Export DOC z rašelinišť

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