STABILITA PŮDNÍ ORGANICKÉ HMOTY BAKALÁŘSKÁ PRÁCE

-1-

MENDELOVA ZEMĚDĚLSKÁ A LESNICKÁ UNIVERZITA V BRNĚ AGRONOMICKÁ FAKULTA ÚSTAV AGROCHEMIE, PŮDOZNALSTVÍ, MIKROBIOLOGIE A VÝŽIVY ROSTLIN

STABILITA PŮDNÍ ORGANICKÉ HMOTY BAKALÁŘSKÁ PRÁCE

Brno 2006

Vedoucí bakalářské práce : RNDr. Lubica Pospíšilová

Vypracovala : Andrea Štochelová

-2-

Prohlášení

Prohlašuji, že jsem bakalářskou práci na téma : Stabilita půdní organické hmoty vypracovala samostatně a použila jen pramenů, které cituji a uvádím v přiloženém soupisu literatury. Souhlasím, aby práce byla uložena v knihovně Mendelovy zemědělské a lesnické univerzity v Brně a zpřístupněna ke studijním účelům.

V Brně dne : 24.04.2006 Podpis : Andrea Štochelová

-3-

Děkuji srdečně paní RNDr. Pospíšilové za odborné vědění a za velmi kladný přístup a pomoc při vypracování bakalářské práce.

V Brně dne : 24.04.2006

Andrea Štochelová

-4-

ANOTATION Agricultural soils that have been under constant management for long enough time are able to assume steady stable-state conditions. Up to 80% of the CEC of the soil may be caused by organic matter and the binding and exchange of cations by the soil organic fraction is of importance in soil fertility because of the supply of nutrients to plants. The literature data and our results of long - term field experiments are given. We would like to compare stability and quality of soil organic matter under different types of soil management. Long-term stationary field experiments concerning soil quality with continuous spring barley (Monoculture) and crop rotation system (Norfolk, 50% crop) were followed on Fluvi-Eutric Gleysol. The criteria used to assess quality of soil colloidal complex were: (1) CEC (cation exchange capacity), (2) TEB (sum of basic cations, exchangeable bases), (3) H+ (exchangeable hydrogen) and (4) Degree of Saturation. The criteria used to assess humus quality were: (1) Total carbon content (Corg, %), (2) Labile carbon content (3) Fractional composition of humus, (4) Ratio HA/FA (Humic Acids / Fulvic Acids) and (5) soil reaction pH KCl. Data obtained from 1975 to 2004 showed statistically significant differences between different variants of soil management. Total Corg content, Clabile content and sum of HA under Monoculture of barley decreased steadily. So did the quality and saturation degree of soil colloidal complex. We can conclude that quality and stability humus was higher under crop rotation system Norfolk.

-5-

OBSAH 1. ÚVOD …………………………………………………………………………..

10

2. LITERÁRNÍ PŘEHLED ……………………………………………………….

11

2.1 Stabilizace půdní organické hmoty ………………………………………..

11

2.2 Faktory stabilizace……………………………………………………………

14

2.2.1 Klima a atmosférické depozice……….…………………………………..

14

2.2.2 Fyzikální vlastnosti půdy…………………………………………………..

15

2.2.3 Chemické vlastnosti půdy………………...……………………………….

16

2.2.4 Biologické vlastnosti půdy…………………………………………………

17

2.2.5 Vegetační pokryv…………………………………………………………..

18

2.2.6 Způsob hospodaření na půdě…………………………………………….

19

2.3 Mechanismy stabilizace………………………………………..……………

21

2.3.1 Chemická rekalcitrace…………………………………………………….

21

2.3.2 Interakce organických a minerálních látek v půdě……………………..

21

2.3.3 Fyzikální stabilizace……………………….………………………………

22

2.3.4 Formy uhlíku v půdě……………………………………………………….

23

2.3.5 Volný uhlík………………………………………………………………….

24

2.3.6 Stabilní uhlík ……………………………………………………………….

24

2.3.7 Aktivní uhlík………………………………………………………………...

25

2.3.8 Metody izolace a identifikace uhlíku v půdě…………………………….

25

2.3.8.1 Stanovení za sucha……………………………………………….

26

2.3.8.2 Elementární analýza……………………………………………...

26

2.3.8.3 Stanovení na mokré cestě……………………………………….

26

2.3.8.4 Stanovení obsahu aktivního uhlíku……………………………..

27

3.CÍL PRÁCE……………………………………………………………………..

28

4. MATERIÁL A METODY VÝZKUMU…………………………………………

29

4.1 Popis zkoumané lokality…………………………………………………….

29

4.2 Stanovení celkového obsahu organického uhlíku………………………..

30

4.3 Stanovení celkového obsahu aktivního uhlíku……………………..……..

30

4.4 Stanovení frakčního složení humusu………………………………………

30

4.5 Stanovení parametrů půdního sorpčního komplexu……………………..

31

4.6 Stanovení hydrolytické acidity podle Kappena…………………….……..

33

-6-

4.7 Stanovení výměnné půdní reakce………………………………….………

33

5. VÝSLEDKY A VYHODNOCENÍ ………………………………………...…..

34

5.1 Celkový obsah organického uhlíku……………………………..…............

34

5.2 Celkový obsah aktivního uhlíku………………………………………….....

35

5.3 Frakční složení humusu……………………………………….…………….

35

5.4 Půdní sorpční komplex………………………………………………………

36

5.5 Hodnoty výměnné půdní reakce……………………………………….......

37

6. ZÁVĚRY………………………………………………………………….….....

38

7. LITERATURA…………………………………………………………………..

39

8. PŘÍLOHY……………………………………………………………………….

43

-7-

SEZNAM PŘÍLOH

Schéma č.1 : Schéma polních pokusů, ŠZP Žabčice Příloha č. 1 : Přírodní podmínky na lokalitě Žabčice Příloha č. 2 : Popis půdního profilu fluvizemě glejové Příloha č. 3 : Stanovení celkového obsahu organického uhlíku Příloha č. 4 : Stanovení celkového obsahu aktivního uhlíku Příloha č. 5 : Stanovení frakčního složení humusu Příloha č. 6 : Stanovení parametrů půdního sorpčního komplexu Příloha č. 7 : Stanovení hydrolytické acidity podle Kappena Příloha č. 8 : Stanovení výměnné půdní reakce

SEZNAM TABULEK

Tabulka č. 1a : Průměrné hodnoty celkového obsahu uhlíku na daných variantách pokusu, Žabčice (1975 – 2004) Tabulka č. 1b : Statistické vyhodnocení dat (A-nova,jeden faktor) Tabulka č. 2a : Průměrné hodnoty celkového obsahu humusu na daných variantách pokusu, Žabčice (1975 – 2004) Tabulka č. 2b : Statistické vyhodnocení dat (A-nova , jeden faktor) Tabulka č. 3a : Průměrné hodnoty obsahu aktivního uhlíku na daných variantách pokusu, Žabčice (1998 – 2001) Tabulka č. 3b : Statistické vyhodnocení dat (A-nova, jeden faktor) Tabulka č. 4a : Průměrné obsahy HK na daných variantách pokusu, Žabčice (1975 – 2004) Tabulka č. 4b : Statistické vyhodnocení dat (A-nova, jeden faktor) Tabulka č. 5a : Poměr HK/FK na daných variantách pokusu, Žabčice, (1975 – 2004) Tabulka č. 5b : Statistické vyhodnocení dat (A-nova, jeden faktor) Tabulka č. 6a : Průměrné hodnoty obsahu výměnných bází na daných variantách pokusu, Žabčice, (1998 – 2000) Tabulka č. 6b : Statistické vyhodnocení dat (A-nova, jeden faktor)

-8-

Tabulka č. 7a : Průměrné hodnoty kationtové výměnné kapacity na daných variantách pokusu, Žabčice (1998 – 2000) Tabulka č. 7b : Statistické vyhodnocení dat (A-nova, jeden faktor) Tabulka č. 8a : Průměrné hodnoty nasycenosti sorpčního komplexu na daných variantách pokusu, Žabčice (1998 – 2000) Tabulka č. 8b: Statistické vyhodnocení dat (A-nova, jeden faktor) Tabulka č. 9a : Průměrné hodnoty obsahu výměnného vodíku na daných variantách pokusu, Žabčice(1998 – 2000) Tabulka č. 9b : Statistické vyhodnocení dat (A-nova, jeden faktor) Tabulka č. 10a : Průměrné hodnoty výměnné půdní reakce na daných variantách pokusu, Žabčice (1971 – 2001) Tabulka č. 10b : Statistické vyhodnocení dat (A-nova, jeden faktor)

SEZNAM OBRÁZKŮ

Graf č. 1 : Průměrné roční teploty na lokalitě Žabčice Graf č. 2 : Průměrné roční srážky na lokalitě Žabčice Graf č. 3 : Průměrné hodnoty celkového obsahu uhlíku na daných variantách pokusu, Žabčice (1975 – 2004) Graf č. 4 : Průměrné hodnoty celkového obsahu humusu na daných variantách pokusu, Žabčice (1975 – 2004) Graf č. 5 : Průměrné hodnoty obsahu aktivního uhlíku na daných variantách pokusu, Žabčice (1998 – 2001) Graf č. 6 : Průměrné obsahy HK na daných variantách pokusu, Žabčice (1975 – 2004) Graf č. 7 : Poměr HK/FK na daných variantách pokusu, Žabčice, (1975 – 2004) Graf č. 8 : Průměrné hodnoty obsahu výměnných bází na daných variantách pokusu, Žabčice, (1998 – 2000) Graf č. 9 : Průměrné hodnoty kationtové výměnné kapacity na daných variantách pokusu, Žabčice (1998 – 2000)

-9-

Graf č. 10 : Průměrné hodnoty nasycenosti sorpčního komplexu na daných variantách pokusu, Žabčice (1998 – 2000) Graf č. 11 : Průměrné hodnoty obsahu výměnného vodíku na daných variantách pokusu, Žabčice (1998 – 2000) Graf č. 12 : Průměrné hodnoty výměnné půdní reakce na daných variantách pokusu, Žabčice (1971 – 2001)

- 10 -

1. ÚVOD Půdní organická hmota plní důležitou environmentální funkci a je základním faktorem půdní úrodnosti (Hatcher, 2003). Stabilizace půdní organické hmoty je zvláště významná

v orných půdách a je známo, že degradace půdy obvykle

začíná degradací půdní organické hmoty. Půdní organická hmota představuje komplex organických, minerálních a organo-minerálních sloučenin, které při své mineralizaci nepřetržitě uvolňují do půdy značné množství živin a aktivně se podílí na stavbě půdního sorpčního komplexu (sorpce omezuje ztráty živin vyplavením). Změny chemických vlastností (půdní sorpční komplex) a fyzikálních vlastností (textura) vedou často k narušení stability a k úbytku organické hmoty. Při stanovení souboru ukazatelů ovlivňujících stabilitu humusu se vychází ze skutečnosti, že každý půdní typ má charakteristickou zásobu humusu, specifické frakční složení a rozmístění humusu jak ve fyzikálních frakcích, tak i v půdním profilu. Každý půdní typ má vlastní dynamickou rovnováhu mezi obsahem minerální a organické části, mezi stabilizací a aktivací organických a minerálních látek (Prax a kol, 1995).

Princip stabilizace humusu proto úzce souvisí jak

s kvalitou organické hmoty a půdního sorpčního komplexu, tak i s půdní texturou. Úbytek humusu a jeho destabilizace je u orných půd často způsoben nesprávným hospodařením a narušením chemických, fyzikálních a biologických vlastností půdy. Zvláště v 90 letech minulého století (po transformaci zemědělství) došlo u nás na orné půdě k podstatným změnám v hospodaření. Jedná se jak o změny v osevních postupech, omezení organického a minerálního hnojení, pokles výnosů, pokles vstupů primární organické hmoty do půdy a jiné. Tyto změny ovlivnily koloběh látek v agroekosystémech a také úrodnost orných půd. Existují relativně spolehlivé metody kontroly zásobenosti půd minerálními živinami (agrochemické zkoušení půd).

Kontrola optimálního obsahu humusu a jeho kvality je daleko složitější

z důvodu náročných chemických analýz i z finančních důvodů. Proto je současný výzkum orientován na zjednodušení metod kontroly kvality humusu a na stabilizaci obsahu organické hmoty v půdě (Kubát et al., 2005, Korschens, 1996, 1999).

- 11 -

2. LITERÁRNÍ PŘEHLED 2.1 STABILIZACE PŮDNÍ ORGANICKÉ HMOTY

Organická hmota v půdě příznivě ovlivňuje veškeré její vlastnosti, zejména sorpční schopnost, tvorbu strukturních agregátů, vzdušný a tepelný režim, využitelnost živin, biologické vlastnosti apod. Množství a kvalita organických látek značně ovlivňuje složení půdní mikroflóry, rozvoj působení biochemických procesů jako translokace a transformace živin důležitých pro zachování stability daného ekosystému. Aktivně se podílí na stavbě půdního sorpčního komplexu. Zvýšení sorpční schopnosti umožňuje utvořit větší zásoby živin a omezit ztráty živin vyplavením. Kvalitní organická hmota je schopna poutat až sedmkrát více vody než sama váží a významným způsobem eliminovat nepříznivé fyzikální a hydrofyzikální vlastnosti texturálně extrémních půd a přibližovat je optimálnímu prostředí půd hlinitých (Čermák a Hora, 2001). Kvalita půdy má tedy přímý vliv i na kvalitu lidského života, protože pouze zdravá půda může plnit všechny své funkce v agroekosystému při daném způsobu využití. Podle

Hraška

(2003)

vymezujeme

tyto

produkční

a

mimoprodukční

(=environmentální) funkce půdy: •

Produkce biomasy (schopnost půdy zabezpečovat nároky rostlin na živiny,

vodu, vzduch a růst kořenového systému, a tím utvářet podmínky pro tvorbu úrod plodin, produkci užitkové biomasy, fytomasy rostlin a biomasy živočichů) •

Filtrační a akumulační funkce (půda zachovává různé látky vstupující do půdy

a zabraňuje jejich nežádoucímu transportu do podzemních vod) •

Transformační funkce (přeměna látek)

•

Asanační funkce (eliminace toxických látek a infekčních mikroorganismů)

•

Pufrační funkce (schopnost půdy tlumit vliv chemických látek)

•

Prostředí pro organismy, genová rezerva (představuje životní prostor pro

velký počet různých organismů, zhoršení kvality půd všeobecně vede ke snížení biodiverzity) Organické látky v různém stupni přeměn tvoří půdní humus, který má zásadní význam pro úrodnost půdy. Při

mineralizaci humusu

se uvolňuje značné

- 12 -

množství živin pro potřeby rostlin, CO2, organické kyseliny a další látky, které ještě zintenzivňují zvětrávání minerální složky. Podle chemického složení a způsobu extrakce rozdělujeme humus na specifické humusové látky a na nespecifické humusové látky. Specifické humusové látky dělíme na následující : •

Humínové kyseliny

•

Hymatomelanové kyseliny

•

Fulvokyseliny

•

Humíny a humusové uhlí

Humínové kyseliny (HK) jsou tmavé barvy a většinou se hromadí na místě vzniku. Jsou charakteristické dobrou rozpustností v louhu a roztocích hydrolyticky zásaditých solí. Ve vodě jsou jen částečně, nebo velmi slabě rozpustné. Základní složkou HK je aromatické jádro fenolického, nebo chinoidního typu s účastí alifatických a cyklických dusíkatých sloučenin. Elementární složení HK je závislé na půdním typu, chemickém složení rostlinných zbytků a podmínkách humifikace a kolísá v rozmezí: uhlík 52 - 62%, vodík 2,8 - 5,8%, kyslík 31 - 39% a dusík 1,7 4,9%. HK jednotlivých půdních typů, nacházející se v různých klimatických podmínkách, mají poměrně rozdílné elementární složení. Kyselinový charakter těchto sloučenin je dán přítomností kyselých funkčních skupin, ze kterých jsou nejdůležitější karboxylové (COOH) a fenol hydroxylové (OH) skupiny. HK mají porézní stavbu a vyznačují se vysokou sorpční schopností (průměrně 400- 600 mmol/0,1 kg HK). Molekulová hmotnost se pohybuje od 5000 do 600 000 (Orlov, 1974). Předpokládá se, že HK představují organické supra-molekuly s cyklickou stavbou a vlastnostmi kyselin, které vznikají transformací rostlinných biopolymerů (Hatcher, 2003).

Pojem hymatomelanové kyseliny (HMK) zavedl Hoppe - Seyber a označil jím látky, které se izolují z „nově vytvořených“ HK alkoholovou extrakcí (cit. Orlov, Grišina, 1981). HMK představují složitou směs látek, které mohou vznikat z HK, nebo při syntéze lehce rozložitelných organických zbytků, resp. při oxidačně redukčním rozkladu humusových látek, za přítomnosti kyslíku a při určité vlhkosti.

- 13 -

Dále obsahují více než 60% uhlíku a tyto funkční skupiny: -OCH3, -COOH, -OH. Fulvokyseliny (FK) jsou žluté až hnědé barvy, velmi pohyblivé a lehce se přemísťující v půdním profilu. Jsou charakteristické dobrou rozpustností ve vodě, minerálních kyselinách, louzích i v roztocích hydrolyticky zásaditých solí. Od HK se liší jednodušší stavbou makromolekuly i celkovým složením. Obsahují asi 40 – 52% uhlíku, 4 – 6% vodíku, 40 – 48% kyslíku a 2 – 6% dusíku. Obsah popelovin je 2 – 8%. Kyselinový charakter FK je dán především karboxylovými skupinami, jejichž výměnný vodík představuje hodnotu 600 – 900 mmol/100 g FK. Vodné roztoky FK jsou silně kyselé (pH 2,6 – 2,8). Molekulová hmotnost kolísá od 200 do 50 000. FK jsou v důsledku silně kyselé reakce a dobré rozpustnosti ve vodě velmi agresivní na minerální část půdy, kterou zároveň ochuzují o živiny a koloidní látky.

Humíny a humusové uhlí představují silně karbonizovanou organickou hmotu, pevně vázanou na minerální podíl půdy, a proto se nedá získat ani mnohonásobnou extrakcí alkáliemi z dekalcinované (zbavené vápníku) půdy. Humíny jsou často charakterizovány jako nerozpustné formy humínových kyselin. Humusové uhlí se vyskytuje v půdním humusu jako nejstarší, vývojově kulminující složka produktů humifikace, jedná se o tmavou, zuhelnatělou, na uhlík a dusík bohatou hmotu, která nepeptizuje, nerozpouští se, nehydrolyzuje, nezúčastňuje se půdotvorného procesu, a proto ztratila funkci pravého humusu.

Stabilita (či labilita) organického uhlíku v půdě závisí na chemickém a frakčním složení humusových látek, jejich struktuře, na fyzikálním stavu půdy (půdní textuře) a na biologických vlastnostech půdy, které přímo ovlivňují rychlost koloběhu uhlíku (Christensen, 1996). Stabilita humusových látek v půdě může být ovlivněna i celou řadou dalších faktorů, které podrobněji charakterizujeme v dalších kapitolách.

- 14 -

2.2 FAKTORY STABILIZACE

Obsah humusu v půdě vykazuje velkou heterogenitu a prostorovou variabilitu, proto jsou jeho vlastnosti závislé na mnoha faktorech. K nejdůležitějším faktorům ovlivňujícím množství a stabilitu půdní organické hmoty podle Verheijena (2003) patří : •

Klima (vlhkost, teplota, pH, hloubka půdy, nadmořská výška)

•

Atmosférické depozice

•

Fyzikální vlastnosti půdy

•

Chemické vlastnosti půdy

•

Biologické vlastnosti půdy

•

Vegetační pokryv

•

Způsob hospodaření na půdě (management)

2.2.1 KLIMA A ATMOSFERICKÉ DEPOZICE

Globální změny klimatu způsobené emisemi skleníkových plynů ovlivňují i půdní agroekosystémy. Značný podíl nárůstu oxidu uhličitého (CO2) v atmosféře v posledním století připadá na spalování fosilních paliv a konverzi tropických pralesů na zemědělskou půdu. V současnosti narůstá obsah CO2 v atmosféře ročně o 3,5Pg (Pg = 1015 g resp. bilion tun/ročně). Jako negativní důsledek zvyšování koncentrace CO2 a dalších skleníkových plynů v atmosféře můžeme uvést zvyšování teploty (globální oteplování), vyšší frekvence výskytu období sucha, záplavy, tornáda, nestabilita počasí a jiné globální změny klimatu (Caldwell et al., 2003). Emitované sloučeniny (především oxidy síry, dusíku a CO2) procházejí v ovzduší celou řadou chemických reakcí, jejichž konečným produktem jsou síranové, dusičnanové a uhličitanové anionty. Je-li přítomen dostatek kationtů, jsou tyto neutralizovány za vzniku solí. Pokud je ve znečištěném ovzduší naprostá převaha aniontů a stálý dostatek vody pak vznikají silné minerální kyseliny (sírová, dusičná) a slabá kyselina uhličitá. Vznikají tak kyselé deště, kyselost která ve střední Evropě za poslední čtyři desetiletí vzrostla 10 až 100krát. Kyselé depozice vykazují v důsledku dálkového přenosu velkoplošnou distribuci (Pokorný, 1996).

- 15 -

Určitý rozsah acidifikace je zákonitým důsledkem existence ekosystémů, neboť biologickými procesy vznikají slabé kyseliny. Vyluhování a acidifikace jako přírodní procesy probíhají velice pomalu, ale k narušení rovnováhy může dojít i bez lidského vlivu. Klimatické poměry v různých nadmořských výškách podmiňují v půdách různé hydrotermální režimy a tím i

různou intenzitu půdotvorného procesu. Území

střední Evropy a zejména oblast České republiky je výrazně výškově čili vertikálně členěno a nadmořské výšky se pohybují od 100 do 1600m. Se stoupající nadmořskou výškou se rovněž mění kvantitativní působení půdotvorných faktorů a tím i celá dynamika půdotvorného procesu. Geografické rozšíření určitého půdního typu je dáno zejména výškovou a šířkovou pásmitostí s rozdílnou dynamikou, vlhkostí, teplotou, biologickou aktivitou a tím rozdílnou tvorbou humusu. Tím se taky výrazně mění vlastnosti půdy, jež vytvářejí podmínky pro růst vegetace. V případě zemědělství jsou kulturní pěstované plodiny sestaveny do pásem výrobních typů. V přirozených lesních ekosystémech je zonální rozšíření jednotlivých dřevin uspořádáno do vegetačních stupňů (Zlatník, 1963).

2.2.2 FYZIKÁLNÍ VLASTNOSTI PŮDY

Fyzikální vlastnosti půdy charakterizuje stupeň disperzity, uložení půdních částic a vzájemné vztahy mezi pevnou, kapalnou a plynnou fází půdy. Pevná fáze půdy představuje disperzní podíl, kapalná a plynná fáze tvoří disperzní prostředí. Fyzikální parametry půdy přímo ovlivňují vodně - vzdušné poměry, chemismus půdy a biologické vlastnosti půdy. K těmto parametrům patří textura, struktura, stabilita agregátů a další. Pro účely zemědělství je především významný strukturní stav humusového horizontu a jeho hloubka. Textura (zrnitost zemin) má mimořádný význam nejen pro pedogenetické procesy, ale i pro obdělávání a chemické vlastnosti půdy. Půdní částice (zrna) třídíme podle velikosti na frakce (kategorie). Základní velikostní hranicí je průměr zrna 2 mm. Částice větší než 2 mm patří do skeletu a menší nazýváme jemnozem. Podle procentického zastoupení jílnatých částic (<0,001 mm) dělíme půdy na jednotlivé půdní druhy. Zastoupení částic různé velikosti stanovíme zrnitostními rozbory.

- 16 -

Prachové (0,05 – 0,001mm) a jílnaté částice (<0,001 mm) mají koloidní charakter a jsou součástí půdního sorpčního komplexu. Zvýšený obsah prachových a jílnatých částic v půdě vede k vazbě organického uhlíku v těchto frakcích a k tzv. fyzikální stabilizaci organického uhlíku (tj. stává se hůře dostupným pro mikrobiální rozklad). Jednotlivé fyzikální částice mohou existovat odděleně, nebo vytváří shluky (agregáty), které vytváří půdní strukturu. Vznik půdní struktury je vázán na existenci mikroagregátů, které vznikají v procesu zvětrávání hornin (Prax et al., 1995). K vytváření a obnově půdní struktury přispívá kypření, organické hnojení, vápnění a vhodné osevní postupy. Dobrá struktura a stabilní drobtové agregáty (110 mm) jsou důležitým znakem zralosti půdy, která představuje optimální stav fyzikálních, chemických a biologických vlastností. Stabilita agregátů se zvyšuje v přítomností organických látek, vápníku a příznivého zrnitostního složení. Schopnost minerálního podílu vázat organický uhlík se označuje jako „ fyzikální stabilizace uhlíku“. Tato probíhá jak na povrchu agregátů, tak v meziagregátovém prostoru a vede k jeho ochraně před rozkladem mikroorganismy a ztrátami vyplavením (Korschens, 1999, Jasinska et al., 2003).

2.2.3 CHEMICKÉ VLASTNOSTI PŮDY

Půdní sorpční komplex (PSK) je nositelem tzv. fyzikálně – chemických pochodů v půdě. Zásadně ovlivňuje fyzikální stav půdy, biologickou aktivitu a procesy mineralizace a humifikace (Horáček, 2002). Sorpční schopnost půdy je definována jako její schopnost poutat různé látky z disperzního prostředí. Podílejí se na ní koloidy, jejichž podstatná část je součástí pevné fáze půdy. Mají rozměr od 1µm do 1nm a vznikají při chemickém a fyzikálním zvětrávání dispergací, polymerací, kondenzací, precipitací aj. K minerálním koloidům patří jílové minerály, jiné těžko zvětratelné primární silikáty, nerozpustné fosfáty hliníku a železa, polymérní koloidní kyselina křemičitá a hydratované polymérní oxidy hliníku, železa a manganu. Organické půdní koloidy jsou tvořeny převážně humusovými sloučeninami, bílkovinami, ligninem aj. Spolu s minerálními koloidy vytvářejí organo-minerální koloidní komplex. V něm je centrální krystalické jádro alumosilikátů pokryto

- 17 -

vrstvou hydratovaných sesquioxidů spolu s organickými koloidy. Jílové minerály a humusové koloidy představují většinu půdních koloidů, mají většinou záporný náboj, a proto poutají ve výměnné formě především kationy. Existence organominerálních komplexů v půdě potvrzuje působení PSK na dynamiku tvorby humusu a na reakce rozkladu a syntézy organických látek. Tyto vysoce disperzní minerální, organické a organo-minerální složky se významně podílí na sorpci látek z vnějšího prostředí, a to hlavně z půdního roztoku. Z hlediska funkčnosti rozeznáváme u sorpčního komplexu dvě části: •

Aktivní část – tj vlastní komplex (u našich půd je tvořen aniontovou částí, která

působí na volné ionty v půdním roztoku a vyvolávají sorpci •

Pasivní část – kationty, sorbované na aktivní části sorpčního komplexu

Základní parametry charakterizující stav sorpčního komplexu budou podrobně charakterizovány v další kapitole 4.5 „ Metody výzkumu „ a v příloze č. 6.

2.2.4 BIOLOGICKÉ VLASTNOSTI PŮDY

Nositelem biologické aktivity půdy je půdní organická hmoty, která vznikla dlouhodobým procesem jako funkce matečného substrátu, reliéfu, teploty, vlhkosti, činností člověka a času. Přeměn organických látek se účastní půdní mikroorganismy. Jen malá část půdních mikroorganismů se nachází v aktivním stavu, zatímco převažující podíl teprve na svou příležitost čeká (Káš, 1964). Procesy rozkladu organických látek se označují jako mineralizace, humifikace a biologické poutání organických a anorganických látek. Půdní mikroorganismy tímto také přispívají ke stabilizaci půdní struktury a organického uhlíku

a to více způsoby. Například rozkladem

nespecifických humusových látek (polysacharidů, lipidů, pigmentů, škrobů apod.) se tvoří sliz, který vede ke stmelování minerálních částic a umožňují tzv. fyzikální stabilizaci (Bossuyt et al., 2001). Biologická aktivita půdy se posuzuje podle obsahu

nespecifických

mikroorganismům

humusových

látek.

Jako

zdroj

energie

mohou

sloužit i některé skupiny specifických humusových látek.

- 18 -

Množství a kvalita těchto látek (specifických i nespecifických) ovlivňuje složení půdní mikroflóry, rozvoj působení biochemických procesů a rychlost transformace živin. Z živočichů žijících v půdě (edafon) mají na drobení půdy a následnou agregaci vliv dešťovky, které svými exkrementy zpevňují agregáty.

Jejich

odumřelá těla jsou součástí humusového materiálu.

2.2.5 VEGETAČNÍ POKRYV

Rostlinný kryt chrání půdu před neproduktivním výparem, přehříváním, erozí a degradací půdní struktury. Ovlivňuje tím do jisté míry režim vodní a teplotní. Zbytky rostlin (původní, nebo posklizňové) v různém stupni rozkladu tvoří základní humusotvorný materiál, ze kterého se v průběhu humifikace tvoří půdní organická hmota (humus). Tím vegetace přímo ovlivňuje jakost humusu, chemické vlastnosti půdy a biologický koloběh živin. Na zemědělských půdách ovlivňuje přímo člověk dodržování osevních postupů, v nichž jsou v určitém cyklu pěstovány víceleté pícniny, a je možné ponechat posklizňové zbytky, které mohou zlepšit kvalitu humusových látek a zvýšit jejich obsah a stabilitu. Kořenové výměšky a meziprodukty rozkladu posklizňových zbytků působí příznivě na půdní mikroflóru. Víceleté pícniny působí v půdě fytosanitárně, protože negativně ovlivňují některé patogeny. Svým hlubokým kořenovým systémem jeteloviny jednak provzdušňují půdu a jednak přijímají a vracejí do vyšších vrstev fosfor a vápník (Kostelanský, 2000). Vzniklé humusové látky dále stimulují rozvoj kořenového systému a růst celé rostliny. Kořenový systém rostlin – zvláště při velké hustotě kořeněnírozdrobuje celistvou půdní hmotu a vzniklé útvary působením tlaku zhutňuje. Tlak je vyvolán jak rostoucími kořínky samotnými, tak i bobtnáním organické hmoty již odumřelých kořínků. Při dostatečné hustotě a pravidelnosti kořenového systému vznikají optimální agregace o velikosti 1-5 mm. Vegetační pokryv má tak přímý vliv na stabilitu struktury (agregátů). Nejvyšší stabilitu agregátů vykazují půdy pod trvalými travními porosty. Po rozorání půdy stabilita agregátů okamžitě klesá. I krátkodobý travní porost zvyšuje stabilitu agregátů v porovnání s konvenční orbou. Celoroční vegetační pokryv s velkou kořenovou masou u luk tvoří dobré předpoklady pro biologickou stabilizaci agregátů. Na lukách vzniká široké spektrum

- 19 -

jak rostlin, tak i mikroorganismů a dalších půdních živočichů (Aichinger, 1996). V naší republice je převod zemědělské půdy do dlouhodobého klidu zatravněním, bez zemědělského využití (konzervační program) vymezen pouze na půdy nevhodné k obdělávání, či jinak specifikované z hlediska životního prostředí.

2.2.6 ZPŮSOB HOSPODAŘENÍ NA PŮDĚ

Hospodářská činnost člověka ovlivňuje různý stupeň zkulturnění půdy. Zpracování půdy by mělo být stabilizující složkou systému hospodaření na půdě a základní podmínkou pro příznivý počáteční i celkový růst a vývoj rostlin. Při hospodaření na půdě by proto mělo být trvale v popředí zájmu uchování půdní úrodnosti. Zvolené postupy zpracování půdy spolu s hnojením a vybraným osevním postupem mohou významně ovlivnit strukturní stav půdy i ostatní půdní vlastnosti a zejména úrodnost půdy. Při zpracování půdy je třeba se vyhnout narušování struktury, tím že vykonáváme jednotlivé zásahy za příznivé půdní vlhkosti. Intenzita mechanického rozrušování agregátů je vyšší u půd, které jsou pouze krátké období v roce zastíněny vegetací. Toto vede k uvolnění organického uhlíku vázaného ve fyzikálních frakcích půdy a k jeho ztrátám. (Kostelanský, 2000). Výsledky výzkumu vlivu dlouhodobé minimalizace zpracování půdy, (která pomáhá odstraňovat některé často se objevující nedostatky tradiční agrotechniky tj. opožděné zpracování půdy, nižší kvalita předseťové přípravy, nekvalitní uložení osiva do půdy, nebo setí po agrotechnické lhůtě) nedokázaly negativní dopad použití nových technologických postupů ve zpracování půdy na změnu obsahu a kvality humusu (Suškievič, 1983). Byly zkoušeny tři systémy zpracování půdy : •

běžná orba

•

minimální zpracování půdy

•

setí do nezpracované půdy

Výsledky byly takové, že obsah celkového uhlíku v půdě (Cox) nebyl působením uvedených systémů zpracování půdy průkazně ovlivněn. Obsah HK se pohyboval na stejné úrovni u všech systémů zpracování půdy. Při hodnocení dále nebyly

- 20 -

stanoveny významnější rozdíly v obsahu a kvalitě humusu. Ukazuje se, že při správném výběru předplodin, odpovídající úrovni výživy a ochrany a na půdách v kulturním stavu je minimální zpracování půdy i setí do nezpracované půdy vhodné a doporučitelné (Suškievič, 1983). K podobným výsledkům přišel Sternberg (2000), který uvádí, že při mělkém obdělávání půdy dochází k nárůstu obsahu organického uhlíku, zvětšuje se biomasa mikroorganismů a proto se často dává přednost mělčímu způsobu kultivace.Rovněž bezorebně obhospodařovaných ploch neustále přibývá, což je dáno převažujícími výhodami těchto technologií (Horáček et al. 2001). Poněvadž zavedení technologií s úplným vynecháním orby a jejich akceptace zemědělskou praxí do jisté míry předběhly teoretický výzkum, proto je

zjišťování jejich vlivu

na půdní vlastnosti

důležité. Rovněž aplikace

slámy, která je důležitým ústrojným hnojivem patří mezi důležité agrotechnické zásahy. Když je sláma pečlivě zapravená do půdy, velmi kladně působí na fyzikální vlastnosti půdy, půdní strukturu i na obsah vody v půdě. Spalování slámy přímo na poli vyvolává přímé účinky ve vrstvě 5 cm, jako je například poškození některých dílčích populací mikroflóry, zatímco nepřímé důsledky se projevují v úrodnosti půdy snižováním obsahu humusu, což je ovšem patrné až po delší době bez výrazného vlivu na výnosy. Aplikace slámy a její spalování vedou k intenzivnějšímu snížení fulvokyselin. Proto se také poměr CHK : CFK nápadněji rozšířil. Takže humínové kyseliny již podstatněji převažují nad fulvokyselinami. To tedy znamená, že organickým hnojením slámou se zlepšuje i kvalita humusu. Podle výzkumu Korschense et al., (1999) je však i nadbytek organické hmoty v půdě ekonomicky nevýhodný a ekologicky škodlivý.

- 21 -

2.3 MECHANISMY STABILIZACE

Mechanismy stabilizace půdní organické hmoty můžeme rozdělit do tří hlavních kategorií : •

chemická rekalcitrace

•

interakce organických a minerálních látek v půdě

•

fyzikální stabilizace

2.3.1 CHEMICKÁ REKALCITRACE

Jedná se o chemické zakomponování uhlíku vstupujícího do půdy do frakcí půdní organické hmoty. Tato fáze je velmi krátká, obyčejně trvá 3 – 5 týdnů od vstupu uhlíku do půdy. Představuje hlavně vzájemné chemické reakce vstupujícího uhlíku a organické hmoty a zahrnuje rovněž

sorpci uhlíku půdní organickou

hmotou.

2.3.2 INTERAKCE ORGANICKÝCH A MINERÁLNÍCH LÁTEK V PŮDĚ

Jílové minerály představují nejvýznamnější složku minerálního podílu půdy. Vynikají vysokými sorpčními schopnostmi a schopností reagovat s humusovými látkami za vzniku – humínů. Reakcí s bazickými kationty vytváří soli – humáty. Jílové minerály společně s humátem vápenatým vytváří humuso-jílové micely, které tvoří základ půdního koloidního komplexu (=půdního sorpčního komplexu) a stabilní půdní struktury. Humát vápenatý je jedinou složkou humusu, která s jílovými minerály vytváří nerozpustné komplexní sloučeniny. Možnosti vytváření rozpustných komplexů vícemocných kationtů je omezeno proto, že vyšší koncentrace vícemocných kationtů vede ke koagulaci humátů a ztrátě pohyblivosti humátů. Vzniku humátu vápenatého předchází tvorba rozpustných fulvokyselin, které jsou vysoce pohyblivé, agresivní a mají vysokou schopnost chelatizace. Tyto

- 22 -

procesy jsou označovány jako fyzikálně-chemická retence organického uhlíku na povrchu pevné fáze jílových minerálů.

2.3.3 FYZIKÁLNÍ STABILIZACE

Fyzikální vlastnosti půdy (textura, struktura, agregátová stabilita a další), jak je uvedeno již dříve, přímo ovlivňují stabilizaci Corg v jednotlivých fyzikálních frakcích a zabezpečují tak jejich ochranu (jak formou sorpce na povrchu, nebo ve vnitro – agregátovém prostranství). Golchin (1994) a Christensen (1994, 1996) uvádějí, že jednou z efektivních metod studia obsahu uhlíku v půdě je proto fyzikální frakcionace tj. rozdělení fyzikální frakce půdy podle asociace s minerálními částicemi. Autoři vyčleňují po fyzikální frakcionaci následující frakce: •

Volné lehké frakce (F-LF, hustota <1,7g.cm-3 před disagregací)

•

Poutané (okluzní) lehké frakce (O-LF, ρs <1,7g.cm-3 po disagregaci)

•

Těžké frakce (HF, > 1.7g.cm-3 )

Jasinska et al. (2003) uvádí, že přímý vliv na množství Corg vázaného ve fyzikálních frakcích má stabilita agregátů, velikost agregátového povrchu, jeho tvar a důležitou roli hraje i charakter meziagregátového prostoru. Tímto způsobem vázaný Corg je chráněný v pórech agregátů před mikrobiálním rozkladem. Zde je ovšem potřeba zdůraznit specifiku každého půdního typu a výsledky výzkumu nelze mechanicky zobecnit jak uvádějí Hassink et al., 1994 a Jasinska et al., 2003. Změny v obsahu uhlíku v lehkých frakcích odráží lépe změny ve způsobu hospodaření na půdě, než změny u celkového obsahu Corg v půdě. Např. Tisdall J.M. (1996) uvádí, že uhlík obsažen v jemných zrnitostních frakcích je stabilnější, než vazba na hrubší zrnitostní frakce. Vysvětluje to tím, že kromě fyzikální vazby na jílové minerály působí i chemická (=organo - minerální) vazba, která zvyšuje stabilitu uhlíku v jemné frakci. Množství uhlíku vázaného v jemných frakcích je tedy dán (=kontrolován) půdní texturou a změny v jeho obsahu indikují vlivy na půdu způsobené

intensivním

obhospodařováním.

K podobným

závěrům

přišli

i

Barančíková et al., (2000) a John et al. (2003) a potvrzují, že změny v lehkých

- 23 -

volných frakcích a okluzních volných frakcích, přímo souvisí se stabilizací a sequestrací uhlíku v půdě. Dále Barančíková et al. (2000) uvádí, že destrukce půdních agregátů a separace do zrnitostních frakcí je jednou z metod studia koloběhu uhlíku a distribuce organické hmoty v půdě. Stupeň vazby a distribuce uhlíku v jednotlivých zrnitostních frakcích je rozdílný a v celkovém koloběhu se uplatňují ty složky uhlíku, které jsou nejméně poutány (např. na hrubou zrnitostní frakci). Nejnižší obsah uhlíku stanovili ve frakci hrubého písku (2000 – 250µm) a naopak nejvyšší zastoupení v nejjemnějších frakcích (<2µm) jak uvádí Christensen (1994, 1996). Oba zdůrazňují, že vliv způsobu hospodaření na půdě se nejvíce projevuje u uhlíku vázaného v jílové frakci. Rovněž zjistili vyšší obsah uhlíku v jílové frakci u půd pod TTP, nižší obsah byl na orné půdě.

2.3.4 FORMY UHLÍKU V PŮDĚ

Stabilita (či labilita) organického uhlíku v půdě závisí na chemickém složení humusových látek, jejich struktuře, na fyzikálním stavu půdy (půdní textuře) a na biologických vlastnostech půdy, které přímo ovlivňují rychlost koloběhu uhlíku. Rychlost koloběhu u aktivního uhlíku jak uvádí (Christensen, 1996) trvá roky, resp. dekády. U stabilních forem uhlíku se jedná o pasivnější (pomalejší) koloběh v průběhu staletí a tisíciletí. Jako výsledek dosavadních prací mohou být formulovány premisy, že organický uhlík v půdě se dělí na tři základní frakce: •

Volný uhlík

•

Stabilní uhlíku

•

Aktivní uhlík

- 24 -

2.3.5 VOLNÝ UHLÍK

Jedná se o část uhlíku, který není vázán na žádné minerály a není asociován s minerálními agregáty. Dosud není přesně zjištěno a stanoveno, jak a kde se volný uhlík v terénu hromadí (laterálně, či vertikálně). Ani metody jeho stanovení nejsou ve světe jednotné (Stevenson, 1982, Gregorich, 2003). Jestli se účastní humifikace a půdotvorných procesů a jak tyto procesy probíhají je rovněž předmětem dalšího výzkumu.

2.3.6 STABILNÍ UHLÍK

Definice stabilního uhlíku (lehce metabolizovatelný uhlík, Clm) v půdě není v literatuře jednotná. U nás se považuje za stabilní uhlík ta část půdní organické hmoty, která vstupuje do reakcí při standardních metodách užívaných k určení jeho obsahu. Stabilní uhlík se příliš neúčastní mineralizačních procesů a jeho obsah závisí na způsobu hospodaření, na kvalitě organického a minerálního hnojení a na vápnění půdy. Důležitou roli hrají i podmínky stanoviště tj. závisí na hydro-termických podmínkách a erozně-akumulačních procesech v půdě. Jeho věk se radiokarbonovou metodou (14C) odhaduje na několik tisíc let. Je zastoupen specifickými humusovými látkami a koreluje s obsahem jílu v půdě (Korschens, 1999, Kubát a Lipavský, 2005). Podle chemického složení a způsobu extrakce rozdělujeme specifické humusové látky do skupin a na jednotlivé frakce, které jsme uvedli již dříve (humínové kyseliny, hymatomelanové kyseliny, fulvokyseliny, humíny a humusové uhlí).

- 25 -

2.3.7 AKTIVNÍ UHLÍK Aktivní uhlík bývá označován i jako uhlík labilní, nebo lehce rozložitelný, či lehce metabolizovatelný (Clm). Jedná se o organický uhlík v půdě, který snadno podléhá oxidaci, což vede k úbytku celkového obsahu humusu v půdě. Protože snadno podléhá mikrobiálnímu rozkladu, má přímý vliv na uvolňování důležitých živin do půdy a „zodpovídá“ za tzv. dočasnou stabilitu humusu (Tisdall et al.,1982). Ovlivňuje rovněž i další transformační procesy v půdě (např. pohyb živin a polutantů). Je známá jeho vysoká afinita k těžkým kovům a k vazbě hydrofóbních polutantů (Berggren et. al., 1990). Obsah aktivního uhlíku úzce souvisí s obhospodařováním půdy a veškeré změny obsahu humusu se týkají téměř výlučně jeho rozložitelného podílu. Tyto změny však probíhají velmi pomalu a dosažení nové dynamické rovnováhy může trvat i více než padesát let (Korschens, 1996, 1999, Schulz et al., 1998). Stavba, struktura a chemické složení labilního uhlíku není dosud podrobně známá. Nejmodernější chemické a analytické metody ukazují, že se jedná o organické látky komplexní povahy tzv. kovové komplexy (cheláty), na které se vážou uhlovodíky, proteiny, amidy, hydroxylové a karboxylové skupiny (Johns et al., 1994, Liang et al., 1998).

2.3.8 METODY IZOLACE A IDENTIFIKACE UHLÍKU V PŮDĚ

Kromě základních, níže uvedených metod, můžeme v současnosti využít nejmodernější analytické metody ke stanovení a identifikaci uhlíku v půdě. Např. elementární analýzu a následné stanovení spekter nukleomagnetické

resonance,

UV-VIS,

FTIR,

13

C metodami NMR =

fluorescenční

a

rentgenové

stanovení spekter, nebo pyrolýzu a hmotnostní analýzu (Golchin et al., 1994). Standardní mezinárodní postupy zjištění obsahu organického uhlíku v půdě dělíme na: •

spalování za sucha (ztráta žíháním, elementární analýza)

•

spalování za mokra (oxidimetricky)

- 26 -

2.3.8.1 STANOVENÍ ZA SUCHA

Ztráta žíháním představuje oxidaci organického uhlíku v muflové či kelímkové peci. Aby se zabránilo rozkladu uhličitanů, žíhá se maximálně při 530oC. Výsledky mohou být zkresleny úbytkem konstituční vody u jílů (není vhodná pro jílovité půdy a jíly). Tato metoda se používá pro vzorky s vysokým obsahem organických látek (>15%), kde je chyba stanovení relativně nižší (organozemě).

2.3.8.2 ELEMENTÁRNÍ ANALÝZA

Elementární analýza patří do skupiny nepřímých metod, kdy se obsah uhlíku (resp.vodíku, dusíku, síry) a případně i jiných prvků stanoví na tzv. suché cestě. Princip spočívá ve spalování vzorku v proudu helia s přídavkem vysoce čistého kyslíku při teplotě 1030 oC. Spálené produkty N2, CO2, H2O se kvantitativně analyzují po separaci na GC koloně s detekcí (tepelno – vodivostní detektor TCD). Jako účinný katalyzátor se používá oxid wolframový. Procentický obsah prvků se stanoví výpočtem pomocí kalibračního faktoru, který se zjistí při analýze vysoce čistého standardu. Jako standard se používá sulfonylamid vysoké čistoty.

2.3.8.3 STANOVENÍ NA MOKRÉ CESTĚ

Nejčastější

u

nás

používanou

metodou

stanovení

celkového

obsahu

organického uhlíku (Corg) v půdě je stanovení na mokré cestě, které má řadu modifikací. V podstatě se jedná o oxidaci Corg kyslíkem oxidantu (dvojchromanu draselného) v prostředí kyseliny sírové. Zoxidovaný uhlík se stanoví buď z kvanta vyprodukovaného CO2, nebo se vypočte z oxidačního činidla, spotřebovaného při titraci. Jedna z řady variant oxidimetrického stanovení je oxidačně - redukční titrace podle Walkley - Blacka v modifikaci Nováka - Pelíška (Jandák a kol., 2003). V experimentální části práce jsme postupovali podle této metody a podrobně ji uvedeme v kapitole 4. 2 „Metody výzkumu“ a v příloze č. 3.

- 27 -

2.3.8.4 STANOVENÍ OBSAHU AKTIVNÍHO UHLÍKU

Metody

izolace

a

stanovení

obsahu

aktivního

metabolizovatelného uhlíku, Clm) jsou různé. Např.

uhlíku

(=

lehce

Johns a Skogley (1994)

považují za Clm ten uhlík, který izolovali sorpcí na uhlíkovo - pryskyřicové kapsule Liang et al., (1995). Jiní jako Korschens et al. (1996,1999) považují za Clm ten uhlík, který se rozpouští ve vodě a vyextrahuje se z půdy horkou vodou. Další autoři jako Degens a Sparling (1996) za Clm považují uhlík obsažený v mikrobiální biomase. Existují práce (Gregorich and Janzen, 1996), které za Clm považují tzv. lehkou frakci („light fraction“) specifických humusových látek. V naší práci je uveden podrobný metodický postup stanovení Clm podle Korschense (1996,1999) ve výluhu v horké vodě viz. kapitola 4.3 a příloha č.4.

- 28 -

3. CÍL PRÁCE Půda je nedílnou součástí agroekosystémů. Je základem produktivity, ale zároveň i oživenou složkou, dynamickou a životně důležitou pro fungování ekosystému. Základním faktorem půdní úrodnosti je množství a hlavně kvalita humusových látek. Cílem bakalářské práce je vypracovat literární rešerši o faktorech, které mají vliv na stabilitu půdní organické hmoty. V experimentální části, na základě výsledků monitoringu na dlouhodobě vedených pokusech ŠZP v Žabčicích, se bude hodnotit vliv způsobu hospodaření (Monokultura ječmene jarního a Norfolk, 50% obilnin) na obsah, kvalitu a stabilitu humusových látek v půdě. Ve vzorcích se stanoví celkový obsah organického uhlíku, obsah aktivního uhlíku, frakční složení humusu, základní parametry půdního sorpčního komplexu a půdní reakce. Stanovení celkového obsahu uhlíku – představuje potenciální odhad energetické zásoby pro půdní mikroflóru. Frakční složení humusu indikuje kvalitu organických látek. Půdní sorpční komplex a půdní reakce přímo ovlivňují aktivitu půdní mikroflóry a množství živin v půdě.

- 29 -

4. MATERIÁL A METODY VÝZKUMU 4.1 POPIS ZKOUMANÉ LOKALITY

Sledovaná lokalita ŠZP MZLU v Žabčicích se nachází jižně od města Brna, v nížině řek Svratky a Jihlavky. Nadmořská výška kolísá v mezích od 170 – 380 m. n. m. Hladina podzemní vody leží v hloubce více než 2 m. Jedná se o oplocené území, které tvoří 6 honů o výměrách od 1 do 1,1 ha. Na pokusné plochy navazují ze dvou stran třícestní pásy vegetace všech velikostních stupňů viz schéma č. 1. Průměrná denní teplota vzduchu za rok činí 9,2 °C. Nejnižší roční průměr byl 7,9 °

C. Nejteplejším měsícem roku je červenec (19,3 °C). A naopak za nejchladnější

měsíc roku se považuje leden (-2,0 °C). Průměrný roční úhrn srážek je 480 mm. Nejbohatší měsíc na srážky je červen s průměrným úhrnem 69 mm. Nejméně srážek je průměrně 23,9 mm v měsíci březnu.

Podrobný popis

přírodních

podmínek je uveden v příloze č. 1 a na grafech 1,2. Půdní typ byl klasifikován jako fluvizem glejová (Němeček, 2001), bezkarbonátová, středně těžká až těžká s obsahem jílnatých částic od 55-65%, výměnná reakce půdy – slabě kyselá. Vzorky byly odebrány z ornice (0-15cm) na variantě Norfolk – 50 % obilnin a Monokultura jarního ječmene v průběhu monitoringu 1971 – 2004. Podrobný popis profilu je uveden v příloze č. 2 Množství, kvalita a stabilita půdní organické hmoty byla hodnocena podle níže uvedených parametrů a výsledky za sledované období byly vyhodnoceny analýzou variace: •

Celkový obsah Corg

•

Frakční složení humusu

•

Celkový obsah Clm

•

Parametry půdního sorpčního komplexu

•

Půdní reakce

- 30 -

4.2 STANOVENÍ CELKOVÉHO OBSAHU ORGANICKÉHO UHLÍKU

Celkový obsah organického uhlíku byl stanoven podle Walkley – Blacka (modifikace Novák-Pelíšek, In: Jandák a kol., 2003, Nelson and Sommers, 1982). Princip metody spočívá ve stanovení obsahu Corg v půdě po oxidaci kyselinou chromovou

za přítomnosti nadbytku kyseliny sírové. Nespotřebovaná kyselina

chromová se stanoví titrací Mohrovou solí buď za použití „dead stop„ metody k určení konce titrace, nebo za pomoci oxidačně – redukčního indikátoru o– fenantrolinu. Podrobný postup stanovení je uveden v příloze č.3. Ke statistickému vyhodnocení dat jsme použili analýzu variace a hodnotili jsme data, které byly naměřeny v průběhu let 1975 – 2004.

4.3 STANOVENÍ CELKOVÉHO OBSAHU AKTIVNÍHO UHLÍKU

Za aktivní uhlík (Clm) považujeme ten, který se rozpouští ve vodě a vyextrahuje se z půdy horkou vodou. Jak je uvedeno v literárním přehledu, metody stanovení mohou být různé. My uvádíme v příloze č. 4 podrobný postup stanovení Clm, který vychází z prácí Liang et al. (1995) a Korschens et al. (1996, 1999). Podle tohoto postupu jsme zjišťovali obsahy Clm na jednotlivých variantách pokusu. Analýzou variace jsme statisticky hodnotili data za roky 1998 – 2001.

4.4 STANOVENÍ FRAKČNÍHO SLOŽENÍ HUMUSU

Frakcionace HL zahrnuje rozdělení humusu na skupiny, které se od sebe liší svými vlastnostmi a formami vazeb na minerální podíl půdy. Frakční složení, tj. obsah veškerých humusových látek (HL veškeré) a volných humusových látek (HL volné) jsme stanovili podle Kononové – Bělčikové (1963). Princip spočívá v rozrušování stabilních sloučenin humátů vápenatých, hořečnatých (resp. železitých) pufrovaným roztokem pyrofosforečnanu sodného. Přitom dochází k tvorbě

nerozpustných

sloučenin

pyrofosfátů Ca, Mg, Al, Fe a k uvolnění

rozpustných humátu sodných, které jsou extrahovány ze vzorku. Stanovíme tak

- 31 -

veškeré HL (tj. sumu HL volných a HL vázaných v půdě ve formě humátů dvojmocných bází a nesilikátových forem železa a hliníku). Vhodným postupem (srážením a odstřeďováním) jsou dále HL

rozděleny na HK a obsah FK se

dopočítává. Ze zjištěných hodnot se vypočítá suma volných a vázaných HK, suma volných a vázaných FK a poměr HK/FK. Poměr HK/FK je nejvíce užívaným ukazatelem kvality půdní organické hmoty. Kvalitní, humátní humus (kde převládají HK nad FK) má hodnoty tohoto poměru větší než 2. Podrobný postup frakcionace HL je uveden v příloze č. 5. Analýzou variace jsme hodnotili data, které byly naměřeny v průběhu 1975 – 2004.

4.5 STANOVENÍ PARAMETRŮ PŮDNÍHO SORPČNÍHO KOMPLEXU

Stanovit kvalitu půdního sorpčního komplexu můžeme celou řadou chemických metod (Zbíral, 1997, Jandák a kol., 2003). Např. princip Kappenovy metody spočívá v tom, že stanovíme okamžitý obsah výměnných bází. Bazické kationy vytěsníme nadbytkem 0,1 M HCl a spotřebovaná HCl, která odpovídá okamžitému obsahu bází v půdě, se stanoví titrací louhem sodným (0,1M). Maximální kationtová výměnná kapacita se vypočítá, jako suma okamžitého obsahu bází a hydrolytické acidity. Postup stanovení hydrolytické acidity (Ha) je uveden dále. Kappenova metoda není vhodná pro karbonátové a zasolené půdy. My jsme kvalitu sorpčního komplexu posuzovali podle Kappena

i podle Mehlicha (viz.

Jandák a kol.,2003). Podrobný postup stanovení dle Mehlicha je uveden v příloze č. 6. Parametry půdního sorpčního komplexu jsme sledovali v průběhu tří let (1998 – 2000) a analýzou variace jsme hodnotili na obou variantách pokusu tyto ukazatele: •

Obsah výměnných bází (S) - je to množství výměnných bazických kationů, které jsou poutány půdním sorpčním koloidním komplexem v době stanovení (tj.

okamžité množství ), udává se v mmol.0,1kg-1 zeminy.

- 32 -

•

Maximální sorpční kapacita (T) – jedná se o maximální množství výměnných bází, kationů, které půda může poutat , udává se v mmol.0,1kg-1 zeminy. Hodnocení půd podle výměnné sorpční kapacity je uvedeno v následující tabulce (Prax, Jandák, Pokorný, 2001) :

Výměnná sorpční kapacita

T (mmol/0,1kg)

Velmi vysoká

> 40

Vysoká

25 - 40

Střední

12 - 25

Nízká

8 - 12

Velmi nízká

<8

•

Stupeň sorpčního nasycení (V) – udává nám poměr okamžitého obsahu výměnných bazí k maximálně možnému obsahu výměnných bazí v procentech, následovně:

V = S/T * 100

(%)

Hodnocení půd podle stupně sorpčního nasycení ( Prax, Jandák, Pokorný, 2001):

Nasycenost půdy

V (%)

Plně nasycená

90 - 100

Nasycená

75 - 90

Slabě nasycená

50 - 75

Nenasycená

30 - 50

Extrémně nenasycená

< 30

- 33 -

4.6 STANOVENÍ HYDROLYTICKÉ ACIDITY PODLE KAPPENA

Hydrolytická acidita (Ha) je definována jako schopnost půdy měnit reakci při přidání hydrolyticky zásaditých solí. Stanovení tohoto půdního parametru je spojeno se stanovením výše uvedených ukazatelů půdního sorpčního komplexu. Hydrolytická acidita se stanoví v octanu sodném (resp. vápenatém), kdy se nadbytkem octanu sodného vytěsní H+ ionty. Množství spotřebovaného octanu sodného

(odpovídající

hodnotě parametru Ha) se stanoví titrací 0,1M NaOH

(Jandák a kol., 2003). Podrobný postup je uveden v příloze č. 7. Analýzou variace jsme hodnotili data, které byly naměřeny v průběhu let 1998 – 2000.

4.7 STANOVENÍ VÝMĚNNÉ PŮDNÍ REAKCE

Výměnná půdní reakce (pH/KCl) je určována jak koncentrací vodíkových iontů v půdním roztoku, tak i vodíkových iontů výměně sorbovaných půdními koloidy. Obecně může být kyselá půdní reakce způsobena organickými kyselinami, aplikací některých průmyslových hnojiv, nedodržováním osevních postupů, či kyselými dešti. Upravujeme ji výhradně melioračním vápněním. Většina rostlin nemůže růst na půdách s hodnotou pH pod 3,5 a nad 9 (Prax a kol. 2001). Půdní reakce ovlivňuje všechny půdně-biologické, chemické a fyzikální pochody. Pro potřeby zemědělské praxe jsou hodnoty výměnné půdní reakce důležité při posuzování potřeby vápnění půdy. Výměnnou půdní reakci můžeme stanovit potenciometricky, nebo titračně. Princip metody spočívá v tom, že stanovíme jednak volné vodíkové ionty a jednak ionty vytěsněné do extrakčního činidla (Zbíral, 2001, Jandák a kol. 2003). Postup potenciometrického stanovení je uveden v příloze č. 8. Statisticky jsme hodnotili výměnnou půdní reakci na daných variantách pokusu za období 1971 – 2001.

- 34 -

5. VÝSLEDKY A VYHODNOCENÍ 5.1 CELKOVÝ OBSAH ORGANICKÉHO UHLÍKU

Za sledované období 1975 – 2004 byl u fluvizemě glejové zjištěn nízký obsah celkového organického uhlíku (Corg) pod Monokulturou ječmene jarního. Střední obsah Corg byl na variantě Norfolk. Zjištěné hodnoty obsahu Corg (%) ukazují, že nejvyšší hodnota 1,66% byla zjištěna roku 2003 pod Norfolkem a nejnižší hodnota 0,91% byla v roce 1998 na osevním postupu Monokultura (tab. č. 1a, graf č. 3). Průměrné hodnoty obsahu Corg pod Norfolkem byly 1,47% a pod Monokulturou 1,19%. Rozdíl mezi variantami je statisticky průkazný (viz tab.č.1b). Obsah humusu byl vypočítán jako:

Humus (%) = 1,724 x Corg (%)

Nejnižší hodnota

(1,57%) u obsahu humusu byla naměřena roku 1998

na osevním postupu Monokultura. Průměrná hodnota obsahu humusu fluvizemě glejové na osevním postupu Monokultura je 2,06%. Nejvyšší hodnota 2,93% humusu byla naměřena roku 2001 na osevním postupu Norfolk a průměrná hodnota obsahu humusu na osevním postupu Norfolk je 2,54%. Porovnání zjištěných hodnot obsahu humusu na sledovaných variantách pokusu je dáno v tab. č. 2a. a v grafu č. 4. Rozdíly mezi variantami jsou statisticky průkazné viz. tab. č. 2b (A-NOVA, hladina průkaznosti = 95 %). Z uvedených výsledků vyplývá, že prokazatelně vyšší obsah organického uhlíku a humusu je na variantě Norfolk, 50% obilnin.

- 35 -

5.2 CELKOVÝ OBSAH AKTIVNÍHO UHLÍKU

Obsah aktivního uhlíku (Clm) byl sledován v letech 1998 - 2001. Naměřené hodnoty Clm (mg/kg) na obou variantách pokusu jsou uvedeny v tab. č. 3a. a v grafu č. 5. Nejvyšší hodnota (500 mg/kg) byla zjištěna v roce 2001 pod Norfolkem. Průměrná hodnota obsahu labilního uhlíku zde byla

460mg/kg.

Nejnižší hodnota (200 mg/kg) byla naměřena v roce 2001 pod Monokulturou a průměrná hodnota zde byla 318,7 mg/kg. Rozdíly mezi variantami jsou statisticky průkazné (tab. č. 3b). Můžeme proto konstatovat, že osevní postup měl vliv na celkový obsah aktivního uhlíku v půdě. Pod osevním postupem Norfolk byl jeho obsah prokazatelně vyšší.

5.3 FRAKČNÍ SLOŽENÍ HUMUSU

Frakční složení humusu bylo sledováno v letech 1975 – 2004. Celkový obsah humínových kyselin (HK) na daných variantách pokusu je uveden v tab. č. 4a. a v grafu č. 6. Obsah HK byl pod Norfolkem nejvyšší v roce 2002 (0,6 mg/kg) a nejnižší v roce 1999 pod Monokulturou (0,18 mg/kg). Průměrná hodnota obsahu HK pod Monokulturou byla 0,27 mg/kg a pod Norfolkem 0,37 mg/kg. Rozdíly mezi variantami jsou statisticky průkazné (viz. tab. č. 4b). Poměr HK/FK byl vypočítán z frakčního složení humusu. Nejvyšší hodnota poměru HK/FK (2,2)

byla v roce 2002 na osevním postupu Norfolk. Nejnižší

hodnota (0,6) byla naměřena roku 1977 a 1999 pod Monokulturou (viz. tab. č. 5a, graf č. 7). Průměrná hodnota poměru HK/FK pod

Monokulturou byla 0,85 a

průměrná hodnota poměru HK/FK na osevním postupu Norfolk byla 1,25. Rozdíly mezi variantami jsou statisticky průkazné (viz. tab. č. 5b). Z uvedeného vyplývá, že vyšší kvalitu a stabilitu humusu vykazuje jednoznačně varianta Norfolk, 50% obilnin (statisticky jsou průkazné rozdíly jak u množství HK, tak u poměru HK/FK).

- 36 -

5.4 PŮDNÍ SORPČNÍ KOMPLEX

Obsah výměnných bazí (S, mmol/0,1kg) na osevním postupu Norfolk vykazoval nejvyšší hodnoty 28,7 mmol/0,1kg v roce 1999. Nejnižší hodnota 19,55 mmol/0,1kg

byla naměřena roku 1999 na osevním postupu Monokultura.

Průměrná hodnota obsahu výměnných bází na osevním postupu Monokultura byla 20,4 mmol/0,1kg. Průměrná hodnota na osevním postupu Norfolk byla 26,4 mmol/0,1kg. Zjištěné výsledky obsahu výměnných bazí jsou uvedeny v tab. č. 6a. a v grafu č. 8. Rozdíl mezi variantami pokusu je statisticky průkazný (tab. č. 6b). Maximální kationtová výměnná kapacita (T, mmol/0,1kg ) byla nejvyšší v roce 1999 pod Norfolkem (32,78 mmol/0,1kg). Nejnižší hodnota 28,7 mmol/0,1kg byla naměřena roku 1998 na osevním postupu Monokultura. Průměrná hodnota maximální kationtové výměnné kapacity na osevním postupu Monokultura byla 28,82 mmol/0,1kg a na osevním postupu Norfolk 32,65 mmol/0,1kg. Přehled výsledků maximální kationtové výměnné kapacity na daných variantách pokusu je uveden v tab. č. 7a. a v grafu č. 9. Rozdíl mezi variantami pokusu je statisticky průkazný (tab. č. 7b). Nasycenost sorpčního komplexu (V, % ) byla nejvyšší (84,65 % ) v roce 1999 na osevním postupu Norfolk. A nejnižší (67,45 %) v roce 1999 na osevním postupu Monokultura. Průměrná hodnota nasycenosti sorpčního komplexu na osevním postupu Monokultura byla 69,7 % a pod Norfolkem 81,19 %. Podrobné výsledky jsou uvedeny v tab. č.

8a. a v grafu č. 10.

Rozdíl mezi variantami

pokusu je statisticky průkazný (tab.č. 8b). Obsah výměnného vodíku (Hv, mmol/0,1kg) zjištěné hodnoty jsou uvedeny v tab. č.9a. a v grafu č. 11. Nejvyšší hodnota obsahu výměnného vodíku (9,4 mmol/0,1kg) byla naměřena roku 1999 na osevním postupu Monokultura. Nejnižší hodnota 6,2 mmol/0,1kg byla naměřena roku 2000 na osevním postupu Norfolk. Průměrná hodnota obsahu výměnného vodíku pod Monokulturou byla 8,6 mmol/0,1kg. Průměrná hodnota obsahu výměnného vodíku na osevním postupu Norfolk byla 6,5 mmol/0,1kg. Rozdíl mezi variantami je statisticky průkazný (tab.č.9b).

- 37 -

5.5 HODNOTY VÝMĚNNÉ PŮDNÍ REAKCE

Změny ve frakčním složení půdy úzce souvisí s postupným okyselováním půdy a zhoršením chemických vlastností (roste obsah výměnného vodíku a klesá stupeň sorpčního nasycení půdy). Je zřejmé, že půdy s velmi nízkým obsahem uhlíku a nízkou kvalitou humusu (poměr HK/FK < 1) mohou snáze podléhat acidifikaci i při vysokém obsahu jílnaté frakce. Dokazují to hodnoty půdní reakce (1971 – 2001) především

na variantě Monokultura, kde

se projevuje tendence (v ornici i

podorničí) snižování pH/KCl (Haslbach, 1980). Naměřené hodnoty půdní reakce (pH/ KCl) jsou uvedeny v tab. č.10a a v grafu č. 12. Nejvyšší hodnota (6,12) byla na osevním postupu Norfolk v roce 1972 a nejnižší hodnota (5) v roce 2001. Průměrná hodnota výměnné půdní reakce na osevním postupu Norfolk byla 5,46. Pod Monokulturou byla nejvyšší hodnota (5,66) naměřena roku 1972 a nejnižší hodnota (4,66) v roce 2000. Průměrná hodnota výměnné půdní reakce na osevním postupu Monokultura byla 5,15. Rozdíly mezi variantami jsou statisticky průkazné (tab.č.10b). Monokulturní způsob hospodaření vede prokazatelně ke snížení výměnné půdní reakce. Půdní reakce má přímý vliv na kvalitu a stabilitu humusu a půdního sorpčního komplexu. Proto můžeme konstatovat, že stabilita humusu je pod osevním postupem Norfolk prokazatelně vyšší než pod Monokulturou ječmene jarního.

- 38 -

6. ZÁVĚRY Způsob hospodaření na půdě má přímý vliv na chemické a fyzikálně – chemické vlastnosti půdy, na formy uhlíku v půdě, na kvalitu a stabilizaci půdní organické hmoty. Naše experimentální výsledky ukazují následující: •

Pod Monokulturou ječmene jarního byl nízký obsah humusu. Průměrná hodnota obsahu Corg byla nízká (1,33%). Průměrný obsah Clm byl nízký (318,7 mg/kg). Poměr HK/FK < 1 (0,85) což ukazuje na humátovo - fulvátový typ humusu a na jeho nižší kvalitu. Sorpční komplex byl slabě nasycen. Průměrná hodnota obsahu výměnného vodíku byla 8,6 mmol/0,1kg. Průměrná hodnota výměnné půdní reakce byla 5,15.

•

Na osevním postupu Norfolk byl střední obsah humusu. Průměrná hodnota obsahu Corg byla 1,47% . Průměrný obsah Clm (460 mg/kg) byl vyšší než pod Monokulturou. Poměr HK/FK >1 (1,25) což ukazuje na fulvátovo - humátový typ humusu a na jeho vyšší kvalitu. Sorpční komplex je nasycen. Průměrná hodnota obsahu výměnného vodíku

byla 6,5 mmol/0,1kg. Průměrná

hodnota výměnné půdní reakce byla 5,46. •

Rozdíly mezi variantami byly statisticky průkazné u všech sledovaných parametrů. Stabilita humusu je pod osevním postupem Norfolk prokazatelně vyšší, než pod Monokulturou ječmene. Je ovšem potřeba zdůraznit, že kvalitní humínové kyseliny zmírňují negativní působení monokulturního způsobu hospodaření a stabilizují půdní prostředí.

Zjištěné výsledky výzkumu jsou důležité z hlediska posouzení kvality a stability organických látek v půdě při jejím intenzivním využívání v zemědělské výrobě a z hlediska zařazení zemědělských plodin do osevního postupu.

- 39 -

7. LITERATURA 1.AICHINGER, S. Der Einfluss von Pflantzen auf die mikrobiologische Aktivität von Bodenaggregaten. Universität Wien, Diplomarbeit, 1996. 2.BARANČÍKOVÁ, G. Obsah organického uhlíka a dusíka vo vybraných typoch a ich zrnitostných frakciách. Agrochémia 1, (40), 2000. 4 - 7 s. 3.BOSSUYT,

DENEF, SIX, FREY, MARCKS, PAUSTIAN Influence of microbial

populations and residue quality on aggregate stability , Applied soil ecology, March, 2001.195 – 208 s. 4.CALDWELL, B.A., BOWDEN, R., LAJTHA, K., MICKS, P., NADELHOFFER, K. Detrital controls on microbial processing in four forest soils. In: Proceeding from International conference „Mechanisms and regulation of organic matter stabilization in soils“. Munich, 2003. 104 s. 5.ČERMÁK, P.,

HORA, L. Využívání organických substrátů a kompostů při

rekultivaci výsypek v regionu Severočeské hnědouhelné pánve. Sborník přednášek konference „Sanace a rekultivace krajiny po těžbě uhlí“. Most, 2001. 6.DEGENS, B., SPARLING, G. Changes in aggregation do not correspond with changes in labile organic „C” fractions in soil amended with

14

C glucose. Soil Biology

and Biochemistry 28, 1996. 453 - 462 s. 7.GREGORICH, E.G., JANZEN, H.H. Storage of carbon in the light fraction and macro-organic matter. In: Structure and Organic Matter Storage in Agricultural Soils. Eds. Carter M.R. and Stewart B.A. CRC Press: Boca Raton, FL, 1996. 649 -659 s. 8.GOLCHIN, A., OADES, J.M., SKJEMSTADT, J.O., CLARKE, P. Study of free and occluded particulate organic matter in soils by solid state

13

C CP/MAS NMR

spectroscopy and scanning microscopy. Australian Jour. of Soil Research 32, 1994. 285 – 309s. 9.HASSINK, J. Effects of soil texture and grassland management on soil organic C and N and rates of C and N mineralization. Soil Biol. Biochem., 26, 1994. 1221 – 1231 s. 10.HATCHER, P. New paradigms for SOM chemistry based on analytical developments in understanding the structural components. In: Mechanisms and regulkation of organic matter stabilization in soils. Münich: Technical University, 2003. 23 s.

- 40 -

11.HORÁČEK, J. , LEDVINA, R., RAUS, A. The content and quality of organic matter in Cambisol in long- term no-tillage system. Rostl. Výroba, 47, 2001. 205 - 210 s. 12.HORÁČEK, J., KOLÁŘ, L., LEDVINA, R., ČECHOVÁ, V., HŘEBEČKOVÁ, J. Ovlivnění transformace

půdní organické hmoty. Influence of soil organic matter

transformation processes. Collec. of Sci. Pap., Faculty of Agriculture. In: Č. Budějovice Series for Crop Sci., 2002. 55 - 60. 13.HRAŠKO, J.

Sú pedogenetické koncepcie prežitkom? In: Sborník mezinár.

konferencie „ Druhé pôdoznalecké dni v SR“, Stará lesná, 2003. 13 -18 s. 14.CHRISTENSEN, B.T.

Carbon in primary and secondary organo-mineral

complexes. In: Structure and Organic Matter Storage in Agricultural Soils. Eds. Carter, M.R. and Stewart, B.A. CRC Press: Boca Raton, FL, 1996. 97-166 s. 15.JANDÁK, J. a kol. Cvičení z půdoznalství Skriptum. AF VŠZ, Brno, 1989. 213 s. 16.JASINSKA, E., BAUMGARTL, T., WETZEL, H., HORN, R. Effects of soil structure on accessibility and mobilization of Corg. In: Mechanisms and regulkation of organic matter stabilization in soils. Münich: Technical University, 2003. 82 s. 17.JOHNS, M. M., SKOGLEY, E.O. Soil organic matter testing and labile carbon identification by carbonaceous resin capsules. Soil Sci. Soc. of America, Journal 58, 1994. 751 - 758 s. 18.JUŘENČÁK, J. Humus a struktura černozemě při jejím rozdílném zpracování, aplikaci a pálení slámy. Rostlinná Výr., 29, 1, 1983.7 – 15 s. 19.KÁŠ, V.

Zemědělská mikrobiologie. Státní pedagogické nakladatelství, Praha,

1964. 463 s. 20.KONONOVA, M.M., BĚLČIKOVA, N.P. Uskorennyj metod opredelenija sostava gumusa mineralnych počv. In: Organičeskoje

veščestvo počvy. Moskva, 1963. 228-

234 s. 21.KOSTELANSKÝ, F. a kol. Obecná produkce rostlinná. Skriptum. AF MZLU, Brno,Dotisk, 2000. 212 s. 22.KÖRSCHENS, M. Long-term data sets from Germany and Eastern Europe. In: Evaluation of Soil Organic Matter Models. Powlson, D.S., Smith, P. (Eds.), Vol. I, Springer-Verlag, Berlin. 1996. 69 – 80 s. 23.KÖRSCHENS, M. Dynamika organické hmoty a optimální obsah humusu v orných půdách. In: Sborník přednášek “Bilancování organických látek a optimální zásoba organické hmoty v půdě“. VURV, Praha, 1999. 60 - 74 s.

- 41 -

24.LIANG, B.C., GREGORICH, E.D., SCHNITZER, M. Mineral nitrogen accumulation in soils as affected by water–soluble organic carbon extracted from composted dairy manure. Communic. in Soil Sci. and Plant Analysis 26, 1995. 2711 - 33 s. 25.KUBÁT, J., LIPAVSKÝ, J. Dynamika organické hmoty a optimální obsah humusu v orných půdách. In: Sborník přednášek z mezinárodního semináře “Bilancování organických látek v půdě a optimální zásoba organické hmoty v půdě. VURV, Praha, 2005. 60 –74 s. 26.NELSON, D.W., SOMMERS, L.E. Total carbon, organic carbon, and organic matter. In: Page, A.L., Miller, R.H. and Keeney, D.R. (eds.) Methods of soil analysis. Part 2. ASA, SSSA Publ., Madison, Wisconcin, 1982. 539 – 579 s. 27.NĚMEČEK, J. Taxonomický klasifikační systém půd České republiky. 2001. 79 s. 28.ORLOV, D.S. Gumusovyje kisloty počv. Izd. MGU, Moskva, 1974. 334 s. 29.ORLOV, D.S.; GRIŠINA, L.A. Praktikum po chimiji gumusa. MGU, Moskva, 1981. 270 s. 30.POKORNÝ, E. Klasifikace a ochrana půd. Skriptum. AF MZLU, Brno, 1996. 143 s. 31.POKORNÝ, E., Šarapatka B., Půdoznalství pro ekozemědělce, 2003. 40 s. 32.PRAX, A., JANDÁK J., POKORNÝ, E. Půdoznalství. Skriptum. AF MZLU, Brno, 1995. 156 s. 33.PRAX, A., JANDÁK J., POKORNÝ, E. Půdoznalství. Skriptum. AF MZLU, Brno, 2001. 153 s. 34.SCHULZ, E., DHALIWAL, G.S. (ED.), ARORA, R. (ED.), RANDHAWA, N.S. (ED.), DHAWAN, A.K. Estimation of the decomposable part of soil organic matter using a simple determinable parameter. Department of Soil Sciences, UFZ Centre for Environment Research Leipzig-Halle Ltd., Hallesche p.44, D-06246 Bad Lauchstadt, Germany. Ecological agriculture and sustainable development. Vol. 1. In: Proceedings of

international

conference

on

ecological

agriculture:

towards

sustainable

development, Chandigarh, India: 11 ref., 1998. 544-550 s. 35.SOTÁKOVÁ, S. Organická hmota a úrodnosť pôdy. Príroda, Bratislava, 1982. 234s. 36.SOTÁKOVÁ,

S.

Půdoznalectví,

Skriptum,

VŠP,

Nitra,

1988.

403s

37.STEVENSON, F. J. Humus chemistry - Genesis, composition, reactions. J. WileyInterscience Publication, N.Y., 1982: 0-445. ISBN 0-471-09299-1.

- 42 -

38.STENBERG, R. Effect of reduced tillage and limiting on microbial activity and soil properties in a weakly structured soil. Applied soil ecology, 2000. 135 – 145 s. 39.SUŠKEVIČ M., ODLOŽILÍK S., PRYCZKOVÁ L. : Vliv dlouhodobé minimalizace zpracování půdy na změny humusu a dusíku černozemě glejové – kukuřičný výrobní typ. Rostl. Výr.,29, LVI, 1983. 943 – 950 s. 40.TISDALL, J.M. 1996 Formation of soil aggregates and accumulation of soil organic matter. In: M.R.Carter, B.A.Stewart (eds.), Structure and soil organic matter storage in agricultural. Adv. Soil Sci., Lewis Publ., Boca Ration, 1996. 41.VERHEIJEN F. Estimation of indicative SOC envelops in England and Wales. In: Proceedeng from International conference „Mechanisms and regulation of organic matter stabilization in soils“. Munich, 2003. 133 s. 42.WEBB, J., BELLAMY, P., LOVELAND, P.J., GOODLASS, G.

Crop residue

returns and equilibrium soil organic carbon in England and Wales. Soil Sci. Soc. Am. J. 67, 2003. 929-936 s. 43.ZLATNÍK, A. Die vegetationsstufen und deren indikation durch Pflanzenarten am Beispiel der Wälder der ČSSR. Preslia, 1963, 31-51 s. 44.ZBÍRAL, J., HONSA, I., MALÝ, S. Analýza půd III., ÚKZUZ, Brno, 1997. 150 s.

- 43 -

8. PŘÍLOHY

.

- 44 -

SCHÉMA č. 1

Schéma polních pokusů, ŠZP Žabčice

Monokultury

Monokultura

V.o.p.

VII.-j.j.

VI.-k

IV.

Norfolk III.

II.

I.

S1

S2

S1

S2

0

0

0

0

0

0

S2

0

0

0

0

0

0

S2

0

0

0

0

0

0

II

I

II

I

II

I

S1

S2

S1

S2

II

I

II

I

II

I

II

I

2004

2008

2012

j.ječmen

kukuřice

o. pšenice

2005

2009

2013

j.ječmen

kukuřice

2006

2010

2014

jetel o. pšenice

jetel o. pšenice

j.ječmen

kukuřice

2007

2011

2015

kukuřice

jetel o. pšenice

jetel

j.ječmen

- 45 -

PŘÍLOHA č. 1 Přírodní podmínky na lokalitě Žabčice Pokusná plocha je tvořena šesti hony o výměrách od 1 do 1,1 ha. Na pokusné plochy navazují ze dvou stran třícestní pásy vegetace všech velikostních stupňů. Rostlinná složka je velmi výrazně ovlivněna činností člověka. Dlouhodobé pokusy jsou

zaměřeny

na

zkoumání

vlivů

různých

osevních

postupů

(Norfolk,

Monokultura, Systémy) a různého způsobu hospodaření (minimalizace zpracování půd, odvoz slámy, pálení slámy, zaorání slámy) na půdu a její vlastnosti. Průměrná roční teplota vzduchu: Průměrná denní teplota vzduchu za rok činí 9,2°C s rozpětím od 7,9°C do 10,4°C. Nejnižší hodnota průměrné denní teploty vzduchu připadá na 10.1., s hodnotou

-4,4°C a nejvyšší na 1. 8., s hodnotou

20,6°C. Teplotní amplituda normálových pr ůměrných denních teplot vzduchu je 25,0°C. Vegeta ční období má průměrnou teplotu 15,7°C, když nejvyšší činila 17,7°C a 14,2°C. Absolutní minimum teploty vzduchu ve vegetačním období bylo – 5,0°C. Průměrná roční maximální teplota vzduchu - je 14,1°C a nejvyšší teplota 27,7°C a p řipadá shodně s průměrnou denní teplotou na 1.8. Nejnižší průměrné denní maximum –1,4°C se vyskytuje též 10.1. jako ne jnižší denní průměr. Roční amplituda těchto teplot má hodnotu 29,1°C. Pr ůměr denní minimální teploty vzduchu za rok činí 4,1°C, nejvyšší hodnotu 13,7°C má 16.8. a nejn ižší -7,5°C má 11.1. a 13.1. Průměrné měsíční a roční teploty vzduchu: Nejteplejším měsícem roku je červenec (19,3°C), následují srpen (18,6°C) a červen (17,7°C). Za zmínku stojí, že od roku 1982 byl srpen vždy teplejší než červen. Nejchladnějším měsícem je leden

(-2,0°C), který jako jediný m ěsíc má průměrnou teplotu pod 0°C, prosinec

má měsíční průměr 0°C a únor 0,2°C. Ro ční průměrná teplota vzduchu je 9,2°C. Bezmrazové období: Průměrné datum nástupu bezmrazového období je 23.4. a průměrné datum konce je 13.10. Mrazy se také mohou vyskytnout ještě počátkem června. Konec bezmrazového období byl nejdříve 19.9. a nejpozději 11.11. Průměrná délka trvání je 174 dnů, když nejkratší bezmrazové období bylo 123 dnů a nejdelší 207 dnů.

- 46 -

Srážkové poměry: Průměrný roční úhrn srážek je 480 mm, za měsíce duben až září je průměrný úhrn 311 mm. Nejnižší průměrný roční úhrn srážek byl 350 mm v roce 1983 a nejvyšší 632 mm v roce 1977. Nejbohatší měsíc na srážky je červen s průměrným úhrnem 69 mm, nejméně srážek je průměrně v březnu 23,9 mm,v lednu 24,8 mm a v únoru 24,9 mm. Nejméně se projevuje kolísání hodnot v měsíci červnu (Rožnovský a kol.,1995)

- 47 -

PŘÍLOHA č. 2 Popis půdního profilu fluvizemě glejové

Ahp (0 – 15 cm) – porušená drobtovitá struktura, suchý, hlinitý, postupný přechod do následujícího horizontu, silně prokořeněn.

Ah (15 – 40 cm) – polyedrická struktura, suchý, hlinitý, přechod postupný, silně prokořeněn.

AM (40 – 70 cm) – naplavená vrstva, která se dělí na oxidační a redukční horizont, hlinitá, suchý, méně prokořeněný, zbytky dřevěného uhlí (zaoráno po pálení).

MGo (70 – 110 cm) – polyedrická struktura, výskyt rezavých skvrn, vlahý, slabě prokořeněn.

MGro (> 110 cm) – rezavé skvrny tvoří 40 – 60 % agregátu, které jsou jinak šedé barvy, výskyt ferranů, vlhký.

- 48 -

PŘÍLOHA č. 3 Stanovení celkového obsahu organického uhlíku

Celkový obsah uhlíku jsme stanovili na mokré cestě – metodou Walkley Blacka, modifikace Novák-Pelíšek. Princip metody spočívá v oxidaci uhlíku humusových látek chromsírovou směsí při teplotě 120oC. Oxidačně - redukční titrací Mohrovou solí se stanoví nezreagovaný zbytek chromsírové směsi. Reakce probíhají následovně :

2 K2Cr2O7 + 3 C + 8 H2SO4

=

2 K2SO4 + 3 CO2 + 8 H2O + 2 Cr2/SO4/3

K2Cr2O7 + 7H2SO4 + Fe/NH4/2/SO4/2 = K2SO4 + Cr2/SO4/3 + 3Fe2/SO4/3 + + 6/NH4/2SO4 + 7 H2O Potřeby: Erlenmayerova baňka cca 500cm3, automatická pipeta o objemu 20cm3, dvě byrety, odměrný válec 10cm3 a 200cm3

Reagence: •

0,166M K2Cr2O7 (1N)

•

0,5M Fe/NH4/2/SO4/2 = Mohrova sůl (0,5N)

•

konc.H2SO4 a konc. H3PO4

•

o-fenantrolin

Příprava reagencí: •

0,166M K2Cr2O7 ( 49,035g rozpustíme v 1 litru destilované vody)

•

0,5M Mohrova sůl (=Fe/NH4/2/SO4/2 . 6H2O, 196,07g Mohrovy soli rozpustíme v 0,5l destilované vody, přefiltrujeme, přidáme 20cm3 konc. H2SO4, doplníme na 1litr

•

1,624g o-fenantrolinu a 0,695g FeSO4 rozpustíme ve 100cm3 destil. vody

- 49 -

Postup: Vzorek zeminy se jemně rozetře v achátové misce (jemnozem II), navážka půdního vzorku

vychází z předpokládaného obsahu humusu dle následující

tabulky. Tabulka : Vztah mezi obsahem humusu a navážkou půdního vzorku Humus (%) <1 1–2 2–4 4–7 7 – 10 10 - 15 Navážíme zeminu dle tabulky do

Corg (%) < 0,58 0,60 – 1,20 1,20 – 2,30 2,30 – 4,10 4,10 – 5,80 5,80 – 8,70

Navážka (g) 1,00 1,00 – 0,50 0,50 – 0,20 0,20 – 0,15 0,15 – 0,10 0,10 – 0,05

Erlenmayerovy baňky o objemu 250cm3.

Z byrety přidáme 10cm3 dvojchromanu draselného a 10cm3 konc. kyseliny sírové a obsah se opatrně krouživým pohybem promíchá tak, aby zemina neulpěla na stěnách nádobky (pozor na bouřlivou reakci vznikající při spalování a oxidaci organické hmoty!). Směs se ponechá v klidu nejméně 1 hod. Pak se zředí cca 200cm3 destilované vody, na maskování Fe2+se válečkem přidá cca 6cm3 konc. kyseliny fosforečné a 5–7 kapek indikátoru o-fenantrolinu. Titrujeme

0,5M

Mohrovou solí. Barevný přechod indikující konec titrace probíhá z láhvově zelené do hnědočervené barvy. Výpočet Corg (%) provádíme dle skript Jandák a kol., 2003. Faktor (titr roztoku) Mohrovy soli se musí denně kontrolovat, i když se roztok uchovává v tmavé láhvi a je kyselý (dochází k částečné oxidaci Fe2+ na Fe3+). Stanovení faktoru (titru) Mohrovy soli: 10cm3 dvojchromanu draselného (0,166M) a 20cm3 konc. kyseliny sírové po 1 hod stání zředíme

cca 200cm3

destilované vody, přidáme konc. kyselinu fosforečnou a indikátor o-fenantrolin. Titrujeme 0,5M Mohrovou solí do hnědočerveného zbarvení. Výpočty provádíme dle skript Jandák a kol., 2003.

- 50 -

PŘÍLOHA č. 4 Stanovení celkového obsahu aktivního uhlíku

Obsah aktivního (lehce metabolizovatelného, Clm) uhlíku jsme stanovili extrakcí vodou za varu pod zpětným chladičem a množství organického uhlíku vyluhovaného v horké vodě označeného jako Clm jsme následně stanovili titrací Mohrovou solí.

Reagence: •

K2Cr2O7

•

konc. H2S04

•

1M MgSO4 . 7H2O

•

0,05M (NH4)2 (FeSO4)2 . 6H2O

•

o-fenantrolin

Příprava reagencí: •

spalovací směs: 9,8g K2Cr2O7 v misce, rozpustíme v 50cm3 destilované H20 a

doplníme na 1litr konc. H2S04 •

1M MgSO4 . 7H2O → 24,65g/100cm3

•

Mohrova sůl = 0,05N ((NH4)2 (FeSO4)2 . 6H2O (t.j. 19,608g rozpustíme

v 300cm3 dest. vody, přidáme 20cm3 konc. H2S04 a doplníme po značku 1000cm3 0,1N K2Cr2O7: 4,9035 g/1000cm3, což je standardní roztok pro stanovení faktoru Mohrovy soli (titrovaný roztok se okyselí 2,5cm3 H2S04 konc.) •

roztok o–fenantrolinu, 1,485 g o–fenantrolinu a 0,695g FeSO4 . 7 H2O se

rozpustí ve 100cm3 dest. H2O Postup: Navážíme 10g na vzduch vyschlé zeminy do 200cm3 Erlenmayerových baněk se zábrusem, přidáme 50cm3 destilované vody, nasadíme na baňku zpětný chladič a vaříme mírným varem 1 hodinu. Potom baňky sejmeme, uzavřeme PE zátkou a vychladíme ve studené vodě. Přidáme pro vyčeření 4 kapky 2N MgSO4 . 7H2O a odstředíme 15 min. při 3 900 otáčkách. K 10 cm3 odstředěného eluátu přidáme

- 51 -

5cm3 spalovací směsi, promícháme a vložíme na 20 min. do sušárny (125oC). Po vyjmutí necháme

15 – 20 min. vychladnout a po přidání 3 kapek indikátoru

titrujeme 0,05N roztokem Mohrovy soli.

Výpočet obsahu Clm(mg/g ) ve vzorku : Clm (mg/g) = (a – b) . f . 3 . 0,05 . 5 navážka

Kde: a = spotřeba Mohrovy soli na titraci slepého vzorku b = spotřeba Mohrovy soli na titraci vzorku f = faktor Mohrovy soli

- 52 -

PŘÍLOHA č. 5 Stanovení frakčního složení humusu Princip

metody

spočívá

v rozrušování

stabilních

humátů

vápenatých,

hořečnatých, příp. železitých, pufrovaným pyrofosforečnanem sodným.

Reagence: •

Směs 0,1M pyrofosforečnanu sodného (44.60g) a 0,1M NaOH (4g)

v 1l

deionizované vody •

1 N K2Cr2O7 (49.04 g dvojchromanu do 1 l deioniz. vody)

•

konc. H2SO4

•

Mohrova sůl (400 g do 2 l deioniz. vody, profiltrovat, okyselit 20 cm3 konc. H2SO4)

Postup stanovení veškerých HL : Navážíme 5g vzorku (jemnozem I) do 250cm3 PE láhve a zalijeme 100cm3 směsí a necháme stát 24 hodin. Důkladně protřepeme a odstředíme (10 minut při 2000 otáčkách). Získaný čirý eluát sbíráme do 250 cm3 odměrky. Usazenina se opět zalije 50cm3 pyrofosforečnanovou směsí, důkladně se promíchá a opět odstředí. Postup opakujeme třikrát. Eluát sbíráme do 250cm3 odměrky a do požadovaného objemu doplníme zbylou směsí pyrofosforečnanu sodného. Získaný výluh důkladně promícháme, odpipetujeme 2 x 25cm3 výluhu do Erlenmayerových baněk a 2 x 50cm3 výluhu do kádinek. Výluhy v baňkách dáme odpařit dohněda. Po vychladnutí přidáme spalovací chromsírovou směs a necháme stát 24 hod. Zředíme deionizovanou vodou, přidáme kyselinu fosforečnou a indikátor ofenantrolin. Titrujeme roztokem Mohrovy soli a stanovíme obsah HL veškerých. Do kádinek přidáme 1cm3

konc. kyseliny

sírové, opatrně promícháme a

spalujeme 15 minut v sušárně vyhřáté na 60°C. Po vychladnutí sraženinu HK odstředíme (10 minut, 1800 otáček). Eluát, který obsahuje FK se vylije a sraženina HK se kvantitativně přenese zpět do kádinky a nechá se odpařit. Titrací stejným postupem se stanoví obsah vázaných humínových kyselin. Výpočty jsou uvedeny v práci Jandák a kol., 2003.

- 53 -

Postup stanovení volných HL : Navážíme 10g vzorku (jemnozem I) do 250cm3 PE láhve a zalijeme 0.1N NaOH, opatrně promícháme a necháme louhovat 24 hod. Protřepeme a odstředíme 10 minut při 2000 otáčkách. Eluát sbíráme do 250cm3 odměrné baňky a na usazeninu nalijeme opět asi 50 cm3 NaOH a odstředíme. Eluát v odměrné baňce se doplní do požadovaného objemu louhem nebo deionizovanou vodou do objemu 250cm3. Z výluhu se odpipetuje 2 x 75cm3 do kádinek a 2 x 25cm3 do baňky si dáme odpařit dohněda. Do kádinek přidáme 1cm3 konc. kyseliny sírové a spalujeme 15 minut v sušárně vyhřáté na 60 stupňů. Vysrážený

obsah

přeneseme kvantitativně do kyvet a odstředíme 10 minut při 1800 otáčkách. Eluát se vylije a sraženina HK se přenese zpět do kádinek a dáme ji odpařit dohněda. Do kádinek i baňek se po vychladnutí přidá 5cm3 dvojchromanu draselného a 10cm3 koncentrované kyseliny sírové. Necháme reagovat do dalšího dne. Zředíme deionizovanou vodou (150cm3), přidáme 2cm3 kyseliny fosforečné a indikátor o–fenantrolin. Titrujeme roztokem Mohrovy soli. Vypočítáme obsah HL volných a obsah volných humínových kyselin dle Jandák a kol., 2003.

- 54 -

PŘÍLOHA č. 6 Stanovení parametrů půdního sorpčního komplexu Parametry půdního sorpčního komplexu byly stanoveny podle Mehlicha. Princip metody spočívá ve vytěsnění kationtů roztokem chloridu barnatého, který je triethanolaminem při pH=8,1. Ve výluhu se stanoví titrací kyselinou výměnný vodík. Po vymytí přebytku barnaté soli se sorbované barnaté ionty vytěsní roztokem chloridu hořečnatého a ve výluhu se stanoví množství sorbovaných barnatých iontů plamenovým AAS.

Reagence: •

Vytěsňovací roztok A: 90cm3 triethanolaminu se rozpustí v 1l destilované

vody a neutralizuje se HCl a upraví se pH = 8,1. Doplní se vodou na 2l a smísí se 2l roztoku obsahujícího 100g BaCl2 . 2H2O. Roztok chráníme před vzdušným CO2 •

Vytěsňovací roztok B: 25g BaCl2 . 2H2O se rozpustí v 1l H2O

•

1M HCl

•

0,05M HCl

•

1M MgCl2 . 6H2O

•

0,005M CaCl2

•

směsný indikátor 0,1% roztok bromkresolové zeleně v ethanolu a 0,2% roztok

methylové červeně v ethanolu se smísí v poměru 3:1 •

standardy pro stanovení Ba 2+ na plamenovém fotometru

Postup: Frita filtrační trubice perkolační aparatury se zakryje kotoučkem filtračního papíru, na který se nasype vrstva mořského písku vysoká 10-15mm. Povrch se urovná a překryje opět kotoučkem filtračního papíru. Na tento se nasype navážka zeminy, která odpovídá 0,5 – 1,5 mmol (+) výměnné kapacity, tj. zpravidla u písčitých půd 10g u středně těžkých zemin 5g a jílů 2,5 g. Povrch zeminy se překryje skelnou vatou, nebo filtračním papírem. Dále nasypeme vrstvu skleněných kuliček, uzavřeme tlačku na hadičce spojující 250 cm3 odměrnou baňku, do níž je zasazena filtrační trubice s dělící nálevkou. Do dělící nálevky se odpipetuje 100 cm3 vytěsňovacího roztoku A. Před nasazením dělící nálevky na filtrační trubici se

- 55 -

část roztoku vypustí do trubice tak, aby byla skelná vata (nebo kuličky) pod hladinou roztoku v trubici. Po nasazení dělící nálevky do filtrační trubice se uzavře horní otvor nálevky zátkou s trubičkou, na níž je připojena hadička vedoucí do odměrné baňky. Po opatrném uvolnění tlačky na této hadici se upraví rychlost průtoku (tlačkou) tak, aby celý objem protekl nejdříve za 4 hod. Během této doby musí být skelná vata stále pod hladinou. Po průtoku celého objemu roztoku A se dělící nálevka propláchne nejdříve 25 cm3 vytěsňovacího roztoku B, poté 2x malým množstvím vody, nakonec se vymývá vodou až téměř k doplnění baňky po značku. Vymývání může být rychlejší, než vytěsňování – asi 2 hod. Baňka se doplní po značku. Současně se provádí slepý pokus se stejnými roztoky a stejným materiálem, jehož výsledky se použijí při výpočtech obsahu výměnného vodíku i hodnoty výměnné kapacity. Výměnný vodík se stanoví v získaném výluhu tak, že odpipetujeme 50 cm3 filtrátu, přidáme 8 kapek směsného indikátoru a titrujeme 0,05M HCl ze žlutozeleného do růžového zbarvení. Stejným způsobem titrujeme slepý pokus. Výpočty jsou uvedeny ve skriptech Jandák a kol. 2003. Stanovení kationtové výměnné kapacity provedeme tak, že do perkolační aparatury nalijeme 240 cm3 roztoku chloridu barnatého (0,1M). Zeminu v trubici promyjeme tímto roztokem a vymytý roztok zachytáváme do odměrné baňky. Průtok regulujeme tak, aby celý objem protekl nejdříve za 6 hod. Odměrnou baňku doplníme do 250 cm3 roztokem BaCl2 . Na AAS stanovíme obsah Ba 2+.

- 56 -

PŘÍLOHA č. 7 Stanovení hydrolytické acidity podle Kappena Princip stanovení spočívá v působení roztokem octanu sodného na zeminu a uvolněná kyselina octová se titruje roztokem hydroxidu sodného.

Reagence : •

1M octan sodný, pH=8,2

•

0,1M NaOH

Postup: Navážíme 40 g zeminy do PE láhve s uzávěrem. Přidáme 100cm3 1M octanu sodného, láhev uzavřeme a třepeme 1 hod. Přefiltrujeme a z filtrátu odpipetujeme 50cm3 do titrační baňky. Přidáme 2 – 3 kapky fenolftaleinu a titrujeme 0,1M NaOH do slabě růžového zbarvení.

Hydrolytická acidita (Ha) se vypočítá:

Ha =

a . c . 100 . 1,75

(mmol/0,1kg)

navážka

kde: a = spotřeba NaOH na titraci (cm3) c = koncentrace NaOH (0,1M) 1,75 = koeficient neúplného působení octanu na zeminu

- 57 -

PŘÍLOHA č. 8 Stanovení výměnné půdní reakce Půdní reakci jsme měřili potenciometricky. Je definována, jako schopnost půdy měnit pH neutrálních solí. Jako neutrální sůl použijeme 1M KCl. Princip metody spočívá v tom, že ionty vodíku poutané půdními koloidy, vytěsňujeme draslíkem a potenciometricky se zjistí výměnná reakce půdy, kterou označíme jako pH/KCl.

Reagence : •

1M KCl

Postup: Do vhodných nádobek se naváží 10 g zeminy a přidáme 25 cm3 1M KCl. Poté se suspenze důkladně míchá po dobu 5 - ti minut. Vložíme elektrody a měříme pH. Hodnota pH použitého roztoku 1M KCl má být 5,6 – 6. Před každou sérií měření se má nastavit pH metr pomocí dvou tlumivých roztoků s odlišným pH (např. 4, 7). Nastavení přístroje se kontroluje i v průběhu měření, zhruba po každých 15 – 20 vzorcích.

- 58 -

TABULKA č. 1a : Průměrné hodnoty celkového obsahu uhlíku na daných variantách pokusu, Žabčice (1975 – 2004)

Roky

1975 1976 1977 1978 1979 1980 1981 1982 1983 1984 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004

Norfolk (%) Corg 1,42 1,40 1,45 1,41 1,48 1,49 1,50 1,37 1,35 1,33 1,43 1,38 1,65 1,70 1,65 1,66 1,45

Monokultura (%) Corg 1,32 1,20 1,20 1,15 1,2 1,18 1,20 1,11 1,08 1,2 0,91 0,99 1,35 1,50 1,45 1,20 1,12

TABULKA č. 1b : Statistické vyhodnocení dat (A-nova , jeden faktor)

Faktor Výběr Počet Součet Průměr Norfolk 17 25,12 1,5018 Monokultura 17 20,36 1,1976 ANOVA Zdroj variability SS Rozdíl MS Mezi výběry 0,6555 1 0,6551 Všechny výběry 0,7934 30 0,0264 Celkem 1,4489 31

Rozptyl 0,02618 0,02670 F 24,7850

Hodnota P F krit 2,4805 4,17088

- 59 -

TABULKA č. 2a : Průměrné hodnoty celkového obsahu humusu na daných variantách pokusu, Žabčice (1975 – 2004)

Roky 1975 1976 1977 1978 1979 1980 1981 1982 1983 1984 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004

Norfolk (%) Humus 2,45 2,41 2,50 2,43 2,55 2,57 2,59 2,36 2,33 2,29 2,47 2,38 2,84 2,93 2,84 2,86 2,50

Monokultura (%) Humus 2,28 2,07 2,07 1,98 2,07 2,03 2,07 1,91 1,86 2,07 1,57 1,71 2,33 2,59 2,5 2,07 1,93

TABULKA č. 2b: Statistické vyhodnocení dat (A-nova , jeden faktor)

Faktor Výběr Počet Součet Průměr Norfolk 17 43,3068 2,547 Monokultura 17 35,11 2,0652 ANOVA Zdroj variability SS Rozdíl MS Mezi výběry 1,9761 1 1,97614 Všechny výběry 1,69822 32 0,05307 Celkem 3,6743 33

Rozptyl 0,040813 0,065326 F 37,2367

Hodnota P 8,0807

F krit 4,1490

- 60 -

TABULKA č. 3a : Průměrné hodnoty obsahu aktivního uhlíku na daných variantách pokusu, Žabčice (1998 – 2001)

Norfolk Roky

1998 1999 2000 2001

Clm mg/kg jaro 480 400 450 500

Clm mg/kg podzim 450 400 500 500

Monokultura Clm mg/kg průměr 465 400 475 500

Clm mg/kg jaro 470 390 310 300

Clm mg/kg podzim 390 270 220 200

Clm mg/kg průměr 430 330 265 250

TABULKA č. 3b : Statistické vyhodnocení dat (A-nova , jeden faktor)

Faktor Výběr Počet Součet Průměr Norfolk 4 1840 460 Monokultura 4 1275 318,75 ANOVA Zdroj variability SS Rozdíl MS Mezi výběry 39903,1 1 39903,13 Všechny výběry 25568,7 6 4261,458 Celkem 65471,8 7

Rozptyl 1816,66 6706,25 F 9,3637

Hodnota P 0,0222

F krit 5,9873

- 61 -

TABULKA č. 4a : Průměrné obsahy HK na daných variantách pokusu, Žabčice (1975 – 2004)

Roky 1975 1976 1977 1978 1979 1980 1981 1982 1983 1984 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004

Norfolk Suma HK mg/kg 0,282 0,265 0,266 0,24 0,34 0,35 0,33 0,27 0,33 0,29 0,41 0,32 0,45 0,53 0,60 0,55 0,50

Monokultura Suma HK mg/kg 0,246 0,281 0,216 0,222 0,302 0,271 0,253 0,215 0,248 0,241 0,28 0,18 0,26 0,29 0,34 0,34 0,40

TABULKA č. 4b : Statistické vyhodnocení dat (A-nova , jeden faktor)

Faktor Výběr Počet Součet Průměr Norfolk 17 6,323 0,3719 Monokultura 17 4,585 0,2697 ANOVA Zdroj variability SS Rozdíl MS Mezi výběry 0,0888 1 0,0888 Všechny výběry 0,2526 32 0,0078 Celkem 0,3414 33

Rozptyl 0,01285 0,00293 F 11,2547

Hodnota P 0,00205

F krit 4,1490

- 62 -

TABULKA č. 5a : Poměr HK/FK na daných variantách pokusu, Žabčice (1975 – 2004)

Norfolk

Monokultura

Roky

HK/FK

HK/FK

1975 1976 1977 1978 1979 1980 1981 1982 1983 1984 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004

1,06 0,80 0,80 0,70 1,20 1,35 1,30 0,84 1,0 1,04 1,29 1,21 1,33 1,96 2,2 1,89 1,25

0,70 0,84 0,60 0,70 0,80 0,75 0,78 0,73 0,94 1,10 0,87 0,60 1,10 0,76 1,06 1,10 1,05

TABULKA č. 5b : Statistické vyhodnocení dat (A-nova , jeden faktor)

Faktor Výběr Počet Součet Průměr Rozptyl Norfolk 17 21,22 1,2482 0,1786 Monokultura 17 14,48 0,8517 0,03062 ANOVA Zdroj variability SS Rozdíl MS F Mezi výběry 1,3361 1 1,3361 12,7662 Všechny výběry 3,3490 32 0,1046 Celkem 4,6852 33

Hodnota P 0,00114

F krit 4,1490

- 63 -

TABULKA č. 6a : Průměrné hodnoty obsahu výměnných bází (S) na daných variantách pokusu, Žabčice, (1998 – 2000)

Roky S(mmol/0,1kg

1998 24,75

Norfolk 1999 28,70

2000 25,75

1998 21,50

Monokultura 1999 2000 19,55 20,12

TABULKA č. 6b : Statistické vyhodnocení dat (A-nova , jeden faktor)

Faktor Výběr Počet Norfolk 3 Monokultura 3 ANOVA Zdroj variability SS Mezi výběry 54,1801 Všechny výběry 10,4456 Celkem 64,6257

Součet Průměr Rozptyl 79,20 26,40 4,2175 61,17 20,39 1,0053 Rozdíl MS F Hodnota P 1 54,1801 20,74755 0,010379 4 2,6114 5

F krit 7,7086

- 64 -

TABULKA č. 7a : Průměrné hodnoty kationtové výměnné kapacity (T) na daných variantách pokusu, Žabčice (1998 – 2000)

Roky T(mmol/0,1kg)

1998 32,55

Norfolk 1999 32,75

2000 32,65

1998 28,70

Monokultura 1999 2000 28,95 28,82

TABULKA č. 7b : Statistické vyhodnocení dat (A-nova , jeden faktor)

Faktor Výběr Počet Norfolk 3 Monokultura 3 ANOVA Zdroj variability SS Mezi výběry 21,9650 Všechny výběry 0,05126 Celkem 22,0163

Součet Průměr 97,95 32,65 86,47 28,8233

Rozptyl 0,01 0,01563

Rozdíl MS F Hodnota P F krit 1 21,9650 1713,7893 2,0379 7,7086 4 0,01281 5

- 65 -

TABULKA č. 8a : Průměrné hodnoty nasycenosti sorpčního komplexu (V) na daných variantách pokusu, Žabčice (1998 – 2000)

Roky V (%)

1998 78

Norfolk 1999 84,65

2000 80,92

1998 72,10

Monokultura 1999 2000 67,45 69,77

TABULKA č. 8b: Statistické vyhodnocení dat (A-nova , jeden faktor)

Faktor Výběr Počet Norfolk 3 Monokultura 3 ANOVA Zdroj variability SS Mezi výběry 195,5104 Všechny výběry 33,03187 Celkem 228,5423

Součet Průměr Rozptyl 243,57 81,19 11,1103 209,32 69,7733 5,40563 Rozdíl MS F 1 195,510 23,6753 4 8,25796 5

Hodnota P 0,0082

F krit 7,7086

- 66 -

TABULKA č. 9a : Průměrné hodnoty obsahu výměnného vodíku na daných variantách pokusu, Žabčice(1998 – 2000)

Roky Hv (mmol/0,1kg)

1998

Norfolk 1999

2000

Monokultura 1998 1999 2000

7,25

6,05

6,20

7,80

9,40

8,70

TABULKA č. 9b : Statistické vyhodnocení dat (A-nova , jeden faktor)

Faktor Výběr Počet Součet Průměr Rozptyl Norfolk 3 19,50 6,50 0,4275 Monokultura 3 25,90 8,6333 0,64333 ANOVA Zdroj variability SS Rozdíl MS F Mezi výběry 6,8267 1 6,8267 12,7502 Všechny výběry 2,1417 4 0,5354 Celkem 8,9683 5

Hodnota P 0,02336

F krit 7,7087

- 67 -

TABULKA č. 10a : Průměrné hodnoty výměnné půdní reakce na daných variantách pokusu, Žabčice (1971 – 2001)

Roky

Norfolk

Monokultura

1971 1972 1973 1974 1975 1976 1977 1978 1979 1980 1981 1982 1983 1984 1994 1995 1998 1999 2000 2001

pH KCl 5,78 6,12 5,83 5,74 5,39 5,66 5,97 5,58 5,58 5,45 5,30 5,22 5,24 5,19 5,20 5,40 5,30 5,30 5,14 5,0

pH KCl 5,5 5,66 5,53 5,40 5,25 5,39 5,37 5,28 5,32 5,27 4,84 4,79 5,30 4,91 4,78 4,80 5,0 5,0 4,66 5,0

TABULKA č. 10b : Statistické vyhodnocení dat (A-nova , jeden faktor)

Faktor Výběr Počet Součet Průměr Norfolk 20 109,39 5,46 Monokultura 20 103,05 5,15 ANOVA Zdroj variability SS Rozdíl MS Mezi výběry 1,0048 1 1,00489 Všechny výběry 3,3646 38 0,08854 Celkem 4,3695 39

Rozptyl 0,09085 0,08623 F 11,3490

Hodnota P F krit 0,001742 4,09816