu nekovalentní vazbou a působí tak jako jeden ze substrátů. Stabilní kovalentní vazbou jsou vázány jiné kofaktory a prostetické skupiny (Voet, Voetová, 1995). Stanovení inhibitorů pomocí enzymové analýzy je zaloţeno na tom, ţe inhibitory sniţují rychlost enzymové reakce. Je tedy moţno je stanovit pouze kinetickou metodou (Fukal, 2005).
Obr. 16. Sloţky enzymu (upraveno podle Muntau et al., 2002).
3.2.2. Klasifikace enzymů Názvosloví bylo na počátku uváděno pomocí triviálních názvů s koncovkou –in (trypsin, pepsin), později byla zvolena koncovka –asa (ureasa, proteasa, amylasa). Dle místa působnosti je moţno enzymy rozdělit na intracelulární a extracelulární. Intracelulární enzymy jsou v rozpuštěné formě v buňce, kde zůstávají nebo se váţí na biologické struktury. Často tvoří jiţ zmíněné komplexy, je jich větší mnoţství. Extracelulární enzymy buňky vylučují do prostředí. Jedná se o uvolňování enzymů mikroby či kořeny rostlin do např. půdního prostředí nebo vylučování tkáňových kapalin v organismu, zde bychom mohli uvézt např. enzymy katalyzující hydrolýzu ţivin. Dělení v rámci systémových názvů enzymů (obr. 17) je zaloţeno na substrátu a typu reakce následujícím způsobem: Oxidoreduktázy Oxidoredukční děje jsou realizovány buď přenosem atomů vodíku (transhydrogenázy, dehydrogenázy) nebo elektronů (transelektronázy), popřípadě vestavěním atomu 31
kyslíku do substrátu (oxygenázy). Jsou nejvíce vyuţívanou skupinou enzymů v amperometrických biosenzorech (Palmisano, 2000). Jsou jednou z nejpočetnějších z tříd enzymů a všechny svou povahou vystihují sloţené bílkoviny. Patří zde např.: alkoholdehydrogenáza,
glutamátdehydrogenáza
(GMD),
kreatinkináza
(CK),
laktátdehydrogenáza (LD), kataláza, peroxidáza apod. (Racek et al., 2006). V rámci vlastních podtříd dělíme oxidoreduktázy dle funkčních typů donorů.
Obr. 17. Rozdělení redoxních enzymů (Palmisano, 2000). Vysvětlivky: (A) Enzymy obsahující hem, kde akceptor elektronů je H2O2. (B,D) Flavoenzymy se rozdělují na oxidázy/dehydrogenázy na základě jejich chování k molekul. O2. (C) Zahrnují enzymy tvořící H2O2 nebo H2O v závislosti na počtu elektronů předaných na kyslík. (E) Poněvadţ pyrrolo-chinolin chinon (PQQ) není reoxidován O2, patří tyto enzymy mezi dehydrogenázy. (F) Koenzym je volně navázán na protein (apoenzym), proto je spíše povaţován jako substrát, nikoliv jako prosthetická skupina. Ve většině případů se koenzym váţe/disociuje z aktivního centra v průběhu cyklu.
Transferázy Zprostředkovávají přenos skupin -CH3, -NH2, zbytky glukózy atd. Účastní se řady biosyntetických dějů a opět mají povahu sloţených bílkovin. Realizují přenos skupin v aktivované formě z donoru přímo na akceptor. Patří zde např. alaninaminotransféráza (ALT), aspartátaminotransferáza (AST).
Do podtříd je dělíme v rámci charakteru
přenášených skupin (Racek et al., 2006). 32
Hydrolázy
Štěpí hydrolyticky vazby vzniklé kondenzací (peptidázy, glykozidázy, esterázy apod.), mají vesměs povahu jednoduchých bílkovin a dělí se na podtřídy dle typu štěpených vazeb. Patří zde mnoho enzymů jako trypsin, arylsulfatáza, adenosintrifosfatáza (ATP), alkalická fosfatáza (ALP) – enzym katalyzující hydrolýzu různých monoesterů kyseliny fosforečné v alkalickém prostředí, kyselá fosfatáza (ACP) – katalyzuje reakci v kyselém prostředí, proteáza, ureáza a většinou jsou povahy jednoduchých bílkovin. Na podtřídy je dělíme podle typu štěpných vazeb (Racek et al., 2006).
Lyázy Lyázy (syntetázy, aldolázy) katalyzují nehydrolytické štěpení a umoţňují vznik vazeb C-C, C-O, C-N, reakci realizují odštěpováním/adicí malých molekul z nebo do substrátu. Lyázy tvoří málo početnou skupinu enzymů. Na podtřídy je dělíme podle typu štěpených nebo syntetizovaných vazeb. Jsou to sloţené bílkoviny a patří zde např. karbonátdehydratáza, aldoláza, apod.
33
Isomerázy Realizují vnitromolekulové přesuny atomů a jejich skupin, tedy vzájemné přeměny izomerů. Je to nejméně početná skupina enzymů, většinou povahy jednoduchých bílkovin např.: triosafosfátizomeráza, cholinesteráza (CHS). Dělení na podtřídy je zaloţeno na typu izomerie (Racek et al., 2006).
Ligázy Tyto enzymy mají vliv na biosyntézy. Zastoupení v této třídě je malé a jedná se o sloţené bílkoviny. Katalyzují vznik energeticky náročných vazeb za současného rozkladu látky uvolňující energii, např. ATP. Třídíme je podle typu vytvářených vazeb.
3.2.3. Enzymové reakce
Katalytická aktivita enzymu závisí téţ na strukturních a konformačních změnách (Voet, Voetová, 1995). Metody, kterými jsou zjišťovány enzymové reakce jsou zaloţeny na sledování časových změn koncentrace jedné ze sloţek reakčního systému, obvykle substrátu (reaktantu) nebo produktu (kofaktoru), systém dvou i více reakcí 34
označujeme jako spřaţené reakce (Fukal, 2005). Rychlost reakce se stává přímo úměrnou koncentraci komplexu enzym-substrát, jenţ se mění v závislosti na koncentraci substrátu a na afinitě substrátu k enzymu (Voet, Voetová, 1995). Rychlost
enzymových
reakcí
stále
závisí
na
koncentraci
substrátu,
fyzikálněchemických vlastnostech (teplota a pH) a přítomnosti aktivátorů či inhibitorů (obr. 18). Jednotkou mnoţství enzymu je katal a udává katalytickou koncentraci enzymu. Jedná se o
takové mnoţství enzymu, které katalyzuje přeměnu 1 molu
substrátu za 1 s za definovaných podmínek (teplota, pH, přítomnost aktivátorů, úplné nasycení molekul enzymu substrátem) (Racek, 1999). 1 katal je příliš velká jednotka, a proto se v praxi pouţívají mikrokataly (µkat = 10-6 kat), nanokataly (nkat = 10-9 kat) a popřípadě pikokataly (pkat = 10-12 kat) (Kotal, 1989). V poslední době se stále častěji uţívá imunochemické stanovení enzymů, zejména pokud se enzym vyskytuje v biologickém materiálu ve velmi nízké koncentraci (Racek et al., 2006)
100
50
pH Obr. 18. Závislost aktivity enzymu na pH (upraveno podle: Kaprálek, 1968).
Rychlost enzymové reakce popisuje tzv. Michaelisova konstanta (KM) ,ta představuje závislost počáteční rychlosti reakce υ0 na koncentraci substrátu cS (konjugátu PEGprednisolon). Získaná data jsou proloţena křivkou, jenţ vyjadřuje rovnice Michaelise a Mentenové. Z této rovnice je moţno získat hodnotu Michaelisovy konstanty KM a maximální rychlosti rovnice υmax (Bartovská, 2008).
35
Michaelisova konstanta (KM) charakterizuje katalytické vlastnosti enzymu pro danou reakci a je vcelku zdánlivá (Báleš et al., 1987). Konstanta je závislá na mnoţství enzymu, mnoţství substrátu a na reakčním prostředí (pH, teplota prostředí, přítomnost efektorů) (Racek, 1999). V podstatě se jedná o takovou koncentraci substrátu (obr. 19), při níţ probíhá enzymová reakce rychlostí, jenţ se rovná polovině maximální moţné rychlosti (υmax). Hodnoty KM se pohybují mezi 10-1 aţ 10-6 mol/l a čím menší je KM, tím rychleji se substrát tvoří v rámci přeměny na produkt (Štern, 2005), zvyšováním koncentrace enzymu dochází k saturaci interakce síťovaného substrátu (Báleš et al., 1987).
Obr. 19. Saturační křivka; závislost počáteční rychlosti enzymové reakce na koncentraci substrátu za konstantní koncentrace enzymu (Bartovská, 2008).
Podle Lineweavera a Burka : do grafu je vloţena závislost 1/υ0 na 1/cs. Přímka, jejíţ směrnice je KM/Max je vnášena, úsek na svislé ose je roven 1/υmax; úsek na vodorovné ose hodnotě -1/KM (Bartovská, 2008).
Podle Eadiea : z lineární závislosti υ0 na υ0/cs je získáno KM jako směrnice a υmax jako úsek na svislé ose; úsek na vodorovné ose je υmax/KM (Bartovská, 2008).
36
Podle Hanese : poměr cs/υ0 je lineární funkcí koncentrace cs. Úsek svislé osy je roven poměru KM/Max; na vodorovné ose hodnotě jako KM a směrnice je 1/υmax (Bartovská, 2008).
3.2.4. Enzymy v půdě
Hlavním zdrojem půdních enzymů jsou především mikroorganismy (mikro a mezofauna), rostliny a ţivočichové. Co se týče podílu jejich biomasy, výrazné aktivity metabolismu i krátký ţivotní cyklus zajišťují většinu enzymové aktivity (obr. 20) v půdním prostředí (Speir, Ross, 1978). Obrovský vliv na půdní biologickou aktivitu mají také rostliny, jenţ ovlivňují mikrobiální biomasy díky změnám v obsahu půdní organické hmoty. Díky kořenovým exudátům dochází v rhizosféře k nepřetrţitému uvolňování extracelulárních a endocelulárních enzymů, které společně se zvýšenou mikrobiální aktivitou působí příznivě na enzymatickou aktivitu půdy, také ţivočišné exkrementy, jenţ se do půdního prostředí dostávají činností edafonu mohou být další sloţkou půdních enzymů (Raynaud et al., 2006). Půda je schopna absorbovat a stabilizovat jen pouze určité mnoţství enzymů, nadbytek podléhá rychlé degradaci. Přísun bakteriálních kultur a enzymů do půdy je ovšem omezený, jiţ po určité době se i po přídavku energeticky bohatého substrátu populace mikroorganismů i aktivita půdních enzymů ustálí a dále jiţ nenarůstá. V půdě se enzymy vyskytují ve dvou skupinách (navozené a přirozené). Přirozené enzymy se v půdním prostředí neustále vyskytují, jejich aktivita je závislá na koncentraci substrátu a také na podmínkách prostředí. Navozené enzymy se začínají objevovat teprve aţ po dodání substrátu, jejich syntéza se ovlivňuje pomocí produkčních organismů (Šarapatka, 2005). Mnoho látkových a energetických přeměn odehrávajících se v půdě katalyzuje pomocí volných nebo extracelulárních enzymů. Tyto enzymy pochází z kořenů nebo 37
jsou mikrobiálního původu. Organická hmota a jílové minerály jsou sloţky půdy, jenţ mají ochranný efekt na volné půdní enzymy (Rychnovská et al., 1985).
Obr. 20. Lokalizace enzymů v půdě (prezentace Dr.Klose podle práce Brunse 1982 a Nannipieriho, 1994 ), (in Formánek, Vranová/2004/).
3.3. Probírkové zásahy ve smrkových porostech S výchovnými zásahy musíme začít včas, abychom jiţ od mládí pěstovali les odolný, sloţený ze ţádoucích dřevin, který bude v budoucnu plnit jednak úkoly hospodářské, tj. dávat maximální mnoţství uţitkového dřeva, jednak úkoly biologické, tj. udrţovat nebo zlepšovat úrodnost půdy a celého prostředí, ve kterém roste. Nelze tedy čekat s výchovnými zásahy aţ do doby, kdy les poskytuje jiţ alespoň slabý uţitkový materiál, jímţ se tyto zásahy zaplatí. První výchovné zásahy, které jsou pracné a proto nákladné, hlavně v přehoustlých náletech, musí být vykonávány včas, i kdyţ nedávají téměř ţádný výnos; přesto je však musíme provádět (Jirkovský, Libenský, 1960).
38
Chceme-li poznat, kdy je nezbytně třeba probírkového zásahu, nepostačí, abychom pohlíţeli snad jen na zápoj nebo zakmenění, nýbrţ spojili několi zřetelů naráz. Naléhavost probírky se ukazuje (Konšel, 1941): Nesprávným zetlíváním (hromaděním, prosycháním nebo přílišným vlhnutím humusu) i za normálních ročních povětrnostních podmínek. Zmenšeným přírůstem, jehoţ změnu lze zjistit vývrtem krouţků tloušťkových nebo pouhým odhadem výhonků výškových, ale téţ pozorováním vzrůstu určitých stromů úrovňových nebo sledováním nákorních lišejníků omezujících průdušnost kůry. V porostech smíšených ústupem cennějších dřevin z úrovně. Řídnutím korun pozbývajících vespod listí nebo jehličí nedostatkem činnosti. Křivením kmenů, jejichţ koruny se tlačí k mezerám zápojovým, aby získaly světlo. Přílišnou štíhlostí úrovňových kmenů. Probírky stejnorodé smrkové: U těchto porostů je důleţité znát před samotným provedením probírek stanovištní poměry porostu, klimatické poměry, roční sráţky, expozici i způsob zaloţení porostu. V polohách horského pásma, tedy vyšších polohách, probíráme silnějí s většími intervaly, aby jedinci mohli vytvořit větší koruny a mohutnější kořenový systém. V exponovaných polohách probíráme ponejvíce v korunách, chráníme podruţný materiál, aby byla půda chráněna před přílišným vysycháním a brzy se vytvořilo zvlnění korunové hladiny, a tím porost odolával větším náporům větrů (Konšel, 1941). Jakmile dojde v porostu k odstranění části stromů umělým nebo přirozeným způsobem, vyvolá tento zásah v zápětí změnu mnoha faktorů, které ovlivňují růst stromů v porostě. Je to např. změna v mnoţství světla, které proniká korunovým prostorem k půdě, změna v teplotě povrchových a nadzemních vrstev vzdušných, změna v proudění vzduchu, v mnoţství ovzdušných sráţek, které dopadají korunami stromů na zem, fyzikálními a chemickými změnami v půdě porostu, aj. (Vyskot et al., 1962). Jiţ v minulosti se těmito změnami po provedeném probírkovém zásahu věnovali různí vědečtí pracovníci, např. : světelné poměry studovali (Tkačenko, Popov, 1952), (Mitscherlich, 1951-1952), teplotou ovzduší (Geogijevskij, 1957), (Savinová, 1947), (Chroust, 1954), změny sráţek v zimním období (Popov, 1949), (Pelíšek, 1957), změny 39
specifické váhy půdy (Burger, 1927), vliv různého zápoje (Hoppe, 1897), (Kolpikov, 1917), aj. Chemické pochody v hrabance a půdě a jejich zdárný průběh jsou velmi důleţité pro vlastní ţivot stromu a porostu, neboť působí rozklad ústrojných a neústrojných látek v půdě a připravují tak potřebné ţiviny pro vzrůst stromů. Z absolutní velikosti půdní reakce, eventuálně z jejích změn po provedeném zásahu do porostu, lze usuzovat na průběh a intenzitu půdotvorných procesů. Zvýšená kyselost lesních půd způsobuje rychlejší průběh podzolizace, a tím i zhoršení chemických a fyzikálních vlastností lesní půdy. Se vzrůstající kyselostí se zmenšuje obsah půdních bakterií a zvyšuje se naopak mnoţství plísní, coţ vede k hromadění surového humusu (Pelíšek, 1957). Probírka působí na změnu acidity v hrabance velmi nepatrně ve srovnání s jinými pěstebnětechnickými zásahy např. vápněním porostu nebo holou sečí. Dlouhodobým zmenšováním počtu stromů dojde sice k určitému zmírnění acidity o 5 – 20 %, avšak ve srovnání např. s vápněním , kde nastává změna v kyselosti půdy a humusu o více neţ 80 %, nebo s holou sečí (o 20 – 80 % pH), je působení probírky vcelku nepatrné (Lütkemann, 1957). Poněvadţ výchovné zásahy nevyvolávají v chemických procesech půdních hluboké stálé změny, nelze tedy očekávat, ţe se zvýší úrodnost půdy, ani ţe podstatně stoupne celkový přírůst na jednotce plochy (Vyskot et al., 1962). Jedním z nejdůleţitějších zdrojů ţivin v půdě je opad jehličí, listí, slabých větévek, klestu, pokud se ponechává v porostě po těţbě leţet. Poněvadţ jehličí, listí a drobné větévky mají vysoký obsah minerálních látek (několikanásobně vyšší neţ samotné dřevo), z namená jejich ponechání v porostě značné obohacení humusu o ty minerální látky, které jsou potřebné pro růst a výţivu stromů (Mařan, 1948). Vyskot (1978) uvádí, ţe jiţ v letech 1935 – 1940 byly sledovány pedagogickým oddělením Všesvazového vědeckovýzkumného ústavu účinky probírek na půdu. Šetření ukázalo, ţe zásoba ţivin, zvláště N a fosforečnatých sloučenin se po probírkových zásazích podstatně zvyšuje.
3.4. Rhizosféra a mykorhizní vztahy V bezprostřední blízkosti kořenů (0,5 – 1 mm (některé prameny uvádějí 2 mm), vrstvička označovaná jako rhizosféra) můţeme mluvit o tzv. rhizosférním efektu – je zde oproti okolní půdě zřetelně více hub (aţ 10 x víc, především mykorhitických), 40
bakterií (velmi různé – aţ 100 x víc, ale můţe jich být i méně, pokud houby vyčerpají dostupný uhlík z kořenů a jejich exudátů) a aktinomycetů, které spolu s kořeny ovlivňují půdní vlhkost, provzdušnění nebo pH. Jde zároveň o oblast bohatou na ţiviny – jak z výměšků ţivých kořenů, tak z odumřelých částí kořenového systému. Rhizosférní houby sice spotřebovávají organický uhlík, ale jejich aktivitou jsou organické látky rozloţeny a dochází tak k uvolnění ţivin pro rostliny i dále od kořene (v dosahu hyf). Výměšky kořenů působí jako stimulanty růstu hub (které do té doby mohou být v půdě v "klidovém stadiu" a ţít saprotrofně) => ty pak svými extracelulárními enzymy rozruší buněčné stěny kořínků. Takto mohou téţ být stimulovány k růstu populace mikroorganismů, které pak mohou působit antagonisticky proti případným patogenům rostlin a poskytovat jim tak obdobnou obranu jako sama mykorhizní houba. Naopak v případě označovaném jako mykostáze jsou houby v půdě přítomny, ale v podobě spor, které neklíčí – důvodem můţe být konkurence při nedostatku ţivin v hodně chudých půdách anebo právě produkce inhibičních látek kořeny či jinými organismy. Závislost na mykorhizní výţivě můţe být různá u různých rostlin – růst některých druhů je striktně závislý na dodávkách ţivin od mykorhizního partnera, zatímco jiné druhy mohou být ve spojení s houbou pouze příleţitostně (fakultativně mykorhizní); obdobně i mezi houbami jsou obligátně (druhy rodů Amanita, Boletus) nebo fakultativně mykorhizní (Laccaria, Xerocomus). Naopak v případě nemykorhizních rostlin můţe náhodná kolonizace houbou vést ke zpomalení růstu nebo i k odumření semenáčků (houba jim "krade" asimiláty). Mykorhizace kořenů můţe probíhat dvěma způsoby:
je dílem stávajícího mycelia, které se rozrůstá vně "punčošky" a kolonizuje další část rostoucího kořene nebo i jiný kořen, ke kterému proroste půdou. Kořenová špička obvykle "roste napřed" a rostoucí hyfy ji "dohání"; případně můţe ektomykorhiza narůstat v cyklických "skocích": po období dormance (kdy je apikální meristém kořene izolován od hyf vrstvou metacutis) dochází k růstu – je-li dostatečně pomalý, narůstá "punčoška" souběţně s kořenem, zatímco při zrychleném růstu špička kořene protrhne punčošku a nastává situace "špička roste napřed" (kromě hyf z prodluţující se "punčošky" pak můţe být kolonizována i jinými hyfami z rhizosféry).
41
je dílem nových hyf vyklíčivších ze spor (podmínkou je obvykle vzájemné
rozpoznání symbiotických partnerů, např. spory mnohých stopkovýtrusných hub klíčí jen v blízkosti kořenů právě té "své" dřeviny); klíčení spor v rhizosféře bývá stimulováno při růstu kořenů (jejich exudáty) anebo téţ jiných mycelií (nevyklíčí na umělé půdě, i kdyţ tam mají dostatek ţivin) => je tak moţná výměna genetického materiálu, vyklíčivší hyfa často rychle splyne se stávajícím myceliem. Přínos rostliny: energetické zdroje a organické ţiviny (v první řadě sacharidy, resp. obecně sloučeniny uhlíku, téţ některé vitamíny) – houba tak má stabilní přísun ţivin v půdě, která je (s výjimkou organických zbytků v povrchové vrstvě) v zásadě oligotrofním prostředím (značná kompetiční výhoda oproti saprotrofním druhům). Rostlina můţe dát houbě aţ 30 % své produkce asimilátů, ale pořád je to výhodné oproti "nákladům" na tvorbu srovnatelné plochy kořenů. Téţ výměšky (exudáty nebo exsudáty) kořenů mohou příznivě ovlivňovat růst houby; jeví se ţe rostliny jsou schopné rozpoznat "své" mykorhizní houby a produkovat látky podporující tvorbu a růst jejich hyf. Přínos houby: přísun vody a minerálních látek (zejména nahrazuje-li kořenové vlásky) => více ţivin pro rostlinu => větší rychlost fotosyntézy => vyšší produkce
uhlíkatých
látek,
která
naopak
pomáhá
houbě.
Nejvýznamnější je zásobování fosforem (fosfatázou rozloţí fosfáty => z nerozpustných sloučenin uvolní a rostlině předává fosfor) a dusíkem (obdobně proteinázy, rozklad proteinů a aminokyselin => NH4+) => rychlejší růst nebo vývoj semenáčků rostlin kolonizovaných houbou. Vylepšení výţivy fosforem napomáhají zejména endomykorhizní houby, u jiných typů jde především o dusík; výrazněji se tento přínos uplatní v půdách chudých na P anebo N neţ v půdách bohatých. (Jiţ ve dvacátých letech 20. století Melin pokusně dokázal, ţe napojení mykorhizní houby vylepšuje borovici výţivu dusíkem, který houba poskytuje výměnou za asimiláty a je následně zabudováván do bílkovin stromu.) Síť hyf můţe dosahovat daleko od kořene (u endomykorhizních hub aţ 10 cm, u ektomykorhizních i více) a z celého tohoto prostoru můţe houba čerpat látky – to má význam zejména v suchých půdách, kde nemohou látky difundovat půdní vodou a přenos houbou tak "přemostí" chybějící spojení mezi zdrojem ţivin a kořenem (Hrouda, 2009). 42
4. MATERIÁL A METODY 4.1. Širší územní vztahy 4.1.1. Základní charakteristika oblasti Studované území se nachází ve východní části České republiky podél slovenských hranic. Oblast je součástí CHKO Beskydy (obr. 21) s rozlohou 1160 km², pokrývající téměř celé území Beskyd. Na severu tvoří státní hranici s Polskem, na východě se Slovenskem. Východní část navazuje na pohoří Javorníky, západní část lemuje Moravská brána a jih bílé Karpaty. Podle regionálního členění reliéfu náleţí území PLO 40 do soustavy Vnější západní Karpaty s celky Podbeskydská pahorkatina (okrajově), Roţnovská brázda, Moravskoslezské Beskydy, Jablunkovská Brázda, Slezské Beskydy, Jablunkovské Mezihoří. Bioregion je protaţen ve směru ZJZ – VSV a v ČR má rozlohu 865 km2. Je to jediný bioregion s převaţující horskou západokarpastkou biotou na území ČR. Typické je zastoupení horských bučin, suťových lesů, podmáčených smrčin a menších rašelinišť. Smrčiny jsou silně poškozeny imisemi, jedlové bučiny v niţších polohách jsou však relativně hodnotné, cenné jsou i horské louky. Hydrograficky patří severní část PLO do úmoří Baltického moře, v povodí řeky Odry,
jiţní
část
připadá
PLO
do
úmoří
Černého
moře
(http://www.beskydy.ochranaprirody.cz). Moravskoslezské Beskydy – údaje: Přírodní lesní oblast
:
40
Lesnatost v PLO
:
75,2 %
Katastrální výměra v PLO
:
82432 ha
Velkoplošné chráněné území :
CHKO Beskydy 49420 ha
CHKO Beskydy – údaje : Rozloha
:
160 km2
Geografická orientace
:
49°11´ - 49°40´ N, 17°59´ - 18°45´ E
Nadmořská výška
:
350 - 1324 m. n. m.
Vyhlášení
:
výnosem MK ČSR č.j. 5373/1973 5.března 1973
43
Maloplošná zvláště chráněná území v CHKO: - 7 národních přírodních rezervací (NPR) - 23 přírodních rezervací (PR) - 23 přírodních památek (PP) 4.1.2. Geomofologické členění území Geomorfologické členění je díky značné rozloze poměrně sloţité. Celé území je součástí Vnějších Západních Karpat, které se na našem území členící se na celky: Moravskoslezské Beskydy, Hostýnsko-Vsetínskou hornatinu, Javorníky, Roţnovskou brázdu, Jablunkovskou brázdu a Podbeskydskou pahorkatinu. Nejvyšším bodem je vrchol Lysé hory (1324 m n. m.), nejniţším hladina Roţnovské Bečvy u Zubří (350 m n. m.). Maximální výškový rozdíl je tedy přes 978 m. Jádrem severní poloviny CHKO jsou Moravskoslezské Beskydy. Zvláště při pohledu od severu vystupují jako mohutná hradba. Rovněţ na východě a jihozápadě jsou omezeny výraznými svahy nad vnitrohorskými sníţeninami. Maximálních výšek dosahují v nepatrné vzdálenosti od strmého svahu v předním pásmu, lidově zvaném Přední hory. Pásmo Předních hor bylo proraţeno hlubokými, na tektonických poruchách zaloţenými průlomovými údolími k severu tekoucích řek, které je rozčlenily na izolované masivy. Údolím Ostravice jsou rozděleny na Radhošťskou a Lysohorskou hornatinu, jen malá část jiţně od zdrojnic Ostravice – říček Černé a Bílé, náleţí hornatině Klokočovské, rozkládající se převáţně jiţ na Slovensku. Říční síť a její utváření je dalším charakteristickým prvkem tohoto území. Zdejší typ divočících štěrkonosných toků, na který jsou vázány mizející druhy rostlin
a
ţivočichů,
je
ojedinělý
v
rámci
celé
(http://www.beskydy.ochranaprirody.cz).
Obr. 21. Beskydy (upraveno podle (http://www.beskydy.ochranaprirody.cz)). 44
republiky
4.1.3. Zastoupení dřevin v rámci oblasti Současný podíl jednotlivých dřevin je značně odlišný od přirozeného stavu, ve kterém by převládal buk doprovázený jedlí. Nejrozšířenější dřevinou zůstává smrk ztepilý (72 %), následuje buk lesní se 17 % a jedle bělokorá (3 %). Podíl jedle je nejvyšší v České republice a po jejím odumírání v 70. letech dochází k postupné regeneraci. V oblasti Vsetínských vrchů a Javorníků se prosazuje v přirozeném zmlazení následných porostů, ikdyţ pro její odrůstání je stále nutná ochrana proti okusu zvěří. Mezi vtroušené dřeviny patří javor klen, borovice lesní, bříza bělokorá, modřín opadavý, habr obecný, olše lepkavá, dub zimní, lípa malolistá, jasan ztepilý a jeřáb ptačí. Z dendrologického hlediska je zajímavá bříza tmavá, jejíţ rozšíření bylo zaznamenáno pouze na severní Moravě a kdysi hojný tis červený, který se ve volné přírodě zachoval pouze v několika málo exemplářích. Z nepůvodních dřevin se v menší míře, zejména při zalesňování imisních holin, uplatnila borovice kleč a smrk pichlavý. V příznivějších niţších polohách se okrajově vysazovala jedle obrovská a douglaska tisolistá. Modřín opadavý patří rovněţ k nepůvodním dřevinám, ale vzhledem k blízkosti navazujících areálů přirozeného rozšíření této dřeviny je povolena jeho výsadba (http://www.beskydy.ochranaprirody.cz).
4.2. Popis a charakteristika stanoviště Experimentální ekologické pracoviště na Bílém Kříţi v Moravskoslezských Beskydech bylo zaloţeno roku 1986 v rámci projektu „Komplexní výzkum vlivu imisí na lesní hospodářství Beskyd“. Cílem projektu bylo zhodnocení vlivu různých typů ochranných a pěstebních opatření na zvýšení stability i odolnosti horských smrčin vůči vzdušným imisím. Po roce 1989 se směr výzkumu ubírá vlivem studia globálních změn na lesní ekosystémy. Globální změnou je myšlen zejména nárůst vzdušné koncentrace CO2, a s ní spojené zesilování skleníkového jevu, dále pokles koncentrace ozónu ve stratosféře, jeţ vede k nárůstu intenzity ultrafialového záření dopadajícího na zemský povrch. Pro studie tohoto typu, tzv. „účinkové”, byly vybudovány komory s otevřeným vrchem, kultivační lamelové sféry a UV-B expoziční lavice, kde jsou simulovány podmínky klimatu očekávané přibliţně okolo roku 2050. Předpokladem
45
nárůstu koncentrace CO2 je dvojnásobek a nárůst intenzity UV záření o 25 % v porovnání s koncem 20.století. EEP Bílý Kříţ se rozkládá v nadmořské výšce 908 m.n.m., geografická orientace obsahuje zeměpisné souřadnice 49° 30´ 17´´ severní šířky a 18° 32´ 28´´ východní délky zeměpisné polohy. EEP je součástí území LHC Ostravice na stanovišti HS 551 a LT svěţí jedlová bučina 5S1. Klimaticky se jedná o mírně chladnou, vlhkou a sráţkově bohatou klimatickou oblast (CH7). Průměrná roční teplota vzduchu je 5,5 průměrný roční úhrn sráţek 1121
0,3 °C,
240 mm (v posledních letech značně kolísá) a
průměrná relativní vlhkost ovzduší v průběhu roku je 82
2 % (Kulhavý et al., 2009).
Smrkový horský porost, na kterém byly vytyčeny experimentální plochy FD a FS (obr. 22) byl zaloţen umělou obnovou holiny vzniklé smýcením 120.letého smrkového porostu. Zalesnění proběhlo výsadbou 4-letých sazenic (3-1) smrku ztepilého (Picea abies (L) Karst.) v roce 1981. Výsadba byla provedena řadově ve sponu 2 x 1 m s orientací řad S – J ve směru spádu terénu (na jihovýchodním svahu je sklon terénu 13 %). Hustota porostu byla několikrát redukována výchovnými pěstebními zásahy i těţbou nahodilou (Tab. 2), jenţ vedly k rozdílnému zakmenění porostů i zápoji korun. Porosty byly opakovaně vápněny v letech 1983, 1985 a 1987 dolomitickým vápencem v celkovém mnoţtví dávky 9 t.ha-1 (http://www.usbe.cas.cz/) . Obě studované plochy mají shodnou velikost 0,25 ha (50 x 50 m).
Obr. 22. Výzkumné plochy FD, FS v rámci pracoviště EEP Bílý Kříţ (upraveno podle USBE). 46
Tab. 2. Charakteristika experimentálních ploch Plocha FD (kontrolní) Charakteristika 40 - Moravskoslezské Přírodní lesní oblast Beskydy 55 Hospodářský soubor 5 - jedlobukový Lesní vegetační stupeň 5S1 - svěţí jedlová Soubor lesních typů bučina ţivná (kyselá) Ekologická řada 13,5 Svah (°) JJV Expozice 100 % Zastoupení dřevin -1 2600 Počet jedinců v ks . ha (1999) -1 1444 Počet jedinců v ks . ha (2006) 29 Věk porostu 908 Nadmořská výška (m.n.m.) 1258 Průměrné roční srážky Průměrná roční teplota (C°) 5,5 0,3 160 Sněhová pokrývka (dny) mělový mor Forma povrchového humusu Podzol a kryptopodzol Půdní typ modální 60 – 80 cm Hloubka půdy smrk ztepilý Dřevina
Plocha FS (probírková) 40 - Moravskoslezské Beskydy 55 5 - jedlobukový 5S1 - svěţí jedlová bučina ţivná (kyselá) 13,5 JJV 100 % 2100 1428 29 908 1103 5,5 0,3 160 mělový mor Podzol a kryptopodzol modální 60 – 80 cm smrk ztepilý
4.3. Pedologická charakteristika (půdní typy)
Kategorizace: Kategorie vyjadřuje intenzitu a charakter působení půdotvorných procesů se zohledněním vlivu substrátů. Původní návrh předpokládal klasifikaci půdních jednotek výlučně podle diagnostických horizontů, resp. jejich náznaků. Uplatnění ojedinělých vyjímek (přidání dalších vizuálních znaků), především u mladých půd, však zvyšuje informační hodnotu taxonomie. Víceúrovňový systém byl konstruován tak, ţe jeho komletní kategorie, resp. skupiny kategorií mohou být pouţity na různé úrovni generalizace průzkumu i mapování přímo v legendě (Jandák, 1993). 47
Půdní kategorie podle Jandáka (1993) :
Skupina : Kategorizace podle typu hlavního půdotvorného procesu, identifikace podle dominantního diagnostického horizontu. Typ : Kategorizace a identifikace podle diagnostických horizontů (dominantní vizuální morfogenetické znaky). U některých půd i podle kombinace diagnostický horizont – půdotvorný substrát (rendzina, pararendzina). Subtyp : Kategorizace a identifikace podle náznaků diagnostických horizontů a těch variant diagnostických horizontů, které mají mezitypový charakter. U některých půd, kde tyto znaky chybí nebo jsou málo významné je členění podle jiných, významnějších znaků (texturních, antropických). Varieta : Kategorizace a identifikace podle chemických vlastností diagnostických a dalších horizontů, které se zpravidla zjišťují analyticky, vyjímečně morfologicky. Při speciálních průzkumech se vyčleňují kontaminované variety dle kritérií pro antropické půdy Forma : Kategorizace a identifikace podle erozně – akumulačních a antropických
znaků,
formy
nadložní
organické
hmoty
(forma
povrchového humusu) ( Jandák, 1993).
V roce 2003 byla Doc. Ing. Klementem Rejškem, CSc. z Ústavu geologie a pedologie LDF Mendelovy univerzity (dříve MZLU) v Brně provedena klasifikace půdních typů, subtypů, forem a subforem nadloţního humusu. Na obou studovaných plochách se vyskytují dva typy půdní jednotky (podzol modální a kryptopodzol modální), výskyt podmiňují jehličnaté lesy, vřesy s borůvkami, jejichţ opad je obtíţně rozloţitelný díky obsahu ligninu a širokého spektrálního poměru C : N. 48
Půdní jednotka : podzol modální (obr. 23) Humusová subforma : mělový mor : vyjádřeno v cm dle horizontů 0–1
L
1–3
F
3–9
H – slehlý, vrstevnatý, prokořeněný (jemné i hrubé kořeny), v nadloţním
humusu dominantní, výrazně se hromadící, ostře oddělený vododrţný horizont 9 – 13 Ahe – šedý, barevně vyznívá od spodu, hustě prokořeněný (aktivní – světlé – smrkové mykorrhizy), strukturní s nevýraznou drobivostí, lehce rozpadavá mírně vlhká 13 – 22 Ep – štěrkovitý (skeletu
nad
25%),
mozaikovitě bělošedý, místy záteky tmavších organických látek, ostrá barevná hranice dospodu, hranáče pískovce, hlinitopísčitý,
s vysokou
pórovitostí, sypký aţ drobivý, místy
s drobně
strukturou,
lístkovitou
krycí
souvrství
pleistocénní svahoviny 22 – 30
Bhs – čokoládově
tmavohnědý, kontrastní,
barevně hlinitý,
Obr. 23. Sonda podzolu modálního (ilustrační s výrazně foto D.Vavříček)
niţší objemovou hmotností 30 – 44
(při porovnání jak s Ep, tak Bs), prokořeněný
Bs – rezivý, hlinitopísčitý, štěrkovitý (drobný štěrk nad 35%),
strukturní, rozpadavá, mírně vlhký 44 – 60
BC – přechodový horizont, hlinitopísčitý, silně stěrkovitý s převahou
jemného skeletu, sypký, propustný, mírně vlhký 60 →
Cd – bazální souvrství pleistocénní svahoviny – zvětralina ostravického
světlého (bělošedého) křemitého pískovce, bez projevení rytmického střídání s jílovci vněmagurského (krosněnského) flyše, mocná eluvium kamenité, písčité zvětraliny, na spodní hranici není vidět přechod na nezvětralou, kompaktní horninu. 49
Půdní jednotka : kryptopodzol modální (obr. 24) Humusová subforma : typický mor : vyjádřeno v cm dle horizontů 0–1
L – opad smrku, jeřábu a bylin
1 – 3
F – humusová drť smrkového jehličí spolu s jemnými, částečně
rozloţenými úlomky dřeva a kůry 3 – 6
H – plně vytvořený horizont měli s výrazným podílem kořenových
systémů bylin 6 – 14
Ahe – se známkami
podzolizace (bílá křemenná zrnka písčité frakce bez obalů humusominerálních komplexů
nejniţších
zrnitostních frakcí), tmavý, slabě štěrkovitý (přibl. 20%), nápadný
barevný
přechod
dospodu, kyprý, strukturní, čerstvě vlhký, písčitohlinitý 14 – 55 Bsv – písčitohlinitý, slabě
štěrkovitý,
místy
pískovce,
světle
hranáče
rezivě hnědý místy s nápadně rezivými partiemi, neslehlý, mírně vlhký 55 – 70 BC – písčitý, stěrkovitý
(přibl.30%
skeletu), strukturní, sypký, šedoţlutý,
rozpadavý
Obr. 24. Sonda kryptopodzolu modálního (ilustrační foto D.Vavříček)
přechodový horizont 70 →
Cd – písčitá a písčitohlinitá zvětralina ostravického pískovce,
šedohnědý, kamenitý (skelet nad 50%) propustný.
50
4.4. Odběr, uchování a zpracování půdních vzorků Na kaţdé části lesních experimentálních ploch (FD a FS s různou hustotou porostu) byl proveden odběr 5-ti vzorků. Vzhledem k charakteru terénu a hustotě kořenové sítě byly sondy rozmístěny nepravidelně na jednotlivých zkoumaných plochách. Jelikoţ nebylo moţné přímo na místě jednotlivé vzorky roztřídit dle poţadovaných zkoumaných částí subtypu, byly proto jednotlivé sondy a jejich odebrané mnoţství vzoků povaţovány v danou chvíli (neţ došlo k roztřídění v laboratoři) jako vzorky směsné. Tyto směsné vzorky (bez porušení celistvosti a tvaru) byly ukládány přímo v terénu do polyethylenových sáčků (popsána plocha a číslo vzorku) a tyto byly promtně ukládány do chladícího boxu. Vzorky z obou částí lesního porostu experimentální plochy (kontrolní a probírkové) byly odebrány ve stejný termín (tj.15.10.2009, 14:00 hod). Vzorky byly v polyethylenových sáčcích a chladícím boxu při nízké teplotě (2 – 4 °C) z důvodu zpomalení metabolických pochodů transportovány do laboratoře a 2 dny uskladněny v lednici při 4 °C do provedení vlastních analýz. Před vlastními analýzami byly vzorky rozděleny na jednotlivé zkoumané subtypové části dle organogenních a organominerálních horizontů (L, F+H, Ahe (součástí byla i rhizosférní půda; pomocí štětečku jemně odebrány vzorky půdy z kořínků ne větších v průměru neţ 2 mm – vlásečnicových kořínků, která byla dále analyzována pro jiná zjištění)), tyto jednotlivě oddělené části byly prosety přes 5 mm síto a byla v nich stanovena okamţitá půdní vlhkost (W). Okamţitá půdní vlhkost byla vypočtena z rozdílu hodnot získaných váţením homogenizované zeminy v okamţitém vlhkostním stavu a po vysušení v hliníkových váţenkách při 105 °C do konstantní hmotnosti (cca 3 hodin). Z rozdílu hmotností před vysušením a po něm byla získána hodnota okamţité vlhkosti půdy. Procentický obsah sušiny, na kterou byly výsledky analýz přepočítávány, byl zjištěn díky odečtení procentické vlhkosti zeminy od hodnoty 100.
Obsah sušiny byl vypočítán podle vzorce y = 100 – W (hmotnostní %). 51
4.5. Stanovení aktivity kyselé fosfomonoesterázy 4.5.1. Princip metody Laboratorní analýzy je nutno provádět předepsaným způsobem : o Dodrţovat zásady provozního řádu laboratoře. o Při práci s laboratorními přístroji (zvláště s laboratorními vahami) se vyvarovat jakýchkoli násilných úkonů. o Pouţívat myté a čisté laboratorní sklo. o Pouţívat optimalizované přístroje, standartní vařiče a pískové lázně. o Při váţení pouţívat v rámci jedné analýzy tytéţ analytické váhy, zaručující stejnou přesnost. o Pouţívat chemické sloučeniny v kvalitě p.a. o Mimořádnou pozornost věnovat přípravě roztoků pro sestavení kalibračních křivek a přípravě slepých vzorků. o Veškeré operace se vzorky a činidly provádět vzhledem k moţné kontaminaci a s ohledem na bezpečnost práce v laboratorních rukavicích. o Zařazovat kontrolní vzorky do vlastních měření (Rejšek, 1999). Principem metody stanovení aktivity kyselé fosfomonoesterázy je získání mnoţství obsahu přístupných forem fosforu v půdních vzorcích. Byla stanovena následující metoda pro zjištění poţadovaných hodnot P uvedené ve skriptech Lesnická pedologie – cvičení od Doc. Ing. Klementa Rejška, CSc. z roku 1999. : Stanovení aktivity kyselé fosfomonoesterázy podle Rejška (1991)
4.5.2. Seznam použitých chemikálií a jejich příprava Chemikálie : tetraboritan sodný (Na2B4O7·10 H2O); 201,219 g/mol kyselina jantarová (C4H6O4); 118,09 g/mol p-nitrofenylfosfát (pNPP),(C6H6NO6P); 219.088701g/mol p-nitrofenol (p-NP),(C6H5NO3); 139,11 g/mol hydroxid draselný (KOH); 56,105 g/mol 52
Činidla : jantarboraxový pufr (S-B pufr), pH 4,8 : 1000 ml S-B pufru bylo získáno smícháním 350 ml 0,05 mol.l-1 tetraboritanu sodného (roztok A) a 650 ml 0,05 mol.l-1 kyseliny jantarové (roztok B) roztok A : 19,1 g Na2B4O7 . 10H2O rozpustit v 1000 ml demineralizované (destilované) vody roztok B : 5,9 g C4H6O4 rozpustit v 1000 ml destilované vody p-nitrofenylfosfát (roztok p-NPP), 750 µmol.l-1 : 0,20 g Na2C6H4NO2PO4 bylo rozpuštěno v 1000 ml S-B pufru (1 tableta na 100 ml pufru) p-nitrofenol standart (p-NP) : výchozí ředění 0,10 g C6H4OHNO2 bylo rozpuštěno ve 100 ml S-B pufru hydroxid draselný 1mol.l-1 : rozpuštění 5,6 g KOH ve 100 ml demineralizované vody
4.5.3. Použité přístroje a pomůcky váha Sartorius (BL 510), Denver (MXX-612) laboratory digital pH meter (op-211/1) s kombinovanou elektrodou a příslušnými standardy (pH 7,0 a 9,0). vodní lázeň Memmert WB 14 inkubátor Friocell sušička Venticell hliníkové váţenky (kaţdý jednotlivý ks je označen na dolní straně číslem – jiná specifická hmotnost = je třeba na váze nulovat) spektrofotometr Spekol 1300 analytické váhy Precisa 240 A běţné laboratorní sklo (SIMAX), laboratorní lţičky, exikátor automatická mikropipeta (1 ml, 10 ml) filtrační papíry (Filtrak)
53
4.5.4. Postup stanovení aktivity kyselé fosfomonoesterázy Jednotlivé analytické kroky dle posloupnosti : analyzovaný vzorek + substrát enzymatické reakce + pufr o pH 4,8
I.
inkubace vzniklé reakční směsi při určité inkubační teplotě
II. III.
zastavení enzymatické reakce
IV.
spektrofotometrické stanovení absorbance produktu štěpení substrátu při určité vlnové délce
Do Erlenmayerových baněk (100 ml) bylo naváţeno 1g čerstvé zeminy a přidáno 12 ml S-B pufru , obsahujícího µmol.l-1 p-NPP.
Baňky byly uzavřeny a krátce protřepány, následně byly jednotlivé vzorky inkubovány 60 minut při stálé teplotě 37 °C.
Po inkubaci proběhl proces filtrace přes filtrační papír do čistých laboratorních zkumavek. Ihned po proběhnuté fitraci došlo k přilití do fitrátu 8 ml inhibitoru 1mol.l-1KOH. V důsledku silné alkalizace sloţek roztoku docházelo ke ţlutému zbarvení iontů p-NP. Po alkalizaci se filtráty ředily B-B pufrem v poměru 1:1.
Paralelně s kaţdou analýzou vzorků byla provedena kontrolní stanovení (roztok blank), která by měla brát v úvahu ţluté zbarvení, jeţ nebylo odvozeno od p-nitrofenolu
uvolněného
štěpením
přidaného
p-NPP
kyselou
fosfomonoesterázou. Kontrolní vzorky se připravovaly stejným způsobem jako ostatní vzorky, ovšem místo 12 ml S-B pufru, obsahujícího 750 µmol.l-1 p-NPP byl přidán pouze čistý S-B pufr. Po inkubaci (těsně před filtrací) se přidalo 12 ml S-B pufru, obsahujícího 750 µmol.l-1 p-NPP a po následné filtraci mnoţství KOH (1mol.l-1) 16 ml.
Pro sestrojení kalibrační křivky byly stanoveny absorbance standartních roztoků o známé koncentraci p-NP. Z výchozího ředění p-NP byly odměřeny 3 ml a zředěny čistým S-B pufrem na 100 ml. Z tohoto roztoku bylo odměřeno mnoţství 1, 2, 3, 4, 5 ml a doplněno do 12 ml čistým S-B pufrem. Tím byly získány standartní roztoky obsahující 30, 60, 90, 120, 150 µg p-NP. Roztoky byly zfiltrovány (filtrem) a k filtrátu bylo přidáno 8 ml 1mol.l-1 KOH. Veškerá spektrofotometrická měření byla prováděna oproti směsi 12 ml čistého S-B pufru a 8 ml 1mol.l-1 KOH (referentní roztok – blank). 54
Absorbance analyzovaných vzorků i standartních roztoků byla ihned měřena pomocí spektrofotometru při vlnové délce 410 nm. Výsledky půdních analýz byly přepočítávány na µg p-NP/g sušiny/hod.
Obr. 25. Odebraný vzorek půdy z organogenního horizontu L
Obr. 26. Odebraný vzorek půdy z organogenního horizontu F+H
55
Obr. 27. Odebraný vzorek kořenů s rhizosférní půdou – organominerální horizont Ahe.
Obr. 28. Hrubé vzorky L, F+H, Ahe (součást rhizosférní půda na vlásečnicových koříncích).
Obr. 29. Postup při získání vzorku rhizosférní půdy pomocí štětečku. 56
Obr. 30. Získané vzorky horizontů L, F+H, Ahe po přesátí hrubých vzorků
Obr. 31. Naváţené mnoţství 10 g vzorku ve váţence ke zjištění sušiny (vpravo), 1 g půdy v Erlenmayerových baňkách pro přípravu roztoků, zbytek vzorku v sáčku slouţí pro uloţení do lednice. 57
Obr. 32. Do Erlenmayerových baněk (100 ml) byl naváţen1 g čerstvé zeminy a přidáno 12 ml S-B pufru, obsahujícího µmol.l-1 p-NPP.
Obr. 33. Baňky byly po uzavření krátce protřepány, následně byly jednotlivé vzorky připraveny na 60 minutovou inkubaci při stálé teplotě 37 °C. 58
Obr. 34. Po inkubaci proběhl proces filtrace přes filtrační papír do čistých laboratorních zkumavek.
Obr. 35. Ihned po proběhnuté fitraci bylo přilito do fitrátu 8 ml inhibitoru 1mol.l-1KOH, kontrola 16 ml inhibitoru 1mol.l-1KOH . V důsledku silné alkalizace sloţek roztoku docházelo ke ţlutému zbarvení iontů p-NP.
59
Obr. 36. Absorbance analyzovaných vzorků i standartních roztoků byla ihned měřena pomocí spektrofotometru při vlnové délce 410 nm.
4.5.5. Výpočet výsledků stanovení aktivity kyselé fosfomonoesterázy
µg p-NP/g sušiny/hod =
kde : S …………..střední hodnota vzorků (µg p-NP) C…………...střední hodnota kontrol (µg p-NP) 10………..…faktor ředění extraktu 100.%-1…….dm faktor pro sušinu půdy
60
5. VÝSLEDKY MĚŘENÍ V rámci zjištění, zda obsah fosforu na obou studovaných plochách FD i FS je výrazně rozdílný díky pěstebním a těţebním zásahům bylo zapotřebí porovnání jednotlivě zjištěných hodnot na aktivitu kyselé fosfomonoesterázy v poměru mezi jednotlivými horizonty a také mezi jednotlivými zkoumanými plochami FD a FS. Vzhledem k faktu, kdy jednotlivé vzorky na obou studovaných plochách byly odebírány tak, aby bylo moţno prezentovat zjištěné hodnoty v co nejpřesněji moţné heterogenitě geologického substrátu, členitosti terénu a jiných podmínkách v přímé vazbě na provedených výchovných těţebních zásazích, zjištěné naměřené absorbance tomuto faktu odpovídaly. Data vyplývající z chemických analýz jsou přehledně znázorněna (Tab. 3), kde hodnoty výsledků měření vycházejí z lineární závislosti koncentrace p-NP na absorbanci, vyjádřená grafem (obr. 37). Celkově analyzovaných vzorků na kaţdé studované ploše FD (kontrola) a FS (probírková část) bylo včetně kontrol 60 (vycházíme však výsledkově z 45 naměřených hodnot z kaţdé plochy), aby docházelo k co nejpřesněji dosaţeným výsledkům. Jednotlivé horizonty včetně naměřených a vypočtených hodnot vyjadřují tabulky (Tab. 4 – 9), data jsou z přehlednějšího hlediska zaokrouhlena na 2 desetinná místa a graficky znázorňena grafy (obr. 38 – 43), kde spojnice jednotlivých bodů naměřených hodnot v rámci vzorku 1 – 5 pouze zvýrazňují graficky nikoli lineárně jednotlivé body v grafu, totéţ je zvýrazněno graficky za obě studované plochy (obr. 44). Statistická analýza dat byla zpracovávána v software programu Microsoft Excell (2007) – Analýza dat, kdy nejdříve pro dané hodnoty v rámci horizontů a poté i celkově zjištěných hodnot na obou studovaných plochách bylo pouţito dvouvýběrového F-testu pro rozptyl, F-test určil, ţe se jedná o shodu rozptylu (F > 1 ^ F < F krit). Následovala analýza dat dvouvýběrového t-testu s rovností rozptylů (t Stat < t krit). V rámci
horizontu
L
byla
zjištěna
střední
hodnota
aktivity
kyselé
fosfomonoesterázy v μg p-NP/g sušiny/hod na ploše FS (341,4) a na ploše FD (311,2), dané hodnoty (obr. 45) poukazují 91 % aktivitu kyselé fosfomonoesterázy v poměru kontrola ku proředěné části a vliv probírkových zásahů je zde patrný, i kdyţ jen pouze v řádu několika %, pravděpodobnost (P = 0,19) a dvouvýběrový t-test s rovností rozptylů (t Stat = 0,91). Střední hodnoty zjištěné v horizontu F+H jsou téměř shodné (obr. 46), ale i zde je rozdíl ve prospěch probírkové plochy FS (177,6), FD (175,9) μg 61
p-NP/g sušiny/hod, tudíţ aktivita kyselé fosfomonoesterázy u probírkové části FS je na 99 % hodnot u plochy FD, z tohoto hlediska se jedná o statisticky nesignifikantní rozdíl (t Stat = 0,08), z hlediska pravděpodobnosti (P = 0,47). Naproti tomu u organominerálního horizontu Ah dochází opět k rozdílným aktivitám (obr. 47) kyselé fosfomonoesterázy FD (199,3) a FS (213,7), jeţ vystihuje 93 % poměr obou ploch v rámci středních naměřených hodnot μg p-NP/g sušiny/hod, (t Stat = 0,80), z hlediska pravděpodobnosti (P = 0,21). Celkově pak v obou studovaných plochách (obr. 48) vzhledem k heterogenitě odebraných vzorků představuje podíl aktivit dle středních hodnot kontroly ku probírce 93,7 %, dvouvýběrový t-test s rovností rozptylů uvádí (P = 0,22), (t krit = 1,66) a z toho vyplývá, ţe i zde jde o statisticky nesignifikantní rozdíl obou ploch FD (228,8) a FS (244,2) μg p-NP/g sušiny/hod. Nejvyšší střední hodnoty aktivity kyselé fosfomonoesterázy jsou v horizontu L (obr. 49). Z výsledků hodnocení plošné heterogenity vyplývá rozdílnost naměřených hodnot aktivit kyselé fosfomonoesterázy (obr. 50), kde největší zjištěné rozdíly jsou opět v horizontu L, na ploše FS se jedná o čtyřnásobný rozdíl nejniţší a nejvyšší hodnoty, naproti tomu se plocha FD vyznačuje „pouze“ dvojnásobným rozdílem nejvyšší a nejniţší aktivity vyjádřené v μg p-NP/g sušiny/hod. Rozdíl minimální a maximální hodnoty hodnocen komplexně u obou studovaných stanovišť je větší na ploše FS (obr. 51), kde rozdíl činí 391 μg p-NP/g sušiny/hod, na ploše FD je rozdíl 369 μg p-NP/g sušiny/hod. Relativní plošná heterogenita hodnocená v rámci organogenních horizontů (L a a
F+H)
organominerálního
horizontu
Ahe
vyjádřená
procenticky variačním
koeficientem dosáhla nejvyšší hodnoty v horizontu F+H v proředěné studované ploše, kde byly hodnoty vyšší i u horizontu L (obr. 52), zato horizont Ahe byl variačně ve prospěch plochy FD. Ovšem celková plošná heterogenita hodnocená za obě plochy (obr. 53) je hodnotově vyšší pro plochu FS (probírková). 1,00
Absorbance v závislosti na koncentraci p-NP
0,80 0,60
y = 0,0054x R² = 0,997
0,638
0,507
0,40
0,801
0,327 0,20 0,170 0,00 0
20
40
60
80
100
120
Obr. 37. Lineární závislost koncentrace p-NP na absorbanci 62
140
160
Tab. 3. Naměřené hodnoty g p-NP/g sušiny/h jsou vyjádřeny v závislostech na změřené absorbanci, zjištění množství sušiny ve vzorcích a přepočtu dat v jednotlivých horizontech (L, F+H, Ahe) na zkoumaných plochách FD a FS.
sušina
absorbance vzorek KFD5/Ahe FD5/Ahe FD5/Ahe FD5/Ahe KFD5/F+H FD5/F+H FD5/F+H FD5/F+H KFD5/L FD5/L FD5/L FD5/L KFD4/Ahe FD4/Ahe FD4/Ahe FD4/Ahe KFD4/F+H FD4/F+H FD4/F+H FD4/F+H KFD4/L FD4/L FD4/L FD4/L KFD1/L FD1/L FD1/L FD1/L KFD1/F+H FD1/F+H FD1/F+H FD1/F+H KFD1/Ahe FD1/Ahe FD1/Ahe FD1/Ahe KFD3/L FD3/L FD3/L FD3/L KFD3/F+H FD3/F+H FD3/F+H FD3/F+H KFD3/Ahe FD3/Ahe FD3/Ahe FD3/Ahe KFS1/Ahe FS1/Ahe FS1/Ahe FS1/Ahe KFS1/L FS1/L FS1/L FS1/L
g p-NP/g vlhké pudy/h
vzorek-kontrola 0,057 0,735 0,690 0,672 0,074 0,742 0,728 0,680 0,102 0,863 0,910 0,903 0,057 0,662 0,635 0,699 0,060 0,602 0,599 0,502 0,077 0,672 0,658 0,652 0,080 0,544 0,523 0,533 0,092 0,425 0,421 0,427 0,090 0,432 0,431 0,440 0,082 0,462 0,471 0,475 0,081 0,355 0,319 0,330 0,120 0,429 0,452 0,446 0,081 0,331 0,338 0,343 0,115 0,449 0,452 0,441
g p-NP/g sušiny/h 0,473
0,678 0,633 0,615
125,555 117,222 113,888
0,668 0,654 0,606
123,703 121,111 112,222
0,761 0,808 0,801
140,925 149,629 148,333
0,605 0,578 0,642
112,037 107,037 118,888
0,542 0,539 0,442
100,370 99,814 81,851
0,595 0,581 0,575
110,185 107,592 106,481
0,464 0,443 0,453
85,925 82,037 83,888
0,333 0,329 0,335
61,666 60,925 62,037
0,342 0,341 0,350
63,333 63,148 64,814
0,380 0,389 0,393
70,370 72,037 72,777
0,274 0,238 0,249
50,740 44,074 46,111
0,309 0,332 0,326
57,222 61,481 60,370
0,250 0,257 0,262
46,296 47,592 48,518
0,334 0,337 0,326
61,851 62,407 60,370
265,445 247,827 240,779 0,473 261,530 256,048 237,256 0,331 425,758 452,053 448,137 0,527 212,594 203,106 225,595 0,527 190,456 189,401 155,316 0,451 244,313 238,564 236,100 0,295 291,274 278,091 284,369 0,333 185,185 182,960 186,297 0,333 190,190 189,634 194,639 0,315 223,398 228,689 231,040 0,530 95,737 83,158 87,002 0,530 107,966 116,002 113,906 0,332 139,446 143,351 146,140 0,340
63
181,917 183,551 177,559
KFS1/F+H FS1/F+H FS1/F+H FS1/F+H KFS5/F+H FS5/F+H FS5/F+H FS5/F+H KFD2/L FD2/L FD2/L FD2/L KFS2/Ahe FS2/Ahe FS2/Ahe FS2/Ahe KFS4/Ahe FS4/Ahe FS4/Ahe FS4/Ahe KFS3/Ahe FS3/Ahe FS3/Ahe FS3/Ahe KFS4/F+H FS4/F+H FS4/F+H FS4/F+H KFS4/L FS4/L FS4/L FS4/L KFS5/Ahe FS5/Ahe FS5/Ahe FS5/Ahe KFS5/L FS5/L FS5/L FS5/L KFD2/F+H FD2/F+H FD2/F+H FD2/F+H KFS3/F+H FS3/F+H FS3/F+H FS3/F+H KFD2/Ahe FD2/Ahe FD2/Ahe FD2/Ahe KFS2/L FS2/L FS2/L FS2/L KFS3/L FS3/L FS3/L FS3/L KFS2/F+H FS2/F+H FS2/F+H FS2/F+H
0,066 0,270 0,276 0,260 0,023 0,312 0,359 0,312 0,042 0,631 0,640 0,604 0,141 0,533 0,525 0,530 0,092 0,678 0,706 0,740 0,044 0,539 0,526 0,538 0,092 0,604 0,570 0,583 0,095 0,719 0,686 0,754 0,054 0,431 0,394 0,427 0,067 0,652 0,783 0,747 0,055 0,457 0,446 0,493 0,071 0,523 0,595 0,544 0,069 0,599 0,602 0,592 0,069 0,750 0,754 0,697 0,085 0,642 0,613 0,682 0,073 0,347 0,349 0,305
0,332 0,204 0,210 0,194
37,777 38,888 35,925
0,289 0,336 0,289
53,518 62,222 53,518
0,589 0,598 0,562
109,074 110,740 104,074
0,392 0,384 0,389
72,592 71,111 72,037
0,586 0,614 0,648
108,518 113,703 120,000
0,495 0,482 0,494
91,666 89,259 91,481
0,512 0,478 0,491
94,814 88,518 90,925
0,624 0,591 0,659
115,555 109,444 122,037
0,377 0,340 0,373
69,814 62,963 69,074
0,585 0,716 0,680
108,333 132,592 125,925
0,402 0,391 0,438
74,444 72,407 81,111
0,452 0,524 0,473
83,703 97,037 87,592
0,530 0,533 0,523
98,148 98,703 96,851
0,681 0,685 0,628
126,111 126,851 116,296
0,557 0,528 0,597
103,148 97,777 110,555
0,274 0,276 0,232
50,740 51,111 42,963
113,788 117,135 108,210 0,293 182,657 212,362 182,657 0,298 366,020 371,613 349,241 0,407 178,360 174,720 176,995 0,438 247,759 259,597 273,972 0,351 261,158 254,299 260,631 0,438 216,472 202,097 207,593 0,330 350,168 331,649 369,809 0,293 238,275 214,890 235,747 0,267 405,742 496,601 471,632 0,431 172,724 167,998 188,192 0,351 238,472 276,458 249,551 0,431 227,721 229,010 224,714 0,373 338,099 340,085 311,786 0,268 384,881 364,842 412,520 0,407
64
124,670 125,580 105,560
Tab. 4. Zjištěné hodnoty aktivity kyselé fosfomonoesterázy v μg p-NP/g sušiny/hod na ploše FD/L. FD horizont L
1 291,30
2 3 4 μg p-NP/g sušiny/hod 366,02 223,40 244,31
5 425,76
278,09
371,61
228,69
238,56
452,05
284,37
349,24
231,04
236,10
448,14
500,00 450,00 400,00 350,00
FD/L vzorek 1
300,00
FD/L vzorek 2
250,00 200,00
FD/L vzorek 3
150,00
FD/L vzorek 4
100,00
FD/L vzorek 5
50,00 0,00 μg p-NP/g sušiny/hod
Obr. 38. Hodnoty aktivity kyselé fosfomonoesterázy v μg p-NP/g sušiny/hod na ploše FD/L vyjádřené graficky. Tab. 5. Zjištěné hodnoty aktivity kyselé fosfomonoesterázy v μg p-NP/g sušiny/hod na ploše FD/F+H. FD horizont F+H
1 185,18
2 3 4 μg p-NP/g sušiny/hod 172,72 95,73 190,45
5 261,53
182,96
167,99
83,15
189,40
256,04
186,29
188,19
87,00
155,31
237,25
300,00 250,00 FD/F+H vzorek 1
200,00
FD/F+H vzorek 2 150,00 FD/F+H vzorek 3 100,00
FD/F+H vzorek 4
50,00
FD/F+H vzorek 5
0,00 μg p-NP/g sušiny/hod
Obr. 39. Hodnoty aktivity kyselé fosfomonoesterázy v μg p-NP/g sušiny/hod na ploše FD/F+H vyjádřené graficky. 65
Tab. 6. Zjištěné hodnoty aktivity kyselé fosfomonoesterázy v μg p-NP/g sušiny/hod na ploše FD/Ahe. FD horizont Ahe
1 190,19
2 3 4 μg p-NP/g sušiny/hod 227,72 107,96 212,59
5 265,44
189,63
229,01
116,08
203,11
247,82
189,65
229,11
116,00
203,16
247,87
300,00 250,00 200,00
FD/Ah vzorek 1 FD/Ah vzorek 2
150,00
FD/Ah vzorek 3 FD/Ah vzorek 4
100,00
FD/Ah vzorek 5 50,00 0,00 μg p-NP/g sušiny/hod
Obr. 40. Hodnoty aktivity kyselé fosfomonoesterázy v μg p-NP/g sušiny/hod na ploše FD/Ahe vyjádřené graficky. Tab. 7. Zjištěné hodnoty aktivity kyselé fosfomonoesterázy v μg p-NP/g sušiny/hod na ploše FS/L. FS horizont L
1 181,91
2 3 4 μg p-NP/g sušiny/hod 338,09 384,88 350,16
5 405,74
183,55
340,09
364,84
331,64
496,60
177,56
311,78
412,52
369,80
471,63
600,00 500,00 400,00
FS/L vzorek 1 FS/L vzorek 2
300,00
FS/L vzorek 3 FS/L vzorek 4
200,00
FS/L vzorek 5 100,00 0,00 μg p-NP/g sušiny/hod
Obr. 41. Hodnoty aktivity kyselé fosfomonoesterázy v μg p-NP/g sušiny/hod na ploše FS/L vyjádřené graficky. 66
Tab. 8. Zjištěné hodnot aktivity kyselé fosfomonoesterázy v y μg p-NP/g sušiny/hod na ploše FS/F+H. FS horizont F+H
1 113,78
2 3 4 μg p-NP/g sušiny/hod 124,67 238,47 216,47
5 182,65
117,13
125,58
276,45
202,09
212,36
108,21
105,56
249,55
207,59
182,65
300,00 250,00 200,00
FS/F+H vzorek 1 FS/F+H vzorek 2
150,00
FS/F+H vzorek 3 100,00
FS/F+H vzorek 4
50,00
FS/F+H vzorek 5
0,00 μg p-NP/g sušiny/hod
Obr. 42. Hodnoty aktivity kyselé fosfomonoesterázy v μg p-NP/g sušiny/hod na ploše FS/F+H vyjádřené graficky. Tab. 9. Zjištěné hodnoty aktivity kyselé fosfomonoesterázy v μg p-NP/g sušiny/hod na ploše FS/Ahe. FS horizont Ahe
1 139,44
2 3 4 μg p-NP/g sušiny/hod 178,36 261,15 247,75
5 238,27
143,35
174,72
254,29
259,59
214,89
146,14
176,99
260,63
273,97
235,74
300,00 250,00 200,00
FS/Ah vzorek 1 FS/Ah vzorek 2
150,00
FS/Ah vzorek 3 FS/Ah vzorek 4
100,00
FS/Ah vzorek 5 50,00 0,00 μg p-NP/g sušiny/hod
Obr. 43. Hodnoty aktivity kyselé fosfomonoesterázy v μg p-NP/g sušiny/hod na ploše FS/Ahe vyjádřené graficky. 67
Obr. 44. Hodnoty aktivity kyselé fosfomonoesterázy v μg p-NP/g sušiny/hod na ploše FS, FD v horizontech L, F+H, Ahe vyjádřené graficky. 68
500 450
Střední hodnota μg p-NP/g sušiny/hod
400 350 300 250 200
341,4
311,2
150 100 50 0 FD/L
FS/L
Obr. 45. Střední hodnoty aktivity kyselé fosfomonoesterázy v μg p-NP/g sušiny/hod na ploše FS, FD v horizontu L vyjádřené graficky včetně směrodatné odchylky. 300
Střední hodnota μg p-NP/g sušiny/hod
250 200 150 100 175,9
177,6
50 0 FD/F+H
FS/F+H
Obr. 46. Střední hodnoty aktivity kyselé fosfomonoesterázy v μg p-NP/g sušiny/hod na ploše FS, FD v horizontu F+H vyjádřené graficky včetně směrodatné odchylky. 350
Střední hodnota μg p-NP/g sušiny/hod
300 250 200 150 100
199,3
213,7
FD/Ahe
FS/Ahe
50 0
Obr. 47. Střední hodnoty aktivity kyselé fosfomonoesterázy v μg p-NP/g sušiny/hod na ploše FS, FD v horizontu Ah vyjádřené graficky včetně směrodatné odchylky. 69
400
Střední hodnota μg p-NP/g sušiny/hod
350 300 250 200 150 100
228,8
244,2
FD
FS
50 0
Obr. 48. Střední hodnoty aktivity kyselé fosfomonoesterázy v μg p-NP/g sušiny/hod na ploše FS, FD vyjádřené graficky komplexně včetně směrodatné odchylky. 500 341,4
450
Střední hodnota μg p-NP/g sušiny/hod
311,2
400 350 300 250
175,9
177,6
FD F+H
FS F+H
199,3
213,7
FD Ahe
FS Ahe
200 150 100 50 0 FD/L
FS/L
Obr. 49. Střední hodnoty aktivity kyselé fosfomonoesterázy v μg p-NP/g sušiny/hod na plochách FS, FD v horizontech L, F+H, Ahe vyjádřené graficky včetně směrodatných odchylek. 600 496,6 500
452,1
hodnota μg p-NP/g sušiny/hod
400 300
261,5
276,5
273,9
265,4
223,4
200 117,6 100
107,9
105,6
83,2
139,4
0 FD L
FS L
FD F+H
FS F+H
FD Ahe
FS Ahe
Obr. 50. Minimální a maximální hodnoty aktivity kyselé fosfomonoesterázy v μg p-NP/g sušiny/hod na plochách FS, FD v horizontech L, F+H, Ahe vyjádřené graficky. 70
600 496,6 500
452,1
400 hodnota μg p-NP/g sušiny/hod 300 200 105,6
83,1
100 0
FD
FS
Obr. 51. Minimální a maximální hodnoty aktivity kyselé fosfomonoesterázy v μg p-NP/g sušiny/hod na plochách FS, FD komplexně vyjádřené graficky. 35 30
28,4
32,3
31
26,9
24,9
25
22,8
20 15 10 5 0 FD L
FS L
FD F+H FS F+H FD Ahe Variační koeficient u zjištěných hodnot v rámci odběrů v horizontech
FS Ahe
Obr. 52. Variační koeficient (%) aktivity kyselé fosfomonoesterázy na plochách FS, FD v horizontech L, F+H, Ahe vyjádřený graficky. Variační koeficient u zjištěných hodnot v rámci ploch FD a FS 41 40,5 40 39,5 39 38,5 38 37,5 37 36,5
40,6
37,9
FD
FS
Obr. 53. Variační koeficient (%) aktivity kyselé fosfomonoesterázy v na plochách FS, FD komplexně vyjádřený graficky. 71
6. ZÁVĚR Předloţená práce vycházela z opakovaných laboratorních analýz vzorků pěti odběrových míst tří půdních horizontů, obecně charakterizovatelných vysokou biologickou aktivitou enzymů. Všechny zkoumané půdní horizonty na proředěné části FS se vyznačují vyšší aktivitou kyselé fosfomonoesterázy neţ na studovaných vzorcích půdních horizontů neproředěné části FD experimentální plochy. Rozdíly
mezi
naměřenými
hodnotami
v absolutní
heterogenitě
mezi
studovanými plochami byly relativně malé u horizontů F+H a Ahe a výraznější u horizontu L, kde největší heterogenita zjištěného mnoţství
aktivity kyselé
fosfomonoesterázy v μg p-NP/g sušiny/hod byla zjištěna na studované ploše FS (nejniţší 117,6 μg p-NP/g sušiny/hod a nejvyšší 496,6 μg p-NP/g sušiny/hod). Celková plošná heterogenita hodnocená za obě plochy je hodnotově vyšší pro plochu FS (probírková), kde absolutní plošná heterogenita FD (228,8 μg p-NP/g sušiny/hod a FS (244,2 μg p-NP/g sušiny/hod). Závěrem je tedy moţno konstatovat, ţe proředění mladého smrkového porostu má dle zjištěných výsledků a analýz vliv na aktivitu kyselé fosfomonoetrázy, nejmenší (zanedbatelný) vliv má v horizontech F+H, větší stimulace aktivity kyselé fosfomonoesterázy spadá do horizontu L, výsledky ukazují výraznou plošnou heterogenitu nejen mezi oběma studovanými plochami, ale i v rámci půdních horizontů.
72
7. SUMMARY
The aim of this study was to determine the interrelationships between thinning and the activity of acid phosphomonoesterase in the Norway spruce pole timber stand. The study was conducted in the Moravian-Silesian Beskyd Mts., within thge Experimental Ecological Research Station "White Cross" belonging to the Czech Academy of Sciences, Brno-Porici. The study was performed as a part of a comprehensive soil scientific investigations in the experimental research station. The measurement was conducted on i) the Norway spruce stand after thinning (FS), and ii) the Norway spruce stand where no thining was carried out (FD, the control study plot). The soil bodies on both stands were sampled - the mixed samples of L, F + H and Ahe horizons were taken from five individual sampling sites where a high priority to have representative samples for laboratory measurement was given. Performed biochemical analysis documenting the impact of intervention to control (FD) in forest soils with the ongoing podzolization Outer Magura Flysch sediments. The activity of phosphomonoesterase was measured by incubating 1 g wet soil (tests were carried out within 48 hours after sampling) with 12 ml p-nitrophenyl phosphate (pNPP) in succinate-borate buffer (WB buffer) at pH 4.8 and 37 °C incubation temperature. Due to the strong alkalization of the solution components there was a yellow color ion of p-nitrophenol (p-NP). Absorbance of the analyzed samples and standard solutions was immediately measured using a spectrophotometer at a wavelength of 410 nm. Results of soil analysis were converted to μg p-NP/g dry weight/hr. The data obtained proved a positive role of thinning on the activity of acid phosphomonoesterase: the tree examined horizons at FS study plot displayed a higher activity of the acidic phosphomonoesterase in comparison with FD study plots. In detail, i) for both F + H horizon and Ahe horizon, differences between the measured values of the absolute heterogeneity of the studied area were relatively low, and ii) for L horizons, such differences gained higher values where the largest number of observed heterogeneity of acidic phosphomonoesterase in μg p-NP/g dry weight/hr was found in the study area FS (lowest 117.6 μg p-NP/g dry weight/hr and a maximum 496.6 μg p-NP/g dry weight/hr). Totally, the absolute surface heterogeneity reaches i) on the FD study plot, 228.8 μg p-NP/g dry weight/hr, and on ii) the FS study plot, 244.2 μg p-NP/g 73
dry weight/hr). The data were statistically proved leading to the fact that a role of thining was statististically insignificant in the F + H horizons and significant in both L and Ahe horizons. In general, the results show a strong spatial heterogeneity not only between the FS and FD study plots, but also within the topsoil horizons, ie. related to the soil depth.
74
8. LITERATURA (PRAMENY, ZDROJE) 8.1. Seznam použité literatury BÁLEŠ, V., et al., 1987. Enzýmové inžinierstvo,Alfa Bratislava,/EIN 063-041-87/,272 s. BARTOVSKÁ, L., 2008. Chemická kinetika, VŠCHT, Praha. BRADY, N.C., WEIL R.R., 2002. The nature and Properties of Soils. Upper Saddle River, New Jersey , / ISBN 0-13-016763-0/. BURNS, R.,G., 1982.
Enzyme activity in soil: Location and a possible role in
microbial ecology. Soil Biology and Biochemistry 14 BURNS, R.G., 1978. Soil enzymes, Academic Press, London . CRAFT, C., B., RICHARDSON, C., J., 1993 Peat accretion and, N, P, and organic C accumulation in nutrient-enriched and unenriched Everglades peatlands. Ecol. Appl. 3: 446-458. DYKYJOVÁ, D., et al. , 1989. Metody studia ekosystémů, Academia Praha . FORMÁNEK, P., VRANOVÁ, V., 2004. Soil biology. 89 s. FUKAL, L., 2005. Bioafinitní metody, VŠCHT, Praha, /ISBN 80-7080-584-6/, 114 s. GIRGEL,
M.,
2007.
.Aktivita
ureázy
v
organominerální
půdě
rozdílně
obhospodařovaných lučních ekosystémů Moravskoslezských Beskyd v letech 2003 – 2005, stanovení vlivu pH na aktivitu ureázy ve vybraných půdních horizontech. Diplomová práce. Brno: MZLU, LDF HOLIŠOVÁ, P., 2005.
Aktivita kyselé fosfomonoesterázy v půdě pod lučními
společenstvy Moravskoslezských Beskyd. Bakalářská práce. Brno: MZLU, LDF HOLIŠOVÁ,
P.,
2008.
Aktivita
kyselé
fosfomonoesterázy
v
půdě
rozdílně
obhospodařovaných lučních a lesních ekosystémů Moravskoslezských Beskyd. Diplomová práce. Brno: MZLU, LDF JANDÁK, J., 1993. Půdoznalství (Morfogenetická klasifikace půd) , VŠZ v Brně /ISBN 80-7157-101-6/. JIRKOVSKÝ V., LIBENSKÝ J., 1960. Prořezávky, probírky a vyvětvování, SZN Praha /č.1182/ KAFKA, O., 2007. Vliv rozdílného obhospodařování lučních a lesních ekosystémů na uhlík v mikrobiální biomase půdy. Diplomová práce. Brno: MZLU, LDF KALČÍK, J., 11/2001. Koloběh fosforu v lesních půdách, Lesnická práce, /ISSN 03229254/. 75
KAPRÁLEK, F., 1968. Biochemie a fyziologie buňky : určeno pro posl. přírod. fak. Část 2, Enzymy / Universita Karlova v Praze, Praha /1012-6064/. KARLSON, P., 1981. Základy biochemie. 3. přeprac.vyd. Praha: Academia. KLIMO, E., 2000. Lesnická pedologie, MZLU Brno, /ISBN 80-7157-306-X/. KONŠEL J., et al., 1941. Probírky jako praktický výkon, Písek . KOTAL, V., et al., 1989. Enzymy v zemědělství, Praha /ISBN 80-209-0022-5/. KULHAVÝ ,J., et al., 2009. Depoziční toky, minerální výživa a zásoba uhlíku a dusíku ve smrkových porostech na lokalitě Bílý Kříž (Moravskoslezské Beskydy) v letech 1999 – 2006, Folia Forestalia Bohemica /ISBN 978-80-87154-17-1/. LAVELLE, P.,SPAIN, A.V., 2001. Soil ecology, Kluwer Academic Publisher. MIKO, L., et al., 2006. Život v půdě 2., Vesmír 85, 284-290. MURRAY, K.,R., et al., 2001. Harperova biochemie, H&H, /ISBN 80-7319-003-6/. PEJVE, J.,V., 1966. Biochémia pôd, Bratislava . RACEK, J., 1999. Klinická biochemie, Galén, Praha . RACEK, J., et al., 2006. Klinická biochemie, Galén, Praha, /ISBN 80-7262-324-9/. RAYNAUD, X., et al., 2006. Soil microbial look and nutriet uptake by plants: a test using a couplet C:N model of plant microbial interactions, Plant and soil 287 (1 -2). REJŠEK, K., 1988. Fosfatázy v lesních půdách, In: Acta universitatis agriculturae, VŠZ Brno , /ISSN 0524-7438/. REJŠEK, K., 1999. Lesnická pedologie : cvičení , MZLU Brno, /ISBN 80-7157-352-3/. REJŠEK, K., 2007. Acid phosphomonoesterase activity in floodplain forest soils. Soil and Water Research. č. 2, s. 67--75. /ISSN 1801-5395/. REJŠEK, K., et al., 2006. Život v půdě 1., Vesmír 85, 212-219. RICHARDSON, C., J., 1985. Mechanisms controlling phosphorus retention capacity in freshwater wetlands. Science 228: 1424-1427. RICHARDSON, C.,J., 1999. The role of wetlands in storage, release, and cycling of phosphorus on the landscape, Phosphorus Biogeochemistry in Subtropical Ecosystems. CRC Press, Boca Raton, Florida, 47-68. RICHARDSON, M., L., GANGOLLI, S., 1994. The dictionary of Substances and theireffects, 6, 714-725. RICHTER, R., HLUŠEK, J., 1994. Výživa a hnojení rostlin (I. obecná část).1. vyd. Brno: VŠZ v Brně, /ISBN 80-7157-138-5/.
76
ROHLÍK, T., 2009. Stanovení celkového dusíku pomocí C-H-N analyzátorů experimentálního smrkového porostu v Moravskoslezských Beskydech s důrazem na zachycení dopadu změny světelných a teplotních podmínek po výchovnách zásazích v porostu. Bakalářská práce. Brno: MZLU, LDF RYCHNOVSKÁ, M., et al., 1985. Ekologie lučních porostů, Academia Praha, 292 s. ŠANTRŮČKOVÁ, H., KALČÍK, J., 1995.
Fosfor v mikrobní biomase – součást
organického P v půdě, Ústav půdní biologie AV ČR, České Budějovice . ŠARAPATKA, B., 1996. Pedologie, UP Olomouc, /ISBN 80-7067-590-X/, 235 s. ŠARAPATKA, B., BUBENÍKOVÁ, I., 2005. Vývoj a využití biopreparátů a organominerálních hnojiv podporujících rozklad organických látek a zvyšující supresivitu půdy. Průběžná zpráva za rok 2004, 21s. Vydavatelství UP Olomouc. ŠIMEK, M., 2003. Základy nauky o půdě 3. Biologické procesy a cykly prvků, Jihočeská univerzita České Budějovice , /ISBN 80-7040-630-5/. ŠIMEK, M., 2004. Základy nauky o půdě 4. Degradace půdy, Jihočeská univerzita České Budějovice /ISBN 80-7040-667-4/. SLODIČÁK, M., NOVÁK, J., 2007. Výchova lesních porostů hlavních hospodářských dřevin. Strnady: VÚHLM, Výzkumná stanice Opočno, Lesnický průvodce 4/2007, /ISBN 978-80-86461-89-2/. SPEIR, T.,W., ROSS, D.,J., 1978. Soil phosphatase and sulphatase, Academic Press London. ŠTERN, P., et al., 2005. Obecná a klinická biochemie pro bakalářské obory studia, Karolinum, Praha . TUČEK, K., TVRZ, F., 1982. Kapesní atlas nerostů a hornin, SPN Praha , /6-82-19/2/ VODRÁŢKA, Z., 1992. Biochemie I., Academia Praha . VODRÁŢKA, Z., 1996. Biochemie. 2. vyd. Praha: Academia, 186 s. /ISBN 80-2000600-1/. VOET, D., VOETOVÁ, J., G., 1995. Biochemie, Praha /ISBN 80-85605-44-9/. VYMAZAL, J., 1995. Algae and Element Cycling in Wetlands. Lewis Publishers, Chelsea, Michigan. VYMAZAL, J., 2001. Nutrient removal and transformation mechanisms in constructed wetlands. Backhuys Publishers, Leiden, Nizozemí, 1-93. VYSKOT, M., et al., 1962. Probírky (Biotechnika a efektivnost), SZN Praha , /ISBN 07-124-62-04/41 /. 77
8.2. Online zdroje
Agentura ochrany přírody a krajiny České republiky, Správa CHKO Beskydy, [online], [cit. 2010-03-10]. Dostupný z WWW:
. Agentura ochrany přírody a krajiny České republiky, Správa CHKO Beskydy,[online], [cit. 2010-03-10]. Dostupný z WWW: . Agentura ochrany přírody a krajiny České republiky, Správa CHKO Beskydy,[online], [cit. 2010-03-10]. Dostupný z WWW: . Biochemie, Index of /doc/skripta/imch, [online] UP Olomouc [cit. 2010-07-12]. Dostupný z WWW: . Biologie – enzymy, [online], [cit. 2010-03-10]. Dostupný z WWW: . Der universität München,
Protein misfolding, [online], 2009. [cit. 2010-02-22].
Dostupný z WWW:
Kinderpoliklinik-im-Dr-von-Haunerschen-Kinderspital/MolekularePaediatrie/de/forschung/proteinfehlfaltung/index.html> Duda, M., Cykly živin, [online], 2008, [cit. 2010-08-19]. Dostupný z WWW: . Elgra, E., Enzymy, [online], 2006. [cit. 2010-08-19]. Dostupný z WWW: . European Journal of Cell Biology 82, 333 ± 342 (2003, July) Ą ą Urban &Fischer Verlag Ą Jena 333, [online], [cit. 2011-02-14]. Dostupný z WWW: . Hrouda, P., Symbiotické vztahy hub, [online], Masarykova univerzita v Brně, Přírodovědecká fakulta, 2009. [cit. 2011-02-12]. Dostupný z WWW: . Koloběh fosforu, obrázek, [online], [cit. 2010-12-30]. Dostupný z WWW: . 78
Kulhavý, J., Biochemické koloběhy, [online], Mendelova univerzita v Brně, 2010. [cit. 2010-12-30]. Dostupný z WWW: . Matějka, M., Information and data systems (Přírodní lesní oblasti ČR), [online], IDS main page, [online], 2005. [cit. 2011-04-08], poslední aktualizace 21.3.2011. Dostupný z WWW: . Němeček et al., Taxonomický klasifikační systém půd ČR, [online], [cit. 2010-02-23]. Dostupný z WWW: . Pešková, M., Aktivita půdních enzymů ve společenstvech trvalých travních porostů, [online], BP UP Olomouc, 2008 [cit. 2010-03-10]. Dostupný z WWW: . Richter, R., Výživa rostlin, [online], Mendelova univerzita v Brně, 2007. [cit. 2010-02-22] poslední aktualizace 16.1.2007. Dostupný z WWW: . Santa Cruz biotechnology, inc., PNPP, Disodium Salt: sc-3720, [online], [cit. 2010-12-21]. Dostupný z WWW:. Šimek, M., Ekologie půdy, biologické centrum AV ČR, [online], Jihočeská univerzita České Budějovice, 2003. [cit. 2010-02-12]. Dostupný z WWW: . Ústav experimentální botaniky AV ČR, Biochemické metody, [online], [cit. 2010-03-10]. Dostupný z WWW: . Ústav pro hospodářskou úpravu lesů, MAPOVÝ SERVER, [online], Brandýs nad Labem, 2009. [cit. 2011-03-10]. Dostupný z WWW: . Ústav pro hospodářskou úpravu lesů, MAPOVÝ SERVER, [online], Brandýs nad Labem, 2010. [cit. 2011-03-02]. Dostupný z WWW: . 79
Ústav systémové biologie a ekologie AV ČR , Bílý Kříž, [online], [cit. 2010-08-24]. Dostupný z WWW: . Ústav systémové biologie a ekologie AV ČR, [online], [cit. 2010-08-24]. Dostupný z WWW: . Wikipedie : otevřená encyklopedie [online]. St. Petersburg (Florida) : Wikimedia Foundation, 2001- , strana naposledy edit. 2009-10-15 [cit. 2010-12-20]. Dostupný z WWW: . Wikipedie : otevřená encyklopedie [online]. St. Petersburg (Florida) : Wikimedia Foundation, 2001- , strana naposledy edit. 2009-10-15 [cit. 2010-12-21]. Dostupný z WWW: .
8.3. Seznam obrázků Obr. 1. Apatit (in Tuček, /1982/). (str.10) Obr. 2. Fosforit (in Tuček, /1982/). (str.10) Obr. 3. Globální cyklus fosforu. (upraveno podle van Loon a Duffy, 2000), (in Šimek /2003/). (str.11) Obr. 4. Cyklus fosforu v suchozemském ekosystému. Čísla v závorkách udávají průměrné mnoţství P (kg . ha-1, vrstva půdy 0 – 10 cm). (upraveno podle : Waldbridge, 1991, cit. in Mullen, 1998, Paul a Clark , 1996), (in Šimek /2003/). (str.12) Obr. 5. Koloběh fosforu (upraveno podle /http://learn.tutorvista.com/files/common/users/).(str.12) Obr. 6. Hlavní změny probíhající při eutrofizaci vody. Upraveno podle : Correll, 1998, cit. in Pierzynski et al., 2000), (in Šimek /2003/). (str.15) Obr.7.
Průměrné zastoupení jednotlivých sloţek minerální hlinité půdy ve stavu
příznivém pro růst rostlin (v objemových procentech). Poměrné zastoupení vzduchu a vody je velmi proměnlivé a do značné míry ovlivňuje půdní procesy a růst rostlin (upraveno podle: Brady, 1990), (in Šimek /2003/). (str15)
80
Obr. 8. Změny forem fosforu v půdě v závislosti na vývoji (stáří) půdy. Upraveno podle : (Pierzynski, Sims a Vance, 2000), (in Šimek /2003/). (str.16) Obr. 9. Koloběh fosforu v půdě (in Kulhavý /2010/). (str.17) Obr. 10. Zastoupení forem fosforu podle pH prostředí. Upraveno podle : (Van Loon a Duffy, 2000), (in Šimek /2003/). (str.20) Obr. 11. Hlavní procesy přeměn fosforu v půdě. (Foth, 1990), (in Šimek /2003/). (str.21) Obr. 12. Fixace vneseného rozpustného fosfátu do různých sloučenin v závislosti na pH půdy. Z obrázku je zřejmé, ţe nejvíce přijatelného fosforu je v půdách při pH kolem 6 - 7. (Brady, 1990), (in Šimek /2003/). (str.22) Obr. 13. Chvostoskok Friesea truncata, dravec ţivící se vodní půdní faunou, ţije v sušších typech tundry, ale nápadná je jeho absence v sukcesní řadě na pingu. (Foto J. Rusek). (str.26) Obr. 14. Schéma fosfátového reţimu ve vztahu půda - rostlina. (Russel, 1988). (str.28) Obr. 15. Koloběh hlavních elementů v ekosystému jehličnatého lesa (upraveno podle etext.czu.cz/img/skripta/68/107_115-1.pdf). (str.29) Obr. 16. Sloţky enzymu (upraveno podle Muntau et al., 2002). (str.31) Obr. 17. Rozdělení redoxních enzymů (Palmisano, 2000) (str.32) Obr. 18. Závislost aktivity enzymu na pH (upraveno podle: Kaprálek, 1968) (str.35) Obr. 19. Saturační křivka. Závislost počáteční rychlosti enzymové reakce na koncentraci substrátu za konstantní koncentrace enzymu (Bartovská , 2008) (str.36) Obr. 20. Lokalizace enzymů v půdě (prezentace Dr.Klose podle práce Brunse 1982 a Nannipieriho, 1994 ), (in Formánek, Vranová/2004/). (str.38). Obr. 21. Beskydy (upraveno podle (http://www.beskydy.ochranaprirody.cz)). (str.44) Obr. 22. Výzkumné plochy FD, FS v rámci pracoviště EEP Bílý Kříţ (upraveno podle : USBE). (str.46) Obr. 23. Sonda podzolu modálního (ilustrační foto D.Vavříček) (str.49) Obr. 24. Sonda kryptopodzolu modálního (ilustrační foto D.Vavříček) (str.50) Obr. 25. Odebraný vzorek půdy z organogenního horizontu L. (str.55) Obr. 26. Odebraný vzorek půdy z organogenního horizontu F+H. (str.55) Obr. 27. Odebraný vzorek kořenů s rhizosférní půdou – organominerální horizont Ahe. (str.56) Obr. 28. Hrubé vzorky L, F+H, rhizosferní půda na vlásečnicových koříncích (str.56) 81
Obr. 29. Postup při získání vzorku rhizosferní půdy pomocí štětečku (str.56) Obr. 30. Získané vzorky horizontů L, F+H, Ahe po přesátí hrubých vzorků (str.57) Obr. 31. Naváţené mnoţství 10 g vzorku ve váţence ke zjištění sušiny (vpravo), 1 g půdy v Erlenmayerových baňkách pro přípravu roztoků, zbytek vzorku v sáčku slouţí pro uloţení do lednice (str.57) Obr. 32. Do Erlenmayerových baněk (100 ml) bylo naváţeno 1 g čerstvé zeminy a přidáno 12ml S-B pufru , obsahujícího µmol.l-1 p-NPP (str.58) Obr. 33. Baňky byly po uzavření krátce protřepány, následně byly jednotlivé vzorky připraveny na 60 minutovou inkubaci při stálé teplotě 37 °C (str.58) Obr. 34. Po inkubaci proběhl proces filtrace přes filtrační papír do čistých laboratorních zkumavek (str.59) Obr. 35. Ihned po proběhnuté fitraci bylo přilito do fitrátu 8 ml inhibitoru 1mol.l-1KOH, kontrola 16ml inhibitoru 1mol.l-1KOH . V důsledku silné alkalizace sloţek roztoku docházelo ke ţlutému zbarvení iontů p-NP (str.59) Obr. 36. Absorbance analyzovaných vzorků i standartních roztoků byla ihned měřena pomocí spektrofotometru při vlnové délce 410 nm (str.60) Obr. 37. Lineární závislost koncentrace pNP na absorbanci.(str.62) Obr. 38. Hodnoty aktivity kyselé fosfomonoesterázy v μg p-NP/g sušiny/hod na ploše FD/L vyjádřené graficky. (str.65) Obr. 39. Hodnoty aktivity kyselé fosfomonoesterázy v μg p-NP/g sušiny/hod na ploše FD/F+H vyjádřené graficky. (str.65) Obr. 40. Hodnoty aktivity kyselé fosfomonoesterázy v μg p-NP/g sušiny/hod na ploše FD/Ahe vyjádřené graficky. (str.66) Obr. 41. Hodnoty aktivity kyselé fosfomonoesterázy v μg p-NP/g sušiny/hod na ploše FS/L vyjádřené graficky. (str.66) Obr. 42. Hodnoty aktivity kyselé fosfomonoesterázy v μg p-NP/g sušiny/hod na ploše FS/F+H vyjádřené graficky. (str.67) Obr. 43. Hodnoty aktivity kyselé fosfomonoesterázy v μg p-NP/g sušiny/hod na ploše FS/Ahe vyjádřené graficky. (str.67) Obr. 44. Hodnoty aktivity kyselé fosfomonoesterázy v μg p-NP/g sušiny/hod na ploše FS, FD v horizontech L, F+H, Ahe vyjádřené graficky. (str.68) Obr. 45. Střední hodnoty aktivity kyselé fosfomonoesterázy v μg p-NP/g sušiny/hod na ploše FS, FD v horizontu L vyjádřené graficky včetně směrodatné odchylky. (str.69) 82
Obr. 46. Střední hodnoty aktivity kyselé fosfomonoesterázy v μg p-NP/g sušiny/hod na ploše FS, FD v horizontu F+H vyjádřené graficky včetně směrodatné odchylky. (str.69) Obr. 47. Střední hodnoty aktivity kyselé fosfomonoesterázy v μg p-NP/g sušiny/hod na ploše FS, FD v horizontu Ahe vyjádřené graficky včetně směrodatné odchylky. (str.69) Obr. 48. Střední hodnoty aktivity kyselé fosfomonoesterázy v μg p-NP/g sušiny/hod na ploše FS, FD vyjádřené graficky komplexně včetně směrodatné odchylky. (str.70) Obr. 49. Střední hodnoty aktivity kyselé fosfomonoesterázy v μg p-NP/g sušiny/hod na plochách FS, FD v horizontech L, F+H, Ahe vyjádřené graficky včetně směrodatných odchylek (str.70) Obr. 50. Minimální a maximální hodnoty aktivity kyselé fosfomonoesterázy v μg pNP/g sušiny/hod na plochách FS, FD v horizontech L, F+H, Ahe vyjádřené graficky (str.70). Obr. 51. Minimální a maximální hodnoty aktivity kyselé fosfomonoesterázy v μg pNP/g sušiny/hod na plochách FS, FD komplexně vyjádřené graficky (str.71). Obr. 52. Variační koeficient (%) aktivity kyselé fosfomonoesterázy na plochách FS, FD v horizontech L, F+H, Ahe vyjádřený graficky (str.71). Obr. 53. Variační koeficient (%) aktivity kyselé fosfomonoesterázy v na plochách FS, FD komplexně vyjádřený graficky (str.71).
8.4. Seznam tabulek
Tab. 1.
Mechanismy, které kontrolují dlouhodobé (D) a krátkodobé (K) ukládání
fosforu v mokřadních systémech (Richardson, 1999) (str.14) Tab. 2. Charakteristika experimentálních ploch. (str.47) Tab. 3. Naměřené hodnoty μg p-NP/g sušiny/h jsou vyjádřeny v závislostech na změřené absorbanci, zjištění mnoţství sušiny ve vzorcích a přepočtu dat v jednotlivých horizontech (L, F+H, Ahe) na zkoumaných plochách FD a FS. (str.63 - 64). Tab. 4. Zjištěné hodnoty aktivity kyselé fosfomonoesterázy v μg p-NP/g sušiny/hod na ploše FD/L. (str.65) 83
Tab. 5. Zjištěné hodnoty aktivity kyselé fosfomonoesterázy v μg p-NP/g sušiny/hod na ploše FD/F+H. (str.65) Tab. 6. Zjištěné hodnoty aktivity kyselé fosfomonoesterázy v μg p-NP/g sušiny/hod na ploše FD/Ahe. (str.66) Tab. 7. Zjištěné hodnoty aktivity kyselé fosfomonoesterázy v μg p-NP/g sušiny/hod na ploše FS/L. (str.66) Tab. 8. Zjištěné hodnoty aktivity kyselé fosfomonoesterázy v y μg p-NP/g sušiny/hod na ploše FS/F+H. (str.67) Tab. 9. Zjištěné hodnoty aktivity kyselé fosfomonoesterázy v μg p-NP/g sušiny/hod na ploše FS/Ahe. (str.67)
8.5. Seznam příloh Příloha č. 1 : Orientační mapa CHKO Beskydy (upraveno podle http://www.beskydy.ochranaprirody.cz). Příloha č. 2 : Geomorfologie CHKO Beskydy (upraveno podle http://www.beskydy.ochranaprirody.cz). Příloha č. 3 : Ortofotomapa EEP Bílý Kříţ (upraveno podle http://geoportal2.uhul.cz/mapserv/php/). Příloha č. 4 : Typologická mapa EEP Bílý Kříţ se zobrazením cílových hospodářských souborů včetně legendy (upraveno podle http://geoportal2.uhul.cz/mapserv/php/). Příloha č. 5 : Typologická mapa EEP Bílý Kříţ s grafickým zobrazením lesních typů včetně legendy (upraveno podle http://geoportal2.uhul.cz/mapserv/php/). Příloha č. 6 : Poškození jehličnatých lesních porostů v roce 2000 zpracované na základě satelitních snímků v PLO 40 (upraveno podle http://www.infodatasys.cz/lesnioblasti/40AS.htm). Příloha č. 7 : Odvozená pedologická mapa v PLO 40, v legendě % podíly plochy lesní půdy dle výskytu půdních typů ve srovnání s ostatními PLO v ČR (upraveno podle http://www.infodatasys.cz/lesnioblasti/40AS.htm).
84
