BIOMASA MIKROORGANIZMOV A DYNAMIKA PREMIEN DUSÍKA PRI

ALTERNATÍVNOM SPÔSOBE OBHOSPODAROVANIA PÔDY

DIZERTAČNÁ PRÁCA

Ing. JANA VJATRÁKOVÁ

SLOVENSKÁ POĽNOHOSPODÁRSKA UNIVERZITA V NITRE

AGRONOMICKÁ FAKULTAKATEDRA MIKROBIOLÓGIE

Školiteľ: Doc. Ing. Tatiana Števlíková

Stupeň kvalifikácie : philosophiae doctor (PhD.)

NITRA 2001

OBSAH

1. Úvod l

2. Cieľ dizertácie 2

3. Literárny prehľad 3

3.1. Charakteristika systémov alternatívneho poľnohospodárstva 3

3.2. Biologická zložka pôdy a jej funkcie 10

3.2.1. Pôdna mikrobiálna biomasa a metódy jej stanovenia 12

3.2.1.1. Vplyv zrnitosti a štruktúry na mikrobiálnu biomasu 18

3.2.1.2. Vplyv obrábania pôdy na mikrobiálnu biomasu 21

3.2. l .3. Vplyv sezónnych zmien na mikrobiálnu biomasu 25

3.2.l .4. Vplyv hnojenia na mikrobiálnu biomasu 27

3.2.2. Podiel mikroorganizmov na procesoch kolobehu dusíka 29

3.2.2.1. Mineralizáciaorganických dusíkatých látok 31

3.2.2.2. Nitrifikácia 34

3.2.2.3. Metódy stanovenia anorganických foriem dusíka v pôde 40

3.2.2.4. Imobilizácia dusíka 43

4. Materiál a metodika 46

5. Výsledky 62

5.1. Hodnotenie výsledkov z tetrakultúry 62

5.2. Hodnotenie výsledkov laboratórneho pokusu z bikultúry 76

6. Diskusia 80

7. Závery 96

8. Prínosy a odporúčania pre ďalšiu vedeckú prácu a poľnohospodársku prax 100

9. Zoznam použitej literatúry 102

1. ÚVOD

Ľudia žijú z pôdy, na pôde a s pôdou. Bola, je i bude jedným z najcennejších

bohatstiev človeka. Svoj pôvod má vo fyzikálnych, chemických a biologických

vzťahoch medzi materskou horninou a atmosférou. Pre človeka je nenahraditeľná pre

svoju úrodnosť. Veľkosť úrod závisí nielen od pôdy, jej prirodzenej úrodnosti, ale

súčasne sa uplatňujú vplyvy vonkajšieho prostredia, produkčná schopnosť rastlín a

kultivačné zásahy človeka.

Základnými činiteľmi pôdnej úrodnosti sú popri fyzikálnych a chemických

vlastnostiach pôdy i mikroorganizmy, ktoré sú najdôležitejšou zložkou pôdneho

edafónu. V pôde plnia funkcie, ktoré nemôže nahradiť žiadna iná biologická skupina.

Ide predovšetkým o rozklad rôznych typov organických látok, syntézu humusu,

sprístupňovanie živín rastlinám a tvorbu pôdnej štruktúry. Nezastupiteľná je i

hygienická funkcia a schopnosť produkovať metabolity, ktorými je ovplyvňovaný rast a

zdravotný stav rastlín. Svojou aktivitou stabilizujú pôdnu úrodnosť, naproti tomu

antropogénne zásahy ju môžu zvýšiť alebo znížiť.

Ochrana pôdy, najmä jej prirodzených vlastností má a i v budúcnosti bude mať

veľký význam. K tejto úlohe sa vo svojich princípoch hlási aj trvalo udržateľné

poľnohospodárstvo. Starostlivosťou o pôdu sa snaží o zvýšenie úrovne jej prirodzenej

úrodnosti, pri čo možno naj uzavretej som kolobehu živín a pri súčasnom maximálnom

obmedzení vonkajších energetických a chemických vstupov. Takto je možné dopracovať

sa k stabilnej poľnohospodárskej sústave s dlhodobo vyrovnanými bilanciami vstupov a

výstupov a vysokou schopnosťou odolávať zmenám prostredia.

2. CIEĽ PRACE

1. Charakteristika pôdy pokusného stanovišťa (hnedozem) z hľadiska schopnosti

biologického uvoľňovania dusíka (amonizácie, nitrifikácie), ktorá je hlavným

spôsobom sprístupňovania tejto živiny z pozberových zvyškov rastlín.

2. Stanovenie veľkosti biomasy mikroorganizmov, ktoré sa rozhodujúcou mierou

podieľajú na mobilizácii rastlinných živín, najmä dusíka, z pôdnych zásob a

zapravených rastlinných zvyškov. Zároveň určiť faktory ovplyvňujúce dynamiku

biomasy.

3. Stanovenie podielu imobilizovaného dusíka pri rôznej kvantitatívnej úrovni

zapravených rastlinných zvyškov.

3. LITERÁRNY PREHĽAD

3.1. Charakteristika systémov alternatívneho poľnohospodárstva

Intenzívne konvenčné poľnohospodárske systémy, ktoré dosiahli vrchol svojho

rozvoja v 80. rokoch 20. storočia, zaťažujú prírodné prostredie a krajinu, spôsobujú pokles

biodiverzity, znižujú ekologickú stabilitu krajiny a autoregulačnú schopnosť

agroekosystémov. Uvedené skutočnosti sú odrazom agrárnej preferencie podpory

výrobných funkcií poľnohospodárstva pred ekologickými (Lacko-Bartošová in Demo et al.,

1998).

Industriálny model poľnohospodárstva je kritizovaný najmä preto, že je z hľadiska

ekologického i ekonomického neudržateľný. Negatívne následky intenzifikácie nie sú len na

Slovensku, ale jej škodlivé stopy zostali vo všetkých vyspelých krajinách sveta (Kováč et

al., 1996).

Významné dôsledky intenzívneho pestovania rastlín podľa Aufhammera (1990) sú

nasledovné:Opatrenia

Vysoké hnojenie dusíkom

(v priemyselných a organických

hnojivách)

Používanie pesticídov, regulátorov,

desikantov a iných agrochemikálií

Dôsledky - účinky

- zvyšky dusíka v pôde

- znečistenie podzemných a povrchových vôd

- únik niektorých foriem dusíka do ovzdušia

- hromadenie rezíduí účinných látok v

pôde

- ničenie užitočných mikroorganizmov,

antagonistov a iných organizmov v pôde

- vývoj rezistencie voči pesticídom

- pokles počtu druhov fauny a flóry

- znečistenie podzemných a povrchových

vôd

- znečistenie ovzdušia

- porušenie vzdušného a vodného režimu pôdy

- obmedzenie prekorenenia pôdy

- ničenie biologickej aktivity pôdy

- poškodenie sacej funkcie pôdy

- zvýšenie erózie pôdy

- obmedzenie tvorby pôdnej štruktúry

- zvýšenie erózie pôdy

- odbúravame humusu

Vysoká spotreba energie - spotreba neobnovitelných zdrojov

(väčšina fosílnych zdrojov) - zvýšenie znečistenia ovzdušia

Kvôli týmto nepriaznivým vplyvom sa vyvíjajú alternatívy, ktoré by dopady

industriálneho modelu poľnohospodárstva zmiernili alebo úplne vylúčili. Pretože tieto

postupy sú čisto alternatívne voči konvenčným postupom, bolo určené označenie

alternatívne poľnohospodárstvo. Termín alternatívne poľnohospodárstvo sa používa pre

tie postupy, ktoré jasne redukujú dopad poľnohospodárstva na životné prostredie. Sú to

systémy založené na princípe spolužitia človeka s prírodou, čo je často v rozpore so

súčasnými poľnohospodárskymi technikami, ktoré majú za cieľ získať od prírody čo

možno najviac, a to bez ohľadu na budúce generácie. Alternatívne systémy sa preto

považujú za systémy udržateľného rozvoja (Klimeková, 1991).

Použitie ťažkej mechanizácie

Intenzívne spracovanie pôdy

Všeobecnými rysmi týchto alternatív sú:

- zvyšovanie biologickej diverzity agroekosystémov,

- zvyšovanie efektivity využitia vonkajších vstupov a zdrojov agroekosystémov,

zachovanie zdrojov čo do kvality a kvantity,

- znižovanie energomateriálových strát z agroekosystému,

návrat aspoň polovice vyprodukovanej biomasy vo forme pozberových zvyškov

alebo hospodárskych hnojív späť do pôdy.

Biologické, ekologické či organické poľnohospodárske systémy sa snažia o

dobytie svetového potravinového trhu a stávajú sa neoddeliteľnou súčasťou

poľnohospodárskej politiky vyspelých i niektorých rozvojových krajín. Všetky uvedené

názvy predstavujú spoločný smer hospodárenia ako alternatívu konvenčnej, tradičnej i

súčasnej poľnohospodárskej výroby (Vergner et Barták, 1991).

Ekologické poľnohospodárstvo je možné definovať ako vyvážený

agroekosystém trvalého charakteru, ktorý je založený predovšetkým na miestnych

obnoviteľných zdrojoch. Celá príroda je chápaná ako celok, v ktorom je povinnosťou

človeka riadiť poľnohospodársku výrobu tak, aby sa stala harmonickou súčasťou

prírody (Lacko-Bartošová et al., 1995).

Niektoré principiálne rozdiely medzi konvenčným a ekologickým poľnohospodárstvom

možno stručne zhrnúť podľa Vergnera et Bartáka (1991), Karabínovej et Ilčíkovej

(l 999) takto:

Konvenčné Alternatívne

1. Priorita kvantity produkcie l. Priorita kvality produkcie

2. Špecializovaná výroba 2. Mnohostranná výroba

3. Jednoduchý osevný postup 3. Pestrý osevný postup

4. Priemyselné hnojivá 4. Organické hospodárske hnojivá

5. Pesticídy 5. Regulácia škodlivých činiteľov

6. Ustajnenie zvierat 6. Voľný chov zvierat

7. Meliorácia pôdy 7. Uchovanie úrodnosti pôdy

8. Ekonomická rentabilita a zisk 8. Biologická rovnováha

9. Využívanie prírodných zdrojov 9. Ochrana prírody

10. Väčšie materiálové vstupy 10. Vyššie pracovné náklady

V Európe má ekologické poľnohospodárstvo veľa bežných charakteristík, ktoré sa

však rozlišujú stupňami (modifikáciami) v jednotlivých systémoch hospodárenia.

Zaujec (1996) uvádza niektoré prvky, ktoré sú v nich aplikované:

- využívanie vybilancovaných osevných postupov so zaradením bôbovitých rastlín,

- čo najdlhší pokryv pôdy rastlinami, využívanie podsevov a zeleného hnojenia,

chov hospodárskych zvierat,

- plytké obrábanie pôdy (0,12 až 0,15 m) spojené s hlbokou orbou do 0,30 m,

cielené hnojenie pre akti vo vanie pôdnej mikroflóry a zlepšovanie pôdnej štruktúry,

- kvalitné osivá zabezpečované osevnými postupmi, mechanickým obrábaním, ako aj

termickými metódami,

- kontrola škodcov zabezpečená zodpovedným výberom kultivarov, ktoré sa najlepšie

adaptujú v miestnych podmienkach, osevnými postupmi a obrábaním pôdy.

Prvé formy ekologického poľnohospodárstva vznikli už koncom 19. storočia. V

súčasnosti existuje vo svete asi päť hlavných smerov, ktoré sa od seba odlišujú buď

filozofickým prístupom a opatreniami alebo termínom a miestom svojho vzniku.

Princípy hospodárenia v týchto systémoch sú vyjadrené v základnom dokumente

Medzinárodnej federácie hnutí pre organické poľnohospodárstvo IFOAM (International

Federation of Organic Agriculture Movements).

Z historického hľadiska princípy najvýznamnejších hlavných smerov uvádzajú

Vergner et Barták (1991), Lacko-Bartošová et al. (1995), Kováč et al. (1996),

Karabínová et Ilčíková (1999). Ide o tieto systémy:

1. Biologicko-dynamické (biodynamické) poľnohospodárstvo Biodynaniické

poľnohospodárstvo je najstaršie z alternatívnych metód, ktoré vzniklo na základe

antropozofickej filozofie rakúskeho filozofa a prírodovedca Rudolfa Steinera v roku 1924.

Biodynamici sa snažia agrotechnickými opatreniami využívať kozmické sily, ktoré

výrazne ovplyvňujú životné procesy a vlastnosti (napr. rast, vývoj, kvalita produkcie,

predchádzanie chorobám, škodcom atď.). K tomuto im slúži kalendár prác a biodynamické

preparáty.

2. Organické poľnohospodárstvo

Teoretické základy metódy organického poľnohospodárstva vypracovali Albert Howard a

Eve Balfour v 30. a 40. rokoch 20. storočia vo Veľkej Británii a írsku. Filozofia

systému vychádza z využívania prirodzenej úrodnosti pôdy a jej podpory. Dnešná forma

organického poľnohospodárstva sa nevyznačuje nijakým zvláštnym prístupom. Definícia

zodpovedá všeobecnej definícii ekologického poľnohospodárstva.

3. Organobiologické poľnohospodárstvo

Organobiologické poľnohospodárstvo patrí v rôznych modifikáciách k najrozšírenejším,

najznámejším a pravdepodobne aj najľahšie zvládnuteľným. Dr. Hans Muller s

manželkou Máriou zaviedli tento systém v 30. rokoch 20. storočia vo Švajčiarsku s

cieľom znížiť negatívny dopad hospodárskej krízy na poľnohospodárov. V tejto

metóde sa pôda chápe ako žijúci organizmus, kde sa všetky organické a anorganické

komponenty majú nachádzať v rovno váhe, ktorá sa čo najviac približuje stavu v

neporušenej prírode.

4. Biologické poľnohospodárstvo

V 50. rokoch 20. storočia bola vyvinutá metóda biologického poľnohospodárstva vo

Francúzsku. Autori tejto metódy Lemaire a Boucher používaním rias ovplyvňovali

zdravotný stav rastlín aj zvierat a kvalitu produktov. Múčka z tejto riasy sa vyznačovala

vysokým obsahom Ca, Mg a stopových prvkov. Stúpenci tejto metódy produkujú napr.

vysokokvalitné pekárske pšenice.

5. Metóda ANOG

Niektoré systémy preberali len časť postupov ekologického poľnohospodárstva, napr.

metóda ANOG. Je zameraná na produkciu ovocia, zeleniny a zemiakov s vyššou

biologickou hodnotou. Pre túto metódu je charakteristický stály pokryv pôdy zelenými

rastlinami. Orba sa obmedzuje len na povrchové kyprenie. V tomto systéme bolo

povolené používať niektoré chemické prostriedky na ochranu rastlín. V súčasnosti aj

systém ANOG rešpektuje smernice IFOAM a používanie syntetických hnojív a

pesticídov je v systéme ANOG zakázané.

6. Ekologické poľnohospodárstvo

Je bližšie nešpecifikovaná metóda alternatívneho poľnohospodárstva, ktorá spína

podmienky definície ekologického poľnohospodárstva a dodržuje jeho princípy

hospodárenia.

7. Ostatné metódy

Okrem uvedených metód ekologického poľnohospodárstva existujú aj ďalšie menej

rozšírené metódy. Väčšinou sú založené na orientálnych filozofiách a patrí medzi ne

makrobiotická a veganická metóda a metóda mazdaznan.

V USA je rozšíreným variantom tzv. trvalo udržateľné poľnohospodárstvo

(sustainable farming) (Kováč et al., 1996). Jeho charakteristickým znakom je úplné

uzatvorenie poľnohospodárskeho systému s vylúčením všetkých neobnoviteľných

zdrojov, teda i fosílnych palív. Podľa Demu et al. (1999) trvalo udržateľné

poľnohospodárstvo je založené na princípe, že poľnohospodárstvo je biologický proces,

ktorý by mal v praxi napodobňovať kľúčové charakteristiky prírodného ekosystému.

Snaží sa priviesť diverzitu do ekosystému, efektívne recyklovať živiny a zachovať

prioritu slnečného žiarenia ako zdroja energie pre ekosystém. Krytie živinových potrieb v

systéme hospodárenia bez priemyselných hnojív je možné len cestou:

• dôsledného využívania všetkých hospodárskych hnojív v podniku

• dôslednou recykláciou odpadovej biomasy alebo vedľajších produktov výroby buď

priamou aplikáciou na poli alebo výrobou kompostov

• využitím nekontaminovaných živinových zdrojov iného pôvodu, napr. kaly z ČO V či

iných prevádzok, najmä potravinárskeho priemyslu

• využitím rašeliny a vhodne mechanicky upraveného alebo technologicky

prepracovaného mladého uhlia a lignitu ako zdroja uhlíkatej energie, humínových

látok zlepšujúcich pôdne stanovište a výživný stav kultúr využitím takzv.

nepriamych hnojív s obsahom fixujúcich dusík (voľne žijúcich v pôde, rizóbií) alebo

sprístupňujúcich napr. S, P, K a iné živiny z pôdnych zásob.

Princípy trvalo udržateľného poľnohospodárstva sú najkomplexnejšie sformulované

Konferenciou OSN o životnom prostredí a rozvoj i konanej v Rio de Janeiro v roku

1992. Konferencia prijala 5 základných dokumentov podporujúcich stratégiu trvalo

udržateľného rozvoja. Najrozsiahlejším dokumentom je Agenda 21, t.j. program

všestrannej starostlivosti o životné prostredie ľudstva v 21. storočí.

Ekologická hodnota trvalo udržateľného poľnohospodárstva sa približuje k

hodnote prirodzených ekosystémov. Z hľadiska vysokej schopnosti odolávať

nepriaznivým zmenám vonkajšieho prostredia, akú majú prirodzené ekosystémy, má

trvalé udržateľné poľnohospodárstvo veľký význam pre budúcnosť aj z ekonomického

hľadiska (Lacko-Bartošová et Antala, 1996).

Na Slovensku sa ekologické poľnohospodárstvo začalo rozvíjať od roku 1991. V

roku 1996 bolo prihlásených 31 subjektov s 17 793 ha p.p., čo predstavuje 0,53 % z

celkovej výmery poľnohospodárskej pôdy SR. V priebehu 3 rokov 1996-1998 sa

podľa Kováča (1999) zvýšila plocha na vyše 50 000 ha (80 fariem s 2 % zastúpením z

p.p.SR). Zastúpenie plodín pestovaných na ornej pôde je ozimná pšenica, olejniny,

strukoviny a krmoviny. V súčasnosti sa systém ekologického poľnohospodárstva v SR

uplatňuje v súlade so zásadami IFOAM a zodpovedá požiadavkám nariadenia Rady

EHS č. 2092/91 a jeho ďalších doplnkov. Pravidlá ekologického poľnohospodárstva sú

zakotvené v zákone NR SR č. 224/1998 Z.z. a vo výnose MP SR č. 3259/1999-100

(Zásady správneho používania hnojív, 2000).

Ďalší rozvoj ekologického poľnohospodárstva v SR bude v rozhodujúcej miere

závisieť od štátnej finančnej podpory, získania medzinárodnej akreditácie a rozvoja

miestneho trhu biopotravín.

Okrem uvedených systémov alternatívneho poľnohospodárstva sa v literatúre

stretávame aj s ďalšími modifikáciami. Alternatíva obhospodarovania založená na

princípoch ekologického poľnohospodárstva sa riešila i na experimentálnej báze SPU

pod vedením Dr. h. c. prof. Ing. M. Demu, PhD. V projekte bol maštaľný hnoj

nahradený zaorávaním pozberových zvyškov plodín (kapitola materiál a metodika).

3.2. Biologická zložka pôdy a jej funkcie

Pri posudzovaní úrodnosti pôdy i systémov jej obhospodarovania nemožno obísť

biologickú zložku pôdy, ktorá j e jej integrujúcou súčasťou.

10

Pôda je ekologickým uzlom previazanosti biosféry, v ktorej najintenzívnejšie

prebieha vzájomné pôsobenie živej a neživej hmoty. V pôde sa sústreďujú procesy výmeny

látok medzi zemskou kôrou, hydrosférou, atmosférou a organizmami obývajúcimi suš.

Najaktívnejšou zložkou pôdnej biocenózy sú mikroorganizmy a ich funkciu nemôže

zastúpiť žiadna iná biologická skupina. Pôdne mikroorganizmy majú tieto funkcie:

1. Transformácia organických zvyškov - v tejto súvislosti býva funkcia mikroorganizmov

prirovnávaná k transformačnej stanici, alebo ku oku ihly, cez ktorú prejde skôr alebo

neskôr všetok organický materiál prichádzajúci do pôdy.

2. Sprístupňovanie živín pre rastliny - táto funkcia zahŕňa mikrobiálne procesy vedúce k

uvoľňovaniu živín z organických zvyškov i anorganických zlúčenín, ako aj pútame

vzdušného dusíka.

3. Mikroorganizmy dočasne viažu vo svojich telách veľké množstvo živín, ktoré sa po ich

odumretí a lyže uvoľňujú pre rastliny alebo sa využívajú pri syntéze humusu. Živiny sú

takto chránené pred vyplavovaním.

4. Mikroorganizmy produkujú veľa metabolický aktívnych látok (napr. antibiotiká a rastové

látky), ktorými regulujú rast a zdravotný stav rastlín, ale i štruktúru a funkciu samotných

mikrobiálnych spoločenstiev (Marendiak et al., 1987, Tesařová, 1992, Števlíková et

Kopčanová, 1994, Števlíková, 1996, Števlíková in Ložek et al., 1998).

Od týchto štyroch základných vlastností sa odvíjajú ešte ich ďalšie funkcie dôležité pri

tvorbe a udržiavaní pôdnej úrodnosti a to účasť mikroorganizmov na pôdotvornom

procese, detoxikačná a sanitárna funkcia (Tesařová, 1989,1992).

11

Bujnovský et Juráni (1999) uvádzajú ako indikátory kvality pôdy, v rámci

monitorovania zmien kvality pôdy, popri fyzikálnych a chemických parametroch

nasledovné biologické parametre:

- uhlík a dusík biomasy mikroorganizmov

- potenciálne mineralizovateľný dusík

- respiráciu

- pomer uhlíka biomasy mikroorganizmov k celkovému organickému uhlíku

- pomer respirácie k biomase mikroorganizmov

3.2.1. Pôdna mikrobiálna biomasa a metódy jej stanovenia

Mikrobiálna biomasa je definovaná ako časť pôdnej organickej hmoty, ktorá

zahŕňa žijúce mikroorganizmy menšie ako 5 až 10 mikro m3. Spravidla sa vyjadruje v

mg C.kg-1 zeminy alebo v µg C.g-1 sušiny zeminy, pričom uhlík biomasy sa pohybuje

od l do 5 % pôdnej organickej hmoty (Jenkinson et Ladd, 1981, Sparling, 1985, 1992,

Smith et Paul, 1990). Mikrobiálnu biomasu ako celok tvoria predovšetkým

baktérie, aktinomycéty, mikromycéty a malý podiel rias, prvokov a háďatiek

(Šantrůčková, 1993) a ich hmotnosť sa udáva v určitej objemovej alebo hmotnosmej

jednotke pôdy. Z týchto

údajov sa robí prepočet na plochu l ha do hlbky ornice, resp. prepočet na hlbku

pôdnych horizontov.

Získanie čo najpresnejších údajov o množstve biomasy má podľa Marendiaka et al.

(1987), Števlíkovej et Kopčanovej (1994), Števlíkovej (1996), Števlíkovej in Ložek et

al. (1998) nesmierny význam pre poľnohospodársku prax, a to z nasledovných dôvodov:

- v biomase mikroorganizmov je viazané (imobilizované), v závislosti od pôdneho

typu, veľké množstvo živín (0,3 až 5,1 % pôdneho uhlíka, 1,4 až 7 % pôdneho

12

dusíka, 0,9 až 2,4 % pôdneho fosforu, 0,1 až 0,3 % pôdneho draslíka), ktoré sa po

odumretí a lýze časti mikroflóry uvoľňujú pre rastliny alebo sa zúčastňujú na

syntéze humusu. Biomasa recykluje 0,3 až 3 razy ročne v závislosti od vstupov

organickej hmoty do pôdy a poveternostných podmienok roka

- pri vypočítavaní dávky hnojív (najmä priemyselných) treba počítať aj s

výživou pôdnych mikroorganizmov, ktoré konkurujú rastlinám v odčerpávaní

dostupných živín z pôdy

- empiricky sa podloží nevyhnutnosť vkladov určitého množstva organických látok

ako zdroja uhlíka a energie pre zachovanie existujúcej mikrobiocenózy v pôde Pri

hodnotení kvality pôdy má biomasa mikroorganizmov ako jeden z jej

parametrov významný vzťah ku produkcií biomasy rastlín, transformačnej

funkcii a asanačnej funkcii. Menej významný vzťah k filtračnej, akumulačnej

a pufrovacej funkcii a bezvýznamný vzťah k funkcii pôdy ako prostredia pre

mikroorganizmy a génovej rezervy (Bujnovský et Juráni, 1999).

Odhad mikrobiálnej biomasy zvyčajne zahŕňa meranie biomasy ako samostatnej

zložky, hoci je súčasne potrebné poznať diverzitu populácií s rozdielnymi

biochemickými charakteristikami. Na meranie mikrobiálnej biomasy v pôde sa

používa niekoľko metód. Sú založené na zafarbení a priamom počítaní mikrobiálnych

buniek, na použití nepriameho počítania platňovými metódami, na meraní

fyziologických parametrov napr. ATP, respirácie a uvoľňovania tepla, alebo na

využití fumigačnej techniky.

Podľa Bloema et al. (1995) epifluorescenčná mikroskopia priniesla od roku

1970 dôležitú techniku, ktorá sa používa na priame počítanie baktérií a húb v pôde.

Presný objem homogenizovanej pôdnej suspenzie sa prenesie na ohraničenú známu

plochu podložného sklíčka, mikroorganizmy sa zafarbia fluorescenčným farbivom a

ich počet

sa zistí spočítaním pod mikroskopom. Na farbenie pôdnych baktérií v pôdnom výluhu

alebo na membránovom filtri sa používa niekoľko farbív ako fluoresceínizotiokyanát

(FITC - farbí proteíny), akridínová oranžová (AO - farbí nukleové kyseliny), etilídium

bromid (EB - farbí nukleové kyseliny) a európium chelát/fluorescenčný zvýrazňovač na

diferenciálne fluorescenčné farbenie. Európium chelát farbí DNA a RNA a

fluorescenčný zvýrazňovač farbí polysacharidy v bunkových stenách (Gray,

1990). Hýfy húb sa môžu počítať v agarovom filme alebo na membránových filtroch

použitím fluorescenčného zvýrazňovača (Lodge et Ingham, 1991), fenylanilínovej

modrej (PAB) alebo pomocou fázového kontrastu mikroskopu. Metabolický aktívne

hýfy húb sa môžu merať po zafarbení s fluoresceíndiacetátom (FDA), ktorý sa stáva

fluoreskujúci po enzýmových hydrolýzach (Sôderstrôm, 1977).

Podľa Šantrůčkovej (1992) a iných autorov údaje získané nepriamymi

platňovými metódami sú v porovnaní s ostatnými metódami nižšie a tvoria iba 0,1 až l

% počtov stanovených priamymi mikroskopickými metódami. Tieto rozdiely je

možné vysvetliť:

podielom mŕtvych buniek, ktoré bývajú zahrnuté v priamych počtoch

adsorpciou buniek na povrchu pôdnych agregátov a tvorbou zoogleí, takže l

vyrastená kolónia na agarovom médiu nereprezentuje l bunku (Szegi, 1983)

- selektivitou médií a kultivačných podmienok nie je prakticky možné zaistiť takú

kombináciu zloženia substrátu a kultivačných podmienok, ktoré by umožnili rásť

všetkým druhom mikroorganizmov

- kolónie mikromycét vyrastené na agarovom médiu vznikajú najmä vyklíčením spór

a menej rozrastaním ich hýf prítomných v pôde.

Na druhej strane, ako uvádza Grunda (1994), má kultivačná metóda i niektoré

prednosti:

14

- metóda zaručuje, že mikroflóra, ktorá vyrástla na miskách alebo v skúmavkách je

schopná reagovať na živný substrát, sú to teda organizmy v aktívnom stave metóda

poskytuje možnosť porovnania výsledkov so skoršími výsledkami, vlastnými i

cudzími, získanými rovnakou metódou

- pri použití rôznych živných médií, dovoľuje táto metóda zistenie rozmanitých

fyziologických skupín na tej istej metodickej úrovni, napr. pútačov vzdušného

dusíka, baktérií amonizačných, nitrifikačných, rozkladačov pektínu, tukov, celulózy,

lignínu, baktérií cyklu síry a pod. a získať tak poznatky o kvalitatívnom zložení

mikroflóry (Kopčanová et al., 1990)

- metóda poskytuje možnosť ľahkej izolácie a identifikácie zaujímavých kmeňov.

Na meranie biomasy mikroorganizmov môže byť použitý aj adenozíntrifosfát -

ATP (Alef, 1995). Tento komponent je prítomný vo všetkých žijúcich organizmoch a

chýba v mŕtvych bunkách a v ďalších odumretých formách pôdnej organickej hmoty. Z

pôdy môže byť ATP extrahovaný a stanovený veľmi citlivými testami (napr. z

množstva svetla, ktoré vzniká pri reakcií ATP s luciferázou). Okrem ATP sa na určenie

mikrobiálnej biomasy môže použiť kyselina diaminopimelová, ergosterol a glukozamín

(Westetal., 1987).

V súčasnej dobe sa na stanovenie mikrobiálnej biomasy zdajú byť najvhodnejšie

fyziologické metódy a metódy stanovenia obsahu živín v bunke.

Fyziologické metódy, medzi ktoré zaraďujeme fumigačnú inkubačnú metódu,

metódu substrátom indukovanej respirácie a metódu merania spotreby kyslíka, sú

založené na predpoklade, že zvýšená respirácia mikrobiálneho spoločenstva po vnesení

ľahko dostupného zdroja uhlíka je úmerná mikrobiálnej biomase.

Pri metóde fumigačnej inkubačnej (Jenkinson et Powlson, 1976) slúži ako zdroj

uhlíka protoplazma z buniek poškodených parami chloroformu.

15

Pri metóde substrátom indukovanej respirácie (Anderson et Domsch, 1978) sa

mikrobiálna biomasa stanovuje na základe zvýšenia respirácie v prvých hodinách po

prídavku glukózy.

Van der Werf et Verstraete (1987) navrhli metódu na odhad aktívnej pôdnej

mikrobiálnej biomasy meraním spotreby kyslíka, ktorá priamo súvisí s fyziológiou

pôdnych organizmov. V tejto metóde boli predbežne vypočítané biokinetické parametre na

základe matematického modelu z kinetík spotreby kyslíka, utilizácie substrátu a rastu

biomasy.

Medzi metódy stanovenia obsahu živín v bunke patrí i fumigačná extrakčná

metóda (Vance et al., 1987) a rehydratačná metóda (Blagodatskij et al., 1987).

Pri metóde fumigačnej extrakčnej sa rovnako ako pri metóde fumigačnej

inkubačnej porušujú mikrobiálne bunky parami chloroformu a uvoľnené živiny ako

organický uhlík, celkový dusík, NH4+-N, anorganický fosfor, ninhydrin-reaktívny dusík a

glycidový uhlík (Joergensen, 1995) sa stanovujú v pôdnom extrakte bežne

dostupnými chemickými metódami.

Rehydratačné metódy zamieňajú pôsobenie pár chloroformu dlhšie trvajúcim

pôsobením suchého tepla na pôdne vzorky (Blagodatskij et al., 1987, Rúžek, 1992).

Islam et Weil (1998) uvádzajú ako netoxickú alternatívu fumigačnej extrakčnej metódy

použitie mikrovlnného žiarenia v dávke 800 J/g pôdy.

Porovnávaním a vhodnosťou použitia jednotlivých metód sa zaoberali viacerí

autori, najmä Šantrůčková (1988), Parkinson et Coleman (1991). Podľa Šimeka (1994)

metodický prístup by mal byť v prvom rade podriadený problému riešenej úlohy.

Mikrobiálna biomasa ako variabilná súčasť pôdnej organickej hmoty môže byť

indikátorom zmien stavu pôdy. Viacerí autori (Šantrůčková, 1988, 1993, Sparling,

1992, Tesařová, 1992, Růžek, 1995) poukazujú na to, že uhlík biomasy pôdnych

16

mikroorganizmov označovaný ako Cmic sa mení v závislosti od obsahu organického uhlíka.

Bolo však dokázané, že vplyv vonkajších faktorov oveľa citlivejšie odráža ďalší ukazovateľ

- percentuálny podiel uhlíka biomasy pôdnych mikroorganizmov z celkového organického

uhlíka [Cmic/Corg]- Podľa Sparlinga (1992) je dôležité merať [Cmic/org] pri monitorovaní

pôdnej organickej hmoty, pretože je citlivejším indexom ako samotné hodnoty Cmic a Corg.

Tesařová (1992) na základe spracovania výsledkov asi 50 prác uvádza, že podiel

[Cmic/Corg] závisí od typu ekosystému. V lesných ekosystémoch sa pohybuje od 0,5 do 0,9

%, v agroekosystémoch od 0,3 do 4,8 % a v lúčnych ekosystémoch od l ,3 do 4,6 %. V

pôdach väčšiny prirodzených ekosystémov a agroekosystémov je mikrobiálny uhlík

koncentrovaný prevažne v biomase mikromycét a pomer medzi biomasou mikromycét a

baktérií sa pohybuje zhruba v rozmedzí 3 až 5. Podľa práce Rúžeka (1995) sa podiel

[Cmic/C0rg] pohyboval od 3 do 4 %. Najnižšie hodnoty boli zistené na chudobnej piesočnatej

regozemi (2,8 %) a dlhodobo nevápnenej kyslej piesočnatej kambizemi (3 %). Najvyššie

hodnoty na humóznych oglejených kambizemiach (4,8 až 5 %).

Otázkou však zostáva, aká časť mikrobiálnej populácie sa aktívne podieľa na pôdno

- biologických procesoch. Zastúpenie mŕtvych, živých a metabolický aktívnych

mikroorganizmov úzko súvisí s rýchlosťou produkcie, odumierania a lýzy

mikroorganizmov v pôde. O týchto pochodoch však máme doposiaľ málo informácii.

Vieme však, že na rozdiel od rastlinnej zložky ekosystémov je pre mikroorganizmy typický

veľký rozdiel medzi hmotnosťou a produktivitou a vyššia rýchlosť obratu. Zatiaľ čo podiel

obmeny nadzemného opadu či koreňových zvyškov predstavuje ročne 74, resp. 37 %,

biomasa baktérii sa za tú istú dobu obmení 5 až 12 ráz (Tesařová, 1988).

Na základe súčasných poznatkov sa mikrobiálna biomasa javí ako veľmi

nádejný ekologický marker mikrobiálnych procesov v rôzne obhospodarovaných

pôdach.

3.2.1.1. Vplyv zrnitosti a štruktúry pôdy na mikrobiálnu biomasu

Na hustotu osídlenia pôdy mikroorganizmami má veľký vplyv zrnitosť, resp.

pôdny druh. Zrnitostné zloženie pôdy charakterizujeme ako zastúpenie veľkostných

frakcií (piesku, prachu a ílu) v pôdnej vzorke, vyjadrené v hmotnostných percentách

(Hanes et al., 1992, Hanes et Zaujec in Ložek et al., 1998). Toto rozhodujúcou mierou

ovplyvňuje nielen samotné fyzikálne, chemické a fyzikálno-chemické vlastnosti pôdy, ale

i štruktúrotvornú schopnosť, priepustnosť pre vodu a vzduch. Na základe zrnitosti treba

správne voliť i výber hnojív z hľadiska ich viazania, alebo vyplavovania. Piesok s

nepatrnou sorpčnou schopnosťou, väčšinou kyslou reakciou, malou vodnou kapacitou a

vysokým podielom vzduchu nemá najpriaznivejšie podmienky pre život baktérií a

aktinomycét, ale vyhovuje acidotolerantným hubám. V ílovitých pôdach sú tieto

vlastnosti opačné, čo podporuje osídlenie baktériami a aktinomycétami. Hlinité pôdy

poskytujú svojimi prevažne optimálnymi fyzikálnymi a chemickými vlastnosťami dobré

vývojové podmienky pre baktérie, aktinomycéty, ale aj huby a pôdnu faunu. Silný záporný

korelačný vzťah (r = - 0,310) medzi zastúpením najhrubších piesočnatých častíc (0,2 až 2

mm) a Cmic uvádzajú Rúžek (1995), Růžek et Voříšek (1997).

Pre vývoj a činnosť mikroorganizmov sú dôležité aj ílové minerály tým, že

zväčšujú aktívny povrch substrátu, sú zdrojom výmenných katiónov, pútajú vedľajšie

produkty životnej činnosti pôdnych mikroorganizmov, aktivujú ich, sú schopné

adsorbovať enzýmy ako ureáza a proteázy, ktoré sú chránené pred hydrolýzou inými

18

enzýmami (Kás, 1964, Paul et Clark, 1989) a pod. ílové minerály sú zložené z vrstiev

oxidu kremičitého a oxidu alebo hydroxidu hlinitého. V závislosti od zastúpenia a

usporiadania týchto zložiek majú rôzne fyzikálne a chemické vlastnosti, ílové minerály

ovplyvňujú veľmi významne dostupnosť substrátu pôdnym mikroorganizmom i

biochemickú aktivitu pôdnych mikroorganizmov (Kolár, 1999). Ak sú v pôde prítomné

všetky nevyhnutné živiny, zvyšuje prídavok ílových minerálov do pôdy veľmi podstatne

rozvoj mikroorganizmov. Anderson et Domsch (1989) zistili vysokú koreláciu medzi

Cmic a obsahom ílu s korelačným koeficientom r = 0,80. Tomuto tvrdeniu odporujú

výsledky Insama (1990), Šantrůčkovej (1993), ktorá v troch pôdnych druhoch

(piesočnato-hlinitá, hlinitá a ílovito-hlinitá) z 8 rôznych klimatických oblastí nenašla

závislosť Cmic na obsahu ílu (r = 0,11), alebo Růžeka (1995), ktorý dokonca zistil

záporný korelačný vzťah medzi najjemnejšími časticami pôdy (<0,002 mm) a

veľkosťou mikrobiálnej biomasy.

Kandeler et al. (1999 b) stanovili v hlinito-piesočnatej černozemi modálnej,

obrábanej tromi rozdielnymi spôsobmi, okrem iných parametrov, aj dusík pôdnej

mikrobiálnej biomasy (Nmic) (tab.l). Následne uskutočnili procedúru fyzikálnej

frakcionácie pôdy a v jednotlivých zrnitostných frakciách stanovili Nmic (µg N.g-1

zeminy).

19

Dusík mikrobiálnej biomasy (Nmic) pri rozdielnych spôsoboch obrábania podľa

Kandelera et al. (1999 b)

Tab.lZrnitostné frakcie [um]Pôda pred

fŕakcionác. 2000 až 200 200 až 63 63 až 2 2 až 0,1Obrábanie Hĺbka

pôdy [m]Nmic [Hg-g-1]

Konvenčné 0,0-0,10,2 - 0,3

35,1 (1,9)33,8(1,7)

3,3 (nd)7,4(3,2)

4,6(2,4)4,9(1,7)

30,5 (4,3)24,3 (0,8)

117,5(4,3)99,2 (3,4)

Redukované 0,0-0,10,2 - 0,3

51,3(1,6)22,0(1,2)

28,8 (nd)1,8(0,0)

11,6(0,1)2,0 (0,8)

38,9(2,3)15,0(0,3)

136,2 (19,8)74,3 (7,0)

Minimálne 0,0 - 0,1 0,2- 0,3

53,3 (3,3)27,0(1,9)

13,4(nd) 3,4(nd)

7,8 (0,5)1,6(0,6)

35,8 (2,6)18,6(3,7)

132,2(18,4)94,2 (12,7)

V zátvorkách sú uvedené štandardné chyby a v prípade, že tieto neboli stanovené je

použité označenie (nd). Z uvedeného vyplýva, že pôdne mikroorganizmy sú

koncentrované v prachovej (63 - 2 µm) a ílovej (2-0,1 µm) frakcii. Všeobecne možno

povedať, že nezávisle od spôsobu obrábania 80 až 95 % Nmic bolo lokalizované vo

frakcii menšej ako 63 µm.

Franzluebbers et al. (1996) uvádza, že vzájomný vzťah medzi frakciami aktívnej

pôdnej organickej hmoty a zrnitosťou pôdy by sa mohol používať v modeloch

prognózovania obratu pôdnej organickej hmoty.

Mikroorganizmy majú veľký vplyv aj na tvorbu pôdnej štruktúry. Štruktúra je

pôdna vlastnosť, od ktorej závisí úrodnosť. Štruktúrne pôdy majú dobrý pomer vody a

vzduchu a vysoký obsah vodostálych agregátov (70 až 80 %) s rozmermi 0,25 až 10

mm. Každý agregát predstavuje zhluk štruktúrotvorných elementov organického a

minerálneho pôvodu pospájaných tmeliacimi látkami. Spomedzi pôdnych

mikroorganizmov majú najväčší vplyv na tvorbu pôdnej štruktúry huby a baktérie, a to

počas života i po odumretí.

20

Kiem et Kandeler (1997) sledovali ovplyvňovanie stabilizácie pôdnych agregátov

prídavkom glukózy (400 mg. 100 g-1) a dusíka (6,7 mg. 100 g-1) v laboratórnom pokuse

trvajúcom 7 dní pri teplote 20 °C. Hodnotili skupinu 35 pôd, ktoré patrili k rozdielnym

zrnitostným triedam a k rôznym typologickým jednotkám. Zvýšenie stability vo

vzťahu k veľkosti mikrobiálnej biomasy bolo najvyššie v piesočnatých pôdach (< 15

% ílu) a najnižšie v ílovitých pôdach (>35 % ílu). V sledovaných pôdnych typoch

ako glej modálny var. kyslý, černozem modálna var. karbonátová, čiernica modálna,

kambizem modálna var. kyslá a pseudoglej modálny, glukóza a dusík viedli k

preukaznému zvýšeniu stability agregátov, ale v rozdielnom rozsahu. Najmenšie

zvýšenie bolo nájdené v čiernici karbonátovej s najvyššou stabilitou agregátov, ktorá mala

najvyšší obsah organickej hmoty a počiatočnej mikrobiálnej biomasy.

Taktiež Jordán et al. (1996) uvádzajú, že pozberové zvyšky a zrnitostné zloženie

mali preukazný vplyv na tvorbu vodostabilných agregátov. Približne o 20 % viac

vodostabilných agregátov sa tvorilo v pôdach so zapravenými pozberovými zvyškami v

porovnaní s pôdami, ktoré boli hnojené priemyselnými hnojivami (čo je samozrejmé,

pretože podporujú mineralizačnú aktivitu mikroorganizmov). Zrnitostné zloženie pôdy sa

zdá byť i jeden z najdôležitejších faktorov, ktoré ovplyvňujú prístupnosť dusíka z

organických a anorganických zdrojov.

3.2.1.2. Vplyv obrábania pôdy na mikrobiálnu biomasu

Správna sústava obrábania pôdy so zreteľom na pôdno-klimatické pomery a

osevne postupy podporuje rozvoj a činnosť pôdnej mikroflóry. Cieľom obrábania je v

prvom rade zlepšenie cirkulácie vzduchu a prevlhčenie ornice, s čím sú vždy spojené aj

21

silné zmeny vo fyzike a chemizme pôdy. Nastáva prevrstvenie a premiešame

rastlinného opadu ako i celej vrchnej vrstvy pôdy so spodinou, ktorá je chudobná na

živiny.

Bežne sa používajú tri spôsoby obrábania a to :

a) konvenčné,

b) redukované, minimálne alebo spracovanie nastlaných zvyškov predchádzajúcej

plodiny,

c) bezorbový spôsob obrábania.

Podľa autorov Paul et Clark (1989), Bujnovský et Juráni (1999) konvenčný spôsob

stimuluje mikrobiálnu aktivitu v hĺbke podornice, naopak redukované a bezorbové

spracovanie podporuje aktivitu na alebo blízko povrchu.

Kandeler et al. (1999 a) sledovali v priebehu 8 rokov vplyv obrábania na

mikrobiologické vlastnosti hlinito-piesočnatej černozeme modálnej. Po prechode

konvenčného obrábania na minimálne a redukované obrábanie zistili vo vrchnej vrstve

0,00 až 0,10 m preukazné zvýšenie xylanázovej aktivity (po 1. roku), fosfatázovej a

proteázovej aktivity (po 2. roku) a mikrobiálnej biomasy, mineralizácie dusíka a

potenciálnej nitriflkácie (po 4. roku). Avšak pri konvenčnom obrábaní v 0,20 až 0,30 m

vrstve boli mineralizácia dusíka, potenciálna mineralizácia a xylanázová aktivita

preukazne vyššie v porovnaní s minimálnym a redukovaným obrábaním, čo bolo

spôsobené zaoranými organickými zvyškami. Zmenou z konvenčného na minimálne a

redukované obrábanie došlo ku zvýšeniu mikrobiálnej biomasy a ďalších pôdnych

mikrobiálnych procesov v povrchových vrstvách pôdy. Granatstein et al. (1987), Curci et

al. (1997) tiež uvádzajú, že Cmic bol preukazne vyšší na neobrábanom, resp. plytko

obrábanom povrchu pôd ako na povrchu konvenčné obrábaných pôd.

22

Poljanskaja et al. (1997) uvádza, že charakter a intenzita antropogénnych

účinkov značne ovplyvňuje abundanciu, biomasu a rozmiestnenie mikroorganizmov v

pôdnom profile. Na základe výsledkov zníženia druhovej pestrosti húb v obrábaných

pôdach konštatuje, že obrábanie vedie k celkovému zníženiu mikrobiálnej biomasy.

Umelé ekosystémy (agroekosystémy) pôsobia na pôdu jednostranne a porušujú

rovnováhu prírodného prostredia (jednostranným odčerpávaním živín, rozširovaním

chorôb a škodcov viazaných na určité rastliny a pod.). Stabilita produkcie

agroekosystému klesá so stúpajúcou intenzitou výroby a najmä odsunom organickej

hmoty z poľnohospodárskej sústavy. Stabilná je taká poľnohospodárska sústava, ktorá

zabezpečuje, že najmenej polovica vyprodukovanej biomasy zostáva v agroekosystéme vo

forme pozberových zvyškov alebo sa do neho vracia hospodárskymi hnojivami

(Černuško in Ložek et al., 1998).

Množstvo uhlíka inputovaného do pôdy vo forme rastlinných zvyškov je značne

variabilné a závisí v prvom rade od biologických zvláštností daného rastlinného druhu,

medzi ktorými majú dominantné postavenie hmotnosť zvyškov a obsah uhlíka v nich

(Jurčová et Bielek, 1997). Ak hodnotíme jednotlivé poľné plodiny ako primárne zdroje

humusotvorných organických látok, potom ich možno podľa priemerného množstva

uhlíka inputovaného do pôdy spozberovými a koreňovými zvyškami rozčleniť do

štyroch kategórii:

1. Bohatý zdroj organického uhlíka - so zvyškami týchto plodín sa dostávajú do

pôdy viac ako 3 tony uhlíka na l ha (pozberové a koreňové zvyšky ozimnej repky

olejky, lucerny siatej pestovanej 3 až 4 roky, kukurice na zrno so zaorávkou kôrovia a

v prípade zaorávky slamy aj všetky obilniny okrem jarného jačmeňa).

2. Významný zdroj organického uhlíka - vo zvyškoch týchto plodín sa dostáva

priemerne od 2 do 3 ton uhlíka na l ha (pozberové a koreňové zvyšky hrachu

23

siateho so zaorávkou slamy, jarného jačmeňa so zaorávkou slamy, silážnej kukurice,

ozimnej pšenice bez zaorávky slamy, lucerny pestovanej 2 roky).

3. Stredne výdatný zdroj organického uhlíka - tu sa vracia do pôdy priemerne 1,3 až

1,9 ton uhlíka na l ha (zvyšky ozimného jačmeňa, jarného jačmeňa, jarnej

pšenice, hrachu siateho, kukurice na zrno - všetky bez zaorávky slamy resp.

kôrovia).

4. Slabý zdroj organického uhlíka - vo zvyškoch týchto plodín zostáva v pôde menej

ako 1,3 tony uhlíka na l ha (pozberové a koreňové zvyšky zemiakov a cukrovej i

kŕmnej repy).

Salinas-Garcia et al. (1997) uvádzajú, že intenzívne systémy obrábania nemôžu

byť trvalo udržateľné, zvlášť v horúcich oblastiach a v pôdach s nízkymi počiatočnými

koncentráciami pôdnej organickej hmoty. Dlhodobým znižovaním obrábania pôdy sa na

základe ich výsledkov zvýšila pôdna organická hmota, Cmic, anorganický dusík i

pohyblivé zásoby uhlíka a dusíka v porovnaní s obrábanými systémami.

Zmeny v mikrobiálnej biomase súvisiace so sekundárnou sukcesiou rastlinného

spoločenstva sledovala Santrůčková (1988). Na základe jej výsledkov sa priemerná

mikrobiálna biomasa znižovala v poradí: lúka (604 µg C.g-1) - les (485 µg C.g-1) - pole

(468 µg C.g-1) - úhor (416 µg C.g-1). Follet et Schimel (1989) uvádzajú, že Cmic sa

znižoval v poradí: trávnik > úhor > nastielanie zvyškami predchádzajúcej plodiny >

orba.

Zvýšená koncentrácia niektorých plodín v osevnom postupe, alebo ich

pestovanie v monokultúre nepriaznivo ovplyvňuje pôdne mikroorganizmy. Viacročný

prísun organickej hmoty rovnakého chemického zloženia spôsobuje potláčanie niektorých

významných skupín mikroorganizmov, ako aj intenzívnejší rozvoj iných skupín, čím je

narušená rovnováha v druhovom zastúpení (Santrůčková, 1988, Paul et

24

Clark, 1989, Černuško in Ložek et al., 1998). Anderson et Domsch (1989) hodnotili

podiel [Cmic/Corg] v orných pôdach dlhodobých poľných pokusov lokalizovaných v

klimatickej zóne strednej Európy. Ich štúdium zahŕňalo 144 miest na 26

experimentálnych lokalitách. Zistili, že podiel [Cmic/Corg] bol pri stabilných monokultúrach

do 2,3 % a pri kontinuálnom striedaní plodín do 2,9 %.

Mikrobiálna biomasa sa javí byť citlivejšou na praktiky obrábania ako celkový

organický uhlík (Šantrůčková, 1988, Campbell et al., 1991, Růžek et Voříšek, 1997).

Tesařová et Hlušek (1999) sledovali vplyv konvenčného, organického a

integrovaného systému hospodárenia na produkciu pšenice ozimnej (odroda Hana) a

jačmeňa jarného (odroda Nóvum). I keď výsledky neboli štatisticky preukazné, pôdy s

organickým a integrovaným systémom hospodárenia boli oproti konvenčnému spôsobu

mikrobiálne bohatšie (vyššia biomasa mikroorganizmov, vyššie počty baktérií,

aktinomycét i fixátorov N2) a mali priaznivejšiu skladbu mikrobiálnych spoločenstiev

(kleslo zastúpenie sporulujúcich baktérií, zlepšil sa pomer medzi počtami aktinomycét a

mikromycét i medzi počtami oligotrofných mikroorganizmov a mikroorganizmov

využívajúcich vysoké hladiny energetických a vyživovacích zdrojov).

3.2.1.3. Vplyv sezónnych zmien na mikrobiálnu biomasu

V našich orných pôdach sa sezónne zmeny mikrobiálneho života v pôde

prejavujú v podobe jarného a jesenného maxima, letného a zimného minima početnosti a

aktivity mikroorganizmov. Jarné maximum prevyšuje jesenné a zimné minimum je

hlbšie ako letné.

Z klimatických faktorov, ktoré vplývajú na sezónne zmeny mikrobiálneho života v

pôde sú najdôležitejšie zrážky, ich množstvo a rozdelenie počas roka a teplota.

25

Dostatočné množstvo vody a primeraná teplota sú základnými ekologickými faktormi,

podmieňujúcimi pôdny život. Okrem toho je plynulá existencia mikroflóry závislá na

prítomnosti zdrojov potravy a energie, teda od dostatočného množstva organických látok,

ale aj živín v anorganickej podobe (Marendiak et al., 1987, Paul et Clark, 1989, Števlíková

et Kopčanová, 1994).

Kaiser et Heinemeyer (1993) sledovali sezónne zmeny Cmic v troch hĺbkach (0,0 až

0,1, 0,1 až 0,2 a 0,2 až 0,3 m) konvenčné obrábanej pôdy. Zistili, že ihneď po orbe a

rovnako aj v priebehu jesene a zimy bolo množstvo Cmic vo všetkých hĺbkach pôdy

rovnomerné. Zmeny nastali začiatkom vegetačného obdobia, kedy došlo k zvýšeniu Cmic v

povrchovej vrstve pôdy (0,0 až 0,1 m), zatiaľ čo v ďalších dvoch vrstvách zostalo množstvo

Cmic nezmenené.

Insam et al. (1989), Insam (1990) publikovali, že Cmic vypočítaný na základe sušiny

zeminy vykazuje slabé korelačné vzťahy s makroklimatickými premennými, avšak pri

pomere [Cmic/C0rg] zistili úzky korelačný vzťah, hlavne s logaritmom

precipitácie/evaporácie. Na základe toho vypočítali funkcie s použitím koeficientu

precipitácie /evaporácie. Odchýlka od hodnôt týchto funkcií môže indikovať stratu alebo

akumuláciu organickej hmoty v pôde. Využiteľnosť funkcií je lepšia v pôdach suchých

oblastí ako v pôdach vlhších oblastí.

Pri stanovení mikrobiálnej biomasy, ktorá slúži na porovnanie širokej škály pôd v

rôznych rokoch, je väčšinou prospešné eliminovať vplyv faktorov vonkajšieho prostredia v

dobe odberu pôdnych vzoriek. Odporúča sa odobrať vzorky skoro na jar, pred obrábaním a

hnojením pôdy, uskladňovať ich preosiate vo vlhkom stave pri 4 °C najmenej dva mesiace.

V priebehu skladovania sa pomery v pôde stabilizujú (Insam et al., 1989, Elhottová et al.,

1998, Krištůfek et Šimek, 1998).

26

3.2.1.4. Vplyv hnojenia na mikrobiálnu biomasu

V pôde musí byť dostatočná zásoba organických zlúčenín bohatých na energiu,

pretože prevažná väčšina pôdnej mikroflóry je chemoorganotrofná. Energia sa môže do

pôdy dodať vo forme organických hnojív alebo získať z prirodzených organických látok v

pôde.

Mikanová et al. (1996) sledovala vplyv dlhodobej aplikácie organického a

minerálneho hnojenia na množstvo mikrobiálnej biomasy. Zistila, že dlhodobou

aplikáciou maštaľného hnoja a NPK sa zvýšilo množstvo Cmic v porovnaní s

nehnojenými plochami, i keď vzhľadom k vysokej variabilite získaných výsledkov

rozdiely neboli štatisticky preukazné. Insam et al. (1989) udáva, že podiel [Cmic/Corg] bol

preukazne vyšší v pôdach hnojených maštaľným hnojom v porovnaní s minerálnym

hnojením.

Najvhodnejším zásahom pre urýchlenie mineralizácie pôdnych organických

substancií je minerálne hnojenie. Vplyv intenzívneho hnojenia priemyselnými hnojivami

bez nedostatočného organického hnojenia na zmenu vlastností a početné zastúpenie

mikroorganizmov dokumentujú výsledky Kopčanovej et al. (1994) získané pri pestovaní

pšenice na hnedozemi v okrese Nitra. Stimuláciou mineralizačných procesov za 20

rokov došlo k poklesu množstva Cox o 30%. Pomer C : N sa zúžil na hranicu

signalizujúcu nedostatok energetického materiálu pre plnohodnotnú reprodukciu

biomasy mikrobiálneho spoločenstva a jeho funkcie, doprevádzanou horšou

mikrobiálnou imobilizáciou živín, najmä dusíka. Došlo aj k zmenám v skladbe a štruktúre

mikrobiálneho spoločenstva.

Podľa práce Salinas-Garcia et al. (1997) dusíkaté hnojenie malo malý vplyv na

Cmic. Vysvetľuje to tým, že v poľnohospodárskych pôdach je obyčajne limitujúcim

27

faktorom pre mikroorganizmy uhlík a účinok dusíkatého hnojenia sa prejavuje

nepriamo cez vstup uhlíka. Tiež Beyer et al. (1999) nenašiel žiadne korelácie medzi

mikrobiálnymi indikátormi (biomasa pôdnych mikroorganizmov) a dusíkatým

hnojením. Zdôvodňuje to tým, že nízka hladina organického uhlíka, ktorá bola

zapríčinená intenzívnou kultiváciou počas posledných 20 rokov ovplyvnila negatívnym

spôsobom mikrobiálne spoločenstvá.

Význam a dôležitosť organických látok pre biologický život poukazuje na potrebu

sledovať bilanciu organickej hmoty. Jurčová et Bielek (1997) vypracovali metodiku

bilancie pôdnej organickej hmoty - spôsob porovnávania vstupov a výstupov organických

látok do pôdy a z pôdy pomocou jednoduchého modelu (matematickej rovnice), v

ktorom je kvantita organickej hmoty vyjadrovaná v tonách uhlíka na jeden hektár pôdy

za obdobie jedného roku (t C.ha-1 rok-1). Pod vstupmi (zdrojmi) organických látok

rozumieme množstvo uhlíka v pozberových a koreňových zvyškoch pestovaných plodín a

z aplikovaných organických hnojív. Výstupy (straty) organických látok sú

reprezentované predovšetkým množstvom uhlíka, ktorý uniká z pôdy do atmosféry

v dôsledku mineralizácie (tzv. biologické straty) a v menšej miere aj množstvom

uhlíka, vyplavovaného z pôdy eróznymi procesmi (tzv. mechanické straty). Podľa rozdielu

medzi stratami a zdrojmi uhlíka na určitej ploche (pozemku) za určité obdobie (jeden

alebo viac rokov) rozoznávame tri typy hospodárenia s pôdnou organickou hmotou:

- aktívne, pri ktorom zdroje čerstvých organických látok prevyšujú ich straty

bezdeficitné, pri ktorom zdroje čerstvých organických látok úplne kryjú straty

- deficitné, kedy zdroje čerstvých organických látok nevyrovnávajú ich úbytok

V záujme trvalého udržania produkčného potenciálu pôd je žiadúce, aby pokles

organickej hmoty nebol vysoký alebo dlhodobý, t.j. aby deficit organického uhlíka

28

nepresahoval limitnú hodnotu 6 t C-1.ha-1 viac ako dva roky nepretržite (Jurčová et

Bielek, 1997).

3.2.2. Podiel mikroorganizmov na procesoch kolobehu dusíka

Dusík patrí medzi biogénne prvky, z ktorých sa syntetizujú organické dusíkaté

látky tiel všetkých organizmov. Napriek tomu, že jeho obsah vo vzduchu je približne 78 %,

najväčšie množstvo dusíka je viazané v zemskej kôre. Podľa Bízika et al. (1994)

atmosféra obsahuje okolo 3,8.l015 ton molekulového N2, kým litosféra približne 18.l015 ton

N2. V ornici sa nachádza približne 0,05 až 0,3 % celkového dusíka, čo predstavuje 2,25

až 13,5 t.ha-1 do hĺbky 0,3 m..

Dusík je veľmi pohyblivý prvok, cirkulujúci medzi atmosférou, pôdou a živými

organizmami. Tieto premeny vyvoláva mnoho faktorov a procesov, z ktorých niektoré sú

fyzikálnej a chemickej, iné biologickej povahy. Medzi rôznymi formami dusíka sa

uplatňuje dynamická rovnováha.

Rozhodujúca časť dusíka v pôde je viazaná v organických zlúčeninách (95 až 98

%) a relatívne malý podiel pripadá na anorganický dusík (0,8 až 2,3 % Vostal, 1983, 3,5 %

Bielek, 1984), ktorého hodnoty sa menia podľa miesta jeho akumulácie alebo

viazania biologickou imobilizáciou. Obidve formy sú v pôde v dialektickej jednote v

dôsledku simultánne a protichodne prebiehajúcich procesov mineralizácie organického

dusíka a imobilizácie minerálneho dusíka.

Organický dusík v pôde tvoria rastlinné a živočíšne zvyšky, biomasa

mikroorganizmov (baktérie, aktinomycéty, mikroskopické huby, riasy, prvoky), produkty

biologických a chemických premien organických dusíkatých látok a najmä humus.

29

Hayes et al. (1989) uvádza, že z celkového organického dusíka tvoria 24 až 50 %

proteíny a polypeptidy, 3 až 10 % nukleové kyseliny, 5 až 10 % aminocukry a 50 %

neidentifikovateľné organické humusové látky (väčšinou kondenzáty aminokyselín a

polyfenolov). V novšej literatúre podobne rozdelili celkový dusík v humusových

látkach a pôdach aj Shulten et Schnitzer (1997). Podľa nich bielkovinové látky

(proteíny, peptidy a aminokyseliny) tvoria 40 %, aminocukry 5 až 6 %, heterocyklické

dusíkaté zložky vrátane purínov a pyrimidínov 35 %, NH3 19 % , z čoho asi jedna

štvrtina je fixovaná ako NH4+.

Pôdny organický dusík sa rozdeľuje podľa schopnosti podliehať mineralizácii

(Stevenson, 1982, Matušková, 1985, Bízik, 1989, Bielek, 1998 a) na hydrolyzovateľný a

nehydrolyzovateľný. Nehydrolyzovateľný organický dusík len ťažko podlieha rozkladu

a reprezentuje prevažnú väčšinu organického dusíka v pôde. Hydrolyzovateľné formy

predstavujú najdôležitejšie prekurzory minerálneho dusíka v pôde a podľa

schopnosti podliehať rozkladu sa delia na ľahkohydrolyzovateľné a

ťažkohydrolyzovateľné. Ľahkohydrolyzovateľný dusík tvoria najmä bielkoviny a

aminokyseliny a ťažkohydrolyzovateľný dusík heterocyklické zlúčeniny (Vostal et

Matousch, 1988).

Podiel dusíka v mikrobiálnej biomase je vyšší než v rastlinách a predstavuje 5 až 10

% sušiny. Väčšina je viazaná v bielkovinách cytoplazmy, zvyšok sa nachádza v

bunkových stenách. Anderson et Domsch 1980, (cit. Novák 1993) vypočítali, v 0,125 m

povrchovej vrstve z analýz 26 poľnohospodárskych pôd, že dusík biomasy pôdnych

mikroorganizmov tvoril 0,5 až 15,3 % z celkového pôdneho dusíka a dosahoval

hodnoty približne 10,9 g N/m2.

Obsah minerálnych živín v rastlinných zvyškoch závisí od druhu pestovanej

rastliny, menej od hnojenia (Hanes, 1977). Rozdiely sú v nadzemných aj podzemných

30

orgánoch. Všeobecne možno povedať, že v pozberových zvyškoch sa nachádza viac

draslíka a v koreňových zvyškoch viac dusíka (Jurčová et Torma, 1997).

Z výsledkov pokusov so značeným 15N vyplýva, že na výžive rastlín dusíkom sa

podieľa z väčšej časti pôdny dusík. Pritom na pôdach s vysokou úrodnosťou využívajú

rastliny 70 až 80 % dusíka z pôdy a zvyšok z hnojív. Na menej úrodných pôdach sa

dusík z pôdnej zásoby podieľa na tvorbe úrod na 50 až 60 % (Rúžek, 1993).

3.2.2.1. Mineralizácia organických dusíkatých látok

V štruktúre premien a pohybu dusíka v pôde majú ústredné a najvýznamnejšie

postavenie najmä procesy mineralizácie dusíka a následnej nitrifikácie. V rozhodujúcej

miere ovplyvňujú prirodzený potenciál dusíka v pôde, výšku a kvalitu úrod pestovaných

plodín a súčasne sú aj prekurzorom obávaných ekologických prejavov dusíka v prírode. Sú

tiež najdôležitejšími mechanizmami pri premenách a formovaní produkčnej účinnosti,

ale aj škodlivosti dusíka z hnojív a z iných zdrojov. Od nich primárne závisí potreba

hnojenia pôd dusíkom a hranica kritického zaťaženia pôd dusíkatými hnojivami (Bielek,

1998 b).

Mineralizácia je najrozšírenejším a kvantitatívne najrozsiahlejším procesom

sprístupňovania dusíka v pôde. Je to v podstate biologický rozklad organických látok v

pôde so sprievodným uvoľňovaním minerálneho dusíka v amoniakálnej forme. Preto sa

často označuje aj synonymom - amonizácia (Bízik, 1989, Paul et Clark, 1989,

Števlíková et Kopčanová, 1994, Bielek, 1998 a).

Proces je veľmi zložitý. Východzím materiálom sú predovšetkým proteíny. Ich

deštrukcia sa začína štiepením zložitej bielkovinovej molekuly na peptóny a

polypeptidy. Potom nasleduje hydrolýza a uvoľňovanie aminokyselín za účasti

31

katalyticky pôsobiacich peptidáz. Treťou etapou je biochemická deaminácia, ktorá

uvoľňuje amoniak a radikál aminokyselín. Ak prebieha amonizácia v aeróbnych

podmienkach, potom konečným produktom rozkladu sú oxid uhličitý, voda a amoniak,

prípadne H2S pri sírnych aminokyselinách. Pri anaeróbnej amonizácií sa okrem

amoniaku a oxidu uhličitého uvoľňujú aj redukované zlúčeniny, sírovodík, merkaptány,

organické kyseliny, uhľovodíky, amíny, indol, skatol a iné.

Okrem proteínov to môžu byť neproteínové zložky dusíka, ktoré sa nachádzajú v

bunkových stenách baktérií a húb. Aminocukry z bakteriálnych stien alebo hubového

chitínu tvoria hlavný zdroj dusíka počas mineralizácie (Paul et Clark, 1989). Rozklad

polyméru chitínu si vyžaduje enzýmy ako chitináza, ktorá uvoľňuje N-

acetylglukózamínové monoméry. Glukózamíny sa následne rozkladajú kinázami, čo si

vyžaduje transfer fosfátových skupín z ATP do formy glukózamín 6-fosfátu. Tento je

potom deaminovaný, uvoľňuje sa NH4+.

Amonizácia je univerzálny proces. Vďaka veľkej variabilite druhov a adaptačnej

schopnosti amonizátorov prebieha vo veľmi rozdielnych stanovištiach i klimatických

podmienkach, no jej intenzita je rozdielna. Aktívna amonizačná mikroflóra zahŕňa

baktérie, aktinomycéty i huby. V priebehu rozkladu sa jej zloženie mení. V aeróbnych

podmienkach prvými kolonizátormi rastlinných zvyškov sú oligonitrofilné

mikroorganizmy, ktoré sa uspokojujú s minimálnym množstvom dusíka (napr. rod

Pseudomonas). Po zúžení pomeru C : N nastupujú sporulujúce baktérie rodu Bacillus a

mnohé aktinomycéty a huby s vyššími nárokmi na dusík. V anaeróbnych podmienkach sa

zúčastňujú rozkladu anaeróbne druhy rodu Bacillus (Bacillus putrificus, Bacillus

sporogenes) (Marendiak et al., 1987, Paul et Clark, 1989, De Ruiter et al., 1993,

Števlíková et Kopčanová, 1994).

32

Uvoľňovanie amoniaku je dôsledkom toho, že amonizačná mikroflóra je

schopná na jednotkové množstvo uhlíka zabudovať do svojho tela len určité množstvo

dusíka a každý jeho nadbytok uvoľňuje do prostredia. Preto sa v uvedenej súvislosti

považuje za rozhodujúci pomer C : N v plazme mikroorganizmov a v rozkladanej

hmote. Pôdne organizmy všeobecne majú pomer C : N od 5 : l do 8 : l, pri hubách sa

môže vyskytnúť aj pomer 15 : 1. Väčšina mikrobiálnych buniek obsahuje približne 45 %

uhlíka, čo reprezentuje obsah dusíka od 6 do 9 %. Vyššie spomenuté pomery C : N sú

čiastočne užšie ako priemerný pomer C : N v pôde (10 : 1), čo potvrdzuje, že v pôdnej

organickej hmote sa vyskytujú aj neproteínové zložky (Paul et Clark, 1989). Empirický

výskum Paula et Čiarka (1989) demonštroval, že rozklad zvyškov poľnohospodárskych

plodín so 40 % C a 1,6 % N (C : N = 25 : 1) obyčajne vyúsťuje do čistej mineralizácie a

imobilizácie. Čistý efekt sumy oboch procesov je nulový, hoci oba procesy sa môžu

vyskytovať signifikantne. Keď je pomer C : N rozkladaných rastlín širší ako 25 : l,

dusík mikroorganizmy budú prijímať zo zásob minerálneho dusíka, a degradácia sa

spomalí až do odumretia časti mikrobiálnej populácie alebo sa simultánne začne

rozkladať pôdna organická hmota (humus) s pomerom C : N = 10 : l, a tým sa uvoľní

viac prístupného dusíka. Mineralizácia N a C prebieha síce paralelne, ale nie rovnako. Na

jednu hmotnostnú jednotku dusíka sa mineralizuje približne 20 až 40 jednotiek

uhlíka. Avšak efektívnosť mineralizácie v daných podmienkach môže byť rozdielna.

Čím je viac dusíka v rozkladanej hmote, tým viac amoniaku sa uvoľní. Energia, ktorá sa

uvoľní rozkladom organických látok sa spotrebuje pri biosyntézach, ďalej na prácu

(pohyb) alebo sa uvoľní vo forme tepla.

Z ekologických podmienok je pre dobrý priebeh amonizácie potrebná najmä

primeraná vlhkosť, dostatočná teplota (optimum 28 až 30°C, ale prebieha aj pri

podstatne nižších teplotách), dostatok vhodných zdrojov organického dusíka, nie veľmi

33

extrémna fyzikálna štruktúra pôdneho prostredia a zhoršené chemické vlastnosti

(acidiflkácia, znečistenie, zasolenie a pod.) pôdy (Marendiak et al., 1987, Bízik, 1989,

Števlíkováet Kopčanová, 1994, Bielek, 1998 a).

Ióny NH4+ uvoľnené pri amonizácií sa podľa viacerých autorov môžu v pôde

využiť alebo premeniť nasledovnými spôsobmi:

- biologickou oxidáciou na dusitany a dusičnany procesmi nitrifikácie

- absorpciou vyššími rastlinami

- prijatím heterotrofnými mikroorganizmami na biosyntetické procesy

- fixovaním do biologicky neprístupných foriem v mriežke expandujúcich

sekundárnych ílových minerálov

- fixovaním na pôdnu organickú hmotu

volatilizáciou unikať do atmosféry.

3.2.2.2. Nitrifikácia

Nitrifikácia predstavuje súbor procesov, ktorými sa redukované formy dusíka

postupne menia na oxidované, v konečnom dôsledku až na nitráty. Uskutočňujú ju

chemoautotrofné (chemolitotrofné) i chemoheterotrofné (chemoorganotrofné)

mikroorganizmy, podľa čoho aj nitrifikáciu rozdeľujeme na autotrofnú a heterotrofnú.

Autotrofná nitrifikácia prebieha v 2 fázach podľa rovníc (Tisdale et Nelson 1966,

Marendiak et al., 1987, Števlíková et Kopčanová, 1994):

1. fáza: 2 NH3 + 3 O2 -»2 NO2- + 2 H+ + 2 H2O + 619 kJ

2. fáza: 2 HNO2 + O2 -»2 NO3- + 2 H+ + 96 kJ

Prvú fázu označovanú ako nitritácia uskutočňujú nitritačné baktérie rodov

Nitrosomonas, Nitrosocystis, Nitrosospira, Nitrosoglea, Nitrosococcus, Nitrosovibrio.

34

Druhú fázu označovanú ako nitratácia vykonávajú nitratačné baktérie rodov

Nitrobacter, Nitrospira, Nitrococcus. Autotrofné nitrifikátory využívajú ako zdroj

uhlíka CO2, ktorý sa asimiluje Calvinovým cyklom a amoniak a nitrity sú zdrojom

energie, ktorá vzniká oxidačnou fosforyláciou. Biologický transport vodíka sa

uskutočňuje cez cytochrómový systém a jeho konečným akceptorom je molekulový

kyslík. Vyšší energetický zisk je z prvej fázy. Efektívnosť využívania energie nie je

veľká, v prvej fáze je to 5 až 14 %, v druhej fáze 5 až 10 % z celkového uvoľneného

množstva. Pomer oxidovaného dusíka na získanie energie k asimilovanému CO2 je

široký. Nitrosomonas musí oxidovať 35 až 70 molov amoniaku, Nitrobacter 100 molov

nitritov, aby sa mohol asimilovať l mol CO2. To vysvetľuje pomalý rast nitrifikačných

baktérií, ale aj veľkú potenciálnu oxidačnú schopnosť.

Heterotrofnú nitrifikáciu uskutočňujú baktérie rodov Achromobacter,

Arthrobacter, Mycobacterium, Nocardia, Streptomyces, z húb sú to najmä rody

Candida, Cephalosporium, Aspergillus, Penicillium a Fusarium. Základné mechanizmy

oxidácie dusíkatých zlúčenín sú pri oboch typoch nitrifikácie rozdielne. Kým pri

autotrofnej nitrifikácii je oxidácia amoniaku a nitritov spojená s cytochrómovým

systémom a tvorbou ATP, pri heterotrofnej nitrifikácii sa táto spojitosť doteraz nenašla.

Substrátom pre heterotrofnú nitrifikáciu môžu byť nielen anorganické redukované

zlúčeniny dusíka ale aj organické. Pri oxidácii amoniaku nemusí prebehnúť kompletná

nitrifikácia až na nitráty. Tvorí sa hydroxylamín alebo nitrity. Produktmi oxidácie

organických dusíkatých zlúčenín, amidov, amínov, sú deriváty hydroxylamínu, oxidy,

aminooxidy, nitrózozlúčeniny, nitrozlúčeniny a i. Odštiepením nitro-skupiny od

uhlíkovej kostry vznikajú nitrity. Energetický zisk je podstatne menší. Predstavitelia

heterotrofnej nitrifikácie môžu existovať aj v anaeróbnych podmienkach a pri nízkom pH.

35

Na priebeh nitrifikačných procesov majú značný vplyv teplota a vlhkosť pôdy, jej

štruktúra určujúca vodný a vzdušný režim, hodnota pH, obsah NH4+-N a C02 v pôde

(Marendiak et al., 1987, Bízik, 1989, Paul et Clark, 1989, Števlíková et Kopčanová,

1994, Bielek, 1998a).

Optimálne hodnoty pH pre autotrofné nitrifikačné baktérie sa pohybujú od 6,6 do

8,0. Nitrifikácia v poľnohospodárskych pôdach výrazne klesá pod pH 6,0 a je

zanedbateľná pod pH 4,5. Pri vysokej hodnote pH NH4+ inhibuje transformáciu NO2

- na

NO3-. Aerácia je pre nitrifikáciu esenciálna. Difúzia O2 do pôdy je kontrolovaná

faktormi ako pôdna vlhkosť a pôdna štruktúra. Vlhkosť ovplyvňuje režim aerácie.

Premáčanie pôdy limituje difúziu O2 a nitrifikácia je potlačená, rovnako nedostatok

vody spôsobuje spomalenie aktivity. Optimálny obsah vody pre nitrifikačné baktérie vo

väčšine pôd je 50 až 70 % plnej vodnej kapacity. Teplota výrazne ovplyvňuje procesy

nitrifikácie. Proces je pomalý pri teplote pod 5°C a nad 40°C. Optimum je od 30 do 35°C.

Vzájomné pôsobenie teploty, vlhkosti, aerácie a ďalších faktorov dopĺňa vplyv

sezónnych zmien. Nitrifikácia je najvyššia na jar a jeseň, najnižšia je v lete a v zime.

Limitujúcimi faktormi v lete je voda, v zime teplota.

Na vytváraní fyzikálno-chemických a biologických vlastností pôdy, ktoré

pôsobia na aktivitu nitrifikačnej mikroflóry, sa významne podieľa typ pestovanej

rastliny spolu s agrotechnickými zásahmi. Stimulujúco pôsobia najmä leguminózy

produkujúce koreňové výlučky s relatívne vysokým obsahom dusíka a z

agrotechnických faktorov hnojenie pôd dusíkom.

Bielek (1998 a) z porovnania údajov o nitrifikácii medzi s dusíkom nehnojenými a

hnojenými pôdami odvodil funkčnú definíciu, tzv. faktor hnojenia.

yF=23,42x1,53. l0-'6

36

YF= faktor hnojenia (zvýšenie priemerných intenzít nitrifikačných procesov (mg

NO3- - N.kg-1 za 14 dní) pri aplikácii l kg N.ha-1

x = bodová hodnota relatívnej bonity pôdy

Faktor hnojenia môže byť nápomocný pre výpočet priemerných intenzít nitrifikácie v

ľubovoľných pôdno-ekologických podmienkach a pri ľubovoľnej dávke hnojív.

Růžek (1993) tiež uvádza, že v poľných a modelových pokusoch bol väčšinou

preukázaný vplyv aplikácie dusíkatého hnojiva na aktivitu nitrifikačnej mikroflóry.

Stimulačný účinok dusíkatých hnojív sa však nemusí vždy hneď prejaviť. Platí to

hlavne o amoniakálnych hnojivách, ktoré pri vysokých dávkach môžu dočasne

inhibovať nitrifikáciu. Väčšia citlivosť sa prejavila u nitratačnej mikroflóry, čo môže

viesť k lokálnemu hromadeniu dusitanov v najbližšom okolí rozkladajúcich sa

rastlinných zvyškov a hnojív s amónnym a amidickým dusíkom. Kopčanová (1976) pri

sledovaní vplyvu minerálnych hnojív na intenzitu mikrobiálnych procesov v pôdach s

lúčnymi spoločenstvami uvádza, že hnojením LAV sa preukazne podporil rozvoj

nitrifikačných baktérií a ich aktivita, ale len vo variantoch s vyššími dávkami dusíka

(horské lúky s hnojením 240 a 480 kg N.ha-1, údolná lúka 250 kg N.ha-1). Amoniakálny N v

liadku zvýšil energetický a živný substrát pre nitrifikačné baktérie a obsah Ca a Mg v

hnojive mohol v mikrolokalitách znížiť pôdnu aciditu. Jej výsledky poukazujú na

dôležitosť substrátu pre zachovanie populácie nitrifikačných baktérií v pôde, čo sa často v

ekologických štúdiách týchto organizmov prehliada. Pridaním dostatočného množstva

NH4+- N do kyslých pôd bez súčasnej úpravy acidity sa nitrifikácia nezvyšuje.

Ak považujeme mikroorganizmy v pôde za spoločenstvo, tak nitrifikátory ako

jeho zložka zodpovedajú v pôde za množstvo aktivít, ktoré môžu potenciálne škodiť

ostatným mikroorganizmom:

37

- oxidáciou amoniaku spôsobujú zníženie pH, čo obyčajne znižuje mikrobiálnu

aktivitu a diverzitu mikrobiálnych spoločenstiev,

- nitrifikátory súťažia s ostatnými aeróbnymi mikroorganizmami o kyslík,

- akumulácia dusičnanov presahujúca 50 mg.kg-1 pôdy môže stimuláciou mineralizácie

a inhibíciou azotfixácie zmeniť metabolizmus ostatných pôdnych mikroorganizmov.

Tieto skutočnosti uvádzajú Úlehlová (1993), Števlíková (1995) ako dôvod, pre ktorý si

intenzita nitrifikačného procesu v pôde žiada kontrolu.

Dusičnanový dusík je najpohyblivejšou formou dusíka. Straty nitrátového dusíka z

pôdy sú vážnym ekologickým a ekonomickým celosvetovým problémom. S rastom

absolútnych strát dochádza k porušovaniu rovnovážneho stavu agroekosystému. Znižuje sa

agronomická a ekonomická efektívnosť využitia dusíka, zhoršujú sa pôdne vlastnosti a

niektoré zložky životného prostredia.

Obsahu a dynamike anorganického dusíka Nan (NH4+-N + NO3

--N) v pôde sa

venuje veľká pozornosť, hlavne v súvislosti s optimalizáciou výživy hlavnej plodiny.

Medzi rozhodujúce faktory, ktoré ovplyvňujú jeho hladinu patria pestovaná plodina,

teplota pôdy a vlhkosť pôdy. Dynamiku anorganického dusíka sledovali pod porastom

ozimnej pšenice na hnedozemi Bízik a Balogh (1994). Priebeh bol charakterizovaný

úbytkom Nan do ukončenia intenzívneho príjmu dusíka porastom s následnou

akumuláciou od konca júna do polovice októbra. V tomto období sa v daných

podmienkach uvoľnilo viac ako 100 kg N.ha-1. Vytvorená zásoba Nan (hlavne v

dusičnanovej forme) sa stáva potencionálnym zdrojom znečistenia v blízkosti

vodných tokov, ak je vyššia hladina podzemnej vody. Viacerí autori odporúčajú využiť

naakumulovaný dusík medziplodinami, pestovaním ozimnej pšenice alebo zaoraním

organickej hmoty (slamy). Salinas-Garcia et al. (1997) uvádzajú, že obsah Nan sa pod

38

porastom kukurice počas vegetačného obdobia značne menil. Pred sejbou bola

koncentrácia Nan - 22, počas opeľovania - 26 a po zbere - 14 kg N.ha-1, pričom v

uvedených termínoch odberu, neboli zistené preukazné rozdiely, ktoré mohli byť

spôsobené rozdielnym hnojením (90 a 45 kg N.ha-1).

Obsah anorganického dusíka poskytuje aktuálne informácie o zásobe prijateľného

dusíka v pôde, ale s ohľadom na značnú dynamiku premien N v pôdnom prostredí majú

príslušné hnojárske doporučenia obmedzenú platnosť a nie je možné ich použiť dlhšiu

dobu (Pavlíková et al., 1992). Preto pri hodnotení mineralizačného potenciálu pôd pri

danom odbere pôdnej vzorky je potrebné okrem obsahu Nan brať do úvahy i obsah

mineralizovateľného dusíka. Jedná sa o dusík, ktorý sa v priebehu vegetácie uvoľní

mineralizačnými procesmi činnosťou mikroorganizmov. Z tohto dôvodu je v literatúre

označovaný aj ako Nbiol (biologicky uvoľniteľný dusík). Jeho množstvo súvisí s

prirodzenou pôdnou úrodnosťou, pričom možno očakávať, že pôdy s najvyšším poolom

ľahkorozložiteľných látok obsahujúcich dusík budú uvoľňovať viac dusíka. K ďalším

faktorom, ktoré ovplyvňujú jeho obsah patria agrotechnické zásahy, plodina a

pestovateľská technológia stanovišťa (Vaněk et al., 1995). O tom že, súčet Nan + Nbiol dáva

lepší prehľad o možnosti pôd zásobovať rastliny, dusíkom potvrdzujú priaznivé

korelačné vzťahy medzi uvedenou hodnotou a výnosom plodín a tiež odberom dusíka

rastlinami. Pre praktické využitie týchto údajov sa zdajú byť najvhodnejšie skorý jarný

alebo neskorý jesenný odber vzoriek (Vaněk et al., 1995,1997, Števlíková et al.,

1999). Kandeler et al. (1999 b) odporúčajú použiť tieto odbery aj pri hodnotení vplyvu

obrábania na biologickú zložku pôdy. V tomto období sú ľahkorozložiteľné pozberové

zvyšky takmer rozložené, extrémne klimatické podmienky (sucho, mráz) sú

nepravdepodobné a do bilancie nezasahuje pestovaná plodina. V dlhodobých

stacionárnych pokusoch v zemiakovej výrobnej oblasti stanovil

39

Vaněk et al. (1995) vysoké hodnoty mineralizovateľného dusíka po zaorávke ďateliny.

Porast ďateliny zvyšoval hodnoty mineralizovateľného dusíka a maštaľný hnoj v

kombinácii s priemyselnými hnojivami hodnoty minerálneho dusíka.

Hodnoty Nan a Nbiol, väčšinou 30 až 50 ppm N, zaznamenal Vanék et al. (1997) na

pôdach, ktoré neboli dlhodobo organicky hnojené pri pestovaní obilnín. Výraznejší

nárast (80 ppm N v ornici a v podorničí okolo 60 ppm N) bol po hnojení maštaľným

hnojom spolu s minerálnym hnojením apo hrachu. Medzi hodnotami Nan a Nbiol bol

zistený väčšinou nepriamy vzťah.

Friedel et al. (1996) sledovali potenciálnu mineralizáciu C i N v typickej

hnedozemi inkubačnou metódou (teplota 28°C, 21 dní), pričom porovnávali rozdielne

praktiky obrábania. Uvedené parametre boli vo vrchnej vrstve pôdy (0,0 až 0,1 m)

vyššie pri kultivácii s rotačným kypridlom ako pri orbe, zatiaľ čo vo vrstve 0,10 až 0,25 m

bola tendencia opačná. Podobne Salinas-Garcia et al. (1997) a Kandeler et al. (1999 a)

uvádzajú, že redukciou intenzity obrábania sa zrýchlila mineralizácia dusíka i

proteázová aktivita vo vrstve 0,0 až 0,1 m.

Sezónne zmeny v mineralizovateľných zásobách C a N súvisia s organickými

vstupmi z koreňových exudátov a pôdnej mikrobiálnej biomasy počas vegetačného

obdobia a pozberových zvyškov po zbere úrody hlavnej plodiny.

3.2.2.3. Metódy stanovenia anorganických foriem dusíka v pôde

Stanovenie množstva potenciálne uvoľniteľného dusíka možno pokladať za

dôležitú informáciu pri optimalizácii hnojenia rastlín za predpokladu voľby optimálnej

metódy alebo kombinácie viacerých metód. V podstate metódy používané na stanovenie

tejto formy dusíka možno rozdeliť na dve skupiny a to biologické a chemické, v

40

posledných rokoch i metódy elektroultrafiltrácie (Bízik, 1989). Z biologických metód je

najviac rozšírená metóda aeróbnej inkubácie, ktorú rôzni autori používajú v rozdielnom

metodickom prevedení (Kenney et Bremner, 1966, Standford et Smith, 1972, Kopčanová

et al., 1975, Vanék, 1977, Števlíková, 1995 a i.).

Najrozšírenejšou je metóda Kenneya et Bremnera (1966), podľa ktorej sa

naväzuje 10 g suchej zeminy, ktorá sa premieša s pieskom v pomere l : 3 a po

navlhčení 6 ml vody sa uloží do špeciálnych nádobiek pri teplote 30 °C na dobu 14 dní. Vo

výluhu 2 M KC1 sa stanoví mineralizovateľný Nan, po redukcii dusičnanov a

dusitanov, destiláciou ako suma NH4+-N, NO3

--N a NO2--N. Vaněk et al. (1997) pri

stanovení mineralizovateľného dusíka inkubačnou metódou vysušenú a

zhomogenizovanú jemnozem miešajú s pieskom v pomere l : l a inkubujú 7 dní pri 60 %

PVK (plnej vodnej kapacity) teplote 30°C. Uvoľnený minerálny dusík stanovujú vo

výluhu l% K.2SO4 s koncovým stanovením iónovo selektívnymi elektródami. Kopčanová

et al. (1973) a Kopčanová (1976) využila údaje o uvoľnenom dusíku pri tzv. bazálnej a

potenciálnej amonizácii, bazálnej a potenciálnej nitrifikácii k vyhodnoteniu vplyvu

minerálnych hnojív na intenzitu mikrobiologických procesov v pôdach pod trvalými

trávnymi porastami. Pôdne vzorky po vybraní korienkov inkubovala pri 25°C a 60 % PVK.

Zistila, že pre orné pôdy je optimálna doba inkubácie dva týždne, kým pre pôdy pod

lúčnymi porastami až 6 týždňov. Pri kratšom období inkubácie nastáva v pôdach s

vyšším obsahom organickej hmoty imobilizácia dusíka, ktorá prevažuje nad jeho

mobilizáciou. Inkubačné metódy sú nenahraditeľné pri štúdiu mineralizačných a

imobilizačných procesov v pôde.

Fecenko (1994), Števlíková et Kopčanová (1995) pri porovnávam množstva

dusíka uvoľneného pri stanovení inkubačnou metódou spolu s Nan stanoveným

bezprostredne po odbere pôdnych vzoriek s množstvom ľahko hydrolyzovateľného

41

dusíka (NĽH) stanoveného alkalickou hydrolýzou s Ca(OH)2 podľa Prasadu v modifikácii

Bízika došli k záveru, že hodnota tohto súčtu predstavuje približne 30 % NĽH. Pre pôdny

typ hnedozem pseudoglejová, s ktorou autori pracovali, to predstavuje 60 až 70 kg N

uvoľniteľného z pôdnych zásob, s ktorými možno uvažovať pri výpočte dávok dusíkatých

hnojív.

Je ťažké nájsť univerzálnu metódu, ktorá by vystihovala schopnosť pôd

zásobovať rastliny dusíkom v rôznych ekologických podmienkach. Situáciu sťažuje

skutočnosť, že na rozdiel od transformácií organických foriem dusíka aplikovaného

priemyselnými hnojivami je dynamika premien organického dusíka podstatne zložitejšia

vzhľadom na jeho biochemický cyklus a rôzne kvalitatívne zastúpenie. Pri vysokej

variabilite pôdnych a klimatických podmienok je pochopiteľné, že laboratórne stanovenie

mineralizovateľného dusíka môže byť iba prvým krokom pre odhad obsahu minerálneho

dusíka v pôde v priebehu vegetácie. Pre presnejšie stanovenie minerálneho dusíka v pôde

treba brať do úvahy pokiaľ možno procesy jeho transformácie a transportu, o čo sa v

posledných 15 až 20 rokoch pokúšajú tvorcovia matematických modelov simulujúcich

funkciu alebo časti ekosystému (Kubát, 1993).

Bielek et al. 1985 a Matušková 1987, (cit. Bielek 1998 a) zovšeobecnením

údajov o vnútornej štruktúre organických foriem dusíka v rôznych pôdach dospeli k

relatívne tesnej lineárnej korelácii (r = 0,825) medzi obsahmi hydrolyzovateľného

dusíka a celkovými obsahmi dusíka. Podľa nich každé zvýšenie celkového dusíka o

jednu jednotku vyvoláva priemerné zvýšenie obsahu hydrolyzovateľného dusíka o 0,39

jednotiek. Z rovnice

y (mg Nh . kg -1) = 406,43 + 0,39 x

42

je možné približne odvodiť priemerné obsahy hydrolyzovateľného dusíka pre ľubovoľné

pôdno-ekologické stanovište (ornica), ak poznáme množstvo celkového dusíka (mg Nt.

kg-1). Táto hodnota sa dosadí do rovnice za "x".

3.2.2.4. Imobilizácia dusíka

Imobilizácia je asimilácia minerálnych foriem dusíka mikroflórou a jeho ďalšie

premeny až po zabudovanie do humusových látok. Proces imobilizácie dusíka pozostáva z

dvoch fáz:

1. asimilácia minerálneho dusíka pôdnymi mikroorganizmami pričom sa tvoria nové

organické dusíkaté zlúčeniny

2. remineralizácia dusíkatých zlúčenín odumretej mikróbnej plazmy, pričom sa produkty

jej remineralizácie včleňujú do skladby organickej hmoty

Biosyntéza nových organických dusíkatých látok je proces endergonický to

znamená, že je nevyhnutná prítomnosť energetických zdrojov. Zdrojmi energie sú

čerstvé organické látky, najmä pozberové zvyšky rastlín, koreňové výlučky a organické

hnojivá. Prvou podmienkou pre imobilizáciu anorganického dusíka je množstvo a

rozložiteľnosť organických látok. Na imobilizáciu l molu NH3 je potrebné 272,14 KJ

energie, na imobilizáciu a následnú redukciu NO3--N 5 až 8 ráz viac. Druhou

podmienkou je nízky obsah dusíka v rozkladajúcom sa substráte, vyjadrený pomerom C :

N. Čím je tento pomer širší, tým substrát poskytuje mikroorganizmom viac uhlíka a

energie na asimiláciu minerálneho dusíka z prostredia. Hraničný obsah N v organických

látkach pre intenzívnu imobilizáciu je 1,5 až 2 %. Bielek (1998 a) uvádza, že pridanie 6 t

slamy do pôdy je zásahom, ktorý bez súčasnej aplikácie dusíkatých hnojív radikálne

znižuje obsahy dusičnanov v čiernici karbonátovej. Naopak, aby sme sa nemuseli

43

obávať vyplavovania dusičnanov pri premyve pôdneho profilu v zimnom období je

potrebné k tomto množstvu slamy aplikovať jednorázovú dávku 50 až 100 kg N.ha-1

prednostne v amoniakálnej a amidickej forme pred liadkovou formou. Zapravenie slamy s

cieľom znížiť obsah dusičnanov je možné využiť v prehnojených pôdach.

Priebeh mineralizačno-imobilizačných procesov dusíka sledovali Aoyama et Nozawa

(1993), ktorí v laboratórnom pokuse trvajúcom 16 týždňov pri 25°C zapravili do pôdy

rôzne druhy organických materiálov líšiacich sa pomerom C : N. Zistili, že

najvýraznejšie imobilizačné procesy prebiehali v pôde s prídavkom maštaľného hnoja

(nepretržite 4 týždne od začiatku inkubácie) a ryžovej slamy (počas celej doby

inkubácie). Prídavok organického materiálu so širokým pomerom C : N, podmienil

imobilizáciu anorganického dusíka a zvýšil množstvo dusíka mikrobiálnej biomasy,

ktoré pretrvávalo počas celej doby imobilizácie.

Jensen (1997) sledoval mineralizáciu a imobilizáciu dusíka zapravením zvyškov

hrachu siateho (C : N = 15) a jačmeňa jarného (C : N = 41) do piesočnato-hlinitej pôdy s

použitím značeného dusíka 15N. Po 7 dňoch inkubácie sa 21 % dusíka z hrachových a 17 %

z jačmenných zvyškov nachádzalo zabudované v pôdnej mikrobiálnej biomase. Po 84

dňoch inkubácie bola čistá mineralizácia dusíka 22 % dusíka zo zvyškov hrachu a 2 % zo

zvyškov jačmeňa.

Intenzita remineralizácie je závislá najmä od toho, do akej formy sa

imobilizovaný dusík naviazal. Väčšinou sa viaže v ľahkorozložiteľných zlúčeninách.

Podľa Nováka (1993) rozhodujúca časť dusíka dostupného rastlinám pochádza z

mineralizácie mikrobiálnej biomasy. Obrat dusíka z odumretých mikrobiálnych buniek je

asi 5 ráz rýchlejší než obrat ostatného pôdneho dusíka.

44

Števlíková et Kopčanová (1996) poukazujú aj na skutočnosť, ktorá nastáva pri

jednostrannom organickom hnojení v sústavách organického poľnohospodárstva. Tu

dochádza k zvýšenej mikrobiálnej imobilizácii živín, predovšetkým dusíka a k jeho

následnej stabilizácii v humusových látkach. To môže viesť k nedostatočnej mobilizácii

dusíka pre rastliny a následne k poklesu úrod.

V niektorých prípadoch je však potrebné podporiť biologickú sorpciu látok v

pôde zvýšením obsahu organickej hmoty. Takéto východisko riešenia problémov pri

využívaní piesočnatých pôd Záhoria uvádza Bielek (1997), kde z aplikovaného dusíka na

jeseň sa v zimnom období stráca až 80 % .

Intenzitu imobilizácie anorganického dusíka môžu ovplyvniť aj faktory

vonkajšieho prostredia, aerácia, vlhkosť, teplota, pH a iné, ktoré môžu vytvoriť

priaznivé alebo nepriaznivé podmienky pre rast, rozmnožovanie a aktivitu pôdnej

mikroflóry.

45

4. MATERIÁL A METODIKA

Doktorandská dizertačná práca bola súčasťou grantového projektu A 29G (č.

1067/94), ktorého cieľom bolo skúmať možnosti pestovania zrnín [kukurice siatej,

pšenice letnej (f.o.), jačmeňa jarného, hrachu siateho] v rôznych sústavách rastlinnej

výroby pri nízkych vstupoch dodatkovej energie a rešpektovaní ekologických zásad, bez

použitia maštaľného hnoja, ktorý by mali nahradiť zaorávané pozberové zvyšky. Projekt

bol koncipovaný ako alternatíva pre projekt riešený na princípe ekologického

poľnohospodárstva, ktorý sa na báze SPU v Nitre rieši už 12 rokov a je prepojený na

živočíšnu výrobu.

Charakteristika stanovišťa

Riešenie projektu sa realizovalo na stacionárnom pokuse výskumno-

experimentálnej bázy SPU v Nitre na Dolnej Malante. Lokalita výskumnej bázy má

charakter roviny s nepatrným sklonom k juhu. Nadmorská výška dosahuje 175 až 180 m.

Charakteristika pôdy

Na základe výsledkov podrobného prieskumu v teréne a laboratórnych rozborov

možno konštatovať, že na skúmanej lokalite sa nachádza pôdny typ hnedozem na

proluviálnych zosprašovaných sedimentoch. Zvetralý materiál kryštalinika a jeho obalu

zoborskej časti pohoria Tríbeč bol transportovaný vodou, poprípade soluflukčnými

pohybmi po úpätí Zobora a postupne zosprašovaný. V následných pedogenetických

procesoch došlo k jeho postupnému odvápneniu (dekarbonizácii). Stratigrafia pôdneho

profiluje nasledovná: humusový horizont (Ap) má mocnosť priemerne 0,35 m, luvický

46

horizont (Bt) dosahuje hrúbku 0,37 m, prechodný horizont (Bt/C) 0,17 m a pôdotvorný

substrát (C - horizont) nad 0,91 m.

Pôdny druh skúmanej pôdy je v Ap a C horizontoch hlinitý. Orničná vrstva

profilu do 0,3 m je mierne zhutnená (pórovitosť = 49 %). Zvýšený obsah ílových častíc

(menších ako 0,01 mm) v Bt a Bt/C horizonte spôsobuje ich výraznejšie zhutnenie.

Merná hmotnosť pôdy sa pohybuje v rozpätí 2580 až 2660 kg.m-3. Objemová hmotnosť je z

hľadiska požiadaviek pestovaných plodín vyhovujúca, jej hodnoty sú v rozpätí 1470 až

1530 kg. m-3.

Priemerný obsah humusu na stanovišti je 2,16 %. Z analytických výsledkov

charakterizujúcich kvalitatívne zloženie humusu a jeho frakcie vyplýva, že humusový

horizont má fulvátovo-humátový typ humusu, v ktorom prevládajú humínové kyseliny

(HK) nad fulvokyselinami (FK) s pomerom 1,12 : 1. Postupne s híbkou pribúdajú v

pôdnom profile vo vode rozpustné migrujúce fulvokyseliny a tvorí sa humus nižšej

kvality humátovo-rulvátového typu, pomer HK : FK klesá na hodnoty 0,84 až 0,46 : l.

Priemerná hodnota sorpčnej kapacity v humusovom horizonte je 177,17 mmol (p+).kg-1, v

luvickom horizonte sa sorpčná kapacita zvyšuje v súvislosti s vyšším obsahom ílu

(Hanesetal., 1993).

Množstvo oxidovateľného uhlíka je v humusovom horizonte 1,13 až 1,51%.

Hodnoty pôdnej reakcie sa v humusovom horizonte pohybujú v rozmedzí pH (H2O) 5,66 až

6,63 a pH (KCl) 5,03 až 5,69.

Grantový výskumný projekt sa riešil v stacionárnom pokuse v rámci štyroch

sústav rastlinnej výroby (monokultúra, bikultúra, trikultúra a tetrakultúra), troch

spôsobov hnojenia a troch spôsobov obrábania pôdy.

Mikrobiologickú charakteristiku pôdy stacionárneho pokusu sme robili z

tetrakultúry, pri dvoch spôsoboch hnojenia (PH, PZ) a jednom spôsobe obrábania pôdy

47

(B1) v pokusných rokoch 1994 až 1997. Dielčie úlohy sme riešili v laboratórnom

pokuse v roku 1995 z bikultúry, pri jednom spôsobe hnojenia (0) a jednom spôsobe

obrábania pôdy (B1).

Tetrakultúra

Tab. 2

Rok Pestovaná plodina1994199519961997

Kukurica na zrnoJačmeň jarný Hrach siaty Pšenica letná f.o.

Jačmeň jarný Hrach siaty Pšenica letná f.o.Kukurica na zrno

Hrach siaty Pšenica letná f.o.Kukurica na zrnoJačmeň jarný

Pšenica letná f.o.Kukurica na zrnoJačmeň jarný Hrachsiaty

Bikultúra

V bikultúre sa jačmeň jarný striedal s kukuricou na zrno.

Použité odrody

Kukurica na zrno - odroda DEA

Hrach siaty - odroda OLIVÍN

Jačmeň jarný - odroda JUBILANT

Pšenica letná (f.o.) [forma ozimná] - odroda VLADA

Varianty hnojenia:

PH - racionálne hnojenie (bilančné) na priemernú výnosovú hladinu.

PZ - zapravenie celého vedľajšieho produktu + priemyselné hnojivá bilančné. Prídavok

dusíka na podporu mineralizácie slamy bol aplikovaný len na slamu pšenice a jačmeňa

(na kukuričnú a hrachovú nie). Vedľajší produkt bol rozdrvený a v tej to forme bol

zapravený do pôdy.

0 - nulový variant bez hnojenia

48

Aplikácia priemyselných hnojív v tetrakultúre v rokoch 1994 až 1997

Tab. 3

Živina Variant Dávka v kg č.ž.ha-1

rok 1993/94 Kukurica na zrno Jačmeň jarný Hrach siaty Pšenica letná f.o.N PH PZ 110,5

20+110,515,2

20+15,214,5

20+14,590,3

20+90,3P PH PZ 21

211414

1616

2121

K PH PZ 9898

4848

7272

6565

rok 1994/95 Jačmeň jarný Hrach siaty Pšenica letná f.o. Kukurica na zrnoN PH PZ 50

5040

14*+406060

10034,4*+60

P PH PZ 00

00

00

00

K PH PZ 00

00

8070

00

rok 1995/96 Hrach siaty Pšenica letná f.o. Kukurica na zrno Jačmeň jarnýN PH PZ 44

14* +209950

15434*+128

7530

P PH PZ 00

00

00

00

K PH PZ 00

00

00

00

rok 1996/97 Pšenica letná f.o. Kukurica na zrno Jačmeň jarný Hrach siatyN PH PZ 30

30120

6,7*+1204040

2011*+20

P PH PZ 00

00

00

00

K PH PZ 00

00

00

00

* uvedené množstvá boli aplikované v jeseni k predplodine

Rok 1994

V jeseni roku 1993 bolo vo variante PH i PZ hnojené N, P, K vo formách síranu

amónneho, trojitého superfosfátu a 40 % draselnej soli v množstvách, ktoré sú uvedené

49

v tab. 3. Ďalšie dávky hnojenia k rastlinám v priebehu roku 1994 v dôsledku dostatku

živín nebolo potrebné aplikovať.

Rok 1995

V jeseni roku 1994 bol vo variante PZ zapravený celý vedľajší produkt v

množstve kukurica - 9,44 t.ha-1, jačmeň - 2,78 t.ha-1, hrach - 5,73 t.ha-1 a pšenica -6,89

t.ha-1. Dusík vo forme síranu amónneho na úpravu pomeru C : N bol pridaný ku slame

jačmeňa a pšenice. Dávky sú uvedené v tab. 3.

Ďalšie hnojenie:

jačmeň (predplodina kukurica) - pred sejbou 20 kg N a počas vegetácie 30 kg N v kg č-

ž-ha-1 (rovnako PH i PZ) vo formách LAV

hrach (predplodina jačmeň) - pred sejbou 20 kg N a počas vegetácie 20 kg N v kg

č.ž.ha-1 (rovnako PH i PZ) vo formách LAV

pšenica (predplodina hrach) -jesenné hnojenie 15 kg N vo forme síranu amónneho (PH

iPZ) a K vo forme 40 % draselnej soli v množstve uvedenom v tab. 3.; produkčné

hnojenie 45 kg N v kg č.ž.ha-1 (PH i PZ) vo forme LAV

kukurica (predplodina pšenica) - pred sejbou 50 kg (PH) a 60 kg (PZ) N v kg č.ž.ha-1,

počas vegetácie 50 kg N v kg č.ž.ha-1 (iba PH) vo formách LAV.

Rok 1996

V jeseni roku 1995 bol vo variante PZ zapravený celý vedľajší produkt v

množstve jačmeň - 2,03 t.ha-1, hrach - 6,62 t.ha-1, pšenica - 10,3 t.ha-1 a kukurica -5,53

t.ha-1. Dusík vo forme síranu amónneho na úpravu pomeru C : N bol pridaný ku slame

jačmeňa a pšenice. Dávky sú uvedené v tab. 3.

Ďalšie hnojenie:

hrach (predplodina jačmeň) - jesenné hnojenie 14 kg N (iba PH) v kg č.ž.ha-1 vo forme

síranu amónneho a pred sejbou 30 kg (PH) a 20 kg (PZ) N v kg č.ž.ha-1 vo forme LAV

50

pšenica (predplodina hrach) - jesenné hnojenie 29 kg N (iba PH) v kg č.ž.ha-1 vo forme

síranu amónneho, pred sejbou 30 kg (PH) a 20 kg (PZ) N v kg č.ž.ha-1 a produkčné

hnojenie 40 kg (PH) a 30 kg (PZ) N v kg č.ž.ha-1 vo formách LAV

kukurica (predplodina pšenica) - jesenné hnojenie 34 kg (PH) a 18 kg N (PZ) v kg

č.ž.ha-1 vo forme síranu amónneho a pred sejbou 120 kg (PH) a 110 kg (PZ) N v kg

č.ž.ha-1 vo forme LAV

jačmeň (predplodina kukurica) - jesenné hnojenie 35 kg N (PH) v kg č.ž.ha-1 vo forme

síranu amónneho a pred sejbou 40 kg (PH) a 30 kg (PZ) N v kg č.ž.ha-1 vo forme LÁV

Rok 1997

V jeseni roku 1996 bol vo variante PZ zapravený celý vedľajší produkt v množstve

pšenica - 4,32 t.ha-1, kukurica - 6,62 t.ha-1, jačmeň - 2,12 t.ha-1 a hrach -5,66 t.ha-1. Dusík vo

forme síranu amónneho na úpravu pomeru C:N bol pridaný ku slame jačmeňa a pšenice.

Dávky sú uvedené v tab. 3.

Ďalšie hnojenie:

pšenica (predplodina hrach) - pred sejbou 30 kg N v kg č.ž.ha-1 (rovnako PH i PZ) vo forme

LAV

kukurica (predplodina pšenica) - pred sejbou 120 kg N v kg č.ž.ha-1 (rovnako PH i PZ) vo

forme LAV

jačmeň (predplodina kukurica) - pred sejbou 40 kg N v kg č.ž.ha-1 (rovnako PH i PZ) vo

forme LAV

hrach (predplodina jačmeň) - pred sejbou 20 kg N v kg č.ž.ha-1 (rovnako PH i PZ) vo forme

LAV.

Údaje boli poskytnuté z Katedry poľnohospodárskych sústav AF SPU v Nitre.

51

Na princípe vstupov organického uhlíka do pôdy a jeho výstupov z pôdy sme

vypočítali bilanciu organickej hmoty podľa modelu navrhnutého Jurčovou et Bielekom

(1997).

Navrhovaný model vyjadruje rovnica Bc = [(u * KC) + (DH * CH)] - (Cm * Km), kde:

Bc = bilancia uhlíka v tC.ha-1.rok-1

u = úroda hlavného produktu plodiny, pestovanej na pozemku v bilancovanom

rokuvt.ha-1.rok-1

KC = koeficient prepočtu rastlinných zvyškov danej plodiny na uhlík pre príslušné

rozpätie úrod

DH = dávka organického hnojiva, aplikovaného do pôdy v bilancovanom roku

vt.ha-1.rok-1

CH = koeficient prepočtu dávky organického hnojiva na uhlík v tonách C na l tonu

hnojiva

Cm = základné straty uhlíka z pôdy v dôsledku mineralizácie v príslušnej kategórii

pôd v t.C.ha-1.rok-1 (hnedozem sme zaradili medzi stredne produkčné

pôdy)

Km = koeficient vplyvu plodiny na celkovú výšku strát uhlíka z pôdy v príslušnej

skupine plodín

Spôsob obrábania pôdy - B1:

pšenica, jačmeň, hrach - orba do 0,2 m + povrchová úprava pôdy

kukurica - orba do 0,3 m + povrchová úprava pôdy

52

Agroklimatická charakteristika rokov 1994 -1997

rok 1994 - mimoriadne vlhký s nadbytkom zrážok, ale mimoriadne suchými mesiacmi boli

jún a júl

- teplotné normálny

rok 1995 - zrážkovo aj teplotné normálny

- už v poslednej dekáde februára mimoriadne skorý nástup teplôt pôdy nad 5°C

rok 1996 - mimoriadne vlhký, teplotné normálny

- mimoriadne studený a suchý marec, teplota pôdy vystúpila na 5 °C až

v poslednej dekáde marca

rok 1997 - zrážkovo i teplotné normálny

- suché až mimoriadne suché boli prvé 4 mesiace roku

Podrobnejšie údaje o priemerných mesačných teplotách vzduchu a úhrne

atmosférických zrážok sú uvedené na obrázkoch l až 4 (Agroklimatická charakteristika

roku 1994 v Nitre, 1995, Špánik et al., 1996, Šiška et al., 1997, Repa et al., 1998).

Pôdne vzorky sme odoberali približne l krát za mesiac v priebehu vegetácie z

híbky 0,0 - 0,2 m. Odobraté vzorky sme preosiali cez 2 mm sito a spracovali do 24

hodín.

Dátumy odberu pôdnych vzoriek

Tab. 4Rok Dátum odberu

1. 2. 3. 4. 5. 6.1994 - 19.4. 23.5. 20.6. 25.7. 26.9.1995 7.3. 19.4. 22.5. 20.6. 18.7. 18.9.1996 - 10.4. 13.5. 3.6. 8.7. 9.9.1997 10.3. 7.4. 5.5. 9.6. 28.7. 16.9.

53

Stanovenia na určenie charakteristiky pôdy:

1. Vlhkosť pôdnych vzoriek gravimetrický.

2. pH (H20) a pH (Kci) potenciometricky.

3. Množstvo organického uhlíka (Cox) podľa Ťurina (Arinuškina, 1961).

4. Množstvo Nt destilačne Kjeldahlovou metódou v modifikácii Jodlbauera

(Peterburskij, 1963).

Stanovenie mikrobiálnej biomasy

Uhlík biomasy pôdnych mikroorganizmov sme stanovili rehydratačnou metódou

(Blagodatskij et al., 1987). Pôdne vzorky sme ošetrovali pôsobením suchého tepla (69

±1 °C) 24 hodín. Metóda je založená na denaturácii proteínových komponentov

cytoplazmových membrán a bunkových stien žijúcich mikroorganizmov. Na kontrolu

sme použili vlhké pôdne vzorky. Tepelne ošetrené i kontrolné vzorky sme extrahovali

0,7 M (NH4)2SO4. Extrakt sme spaľovali v chrómsírovej zmesi a obsah uhlíka zistili

fotometrický na spektrálnom fotometri pri vlnovej dížke 590 nm. Kalibráciu prístroja

sme robili podľa Růžeka (1992).

Množstvo uhlíka biomasy pôdnych mikroorganizmov sme vypočítali z rozdielu

množstiev uhlíka tepelne ošetrených a kontrolných vzoriek a jeho delením

koeficientom 0,25 (Blagodatskij etal. 1987).

Množstvo organického uhlíka sme stanovili modifikovanou kolorimetrickou metódou

podľa Sims et Háby (1971) s kalibráciou podľa Růžeka (1992). Tento údaj sme použili

na výpočet percentuálneho podielu uhlíka biomasy pôdnych mikroorganizmov z

celkového organického uhlíka [Cmic/Corg].

54

Dynamika premien dusíka:

l . Momentálne množstvo NH4+- N kolorimetricky s Nesslerovým činidlom vo výluhu l %

K2SO4.

2. Množstvo NH4+- N po 14 dňovej inkubácii pôdnych vzoriek.

3. Momentálne množstvo NO3- - N kolorimetricky s kyselinou fenoldisulfónovou vo

výluhu l % K2SO4.

4. Množstvo NO3-- N po 14 dňovej inkubácii pôdnych vzoriek (Kopčanová et al.,

1990).

Pôdne vzorky sme inkubovali pri teplote 28 °C a vlhkosti upravenej na 60 % PVK. Zo

získaných hodnôt sme vypočítali množstvo biologicky uvoľniteľného dusíka a intenzitu

nitrifikácie nasledovne:

biologicky uvoľniteľný dusík (Nbiol) - Nan(NH4+-N + NO3

-- N) po inkubácii pôdnych vzoriek

- Nan stanovený pred inkubáciou pôdnych vzoriek nitrifikácia (produkcia dusičnanov počas

inkubácie pôdnych vzoriek) = množstvo - N na konci inkubačnej doby - množstvo NO3-- N

pred inkubáciou vzoriek.

Laboratórny pokus

Zeminu k analýzam sme odobrali v r. 1 995 z bikultúry nehnojeného variantu, v

ktorej sa striedali kukurica na zrno s jačmeňom jarným. Odber sme uskutočnili tesne

pred zberom úrody jačmeňa jarného z plochy l m2 z hĺbky 0,0 až 0,2 m. Z tejto plochy sme

odobrali celý vedľajší produkt plodiny, ktorý sme použili na aplikáciu do variantov

modelového laboratórneho pokusu.

Stanovenia na určenie charakteristiky pôdy:

l . Vlhkosť pôdnych vzoriek gravimetrický.

55

2. pH (H20) a pH (Kcl) potenciometricky.

3. Množstvo organického uhlíka (Cox) podľa Ťurina (Arinuškina, 1961).

4. Množstvo Nt destilačné Kjeldahlovou metódou v modifikácii Jodlbauera

(Peterburskij, 1963).

5. Uhlík biomasy pôdnych mikroorganizmov stanovený rehydratačnou metódou

(Blagodatskij et al., 1987).

Varianty modelového laboratórneho pokusu:

I. variant - zemina (kontrola)

II. variant - zemina + l g slamy jačmeňa jarného

III. variant - zemina + 3 g slamy jačmeňa jarného

IV. variant - zemina + l g slamy jačmeňa jarného + 20 mg NO3- - N

V. variant - zemina + 3 g slamy jačmeňa jarného + 60 mg NO3- - N

Dávky slamy jačmeňa jarného a N sú udávané na l kg zeminy.

NO3- - N bol aplikovaný vo forme KNO3.

V zemine variantov sme sledovali:

1. Produkciu COi titračnou metódou podľa Bernáta a Seiferta

(Kopčanová et al., 1990). Doba inkubácie pôdnych vzoriek trvala 35 dní,

respirácia sa merala v 24 hodinových intervaloch.

2. Minerálne formy dusíka ( NH NH4+-N kolorimetricky s Nesslerovým činidlom a

NO3--N kolorimetricky s kyselinou fenoldisulfónovou) v týždňových intervaloch,

celkovo 5 ráz.

3. Uhlík biomasy pôdnych mikroorganizmov Cmic rehydratačnou metódou v týždňových

intervaloch, celkovo 5 ráz (Blagodatskij et al., 1987).

56

Výsledky stanovení sú usporiadané v tabuľkách, vyhodnotené graficky a

matematicko - štatistickou metódou na počítači IBM PC s použitím programového

systému STATGRAPHICS. Pri štatistickom hodnotení výsledkov sa s použitím x2 testu

dobrej zhody zistilo, či sledované súbory majú normálne rozdelenie. Ak súbor mal

normálne rozdelenie na porovnanie priemerov základného súboru sa použila analýza

rozptylu a na testovanie štatistickej preukaznosti rozdielov Scheffeho test. V súbore,

ktorý nemal normálne rozdelenie alebo pri hodnotení, ktorého analýza rozptylu

negarantovala korektné výsledky, sa použila j ednofaktorová analýza rozptylu Kruskal -

Wallisov test s testovaním kritických hodnôt rozdielov podľa Dunna. Na hodnotenie

výsledkov laboratórneho pokusu (stanovenie produkcie CO2) bola použitá analýza

jedného výberu (párový t - test) (Stehlíkova et Škulecová, 1999, Stehlíkova, v tlači).

57

5. VÝSLEDKY

5.1. Hodnotenie výsledkov z tetrakultúry

Hnedozem pokusnej bázy Nitra - Dolná Malanta mala nízku až strednú zásobu

organických látok, ktorá sa pohybovala v priebehu pokusných rokov v jednotlivých

variantoch od 1,17 do 1,40 % (tab. 7). Zapravenie celého vedľajšieho produktu vo variante

hnojenia PZ výrazne neovplyvnilo obsah Cox (tab. 5). Množstvo zapravených zvyškov

záviselo od veľkosti úrody. Hodnoty v t.ha'1 sú uvedené v metodike práce.

Z dôvodu potreby bilancie pôdnej organickej hmoty a stanovenia dávky

organického hnojenia vypracovali Jurčová et Bielek (1997) metodiku bilancie pôdnej

organickej hmoty - spôsob porovnávania vstupov a výstupov organických látok do pôdy a z

pôdy pomocou jednoduchého modelu (matematickej rovnice), v ktorom je kvantita

organickej hmoty vyjadrovaná v tonách uhlíka na jeden hektár za obdobie jedného roku.

Vynásobením úrody hlavného produktu plodiny pestovanej na danom pozemku

koeficientom prepočtu rastlinných zvyškov danej plodiny na uhlík pre príslušné rozpätie

úrod, sme vypočítali množstvo uhlíka, ktoré sa dostalo do pôdy so zapravenými zvyškami.

Výpočet bol diferencovaný podľa toho, či bol zapravený celý vedľajší produkt (slama alebo

kôrovie) alebo iba koreňové a pozberové zvyšky.

Množstvo uhlíka inputovaného do pôdy sa pohybovalo v jednotlivých rokoch vo

variante hnojenia PH od 1,00 do 3,24 aPZ od 1,94 do 6,85 t C.ha-1, čo predstavuje od

222,22 do l 522,22 mg C.kg-1 zeminy do hĺbky 0,3 m (tab. 10). Najviac uhlíka sa do pôdy

dostalo zvyškami kukurice na zrno so zaorávkou kôrovia od 3,67 do 4,24 t C.ha-1 a pšenice

letnej f.o. so zaorávkou slamy od 3,39 do 6,85 t C.ha-1, ktoré sú podľa Jurčovej et Bieleka

(1997) hodnotené ako bohaté zdroje organického uhlíka. Zvyškami ďalších plodín, ktoré sú

62

podľa tohto hodnotenia označené ako významné zdroje organického uhlíka, sa dostalo do

pôdy s hrachom siatym so zaorávkou slamy 2,84 až 3,44 t C.ha-1, jačmeňom jarným so

zaorávkou slamy 1,94 až 3,82 t C.ha-1 a pšenicou letnou f.o. bez zaorávky slamy 2,37 až

3,241 C.ha-1. Stredne výdatnými zdrojmi organického uhlíka boli jačmeň jarný 1,28 až 1,83 t

C.ha-1, hrach siaty 1,47 až 1,66 t C.ha-1 a kukurica na zrno 1,00 až 1,61 t C.ha-1. V tomto

prípade išlo iba o pozberové nadzemné a podzemné zvyšky.

Ak sme od množstva inputovaného uhlíka odpočítali straty, ktoré sú reprezentované

najmä biologickými stratami (mineralizáciou) a v menšej miere mechanickými

(vyplavovanie z pôdy eróznymi procesmi), získali sme údaj o bilancií uhlíka v t C.ha-1 rok-1

(tab. 11). Straty uhlíka boli pri kukurici 4,70 t C.ha-1rok-1 a pri ostatných plodinách 4,27 t

C.ha-1.rok-1. Za štvorročné pokusné obdobie boli straty uhlíka z pôdy kompenzované inputom

uhlíka z rastlinných zvyškov na úrovni 37,42 až 46,49 % vo variante hnojenia PH a 71,84 až

104,57 % vo variante hnojenia PZ.

Aktívna bilancia pôdnej organickej hmoty bola dosiahnutá iba v rokoch 1995 a

1997 zapravením celého vedľajšieho produktu pšenice vo variante hnojenia PZ. V záujme

trvalého udržania produkčného potenciálu pôd je žiadúce, aby pokles organickej hmoty

nebol vysoký alebo dlhodobý. Ani na jednej parcele nebola dosiahnutá limitná hodnota

deficitu C - 6 t.ha-1 viac ako 2 roky nepretržite, kedy je podľa Jurčovej et Bieleka (1997),

organické hnojenie nutné (tab. 11). Po štvorročnej rotácií plodín na danom pozemku sa

aktívna bilancia pôdnej organickej hmoty (+ 0,80 t C.ha-1) dosiahla iba v prípade, ak bol

zapravený celý vedľajší produkt pestovanej plodiny (variant hnojenia PZ) a plodiny

nasledovali v poradí - hrach - pšenica - kukurica - jačmeň.

Zo sledovaných zdrojov premenlivosti obsah uhlíka (Cox) štatisticky vysoko

preukazne ovplyvňovali rok a plodina. Najvyšší obsah Cox bol v roku 1994 s priemerom

63

1,28 % a v priebehu sledovaného obdobia sa znížil so štatisticky vysoko preukazným

rozdielom voči ostatným trom rokom pokusu. Pri hodnotení vplyvu plodín na tento parameter

môžeme konštatovať, že vysoko preukazný rozdiel bol medzi jačmeňom (1,26 %) a kukuricou

(1,22 %). Kukurica a rovnako i jačmeň boli súčasne rovnocenné s hrachom a pšenicou (tab. 7

a, 7 b). Rok - odber, rok - plodina a plodina - rok - hnojenie vo vzájomných interakciách

vysoko preukazne a plodina - hnojenie preukazne ovplyvnili hodnoty Cox.

Celkové množstvo organických dusíkatých látok (Nt) sa pohybovalo v pôde stanovišťa

v prvých dvoch rokoch (1994,1995) 0,139 až 0,154 %. V roku 1996 a 1997 sme zaznamenali

zvýšenie na hodnoty 0,183 až 0,209 % bez rozdielov medzi plodinami a spôsobmi hnojenia

(tab. 5, 8). Dané skutočnosti sa potvrdili i štatisticky. Pri testovaní rozdielov priemerov sme

zistili vysoko preukazné rozdiely medzi rokmi 1994 a 1996, 1994 a 1997,1995 a 1996 a 1995 a

1997 (tab. 8 a, 8 b, 21).

Zvýšením obsahu Nt a miernym znížením Cox sa zúžil i pomer C : N z hodnoty 8 - 9 : 1

na 5 - 6 : 1 . Tým sa zlepšili podmienky pre mineralizáciu zapravenej organickej hmoty, pri

ktorej väčšia časť uhlíka unikla respiráciou ako CO2, ale dusík zostal v pôdnom systéme

zabudovaný v mikrobiálnej biomase a v pôdnej organickej hmote (tab. 5, 9).

Aktívna pôdna reakcia (pHH2O) sa pohybovala od 6,28 do 7,34 a výmenná pôdna

reakcia (pHKCl) od 5,26 do 6,30. Podľa nameraných hodnôt pôdnej reakcie pôdu

zaraďujeme medzi neutrálne až slabo kyslé pôdy (tab. 12,13).

64

Priemerné hodnoty COX, Nt a C : N podľa jednotlivých rokov a hnojení

Tab. 5

Cox [%] Nt [%] C : N

Rok Hnojenie Hnojenie Hnojenie

PH PZ PH PZ PH PZ

1994 1,29 1,28 0,143 0,144 9,0 8,9

1995 1,20 1,21 0,145 0,147 8,3 8,3

1996 1,22 1,23 0,200 0,199 6,1 6,2

1997 1,21 1,24 0,195 0,196 6,3 6,3

Možnosti dusíkatej výživy rastlín sa v pôde formujú v závislosti od vzájomných

vzťahov mineralizácie a imobilizácie dusíka. Ak prevažuje mobilizácia, možnosti dusíkatej

výživy rastlín sa zlepšujú, ak imobilizácia, fixácia na minerály a organickú hmotu,

množstvo sprístupneného dusíka v pôde sa znižuje.

Množstvo minerálnych foriem dusíka v pôde (Nan) je jedným z ukazovateľov

zásobenosti pôd dusíkom pre výživu rastlín. Za relatívne stabilné hodnoty obsahu Nan

možno považovať krátke predjarné obdobie pri nižších teplotách pôdy a zrážkach a letné

obdobie po zbere obilnín pri deficite vody v pôde, kedy je činnosť mikroorganizmov

obmedzovaná. V prvých troch rokoch pokusu boli množstvá Nan v pôdnych vzorkách

začiatkom vegetácie po všetkých predplodinách nízke bez rozdielu medzi hnojeniami PH a

PZ. V prvom roku (1994) dosiahol Nan hodnoty od 1,61 do 3,07 mg.kg"1 zeminy, prevažne v

dusičnanovej forme. Najnižšie množstvo sme zistili pod pšenicou letnou (f.o.) [(PH) 1,98 a

(PZ) 1,61 mg.kg-1 zeminy], ktorá intenzívnejšie odčerpala dusík už v mesiacoch pred

65

prvým odberom pôdnych vzoriek. V roku 1995 obsah Nan mierne stúpol na hodnoty od 3,22 do

5,81 mg.kg-1 zeminy, s vyššími hodnotami pod jačmeňom s predplodinou kukurica (4,93) a

pod kukuricou s predplodinou pšenica (4,12). V treťom roku pokusu boli množstvá Naň

rovnocenné s prvým pokusným rokom (tab. 15 - prvé odbery).

V štvrtom pokusnom roku klimatické podmienky koncom roku 1996 a začiatkom roku

1997 ovplyvnili stav Nan v prvom jarnom odbere. Jednotlivé mesiace boli väčšinou teplotné

normálne, ale mesiace od novembra 1996 do apríla 1997 sú podľa dlhodobého priemeru

zrážok hodnotené ako suché. Namerané hodnoty od 4,63 do 6,79 mg.kg-1 zeminy boli

vyššie a vyrovnanejšie ako v predchádzajúcich troch rokoch s najvyššou hodnotou pod

kukuricou s predplodinou pšenica vo variante PZ.

Transformačné procesy zlúčenín dusíka v pôde vyúsťujú do určitej koncentrácie

iónov NO3- aNH4

+. Do týchto procesov významne zasahuje hnojenie, klimatické

podmienky a veľmi aktívne rastliny. Na základe štatistického hodnotenia štvorročných

výsledkov môžeme konštatovať, že dva rozdielne spôsoby hnojenia PH a PZ nemali vplyv na

obsah anorganického dusíka v pôde (tab. 15 a). I keď v prvých dvoch rokoch (1994 a 1995)

sa zdalo, že zapravenie celého vedľajšieho produktu ako zdroja uhlíka a energie pre

amonizačnú mikroflóru zvýši obsah Nan v pôde, tento predpoklad sa v ďalších dvoch

rokoch pokusu nepotvrdil. Priemerná hodnota Nan za štvorročné obdobie bola pri spôsobe

hnojenia PH 7,53 a PZ 8,10 mg.kg-1 zeminy.

Zmeraní Nan počas vegetačného obdobia vyplýva, že hladiny Nan majú

charakteristický priebeh, ktorý súvisí s aktivitou mikroorganizmov a dostatočným

množstvom živín v organickej a anorganickej podobe, klimatickými podmienkami (najmä

teplotou a zrážkami a ich rozdelením počas roka) a intenzitou odberu dusíka porastom. V

našich podmienkach sa to prejavilo výrazným jarným maximom a silným poklesom

66

v období intenzívneho odberu dusíka porastom. Druhé nižšie jesenné maximum súviselo s

pokračujúcou mineralizáciou čerstvej organickej hmoty a akumuláciou Nan v pôde bez

väčšieho odberu dusíka rastlinami. V každom pokusnom roku bol priebeh poveternostných

podmienok iný. V prvom roku pokusu bolo výrazné jarné maximum (máj) biologickej

aktivity pôdy vyjadrené hodnotami Nan od 2,79 do 11,46 a jesenné maximum (september) od

2,66 do 13,66 mg.kg-1 zeminy. V roku 1995 bolo jarné maximum (apríl) posunuté, pretože

už v poslednej dekáde februára vystúpili teploty pôdy nad 5 °C, s hodnotami Nan od 4,48 do

21,78 mg.kg-1 zeminy. V júni a júli sa dostavilo výraznejšie letné minimum a v

septembri druhé maximum. V roku 1996 sme jarné maximum zaznamenali v máj i a v

tomto odbere sme stanovili pod kukuricou hnojenia PH i najvyššiu hodnotu Nan za celé

sledované obdobie - 50,82 mg.kg-1 zeminy. Jesenné maximum nebolo také výrazné, pretože

september bol mimoriadne vlhký a studený. V roku 1997 sa jarné maximum prelínalo v

mesiacoch apríl až máj, ale v septembrovom odbere sme zaznamenali dosť výrazné

jesenné maximum (tab. 15).

Rozdiely medzi mesiacmi v daných rokoch sa pri štatistickom hodnotení čiastočne

zotreli, ale zodpovedajú všeobecnému charakteristickému priebehu. Pri testovaní rozdielov

sme zistili, že najvyšší obsah Nan bol v máji (l 1,49 mg.kg-1 zeminy), s vysoko preukazným

rozdielom (a = 0,01) oproti júnu (6,74) a tiež v septembri (7,83) s rozdielom oproti júnu (tab.

15a, 15 b).

Intenzita príjmu živín plodinami nie je v jednotlivých mesiacoch vegetačného

obdobia rovnaká. Pšenica začína intenzívnejšie prijímať živiny v našich podmienkach už

začiatkom apríla, jarný jačmeň koncom apríla, kukurica na zrno od polovice júna do konca

augusta a hrach najmä na začiatku vegetácie pokiaľ ešte nedošlo k plnej symbióze

67

hrčkotvorných baktérií s rastlinami. Požiadavky rastliny, či porastu na dusík sú v úzkom

vzťahu k tvorbe biomasy počas ontogenézy.

V priebehu vegetačného obdobia v jednotlivých rokoch nebol stav Nm vysoký, s

výnimkou kratšieho obdobia po aplikácii priemyselných hnojív. Po pridaní minerálnych

dusíkatých hnojív, v našom prípade najčastejšie vo forme LAV, sa zintenzívnila i mineralizácia

pôdneho organického dusíka. Účinok sa označuje ako „primming effect". Takýto účinok sme

pozorovali v aprílovom odbere roku 1995 pod pšenicou s predplodinou hrach, ktorá bola

hnojená v marci za priaznivých klimatických podmienok. Pri hnojení PH sme zistili obsah

anorganického dusíka 21,78 a pri PZ 20,57 mg.kg-1 zeminy. Zo stanoveného množstva Nan sa

nachádzalo v amoniakálnej forme 38 %. Podobne v roku 1996 pod jačmeňom s predplodinou

kukurica v májovom odbere boli hodnoty Nan podľa hnojení PH - 27,98 a PZ - 22,30 mg.kg-1

zeminy, pričom amoniakálny dusík tvoril z Nan 26 (PH) a 25 (PZ) %.

Stav Nan v priebehu vegetačného obdobia ovplyvnila rôzna intenzita hnojenia k

jednotlivým plodinám a priebeh klimatických podmienok. Po štatistickom hodnotení

štvorročných výsledkov sme zistili najvyšší obsah Nan pod kukuricou s predplodinou pšenica

(13,21 mg.kg-1 zeminy) s vysoko preukazným rozdielom oproti jačmeňu s predplodinou

kukurica (6,03) a pšenici s predplodinou hrach (5,17) (tab. 15 a,15 c)

Z hľadiska možnosti vyplavenia NO3-- N v priebehu zimy je dôležité jeho množstvo v

jesennom období. V prvých troch rokoch pokusu bol obsah NO3- - N v septembrovom odbere v

priemere okolo 90 % z obsahu Nan. V poslednom roku sa stav tejto formy dusíka znížil na 62 až

82 % (tab. 16).

Ukazovateľom, ktorým môžeme vyjadriť mineralizačnú schopnosť pôdy je množstvo

dusíka, ktorý sa uvoľní v priebehu inkubácie pôdnych vzoriek biologickou

68

cestou a označujeme ho ako Nbiol (v literatúre označovaný aj ako N mineralizovateľný).

Predstavuje prírastok Naň v pôdnych vzorkách po 14 dennej inkubácii po odčítaní množstva

zisteného v dobe odberu pôdnych vzoriek. Je výsledkom metabolickej aktivity amonizačnej

mikroflóry, ktorej substrátom sú ľahkohydrolyzovateľné organické dusíkaté látky a následnej

biologickej premeny činnosťou nitrifikačných baktérií na dusičnanovú formu. Nbiol je

dôležitým ukazovateľom potenciálnej zásobenosti pôd dusíkom. Hodnoty sú získané za

optimálnych laboratórnych podmienok a sú vždy vyššie ako v prirodzených podmienkach,

kde sa striedajú teplotné a vlhkostné pomery. Okrem toho sa mineralizačná aktivita v

prirodzených podmienkach nedá presne stanoviť, pretože situáciu komplikuje i

odčerpávanie dusíka porastom. I napriek tomu je Nbj0i výsledkom činnosti biologickej

zložky pôdy a jeho hodnoty sa najviac približujú k hodnotám reálneho sprístupňovania

dusíka pre rastliny v čase i v množstve (tab. 6, 17,21).

Podľa štatistického hodnotenia analýzou rozptylu bol obsah Nbioi vysoko preukazne

ovplyvnený pokusným rokom (tab. 17a, 17 b). Množstvo biologicky uvoľniteľného dusíka

bolo v roku 1996 vysoko preukazne nižšie (od 6,61 do 8,57 mg.kg-1 zeminy s priemernou

hodnotou 7,79) oproti ostatným sledovaným rokom pokusu. Po prepočte na l ha pôdy do

híbky 0,3 m to predstavuje iba 30 až 40 kg N. Zvýšené zabudovanie dusíka do pôdnej

organickej hmoty (1996 a 1997), na ktoré usudzujeme podľa zvýšených hodnôt Nt, sa

prejavilo i v hodnotách Nbiol . Plodina a rozdielne spôsoby hnojenia obsah Nbiol neovplyvnili.

Priemerná hodnota Nbiol za sledované obdobie bola podľa spôsobu hnojenia vo variante PH

10,32 a PZ 10,60 mg.kg-1 zeminy.

Z hodnotených zdrojov premenlivosti okrem rokov vplýval na hodnoty Nbiol termín

odberu pôdnych vzoriek. Štatisticky preukazné (a = 0,05) resp. vysoko preukazné rozdiely (a

= 0,01) sme zistili medzi júnovým (11,87 mg.kg-1 zeminy) a júlovým (9,41), aprílovým

69

(11,54) a júlovým (9,41), júnovým (11,37) a septembrovým (9,12) odberom (tab. 17 a,17

c).

Úrodnosť pôdy do určitej miery možno posudzovať podľa jej nitrifikačnej

aktivity (tab. 6, 18). Z hľadiska výživy rastlín dusíkom má význam okrem amoniakálneho

dusíka aj dusičnane vy dusík, ktorý vzniká jeho biologickou oxidáciou. Táto forma

dusíka je dobre rozpustná v pôdnom roztoku, vertikálne migruje a je k dispozícií aj

hlbšie siahajúcim koreňom rastlín. Nadmerná nitrifíkácia však vytvára podmienky pre

iné nežiadúce procesy v pôde ako sú unikanie dusíka z ekosystému denitrifikáciou,

vyplavenie a splavenie nitrátov do spodnej vody alebo vodných tokov, zhoršenie

pôdnych vlastností a zložiek životného prostredia a nemusí sa odraziť na zlepšení

výživy porastu, a tým na tvorbe vyšších úrod.

Štatistickým hodnotením výsledkov analýzou rozptylu sme zistili, že nitrifíkácia

bola ovplyvnená pokusným rokom. Podobne ako Nbiol najnižšia nitrifíkácia bola v roku

1996 (8,27 mg.kg-1 zeminy) so štatisticky vysoko preukazným rozdielom voči ostatným

rokom pokusu. Podľa plodín bola vyššia nitrifíkácia pod hrachom (11,90 mg.kg-1 zeminy) a

nižšia pod pšenicou (9,94), ale zistené rozdiely neboli výrazné a nepotvrdili sa štatisticky.

Podobne ani spôsob hnojenia a ani termín odberu pôdnych vzoriek nitrifikáciu štatisticky

preukazne neovplyvnili (tab. 18a, 18 b).

70

Priemerné hodnoty hlavných ukazovateľov premien dusíka v mg.kg-1 zeminy

Tab. 6

Nan Nbiol Nitrifikácia

Rok Hnojenie Hnojenie Hnojenie

PH PZ PH PZ PH PZ

1994 6,08 6,43 11,40 12,22 11,25 12,411995 7,38 10,12 11,71 10,91 12,33 11,77

1996 9,19 7,97 7,79 7,79 8,30 8,23

1997 7,51 7,62 10,14 11,28 10,63 11,63

Zmeny v obsahu, formách a dynamike dusíka závisia okrem mineralizačno-

imobilizačných procesov najmä od pôvodcov týchto procesov, pôdnych mikroorganizmov.

Pri posudzovaní komplexnej mikrobiocenózy pôdy sa veľká pozornosť venuje

hmotnosti mikrobiálnej biomasy.

Mikrobiálna biomasa je definovaná ako časť pôdnej organickej hmoty, ktorá zahŕňa

žijúce mikroorganizmy menšie ako 5 až 10 µm3. Spravidla sa vyjadruje obsahom uhlíka

v mikrobiálnych bunkách v mg .kg-1 alebo v µg .g-1 pôdy. Mikrobiálnu biomasu ako celok

tvoria predovšetkým baktérie, aktinomycéty, mikromycéty a malý podiel rias, prvokov

a háďatiek. Z údajov o ich hmotnosti v určitej hmotnostnej alebo objemovej jednotke pôdy

sa robí prepočet na plochu l ha do hĺbky ornice, resp. prepočet na híbku pôdnych

horizontov.

Prvý pokusný rok (1994) bol charakteristický tým, že mikrobiálna populácia

stanovišťa sa prispôsobovala novým podmienkam, hlavne zmenám obhospodarovania,

osevného postupu, prípadne hnojenia. Priemerné množstvo uhlíka biomasy pôdnych

71

mikroorganizmov (Cmic) sa pohybovalo od 198,48 do 259,28 mg.kg-1 sušiny zeminy, čo

predstavuje 0,89 až 1,16 t.ha-1 do hĺbky 0,3 m. Aj keď sa predpokladalo, že v roku 1994 by sa

ešte nemalo výraznejšie prejaviť zapravenie celého vedľajšieho produktu ako zdroja

uhlíka a energie pre pôdnu mikroflóru u PZ, pretože biomasu mikroorganizmov sme

sledovali iba počas vegetačného obdobia, pri porovnávaní priemerných množstiev Cmic boli pod

všetkými plodinami v tomto variante stanovené vyššie hodnoty. Prvý prejav zapravenia

pozberových zvyškov sme zaznamenali v poslednom odbere roku 1994. Začiatkom augusta

1994 bol zapravený celý vedľajší produkt pšenice, jačmeňa a hrachu a v septembrovom

odbere bolo množstvo Cmic na týchto stanovištiach približne 0,5 až l ráz vyššie

(najvýraznejšie pod pšenicou) v porovnaní s kukuricou na zrno, ktorej vedľajší produkt bol

zapravený až v októbri 1994. V danom odbere sme stanovili momentálnu vlhkosť od 15,89 do

18,90 % (tab. 14), čo predstavuje 46,7 až 55,6 % PVK, teda optimum pre rozvoj pôdnej

mikroflóry. Intenzívna mineralizácia pozberových i koreňových zvyškov sa začala už v

jeseni.

Podľa plodín sa priemerné množstvo CmiC v uvedenom roku znižovalo v poradí

kukurica, pšenica, hrach, jačmeň (hnojenie PH) a kukurica, pšenica, jačmeň a hrach

(hnojenie PZ) (tab. 19).

V roku 1995 bol mimoriadne skorý nástup jari, preto sme 1. odber vzoriek

uskutočnili už začiatkom marca. Množstvo mikrobiálnej biomasy bolo na začiatku

vegetácie ovplyvnené množstvom a kvalitou pozberových zvyškov predplodín, ktoré sa do

pôdy zaorali v jeseni predchádzajúceho roku. Vyššie hodnoty sme zistili pod jačmeňom s

predplodinou kukurica a pod kukuricou s predplodinou pšenica. V 2. odbere (19.4.1995) po

utilizácii najprístupnejších uhlíkatých zlúčenín došlo k celkovému poklesu biomasy

mikroorganizmov, ale rozdiely medzi hnojeniami pri rovnakých podmienkach zostali

27

v prospech PZ, s výnimkou hrachu s predplodinou jačmeň. Po sejbe a vyrastení nových

plodín rozvoj mikroorgnizmov ovplyvňovali koreňové výlučky ako výborný zdroj uhlíka a

energie, ale aj konkurenčné vzťahy medzi rastlinami a mikroorganizmami vo výžive (najmä N a

P) a sezónne vplyvy (vlhkosť, teplota). Už v polovici mája sa množstvo biomasy opäť zvýšilo

a s väčšími alebo menšími odchýlkami sa tento stav udržal i v odberoch jún a júl. V

septembri sa množstvo biomasy výraznejšie znížilo, okrem kukurice hnojenia PZ.

Priemerné množstvo Cmic sa podľa plodín znižovalo v rovnakom poradí ako v

predchádzajúcom roku - kukurica, pšenica, hrach, jačmeň (PH) a kukurica, pšenica,

jačmeň, hrach (PZ).

Predpoklad, že dodanie väčšieho množstva uhlíkatých a energetických zdrojov vo

forme pozberových zvyškov azaoranie celého vedľajšieho produktu (variant PZ) sa na

veľkosti biomasy výraznejšie prejaví v treťom pokusnom roku (1996) sa potvrdil iba

čiastočne. Na začiatku vegetačného obdobia sme väčšie množstvo biomasy (Cmic) pri

hnojení PZ v porovnaní s hnojením PH, zistili iba pod pšenicou s predplodinou hrach (tab.

19). V ďalších troch odberoch bolo množstvo Cmic v jednotlivých variantoch pomerne

vyrovnané, s výraznými rozdielmi medzi PH a PZ variantmi pod kukuricou a pšenicou, v

prospech variantov PZ. K poklesu došlo až v poslednom septembrovom odbere. V pôde pod

jačmeňom sme počas celého vegetačného obdobia zaznamenali nižšie hodnoty Cmic vo variante

PZ. Priemerné množstvo biomasy Cmic bolo pri hnojení PH od 217,44 do 293,60 a PZ od 240,96

do 295,52 mg.kg-1 sušiny zeminy.

V prvom odbere roku 1997 v dôsledku dostatku uhlíkatých a energetických zdrojov v

podobe koreňových a pozberových zvyškov došlo k rozmnoženiu biomasy s najvýraznejším

prejavom pri kukurici s predplodinou pšenica (276 mg.kg-1 sušiny zeminy) a pri pšenici s

predplodinou hrach (260). Pri jačmeni s predplodinou kukurica z dôvodu

73

väčšieho množstva pozberových a koreňových zvyškov odlišnej kvality došlo k

rozmnoženiu biomasy až v 2. a 3. odbere. Pri ostatných plodinách bolo množstvo Cmic v

týchto odberoch vyrovnané. Výraznejší pokles biomasy nastal v júni s následným

vzostupom v júli. V poslednom odbere roku 1997 sa množstvo Cmic zvýšilo na plochách,

kde boli zapravené zvyšky pšenice, jačmeňa a hrachu zatiaľ čo pri kukurici došlo ešte

k zníženiu v porovnaní s hnojením PH.

Štatistické hodnotenie výsledkov analýzou rozptylu potvrdilo vysokú

preukaznosť závislosti veľkosti biomasy mikroorganizmov od pokusných rokov. Pri

testovaní rozdielov vysoko preukazné rozdiely boli zistené medzi rokmi 1995 (196,24

mg.kg-1 zeminy) a 1996 (265,58). Uvedené roky boli súčasne rovnocenné s rokmi 1997 a

1994 (tab. 19 a, 19 b).

Medzi plodinami neboli výrazné rozdiely v množstve biomasy potvrdené i

štatisticky nepreukaznými rozdielmi. Najvyššie hodnoty sme stanovili pod pšenicou -

242,34 mg.kg-1 zeminy a kukuricou - 237,48 mg.kg-1 zeminy. Zapravenie celého

vedľajšieho produktu vo variante hnojenia PZ (238,12 mg.kg-1 sušiny zeminy) sa prejavilo

štatisticky preukazne (a = 0,05) oproti variantu hnojenia PH (217,10) (tab. 19 a, 19 b).

V dôsledku fungovania autoregulačných mechanizmov v rámci

mikrobiocenózy dochádza k zmenám početnosti, druhového spektra, hmotnosti

biomasy i produkčnej schopnosti. Zmeny zaznamenávané počas vegetácie alebo

celého roka sú ovplyvnené klimatickými faktormi, najmä teplotou a vlhkosťou. Krivka

priemerného množstva Cmic v jednotlivých odberoch roku 1994 a 1995 kopíruje krivku

priemernej mesačnej teploty (obr. 5 a 6). Výnimku tvorí 1. odber, kde limitujúcim

faktorom bola pravdepodobne prítomnosť dostatočného množstva zdrojov živín a

energie vo forme organických látok i anorganických látok. Pôdna vlhkosť ako vidieť na

obrázkoch 9. a 10. nebola limitujúcim

74

faktorom rozvoja pôdnych mikroorganizmov v júli, v ostatných odberoch kopíruje krivku

uhlíka biomasy pôdnych mikroorganizmov.

Rok 1996 bol z biometeorologického hľadiska označený ako teplotné normálny, ale

mimoriadne vlhký. Krivka vyjadrujúca priemerné množstvo Cmic v jednotlivých mesiacoch

odberu pôdnych vzoriek v roku 1996, má rovnaký priebeh ako krivka priemernej mesačnej

teploty (obr. 7). Vlhkosť pôdnych vzoriek v čase ich odberu nemala hodnoty, ktoré by

limitovali veľkosť Cmic (obr. 11).

V roku 1997 krivka uhlíka biomasy pôdnych mikroorganizmov kopíruje krivku

vlhkosti (obr. 12). Hodnoty priemernej mesačnej teploty boli pomerne vysoké a neboli

limitujúcim faktorom rozvoja mikroorganizmov vyjadreného veľkosťou biomasy (obr. 8).

Viacerí autori poukazujú na to, že vplyv vonkajších faktorov na biologickú zložku

pôdy oveľa intenzívnejšie odráža ukazovateľ, ktorým je percentuálny podiel uhlíka

biomasy pôdnych mikroorganizmov z celkového organického uhlíka označovaný ako

[Cmic/Corg]. Tento ukazovateľ odporúčajú používať pri monitorovaní zmien pôdnej organickej

hmoty, pretože je citlivejším indexom ako samotné hodnoty Cmic a Corg.

[Cmic/Corg] sa v priebehu rokoch pokusu v jednotlivých variantoch pohyboval v

hodnotách od 0,84 do 4,71 % (tab. 20, 22). Štatistickým hodnotením analýzou rozptylu sme

zistili, že [Cmic/Corg] najviac ovplyvňoval pokusný rok. Štatisticky vysoko preukazné

rozdiely boli zistené medzi rokom 1996 (2,88 %) a 1997 (2,27 %). Obidva roky boli

súčasne rovnocenné s rokmi 1994 a 1995. Z ďalší ch zdrojov premenlivosti [Cmic/Corg]

ovplyvnil termín odberu pôdnych vzoriek. V júli bol podiel [Cmic/Corg] štatisticko vysoko

preukazne vyšší (3,06 %) ako v apríli (2,18 %). Obidva odbery boli súčasne rovnocenné so

všetkými ostatnými. Podobne ako pribiomase (Cmic) najvyššie hodnoty [Cmic/Corg] boli

stanovené pod pšenicou - 2,72 % a kukuricou - 2,66 %, ale rozdiely neboli preukazné.

75

Rozdielny spôsob hnojenia bol štatisticky nepreukazný. Priemerná hodnota [Cmic/Corg] bola za

sledované obdobie pri hnojení PH 2,45 % a PZ 2,64 % (tab. 20 a, 20 b).

Obrat biomasy pôdnych mikroorganizmov za sledované vegetačné obdobie, ktorý sa

podľa McGilla et al. (1986) vypočíta ako podiel priemernej biomasy (Cmic) a sumy úbytkov

biomasy za sledované obdobie, bol pri hnojení PH v priemere o niečo nižší (1,74) ako pri

hnojení PZ (2,03). Obrat biomasy ovplyvňuje fluktuácia podmienok prostredia, hlavne

vlhkosť a teplota, ako aj vstup ľahko rozložiteľných organických látok, veľkosť

koreňového systému rastlín a produkcia ľahko dostupných látok v podobe koreňových

exsudátov.

Tok uhlíka mikrobiálnou biomasou, ktorý sme vypočítali ako podiel priemernej

biomasy za sledované obdobie a doby obratu biomasy za rovnaké obdobie, bol pri hnojení PH

v priemere 174,26 a PZ 153,90 mg C.kg-1 za vegetačné obdobie.

5.2. Hodnotenie výsledkov laboratórneho pokusu z bikultúry

Z bikultúry nehnojeného variantu, v ktorej sa striedali kukurica na zrno s jačmeňom

jarným sme odobrali pôdnu vzorku tesne pred zberom úrody jačmeňa jarného. Pôda bola

charakteristická nízkym obsahom Cox - 1,12 % a Nt - 0,137 %, slabo kyslou až kyslou

pôdnou reakciou pH(H2O) - 6,20 a pH(KCl) - 5,20, pomerom C : N - 8,2 : l a obsahom uhlíka

biomasy pôdnych mikroorganizmov 171,2 mg.kg-1 zeminy. Zároveň sme odobrali aj

vedľajší produkt pestovanej plodiny, na aplikáciu do variantov modelového pokusu

(metodika práce), ktorý slúžil ako zdroj uhlíka a energie.

Respirácia pôdy je komplexný parameter, ktorý zahŕňa mikrobiálnu biomasu ako aj

špecifickú aktivitu mikroorganizmov. V laboratórnych podmienkach respiráciu pôdnych

76

mikroorganizmov ovplyvňuje najmä dostupnosť prítomných organických látok a

využiteľnosť mikroorganizmami, pretože teplotné a vlhkostné podmienky sú optimálne a

stabilné.

Za päť týždňov inkubácie pôdnych vzoriek sa zmineralizovalo v kontrolnom - I.

variante 468 mg C pôdnej organickej hmoty.kg-1 sušiny zeminy. Pridaním slamy sa zvýšil

uhlíkový a energetický substrát pre pôdnu mikroflóru. Pri porovnaní s kontrolným

variantom nižšia dávka slamy v II. variante zvýšila respiráciu o 50 % a vyššia dávka v III.

variante o 150 % (tab. 23, obr. 21). Tieto výsledky sa potvrdili i štatisticky (tab. 23 a).

Na základe výsledkov množstva Nan stanoveného v jednotlivých týždňoch pokusu

môžeme konštatovať, že zvýšená prítomnosť energetických zdrojov pre pôdne

mikroorganizmy podmienila aj intenzívnejšie zabudovávanie dusíka do ich biomasy.

Zvýšená imobilizácia dusíka z pôdnych zásob sa prejavila pri oboch dávkach aplikovanej

slamy, ale s rôznou dobou trvania. Pri nižšej dávke (II. variant) sa prejavila výrazná

imobilizácia v l. týždni, ale po 2. týždni inkubácie pôdnych vzoriek došlo k vyrovnanému

stavu medzi biologickou sorpciou a uvoľňovaním dusíka mineralizáciou. Pri vyššej dávke

slamy (III. variant) prevaha imobilizácie trvala tri týždne po založení pokusu. Po tejto dobe

dochádza tiež k rovnováhe medzi imobilizáciou a mobilizáciou Nan (tab. 24). V podmienkach

stanovišťa je imobilizácia Nan žiadúca v jesennom období pred príchodom zimy.

Vo variantoch, kde spolu so slamou bol do zeminy aplikovaný aj minerálny dusík vo

forme KNO3 (IV. a V. variant), sa rozklad ďalej už nezvyšoval, dokonca respirácia

dosahovala v porovnateľných variantoch s čistou slamou o niečo nižšie hodnoty (o 4,3 a

10,6 %) (tab. 23, obr. 21). Dusík, ktorý bol použitý na úpravu pomeru C : N pôsobil na

respiráciu pôdnych mikroorganizmov skôr inhibične, čo sa potvrdilo i štatisticky (tab. 23 a,

77

23 b). Pri nižšej dávke slamy s upraveným pomerom C : N (IV. variant) zostalo priemerne

90-100 % dusíka z hnojiva nevyužitého a pri vyššej dávke slamy (V. variant) to bolo 60-

70%. Teda vo IV. variante nebolo potrebné aplikovať hnojivový dusík a postačovali pôdne

zásoby. V V. variante by bolo potrebné znížiť aplikovanú dávku na 20 mg.kg-1 zeminy,

pretože nevyužitý dusík sa javil ako ekonomicky a ekologicky neefektívny.

Prirodzená mineralizačná aktivita pôdy bola veľmi dobrá, pretože mineralizáciou sa z

pôdnych zásob uvoľnilo 30 mg Nan-kg-1 zeminy za 5 týždňov (tab. 24 variant L). Celkovo

môžeme konštatovať, že dusík nebol v tomto prípade limitujúci. Mineralizáciou organických

dusíkatých látok uvoľnený NH4+-N sa rýchlo nitrifikoval a počas celej inkubácie

predstavovala dusičnanová forma dusíka rozhodujúci podiel vNan (tab. 25). Nadmerná

nitrifikačná aktivita môže byť potenciálnym nebezpečenstvom aj pre ostatné pôdne

mikroorganizmy a akumulácia dusičnanov presahujúca 50 mg.kg-1 pôdy môže podľa Úlehlovej

(1993) zmeniť metabolizmus ostatných pôdnych mikroorganizmov. Hodnoty Nan

presahujúce uvedené množstvo sme namerali v IV. variante v piatom týždni inkubácie

pôdnych vzoriek a v V. variante už v druhom týždni, pričom tieto hodnoty sa do konca piateho

týždňa inkubácie vzoriek ešte zvýšili.

Vysoká respirácia pôdy môže byť výsledkom dobrej aktivity malého spoločenstva

pôdnych organizmov, ale tiež výsledkom slabej aktivity veľkého spoločenstva (Šantrůčková,

1993) a teda veľkosť mikrobiálnej biomasy nemusí byť v priamej korelácii s množstvom

predýchaného CO2. Dynamika zmien mikrobiálnej biomasy v priebehu laboratórneho

pokusu nebola porovnateľná s dynamikou respirácie.

Priemerné množstvo mikrobiálnej biomasy za päť týždňov inkubácie pôdnych

vzoriek bolo najvyššie v III. variante, vyrovnané v II. a IV. variante a najnižšie v I.

(kontrolnom) variante. Vysoký obsah dusičnanového dusíka v V. variante (tab. 24, 25)

78

mohol byť príčinou zníženého množstva biomasy v uvedenom variante (tab. 26). Znovu sa

potvrdilo, že pre mikroorganizmy prítomné v odobratej zemine z pokusu s bikultúrou

(kukurica -jačmeň) bol limitujúci zdroj uhlíka a energie vo forme slamy a dusík uvoľnený z

pôdnych zásob.

Podiel uhlíka biomasy pôdnych mikroorganizmov z celkového organického uhlíka [Cmic/Corg]

sa pohyboval od 1,6 do 3,5 % (obr. 22).

Metabolický kvocient (špecifická respiračná aktivita) dáva obraz o samotnej aktivite

prítomných mikroorganizmov. Vyjadruje sa ako množstvo COi vytvorené jednotkou

biomasy za l hodinu. Najvyššie metabolické kvocienty sme vypočítali po prvom týždni

inkubácie pôdnych vzoriek (obr. 23), v ktorom sa namerala aj najvyššia produkcia CO2 i

veľkosť mikrobiálnej biomasy (tab. 23 a 26). Hodnoty tohto parametra svedčia o luxusnom

príjme a spracovaní organického materiálu - „plytvaní energiou". Takýto stav sa udržal v

III. a IV. variante po celý čas inkubácie. Najefektívnejšie využili pridaný substrát

mikroorganizmy vo variante s nižšou dávkou slamy a upraveným pomerom C : N.

79

6. DISKUSIA

Intenzívne konvenčné poľnohospodárske sústavy, ktoré dosiahli vrchol svojho

rozvoja v osemdesiatych rokoch 20. storočia, zaťažujú prírodné prostredie a krajinu,

spôsobujú pokles biodiverzity, znižujú ekologickú stabilitu krajiny, jej autoregulačnú

schopnosť a zároveň sú náročné na dodatkové vstupy energie (Vergner et Barták, 1991,

Lacko - Bartošova et al., 1995, Kováč et al., 1996, Lacko - Bartošova in Demo et al., 1998).

Pre tieto nepriaznivé vplyvy sa najmä v posledných rokoch vyvíjajú rôzne alternatívy, ktoré

by tento vplyv zmiernili alebo úplne vylúčili. Alternatíva založená na princípoch

ekologického poľnohospodárstva pri nízkych vstupoch dodatkovej energie a rešpektovaní

ekologických zásad sa riešila i na experimentálnej báze SPU v Nitre na Dolnej Malante.

Základnou ideou alternatívy bolo sledovať možnosti pestovania zrnín v rôznych sústavách

rastlinnej výroby bez použitia maštaľného hnoja, ktorý mali nahradiť zaorávané pozberové

a koreňové zvyšky rastlín spolu s vyprodukovaným vedľajším produktom. Zaorávanie

zvyškov pestovaných plodín do pôdy po zbere úrody je prirodzeným mechanizmom

obohacovania orných pôd organickým uhlíkom. Tieto zvyšky sa cenia ako primárny zdroj

humusotvorného materiálu, čo možno v ekologickom poľnohospodárstve považovať za

miestny obnoviteľný zdroj (Demo et al., 1999).

Udržanie bezdeficitného stavu pôdnej organickej hmoty je podmienené rovnováhou

medzi procesmi mineralizácie a humifíkácie, pri ktorej zdroje čerstvých organických látok

úplne kryjú ich straty za určité obdobie. Význam a dôležitosť organických látok ako zdroja

uhlíka a energie pre pôdnu mikroflóru poukazuje na potrebu sledovať bilanciu pôdnej

organickej hmoty.

80

Podstatný vplyv na bilanciu organickej hmoty má podľa Jurčovej et Bieleka

(1997) a Kubicovej et Fóldešovej (1998) zložitý a rozmanitý charakter zlúčenín

pôdnej organickej hmoty, rôznorodé a pestré pôdno-klimatické podmienky a rozdielna

kvalita a kvantita rastlinných zvyškov. Jedna z možností ako sledovať bilanciu

pôdnej organickej hmoty bola vypracovaná Jurčovou et Bielekom (1997) na základe

porovnávania vstupov a výstupov organických látok do pôdy a z pôdy pomocou

jednoduchého modelu (matematickej rovnice).

Množstvo uhlíka inputovaného do pôdy rastlinnými zvyškami je značne

rozdielne a závisí predovšetkým od hmotnosti zvyškov a obsahu uhlíka v nich.

Obsah minerálnych živín v rastlinných zvyškoch závisí podľa Hanesa (1977) od

druhu pestovanej rastliny, menej od hnojenia. Rozdiely sú v nadzemných aj

podzemných orgánoch. V pozberových zvyškoch sa nachádza viac draslíka a v

koreňových viac dusíka (Jurčová et Torma, 1997). V našom pokuse bol najvyšší

input uhlíka do pôdy zvyškami kukurice na zrno so zaorávkou kôrovia od 3,67 do

4,24 t C.ha-1 a pšenice letnej f.o. so zaorávkou slamy od 3,39 do 6,85 t C.ha-1.

Podľa Jurčovej et Bieleka (1997) straty uhlíka z pôdy mineralizáciou ovplyvňuje

komplex vlastností pôdno-ekologického stanovišťa, pestovaná plodina so svojimi

nárokmi na pestovateľskú agrotechniku a dobu zotrvania danej plodiny na pozemku.

Z plodín, ktoré sa pestovali v našom pokuse, kukurica na zrno patrí do skupiny

agresívnych plodín, ktorých pestovanie má za následok zvýšenie intenzity

mineralizačných a eróznych procesov, a tým aj zvýšenie strát pôdnej organickej hmoty.

Ostatné plodiny sa hodnotia ako indiferentné, teda ich pestovanie nemá podstatný vplyv

na výšku strát pôdnej organickej hmoty.

Straty uhlíka z pôdy za sledované štvorročné obdobie boli kompenzované

inputom uhlíka z pozberových a koreňových zvyškov vo variante hnojenia PHna

81

úrovni 37,42 až 46,49 % a zapravením celého vedľajšieho produktu na 71,84 až 104,57 %

vo variante hnojenia PZ. Podobné výsledky uvádzajú i Kubicová et Fóldešová

(1998), kde pri zaoraní koreňových apozberových zvyškov spolu s vedľajším produktom

pestovaných plodín boli kompenzácie po päťročnej bilancií 88,0 % pri okopaninovom

a 98,1 % pri obilninovom osevnom postupe.

Po štvorročnej bilancii organického uhlíka sme zistili aktívnu bilanciu pôdnej

organickej hmoty iba v prípade zapravenia celého vedľajšieho produktu vo variante

hnojenia PZ na ploche s rotáciou plodín v poradí hrach - pšenica - kukurica - jačmeň (+

0,80 t C.ha-1). Na ostatných plochách s rotáciou plodín v inom poradí bola bilancia

deficitná. Kubicová et Fóldešová (1998) rovnako stanovili deficitnú bilanciu pôdnej

organickej hmoty v obilninovom (- 0,271 C.ha-1) a okopaninovom osevnom postupe (-

1,75 t C.ha-1) po päťročnom zapravovaní celého vedľajšieho produktu pestovaných

plodín. V organickej sústave hospodárenia, kde okrem inputu uhlíka pozberovými a

koreňovými zvyškami spolu s vedľajším produktom bol aplikovaný maštaľný hnoj,

zistili vysokú aktívnu bilanciu pôdnej organickej hmoty, najmä v prípade

okopaninového osevného postupu (+ 18,55 t C.ha-1).

I keď bilancia pôdnej organickej hmoty bola v jednotlivých rokoch vo väčšine

prípadov deficitná, obsah organického uhlíka (Cox) bol najvyšší v prvom roku pokusu

(1994) a po poklese v druhom roku sa v ďalších rokoch udržal na rovnakej úrovni. Po

zapravení jednak celého vedľajšieho produktu, ale aj po zapravení koreňových

apozberových zvyškov, nastalo po dvoch pokusných rokoch zvýšenie Nt. Celkový

obsah dusíka je obyčajne relatívne stabilnou vlastnosťou pôdy. Základnou podmienkou

stability celkového obsahu dusíka v pôde je stabilita prírodných a antropogénnych

podmienok v agroekosystéme. Každá zmena prírodných podmienok a spôsobu

využívania pôdy vedie k zmenám rovnováhy režimov dusíka v pôde a pri dlhšom

82

pôsobení vytvára novú úroveň stability celkového obsahu v pôde (Bielek, 1998 a).

Zvýšením obsahu celkového dusíka a miernym znížením Cox sa zúžil i pomer C : N

z hodnoty 8 - 9 : l na 5 - 6 : 1. Ide o veľkú zmenu, ktorú nemožno hodnotiť ako

priaznivú. Tento stav charakterizuje vysoký stupeň mineralizácie pozberových

zvyškov (väčšia časť uhlíka uniká respiráciou ako CO2 a dusík zostáva zabudovaný v

pôdnom systéme). Stav je možné vysvetliť nízkou energetickou využiteľnosťou pre

biosyntézy. Viacerí autori (De Ruiter et al., 1993, Aoyama et Nozawa, 1993,

Števlíková et Kopčanová, 1996) upozorňujú na to, že pri jednostrannom organickom

hnojení, ktoré poskytuje dostatok uhlíkatých a energetických zdrojov pre pôdnu

mikroflóru, dochádza k mikrobiálnej imobilizácii živín, predovšetkým dusíka a jeho

následnej stabilizácií v humusových látkach. Po dlhšom čase by táto skutočnosť

mohla viesť k nedostatočnej mobilizácií dusíka pre rastliny a prejaviť sa poklesom

úrody, čo sa zatiaľ v našom prípade neprejavilo, ale potvrdzuje to aj

poľnohospodárska prax. Z pokusov so značeným 15N vyplýva, že podiel pôdneho

dusíka na tvorbe úrody je 70 až 80 % na pôdach s vysokou úrodnosťou, na menej

úrodných pôdach 50 až 60 % a zvyšok tvorí dusík z hnojív (Růžek, 1993).

Zvýšenie celkového dusíka možno však považovať i za prechodný stav, pretože

intenzita remineralizácie dusíkatých zlúčenín odumretej mikrobiálnej plazmy je závislá

od formy, v akej sa imobilizovaný dusík nachádzal, aj keď väčšinou ide o

ľahkoroziožiteľné zlúčeniny. Podľa Nováka (1993) rozhodujúca časť dusíka dostupného

rastlinám pochádza práve z mineralizácie mikrobiálnej biomasy a obrat dusíka z

odumretých mikrobiálnych buniek je asi 5 ráz rýchlejší než obrat ostatného pôdneho

dusíka.

Zapravenie vedľajšieho produktu predplodiny je jednou z možností väčšej

väzby pohyblivých foriem dusíka v pôde, a tým aj ochrany podzemných vôd.

Takéto

83

východisko treba využiť na piesočnatých pôdach, na ktorých sa podľa Bieleka (1997) z

jesennej aplikácie N stráca v zimnom období až 80 %.

Organicky viazaný dusík tvorí rozhodujúcu časť dusíka v pôde (95 až 98 %) a

relatívne malý podiel pripadá na anorganický dusík. Autori uvádzajú rôzny rozsah

hodnôt anorganického dusíka, napr. Vostal (1983) 0,8 až 2,3 % a Bielek (1984) 3,5 %.

Obidve formy sú v pôde v dialektickej jednote v dôsledku simultánne a protichodne

prebiehajúcich procesov mineralizácie organického dusíka a imobilizácie minerálneho

dusíka. Ročne sa priemerne zmineralizuje l až 3 % z celkového obsahu dusíka v pôde

(Bielek, 1998 a), čo predstavuje 25 až 150 kg N.ha-1. Bízik et Balogh (1994) odhadujú, že

sa podľa priebehu poveternosti v najhorších podmienkach uvoľní 25 až 50 kg N. ha-1, v

najlepších 90 až 150 kg N.ha-1. Množstvo zmineralizovaného dusíka závisí najmä od

podielu tzv. hydrolyzovateľného dusíka, ktorý tvorí 52 až 84 % celkového dusíka

(Bízik, 1989, Bielek, 1998 a). Ide o frakciu dusíka, ktorú tvoria ľahko (resp. ľahšie)

rozložiteľné organické dusíkaté látky a považuje sa za rozhodujúcu potenciálnu zásobu

dusíka pre zabezpečenie dusíkatej výživy rastlín.

Bielek et al., 1985 a Matuškova, 1987 (cit. Bielek, 1998 a) zovšeobecnili údaje o

vnútornej štruktúre organických foriem dusíka v rôznych pôdach a dospeli k relatívne

tesnej lineárnej korelácií (r = 0,825) medzi obsahom hydrolyzovateľného dusíka a

celkovým obsahom dusíka. Podľa nich každé zvýšenie celkového dusíka o jednu

jednotku vyvoláva priemerné zvýšenie obsahu hydrolyzovateľného dusíka o 0,39

jednotiek. Na základe toho zostavili rovnicu, podľa ktorej je možné odvodiť priemerný

obsah hydrolyzovateľného dusíka pre ľubovolné pôdno-ekologické stanovište. Podľa

tejto rovnice bol v našom pokuse obsah hydrolyzovateľného dusíka v rokoch 1994 až

1997 nasledovný: 966,08, 975,83, l 184,48 a l 168,88 mg.kg-1, čo predstavuje

84

v prepočte na kg.ha-1 do hĺbky 0,3 m obrovskú potenciálnu zásobu (4 347,36, 4 391,24, 5

330,16 a 5 259,96).

Fecenko (1994), Števlíková et Kopčanová (1995) porovnávali množstvo dusíka

uvoľneného pri stanovení inkubačnou metódou (Nbiol) spolu s Nan stanoveným

bezprostredne po odbere pôdnych vzoriek s množstvom ľahkohydrolyzovateľného

dusíka (NĽH) (stanoveného alkalickou hydrolýzou). Došli k záveru, že hodnota tohto

súčtu (Nan + Nbiol) predstavuje približne 30 % NĽH- Pre pôdny typ hnedozem

pseudoglejová, s ktorou autori pracovali, je to 60 až 70 kg N uvoľneného z pôdnych

zásob. V rovnakom pôdnom type sme i my stanovili 74 až 90 kg.ha-1 uvoľneného

dusíka do hĺbky 0,3 m. Podľa týchto výsledkov podiel ľahkohydrolyzovateľného

dusíka z Nt predstavuje 2,74 až 4,59 %. Kováčik (1994) stanovil v rovnakom pôdnom

type pod porastom sladovníckeho jačmeňa v hĺbke 0,0 až 0,3 m 117,7 mg.kg-1

ľahkohydrolyzovateľného dusíka, čo v danom prípade predstavovalo hodnotu 6,5 % z

Nt.

Stanovenie množstva potenciálne mineralizovateľného dusíka možno pokladať za

dôležitú informáciu pre optimalizáciu hnojenia rastlín. Predpokladom je voľba buď jednej

optimálnej metódy alebo kombinácia viacerých metód. Bízik (1989) podrobne popisuje

výhody a nevýhody používaných metód a rozdeľuj e ich na chemické, biologické a na

metódy elektroultrafiltrácie, ktoré sa začali používať v posledných rokoch.

Chemické metódy majú oproti biologickým prednosti v rýchlosti a

reprodukovateľnosti výsledkov. Nevýhodou je, že chemické reagencie rozkladajúce

organické zlúčeniny dusíka nemôžu simulovať činnosť pôdnych mikroorganizmov a

selektívne uvoľňovať frakcie pôdneho dusíka. Tieto metódy sa uprednostňujú pre

výpočet dávok priemyselných hnojív vtedy, keď je potrebné získať údaje v čo

85

najkratšom čase. Z biologických metód je najviac rozšírená metóda aeróbnej inkubácie,

ktorá stanovuje naakumulovaný Nan po niekoľkodňovej inkubácií navlhčenej zeminy v

termostate. Rôzni autori ju používajú v rozdielnom metodickom prevedení (Kenney et

Bremner, 1966, Standford et Smith, 1972, Kopčanová et al., 1975, Vaněk, 1977,

Števlíková, 1995 a i.). Biologické metódy sa v praxi pre stanovenie dávok N zatiaľ menej

používajú, a to z dôvodu dlhej kultivácie a vyšších prevádzkových nákladov. Sú však

nenahraditeľné pri štúdiu mineralizačných a imobilizačných procesov v pôde.

Pavlíková et al. (1992) testovali v laboratórnych podmienkach desať metód na

stanovenie obsahu mineralizovateľného dusíka v pôde (chemické, biologické i metódy

elektroultrafiltrácie). Doporučujú použiť aeróbnu inkubáciu s pieskom v trvaní 7 dní a z

chemických metód extrakciu zemín 0,01 M roztokom NaHCO3 a 0,01 M roztokom CaCl2.

Avšak využitie uvedených chemických metód si vyžaduje špeciálne vybavenie laboratórií.

V štruktúre premien a pohybu dusíka v pôde majú ústredné a najvýznamnejšie

postavenie najmä procesy mineralizácie a následnej nitrifikácie. Do pôdy sa dusík dostáva

z ovzdušia (depozíciou a biologickou fixáciou) a hnojením. Množstvo uvoľneného

amoniaku závisí od mineralizačno-imobilizačných vzťahov, pričom amonizačná

mikroflóra uvoľní iba také množstvo dusíka, ktoré nie je schopná zabudovať do svojho

tela. Preto v uvedenej súvislosti je dôležité aj množstvo a chemické zloženie prítomných

uhlíkatých a energetických zdrojov (pomer C : N) a z ekologických podmienok vlhkosť,

dostatočná teplota, pH, dostatok zdrojov organického uhlíka a nie veľmi extrémna

fyzikálna štruktúra pôdneho prostredia a zhoršené chemické vlastnosti (acidifikácia,

znečistenie a zasolenie) pôdy (Marendiak et al., 1987, Paul et Clark, 1989, Bízik, 1989,

Števlíková et Kopčanová, 1994, Bielek, 1998 a, b).

86

Množstvá anorganického dusíka (NH4+- N + NO3

- - N) v jarnom období rokov

1994 až 1996 boli pomerne nízke s hodnotami od 1,56 do 5,81 mg.kg-1 zeminy, čo

podľa Baiera et Baierovej (1987) predstavuje veľmi malú zásobu N. V štvrtom

pokusnom roku boli namerané hodnoty vyššie a vyrovnanejšie (4,63 až 6,79 mg.kg-1

zeminy) ako v prvých troch rokoch, čo však ešte stále podľa tohto hodnotenia

predstavuje iba malú zásobu N.

V priebehu vegetačného obdobia sa vyskytujú výkyvy mikrobiologickej aktivity vo

väčších časových úsekoch. Ovplyvňujú ich najmä klimatické zmeny a zmeny

fyzikálno-chemických vlastností stanovišťa. Z klimatických faktorov sú najdôležitejšie

teplota a zrážky, ich množstvo a rozdelenie počas roka, ďalej živiny v organickej i

anorganickej podobe, prevzdušňovanie pôdy agrotechnickými zásahmi a koreňové

výlučky rastlín. V našich podmienkach sa dlhodobé výkyvy (sezónne zmeny) prejavili v

podobe jarného a jesenného maxima a letného a zimného minima početnosti a aktivity

mikroorganizmov. Jarné maximum prevyšovalo jesenné a zimné minimum bolo hlbšie

ako letné.

Obsah anorganického dusíka poskytuje aktuálne informácie o zásobe prijateľného

dusíka v pôde, ale s ohľadom na značnú dynamiku premien N v pôdnom prostredí majú

príslušné hnojárske doporučenia obmedzenú platnosť a nie je možné ich použiť dlhšiu

dobu (Pavlíková et al., 1992). Preto pri hodnotení mineralizačného potenciálu pôd

pri danom odbere pôdnej vzorky je potrebné okrem obsahu Nan brať do úvahy i obsah

mineralizovateľného dusíka (Nbiol). Ide o dusík, ktorý sa v priebehu vegetácie uvoľní

mineralizačnými procesmi z pôdnych zásob činnosťou mikroorganizmov. O tom, že súčet

Nan + Nboil dáva prehľad o možnosti pôd zásobovať rastliny dusíkom, potvrdzujú priaznivé

korelačné vzťahy medzi uvedenou hodnotou a výnosom plodín a tiež odberom dusíka

rastlinami. Pre praktické využitie týchto

87

údajov doporučujú autori Vaněk et al. (1995, 1997), Števlíková et al. (1999) hodnotiť

skorý jarný alebo neskorý jesenný odber. Toto má svoje opodstatnenie, pretože v

priebehu vegetácie do bilancie zasahuje pestovaná plodina, hnojenie, priebeh počasia,

príp. aplikácia biostimulátorov. Mineralizačný potenciál pôd zjarných a jesenných

odberov je uvedený na obrázkoch 13 až 20. V prvých dvoch rokoch pokusu bol

mineralizačný potenciál pôd v jarnom a jesennom období takmer zhodný, v priemere od

60 do 100 kg N.ha-1 (obr. 13 až 16). Výrazný pokles potenciálu nastal v jarnom odbere

roku 1996 (obr. 17), kde sa dosiahli hodnoty 33 až 65 kg N.ha-1. V jesennom odbere roku

1996 (obr. 18) a taktiež v jarnom i jesennom odbere roku 1997 (obr. 19 a 20) sa hodnoty

mierne zvýšili, priemerne na 50 až 90 kg N.ha-1. Vo všetkých rokoch pokusu boli

vyššie hodnoty mineralizačného potenciálu pôd, najmä v jesenných odberoch pod

hrachom, čo sa zhoduje s výsledkami Vaněka et al. (1997). Táto skutočnosť

poukazuje na priaznivé pôsobenie bôbovitých rastlín, ktoré treba využiť v rámci

udržateľného rozvoja a rentability rastlinnej výroby.

Džatko et al. (1976) hodnotili produkčný potenciál pôd metódou bodovej

hodnoty. Metóda umožňuje na základe porovnania pôdneho typu a subtypu,

pôdotvorného substrátu, zrnitosti pôdy, svahovitosti, skeletovitosti, hĺbky pôdy a

klimatického regiónu vypočítať pre ľubovoľné pôdno-ekologické stanovište bodovú

hodnotu relatívnej bonity ako koncentrovaný údaj o jeho vlastnostiach (Soil Quality

Index používaný v zahraničí). Bodové hodnoty relatívnej bonity sú pre celú výmeru

poľnohospodárskych pôd SR uvedené v Grafickom informačnom systéme o pôdach SR.

Tieto údaje využil Bielek (1998 a, b) pre odvodenie rovnice, ktorá reprezentuje vzťah

medzi bodovými hodnotami nehnojených pôd a im odpovedajúcim intenzitám

mineralizácie dusíka. Toto umožňuje vypočítať intenzitu mineralizácie dusíka

88

ľubovoľného pôdno-ekologického stanovišťa Slovenska, ak poznáme jeho bodovú

hodnotu.

Podľa priemerných intenzít mineralizácie dusíka v pôde nehnojených variantov

stanovených modifikovanou inkubačnou metódou podľa Bieleka (1998 a) možno

pôdno-ekologické stanovišťa Slovenska rozdeliť do troch skupín:

- s nízkou intenzitou mineralizácie dusíka (do 2,1 mg Nan.kg-1 za 14 dní)

- so strednou intenzitou mineralizácie dusíka (od 2,1 do 2,7 mg Nan.kg-1 za 14 dní)

- s vysokou intenzitou mineralizácie dusíka (nad 2,7 mg Nan .kg"1 za 14 dní)

Hodnoty anorganického dusíka (Nan) z nehnojeného variantu bikultúry jačmeňa

jarného v laboratórnom pokuse potvrdzujú, že hnedozem pokusnej bázy SPU Nitra -

Dolná Malanta patrí medzi pôdy s vysokou potenciálnou intenzitou mineralizácie, čo

treba zvážiť pri určovaní dávky dusíka k zapravovaným zvyškom. Pri voľbe formy dusíka

treba zohľadniť i dobrú nitrifikačnú schopnosť pôdy.

Fecenko (1994) ani v konvenčnej a ani v alternatívnej sústave hospodárenia nezistil

súlad medzi intenzitami mobilizácie dusíka a potrebami rastlín na ich výživu dusíkom.

Túto skutočnosť vysvetľuje dominujúcim vplyvom permanentných zmien počasia, a

tým aj permanentne pulzujúcimi podmienkami pre sprístupňovanie dusíka v pôde.

Števlíková et Kopčanová (1996) dodávajú, že priemerné obsahy Nan v pôde nie sú príliš

rozdielne pri porovnávaní konvenčnej s alternatívnou sústavou hospodárenia. Sú citeľne

ovplyvňované najmä pestovanou plodinou.

Stanovenie množstva biomasy pôdnych mikroorganizmov má pre

poľnohospodársku prax nesmierny význam, pretože v biomase je viazané

(imobilizované) veľké množstvo živín, ktoré sa po odumretí a lyže časti mikroflóry

uvoľňujú pre rastliny alebo sa zúčastňujú na syntéze humusu. Zároveň pri vypočítavaní

dávky hnojív (najmä priemyselných) je potrebné počítať aj s výživou pôdnych

89

mikroorganizmov, ktoré konkurujú rastlinám v odčerpávaní dostupných živín z pôdy a

tiež sa podloží i nevyhnutnosť vkladov určitého množstva organických látok ako zdroja

uhlíka a energie pre zachovanie existujúcej mikrobiocenózy v pôde (Marendiak et al.,

1987, Števlíková et Kopčanová, 1994, Števlíková in Ložek et al., 1998).

Biomasa pôdnych mikroorganizmov môže byť ovplyvňovaná viacerými

faktormi, pričom medzi najdôležitejšie patria zrnitostné zloženie a štruktúra pôdy,

spôsob obrábania, hnojenia, obhospodarovania pôdy a tiež sezónne zmeny.

Správna sústava obrábania pôdy so zreteľom na pôdno - klimatické pomery a

osevne postupy podporuje činnosť a rozvoj pôdnej mikroflóry. Konvenčný spôsob

obrábania stimuluje mikrobiálnu aktivitu v híbke podornice, naopak redukované a

bezorbové spracovanie podporuje aktivitu na alebo blízko povrchu (Granatstein et al.,

1987, Paul et Clark, 1989, Curci et al., 1997, Bujnovský et Juráni, 1999). Mikrobiálna

biomasa veľmi citlivo reaguje na zmeny spôsobu obrábania alebo na jednotlivé zásahy v

rámci pestovania plodín. V literatúre sú údaje autorov, ktorí dlhodobo sledovali

niektoré parametre biologickej aktivity pôdy. Podľa práce Kandelera et al. (1999 a),

ktorí sledovali vplyv konvenčného, redukovaného a minimálneho spôsobu obrábania na

enzýmovú aktivitu, mikrobiálnu biomasu, mineralizáciu dusíka a potenciálnu mtrifikáciu,

bola v konvenčné obrábaných pôdach aktivita mikroorganizmov preukazne vyššia v 0,2

až 0,3 m vrstve a pri redukovanom a minimálnom obrábaní zasa v povrchových

vrstvách pôdy. V našom pokuse sa tieto skutočnosti neoverovali, pretože vzorky boli

odoberané iba z plôch, ktoré boli obrábané konvenčným spôsobom (B1).

Množstvo mikrobiálnej biomasy je výrazne ovplyvňované rastlinnými

spoločenstvami. Podľa výsledkov Šantrůčkovej (1988) sa priemerná mikrobiálna

biomasa znižovala v poradí: lúka (604 µg C.g-1) - les (485 µg C.g-1) - pole (468 µg C.g-1)

90

- úhor (416 µg C.g-1) a podľa Folleta et Schimela (1989) v poradí trávnik > úhor >

nastielanie zvyškami predplodiny > orba. Podľa našich výsledkov bola priemerná

hodnota mikrobiálnej biomasy na ornej pôde 166,13 až 295,32 µg C.g-1 zeminy.

Agroekosystémy v porovnaní s prírodnými ekosystémami pôsobia na pôdu

jednostranne a obyčajne porušujú rovnováhu prírodného prostredia, čím klesá ich

stabilita a to jednostranným odčerpávaním živín, rozširovaním chorôb a škodcov

viazaných na určité rastliny, odsunom organickej hmoty z poľnohospodárskej

sústavy (Černuško in Ložek et al., 1998). Stabilita sústavy sa dá zabezpečiť

dostatočným prísunom organickej hmoty pozberovými zvyškami a organickými

hnojivami. Zvýšenie mikrobiálnej biomasy vplyvom dlhodobej aplikácie maštaľného

hnoja a NPK prezentovali Mikanová et al. (1996). Vzhľadom k vysokej

variabilite výsledkov rozdiely neboli štatisticky preukazné v porovnaní s nehnojenými

plochami.

Niektorí autori (Šantrůčková, 1988, Paul et Clark, 1989, Černuško in Ložek et

al., 1998) upozorňujú na problémy, ktoré nastávajú pri zvýšenej koncentrácií niektorých

plodín v osevnom postupe alebo pri ich pestovaní v monokultúre. Viacročný prísun

organickej hmoty rovnakého zloženia spôsobuje potláčanie niektorých

významných skupín mikroorganizmov ako aj intenzívnejší rozvoj iných skupín,

čím je narušená rovnováha v druhovom zastúpení.

V našom pokuse sme najviac uhlíka biomasy (Cmic) stanovili pod pšenicou

(242,34 mg C.kg-1 zeminy) a najmenej pod jačmeňom (213,95 mg C.kg-1 zeminy), ale

rozdiely neboli štatisticky preukazné.

Spôsob hnojenia, pri ktorom bol okrem koreňových a pozberových zvyškov

zapravený celý vedľajší produkt pestovaných plodín (variant PZ) mal štatisticky

preukazný vplyv (a = 0,05) na veľkosť biomasy pôdnych mikroorganizmov.

Priemerná hodnota Cmic pri hnojení PZ bola 238,12 a PH 217,11 mg.kg-1 suš.

zeminy.

91

Salinas-Garcia et al. (1997) uvádzajú, že v poľnohospodárskych pôdach je pre

mikroorganizmy obyčajne limitujúcim faktorom uhlík a účinok dusíkatého hnojenia

sa prejavuje nepriamo cez vstup uhlíka. Toto sa potvrdilo i v našom laboratórnom

pokuse, kde najvyššie priemerné množstvo biomasy mikroorganizmov (293,7 mg

C.kg-1 zeminy) sme stanovili vo variante, v ktorom sme k zemine aplikovali vyššiu

dávku slamy (III. variant). Naproti tomu v V. variante, kde sme k tejto dávke slamy

pridali dusík a upravili pomer C : N, sme stanovili v priemere iba 250,7 mg Cmic.kg-1

zeminy.

Kopčanová et al. (1994) na hnedozemi pseudoglejovej zaznamenali

vplyvom dlhodobého hnojenia priemyselnými hnojivami bez dostatočného návratu

organickej hmoty zmeny v početnosti, skladbe a činnosti komplexnej

mikrobiocenózy. Podobne Beyer et al. (1999) uvádzajú, že nízka hladina

organického uhlíka, ktorá bola zapríčinená intenzívnou kultiváciou počas

posledných 20 rokov, negatívne ovplyvnila mikrobiálne spoločenstvá. Jednostranný

rozvoj niektorých skupín mikroorganizmov a zníženie pestrosti mikrobiologických

procesov vplyvom antropogénnych zásahov uvádzajú i autori Růžek et al. (1999).

Biomasu mikroorganizmov a ich aktivitu výrazne ovplyvňujú aj sezónne

zmeny v priebehu roka. Z grafického zobrazenia priemerného množstva Cmic a

priemernej mesačnej teploty, priemerného množstva Cmic a vlhkosti pôdy v jednotlivých

odberoch, vyplýva súvislosť medzi biomasou mikroorganizmov a týmito faktormi.

Sezónne zmeny vonkajších podmienok podľa Mc Gilla et al. (1986) kontrolujú

dynamiku biomasy krátkodobo, čo potvrdzujú nepreukazné rozdiely medzi

jednotlivými odbermi. Preukaznosť v zmenách veľkosti biomasy ovplyvnili pokusné

roky, teda dlhšie časové úseky.

Viacerí autori (Insam et al., 1989, Elhottová et al., 1998, Krištůfek et Šimek,

1998) odporúčajú pri porovnávaní širokej škály pôd v rôznych rokoch, odstrániť vplyv

92

vonkajších faktorov v dobe odberu pôdnych vzoriek. Vzorky treba odobrať skoro na jar a

uskladňovať ich vo vlhkom stave pri 4 °C najmenej 2 mesiace.

Autori ako Sparling (1992), Tesarová (1992), Šantrůčková (1988, 1993),

Bujnovský et Juráni (1999) navrhujú pri monitorovaní pôdnej organickej hmoty

používať ukazovateľ percentuálny podiel uhlíka biomasy pôdnych mikroorganizmov z

celkového organického uhlíka [Cmic/Corg]. Pri hodnotení vplyvu vonkajších faktorov je tento

ukazovateľ citlivejším indexom ako samotné hodnoty Cmic a Corg. V našom pokuse, v

ktorom sa výrazne nemenil obsah organického uhlíka vplyvom zapravenia celého

vedľajšieho produktu pestovaných plodín, sa nemenil ani podiel [Cmic/Corg]. Tento

ukazovateľ neovplyvnil spôsob hnojenia, aj keď pri hnojení PZ bola priemerná hodnota

[Cmic/Corg] o niečo vyššia (2,64 %) ako PH (2,45 %).

Podiel [Cmic/Corg] závisí od typu ekosystému. V lesných ekosystémoch sa

pohybuje od 0,5 do 0,9 %, v agroekosystémoch od 0,3 do 4,8 % a v lúčnych

ekosystémoch od 1,3 do 4,6 %. Naše výsledky sa zhodujú s výsledkami, ktoré uvádzajú

Tesařová (1992) a Růžek (1995). V pôdach prirodzených ekosystémov a

agroekosystémov sa mikrobiálny uhlík koncentruje prevažne v biomase mikromycét,

ktoré sa významne podieľajú na tvorbe pôdnej štruktúry.

Množstvo, obrat a aktivita mikroorganizmov súvisia s množstvom dostupných

zdrojov výživy a energie. Pôdy bohaté na organické látky (humus, rastlinné zvyšky,

organické hnojivá) budú obsahovať viac mikroorganizmov, ktoré budú aktívnejšie vo

svojich životných prejavoch. S ich aktivitou súvisí premena organických látok spojená s

uvoľňovaním živín pre rastliny, ale aj syntéza humusu, ďalej premena anorganických

zlúčenín, produkcia fyziologicky aktívnych látok, detoxikácia pôdneho prostredia a

tvorba pôdnej štruktúry (Tesařová, 1992, Kopčanová et Števlíková, 1994 a i.). V

suchom a polosuchom podnebí Pakistanu sledovali Mahmood et al. (1997) sezónne

93

zmeny mikrobiálnej biomasy a dostupnosti uhlíka v pôde pod zavlažovaným osevným

systémom pšenica - kukurica. V pokuse bolo posledných 10 rokov použité hnojenie

priemyselne vyrábanou močovinou v dávke 100 a 200 kg N.ha-1.rok-1 a maštaľným

hnojom 16 a 32 t.ha-1rok-1. Nehnojený variant slúžil ako kontrola. Podľa ich výsledkov je

zrejmé, že obrat biomasy pôdnych mikroorganizmov závisí od hnojenia. V

nehnojenej kontrole bol obrat biomasy 2,5 ráz nižší ako pri hnojení maštaľným hnojom v

dávke 32 t.ha-1.rok-1 a takmer 1,6 ráz nižší ako pri hnojení maštaľným hnojom dávkou 16

t.ha-1rok-1 a hnojení močovinou v obidvoch dávkach. V našom pokuse bol obrat

biomasy mikroorganizmov pri hnojení PZ o niečo vyšší (2,03.vegetačné obdobie-1) ako pri

hnojení PH (l,74.vegetačné obdobie-1).

Podľa Kandelera et al. (1999 a) obrat biomasy mikroorganizmov ovplyvňuje aj

spôsob obrábania. V ich pokusoch bol obrat biomasy preukazne nižší pri minimálnom

obrábaní (0,99.rok-1) ako pri konvenčnom obrábaní (l,5.rok-1).

Hodnotenie biologického potenciálu pôd, a tým i posudzovanie systémov

obhospodarovania, naráža v mikrobiologickej praxi na vážnejšie problémy v súvislosti s

výberom a použitím vhodných (t.j. aj dostupných) biologických indikátorov na jej

sledovanie. V súčasnej dobe to patrí k zásadným, trvalo aktuálnym a súčasne i veľmi

ťažkým úlohám pôdnej mikrobiológie (Vakula et al., 1997, Růžek, 1999, Tesařová et

Hlušek, 1999).

Kolektív autorov Růžek et al. (1995), Růžek et Voříšek (1997), Škoda et al.

(1997), Růžek et al. (1999) sa snažia o vytvorenie určitých metodických postupov

„bioindikácie pôdnej úrodnosti" pomocou empirického matematického modelu. Autori

používajú model na posúdenie dopadu antropogénnych aktivít na biologickú zložku a

hodnotenie mikrobiálneho oživenia orničnej vrstvy pôdy po rekuliváciách. Ako

parametre matematického modelu využívajú Cox, Nt, percentuálny podiel častíc 0,200 až

94

2,000 mm a častíc < 0,002 mm, C : N, farebný koeficient Q4/6, pHH2O a pHKCl. Škoda in

Škoda et al. (1997) stanovuje veľkosť biomasy a mineralizačnú aktivitu celého

mikróbneho spoločenstva v čerstvých odobratých pôdnych vzorkách a počas ich

inkubácie, pričom sleduje tieto parametre: respiračná rýchlosť, potenciálna respiračná

odpoveď na pridanie glukózy, špecifická respiračná rýchlosť (metabolický kvocient) a

kapacita spoločenstva využiť ľahko dostupný substrát pre syntézu novej mikrobiálnej

biomasy.

Ďalším metodickým postupom je sledovanie aktivity mikroorganizmov cez procesy

kolobehu N. Ide o bazálnu a potenciálnu mineralizáciu (s peptónom alebo arginínom) a o

bazálnu a potenciálnu nitrifikáciu [so (NH4)2SO4], prípadne stanovenie vybraných

enzýmových aktivít z kolobehov C, N, P (Šíša et al., 1997). Šantrůčková (2000)

navrhuje pri štúdiu úloh pôdnych živočíchov a mikroorganizmov v procesoch premeny

uhlíka a štúdiu interakcií rastlina - mikroorganizmus využiť zmenu izotopového

zloženia (13C).

Len veľmi širokým spektrom metód indikujúcich biologickú aktivitu pôdy v

mineralizačnej, solubilizačnej a enzýmovej oblasti je možné dospieť k

akceptovateľným výsledkom. Prioritu v tomto smere majú štúdie monitorovacieho

charakteru, ktoré vychádzajú z dlhšieho časového úseku zo stálych, dobre

definovaných, reprezentatívnych lokalít a stabilného súboru postupov merania.

Dôležitou zásadou však zostáva, že všetky biologické vlastnosti je potrebné

posudzovať komplexne v súlade s fyzikálnymi a chemickými vlastnosťami daného

stanovišťa.

Komplexné posúdenie celej problematiky, a to nielen v našich podmienkach, si

vyžaduje ďalšie podrobné sledovanie.

95

7. ZÁVERY

Na základe celkového hodnotenia výsledkov z tetrakultúry, zo

stacionárneho pokusu Nitra - Dolná Malanta v priebehu rokov 1994 až 1997

sme dospeli k nasledujúcim záverom:

1. Hnedozem pokusnej bázy mala nízku až strednú zásobu organických látok, ktorá sa

pohybovala v priebehu pokusných rokov v jednotlivých variantoch od 1,17 do 1,40 %.

Zapravenie jednak koreňových a pozberových zvyškov, ale aj celého vedľajšieho

produktu pestovaných plodín, zvýšilo preukazne obsah Nt z hodnoty 0,139 až 0,154 %

na hodnotu 0,195 až 0,207 % už po dvoch rokoch. V ďalších dvoch pokusných

rokoch hodnoty Nt zostali takmer na rovnakej úrovni. Zvýšením obsahu Nt a

miernym znížením Cox sa zúžil i pomer C : N z hodnoty 8 - 9 : l na hodnotu 5 - 6 : l,

pričom tento stav nemožno hodnotiť ako priaznivý.

2. Aktívna bilancia pôdnej organickej hmoty + 0,80 t C.ha-1 sa dosiahla iba v prípade

zapravenia celého vedľajšieho produktu (variant hnojenia PZ) na parcele s rotáciou

plodín v poradí - hrach, pšenica, kukurica a jačmeň. Na ostatných parcelách, s iným

poradím plodín v rotácii, bola bilancia deficitná. Najvyšší input uhlíka do pôdy bol

zvyškami kukurice na zrno so zaorávkou kôrovia (3,67 až 4,24 t C.ha-1) a pšenice

letnej f.o. so zaorávkou slamy (3,39 až 6,851 C.ha-1).

3. Množstvá Nan v pôdnych vzorkách na začiatku vegetácie boli po všetkých

predplodinách v prvých troch rokoch pokusu pomerne nízke (1,61 až 5,81 mg.kg-1

zeminy) bez rozdielov medzi hnojeniami PH a PZ. V štvrtom pokusnom roku sa

vplyvom skorého nástupu jari a vhodných klimatických podmienok hodnoty mierne

zvýšili na 4,63 až 6,79 mg.kg-1 zeminy. Dynamiku Nan v priebehu vegetačného

obdobia najviac ovplyvnila rôzna intenzita hnojenia priemyselnými hnojivami

96

k jednotlivým plodinám a priebeh klimatických podmienok. Najvyšší obsah Nan bol pod

kukuricou (13,21 mg.kg-1) a najnižší pod pšenicou (5,17 mg.kg-1), potvrdené

štatisticky preukaznými rozdielmi. Priebeh poveternostných podmienok bol v

každom pokusnom roku iný a rozdiely medzi mesiacmi v daných rokoch sa pri

štatistickom hodnotení štvorročných výsledkov dostatočne neprejavili. Možno však

konštatovať, že dynamika Nan mala charakteristický priebeh s výrazným jarným a

jesenným maximom a letným minimom. Bez preukazného vplyvu zostali pokusný rok

a hnojenie (zapravenie vedľajšieho produktu pestovaných plodín).

4. Obsah Nbiol vysoko preukazne ovplyvnil pokusný rok. Stabilizáciou organických N-

látok do pôdnej organickej hmoty sa zvýšil Nt a znížil Nbiol (1996). Na zmeny v

množstve Nbiol vplýval termín odberu pôdnych vzoriek, ale bez preukazného

vplyvu zostalo hnojenie a plodiny.

5. Intenzita nitrifikácie bola štatisticky preukazne najnižšia v roku 1996, čo korelovalo s

množstvom Nbiol.Vyššia nitrifikácia bola zaznamenaná pod hrachom (11,90

mg.kg-1 zeminy) a nižšia pod pšenicou (9,94 mg.kg-1 zeminy), ale rozdiely sa

štatisticky nepotvrdili. Rovnako bez preukazného vplyvu zostalo hnojenie a plodiny.

6. Veľkosť mikrobiálnej biomasy ovplyvnilo zapravenie vedľajšieho produktu

pestovaných plodín - variant hnojenia PZ, čo sa potvrdilo i štatisticky (P = 0,05).

Štatistické hodnotenie výsledkov potvrdilo aj vysokú preukaznosť závislosti

veľkosti biomasy mikroorganizmov od pokusných rokov. Najvyššie hodnoty boli

zaznamenané v roku 1996, kedy došlo i zvýšeniu obsahu Nt. Plodiny a termín

odberu pôdnych vzoriek zostali bez preukazného vplyvu.

7. Percentuálny podiel uhlíka biomasy pôdnych mikroorganizmov z celkového

organického uhlíka [Cmic/Corg] neovplyvnili plodiny, ale na rozdiel od biomasy

97

mikroorganizmov ani hnojenie. Výraznejšie tento ukazovateľ ovplyvnil pokusný rok a

termín odberu pôdnych vzoriek.

Z výsledkov hodnotenia mineralizačnej aktivity pôdy, pri rôznej

kvantitatívnej úrovni zapravených zvyškov jačmeňa jarného z bikultúry

vyplynuli nasledovné závery:

1. Prídavok organickej hmoty vo forme vedľajšieho produktu jačmeňa jarného (slamy)

zvýšil respiráciu pôdnych mikroorganizmov. Pri porovnaní s kontrolným variantom,

nižšia dávky slamy (II. variant) zvýšila za 35 dní inkubácie pôdnych vzoriek

respiráciu o 50 % a vyššia dávka slamy (III. variant) o 150 %. Vo variantoch, kde bol k

nižšej a vyššej dávke slamy aplikovaný aj minerálny dusík na úpravu pomeru C : N (IV.

a V. variant), sa rozklad ďalej už nezvyšoval a respirácia dosahovala v

porovnateľných variantoch so slamou o niečo nižšie hodnoty (o 4,3 a 10,6 %).

Dusík použitý na úpravu pomeru C : N pôsobil na respiráciu skôr inhibične, čo sa

potvrdilo i štatisticky. Na základe hodnôt metabolického kvocientu možno

konštatovať, že najefektívnejšie využili pridaný substrát mikroorganizmy vo variante s

nižšou dávkou slamy a upraveným pomerom C : N.

2. Priemerné množstvo mikrobiálnej biomasy bolo za 5 týždňov inkubácie pôdnych

vzoriek najvyššie v III. variante (293,7 mg.kg-1 zeminy), vyrovnané v II. a IV.

variante a najnižšie v kontrolnom (I.) variante. Vysoký obsah dusičnanového dusíka v

V. variante mohol byť príčinou zníženého množstva biomasy mikroorganizmov

(250,7 mg C.kg-1 zeminy).

3. Prítomnosť energetických zdrojov vo forme slamy podmienila i zvýšenú imobilizáciu

dusíka do biomasy mikroorganizmov. Pri nižšej dávke slamy (II. variant) trvala

zvýšená imobilizácia jeden týždeň a následne došlo k vyrovnaniu stavu medzi

98

biologickou sorpciou a uvoľňovaním dusíka mineralizáciou. Pri vyššej dávke slamy

(III. variant) prevaha imobilizácie trvala 3 týždne. Vo variantoch s aplikáciou slamy a

upravením pomeru C : N bolo pridanie dusíka nadmerné. Aplikovaný dusík bol

využitý len na 0 - 10 % pri nižšej dávke slamy a na 30 - 40 % pri vyššej dávke

slamy. Nevyužitý aplikovaný dusík sa javil ako ekologicky i ekonomicky neefektívny.

4. Prirodzenú mineralizačnú aktivitu vyjadrenú množstvom Nan.kg-1 zeminy v

kontrolnom variante hodnotíme ako veľmi dobrú, pretože mineralizáciou sa z

pôdnych zásob uvoľnilo za 5 týždňov 30 mg Nan-kg-1 zeminy. Pritom treba

zdôrazniť, že išlo o nehnojený variant. Mineralizačnú aktivitu ovplyvnili prítomnosť

uhlíkatých a energetických zdrojov pre pôdnu mikroflóru a dusík uvoľnený z

pôdnych zásob. Pri voľbe formy dusíka na úpravu pomeru C : N treba zohľadniť aj

dobrú nitrifikačnú schopnosť pôdy.

99

8. PRÍNOSY A ODPORÚČANIA PRE ĎALŠIU VEDECKÚ A

POĽNOHOSPODÁRSKU PRAX

Prioritným cieľom pestovateľskej aktivity človeka je dosahovanie dostatočnej a

ekonomicky konkurencie schopnej rastlinnej produkcie. Rastúca hustota osídlenia a

limitovaná výmera pôdy vhodnej pre pestovanie plodín menili postoj človeka k pôde v

minulosti a nútia ho prehodnocovať spôsob obhospodarovania a využívania pôdy aj v

súčasnom období. Používanie organického hnojenia (zelený úhor, maštaľný hnoj,

pozberové zvyšky) a neskôr hnojenia priemyselnými hnojivami výrazne prispelo k

zvýšeniu intenzity rastlinnej produkcie, znížilo potrebu plochy poľnohospodárskej pôdy

potrebnej k zabezpečeniu dostatku potravín a v neposlednom rade prispelo k

akcelerácii zmien pôdnej úrodnosti.

Intenzifikačné technológie, najmä keď sa uplatňujú s nedostatočným

rešpektovaním možností ohrozovania kvality pôdy a iných zložiek životného prostredia,

môžu byť príčinou negatívnych následkov, ktoré sa prejavia na prírode a súčasne aj na

samotnej poľnohospodárskej výrobe. Preto, základnou podmienkou trvalo udržateľného

vývoja kvality a produkčnej výkonnosti agroekosystému je ekologicky neškodné

hospodárenie. Samozrejme, že s touto podmienkou sú nevyhnutné aj ekologicky

ohľaduplné vplyvy priemyslu, dopravy, energetiky a ostatných ľudských činností, ktoré by

mohli akýmkoľvek spôsobom poškodzovať základné výrobné podmienky

poľnohospodárstva.

Možno však konštatovať, že v uplynulej dekáde došlo k radikálnemu zníženiu

vstupov agrochemikálií do výrobného procesu, ako aj k poklesu stavov hospodárskych

zvierat, najmä hovädzieho dobytka. Tieto opatrenia viedli k negatívnym bilanciám živín a

pôdnej organickej hmoty, výsledkom čoho bolo ochudobňovanie pôd o tieto látky, čo

100

má negatívny vplyv aj na udržateľný rozvoj kvality pôd. V predkladanej práci sme

hodnotili práve možnosť náhrady maštaľného hnoja pozberovými a koreňovými

zvyškami, ktoré boli zapravené spolu s vedľajším produktom pestovaných plodín a ich

vplyv na vybrané parametre biologickej aktivity pôdy pri sprístupňovaní rastlinných

živín. Na základe celkového hodnotenia našich výsledkov možno konštatovať, že táto

náhrada je aj napriek úprave pomeru C : N pri vedľajšom produkte nedostatočná a

mohla by po dlhom používaní viesť k zmene cyklov viazania a uvoľňovania živín.

Treba tiež uviesť, že v rámci monitorovania zmien kvality pôdy na Slovensku sa

sledujú najmä fyzikálne, chemické a hygienické parametre pôdy (Bujnovský et Juráni

1999). Biologické parametre sa v podmienkach Slovenska takmer nesledujú, avšak

práve im pripisujú viacerí autori v zahraničí veľký význam. Keďže mikroorganizmy sú

zodpovedné za väčšinu procesov prebiehajúcich v pôde, zmeny kvality pôdy sa

rýchlejšie prejavia zmenami biologických vlastností ako zmenami fyzikálnych a

chemických vlastností daného stanovišťa. Ďalším problémom, ako už bolo uvedené,

zostáva použiteľnosť vhodných biologických indikátorov, pomocou ktorých by sa

zmeny kvality pôdy dali posúdiť. Pretože neexistuje žiadny jediný biologický indikátor

kvality pôdy, mnohí autori sa snažia o výber aspoň minimálneho súboru indikátorov

alebo o vytvorenie metodických postupov bioindikácie pôdnej úrodnosti. V tejto oblasti

čaká pôdnych mikrobiológov ešte obrovský kus práce. Predložená práca je príspevkom k

riešeniu týchto problémov.

101