STAN I PERSPEKTYWY ZACHOWANIA DREWNA BISKUPIŃSKIEGO

MUZEUM ARCHEOLOGICZNE W BISKUPINIE Biskupińskie Prace Archeologiczne Nr 7 STAN I PERSPEKTYWY ZACHOWANIA DREWNA BISKUPIŃSKIEGO pod redakcją LESZKA BABIŃSKIEGO Biskupin 2009

ARCHAEOLOGICAL MUSEUM IN BISKUPIN Biskupin Museum Archaeological Works No. 7 THE STATE AND PRESERVATION PERSPECTIVES OF THE BISKUPIN WOOD edited by LESZEK BABIŃSKI Biskupin 2009

Spis treści Contents Od Redakcji... 7 From the Editor... 9 WIESŁAW ZAJĄCZKOWSKI Biskupin wczoraj i dziś... 11 Biskupin in past and recent times (Summary)... 32 WŁADYSŁAW NIEWIAROWSKI Główne cechy środowiska geograficznego okolic Biskupina ze szczególnym uwzględnieniem półwyspu i Jeziora Biskupińskiego... 35 Main features of the environment of Biskupin s surroundings with particular regard to the Biskupiński Peninsula and Lake Biskupińskie (Summary)... 60 TOMASZ WAŻNY Dendrochronologia drewna biskupińskiego, czyli co drzewa zapisały w przyrostach rocznych... 63 Dendrochronology of the Biskupin timbers, or, what the tree-rings of Biskupin have to say (Summary)... 75 PIOTR WITOMSKI Czynniki powodujące rozkład drewna archeologicznego... 77 Factors causing archaeological wood decay (Summary)... 96 ANNA GROSSMAN, WOJCIECH PIOTROWSKI Ochrona i konserwacja drewnianych pozostałości archeologicznych w Biskupinie... 99 Care and conservation of wooden archaeological remains at Biskupin (Summary)... 123 LESZEK BABIŃSKI Geneza i zakres badań nad stanem i perspektywami zachowania drewna wykopaliskowego na stanowisku nr 4 w Biskupinie... 127 Genesis and scope of research on the condition and perspectives of preservation of archaeological wood at site no. 4 in Biskupin (Summary)... 146 LESZEK BABIŃSKI Wybrane właściwości fizyczne drewna wykopaliskowego z Biskupina... 149 Some selected physical properties of archaeological wood from Biskupin (Summary)... 172 MAGDALENA ZBOROWSKA, WŁODZIMIERZ PRĄDZYŃSKI, BOGUSŁAWA WALISZEWSKA, AGNIESZKA SPEK-DŹWIGAŁA Skład chemiczny wykopaliskowego drewna liściastego i iglastego sprzed 2700 lat z Biskupina... 175 Basic chemical composition of 2700 year old archaeological hardwood and softwood from Biskupin (Summary)... 186

BOGUSŁAWA WALISZEWSKA, MAGDALENA ZBOROWSKA, JOZEF KÚDELA Mikroskopowa analiza archeologicznego drewna dębu (Quercus sp.) z Biskupina... 189 Microscopic analysis of oak (Quercus sp.) archaeological wood from Biskupin (Summary)... 205 JULITTA GAJEWSKA, ANDRZEJ BORKOWSKI, LESZEK BABIŃSKI Mikroorganizmy zasiedlające wykopaliskowe drewno dębu z Biskupina... 209 Microorganisms colonising the archaeological wood of Biskupin (Summary)... 217 LESZEK BABIŃSKI, MARIUSZ FEJFER Monitorowanie wybranych parametrów środowiska na stanowisku nr 4 w Biskupinie... 219 Monitoring of some selected environmental parameters at site no. 4 in Biskupin (Summary)... 243 MIECZYSŁAW HAJNOS, RYSZARD ŚWIEBODA, LESZEK BABIŃSKI Badanie porowatości gleby ze stanowiska archeologicznego nr 4 w Biskupinie... 247 Investigation of porosity of soils at the archaeological site no. 4 in Biskupin (Summary)... 255 BARBARA WITKOWSKA-WALCZAK, CEZARY SŁAWIŃSKI Retencja i przewodnictwo wodne w wybranych warstwach profili ze stanowiska archeologicznego nr 4 w Biskupinie... 257 Water retention and conductivity for chosen layers of soil profiles from archaeological site no. 4 in Biskupin (Summary)... 269 MAŁGORZATA BRZEZIŃSKA, PAWEŁ SZARLIP, ANDRZEJ WYCZÓŁKOWSKI, LESZEK BABIŃSKI, TERESA WŁODARCZYK Aktywność biologiczna gleby ze stanowiska archeologicznego nr 4 w Biskupinie... 273 Soil biological activity at the archaeological site no. 4 in Biskupin (Summary)... 295 LESZEK BABIŃSKI Zmiany właściwości fizycznych i ubytek masy współczesnego drewna dębu i sosny pozostawionego na stanowisku nr 4 w Biskupinie... 299 Changes in physical properties and mass loss of recent oak and pine wood left at site no. 4 in Biskupin (Summary)... 313 MAGDALENA ZBOROWSKA, WŁODZIMIERZ PRĄDZYŃSKI, BOGUSŁAWA WALISZEWSKA Zmiany składu chemicznego współczesnego drewna sosny (Pinus sylvestris L.) i dębu (Quercus sp.) w warunkach mokrego stanowiska archeologicznego w Biskupinie po dwu- i czteroletnim okresie zalegania... 317 Changes in the chemical composition of contemporary pine (Pinus sylvestris L.) and oak (Quercus sp.) woods in the conditions of a wet archaeological site in Biskupin after two and four years of deposition (Summary)... 328 JULITTA GAJEWSKA, PIOTR JACAK, LESZEK BABIŃSKI Badania mikrobiologiczne współczesnego drewna dębu i sosny po czterech latach zalegania w glebie na stanowisku nr 4 w Biskupinie... 331 Microbiological research of modern oak-wood and pinewood after four years of lying in soil at site no. 4 in Biskupin (Summary)... 342

STAN I PERSPEKTYWY ZACHOWANIA DREWNA BISKUPIŃSKIEGO BISKUPIN 2009 Małgorzata Brzezińska 1, Paweł Szarlip 1, Andrzej Wyczółkowski 1, Leszek Babiński 2, Teresa Włodarczyk 1 1 Instytut Agrofizyki PAN w Lublinie 2 Muzeum Archeologiczne w Biskupinie Aktywność biologiczna gleby ze stanowiska archeologicznego nr 4 w Biskupinie Streszczenie W niniejszej pracy określono aktywność biologiczną gleb na terenie stanowiska nr 4 w Biskupinie (osiedle ludności kultury łużyckiej z VIII w. p.n.e.). Materiał glebowy pobrano w dwóch miejscach półwyspu (stacja pomiarowa SP1 i SP6), różniących się zakresem eksploracji i warunkami zalegania drewna wykopaliskowego. Oznaczano wskaźniki powszechnie stosowane do oceny statusu biologicznego gleby: ogólną liczebność bakterii, grzybów i amonifikatorów, biomasę drobnoustrojów, aktywność dehydrogenaz, oddychanie tlenowe i beztlenowe, nitryfikację, amonifikację i mineralizację N netto, potencjał denitryfikacyjny, wydzielanie metanu, a także odporność gleb na redukcję (wskaźnik t 300 ). Badane gleby znacznie różniły się poziomem aktywności biologicznej. Profil glebowy SP1, zwłaszcza wierzchnie usypane warstwy mineralne, wykazywał niskie wartości oznaczanych wskaźników. Warstwy organiczne zalegające pod nimi były nieco aktywniejsze, a na głębokości 50-60 cm obserwowano najwyższą wśród badanych próbek liczebność grzybów. Poziom najgłębszy (80-90 cm), położony bezpośrednio nad strefą zalegania zabytkowego drewna, wykazywał umiarkowaną aktywność biochemiczną oraz liczebność i biomasę drobnoustrojów. Profil SP6 charakteryzował się znacznie wyższą aktywnością biologiczną. Na głębokości 10-20 cm obserwowano bardzo wysoką zawartość biomasy drobnoustrojów, aktywność dehydrogenaz, wysokie oddychanie tlenowe oraz niską odporność na redukcję. Na głębokości zalegania drewna archeologicznego w SP6 (30-35 cm) notowano kilkakrotnie 273

wyższą liczebność bakterii ogółem, bardziej intensywne przemiany N oraz podwyższone oddychanie beztlenowe. Słowa kluczowe: Biskupin, gleba, aktywność biologiczna, stan natlenienia, drewno archeologiczne Wstęp Drewno jako materiał budowlany i konstrukcyjny wykorzystywano już od bardzo dawna. Potwierdzają to liczne znaleziska archeologiczne, bezcenne źródło wiedzy o duchowej i materialnej kulturze człowieka. Na terenie Polski najczęściej odnajdywane zabytki drewniane to tzw. mokre drewno archeologiczne. Są to nasycone wodą obiekty, które przetrwały setki, a nawet tysiące lat zalegając w wilgotnej glebie lub dennych warstwach zbiorników wodnych (Piotrowski 1999). Najbardziej znanym przykładem jest osiedle obronne kultury łużyckiej z przełomu późnej epoki brązu i wczesnej epoki żelaza, odkryte w 1933 roku na terenie najsłynniejszego polskiego mokrego stanowiska archeologicznego w Biskupinie. Osada o powierzchni około 2 ha, założona na zalewanym wodą półwyspie Jeziora Biskupińskiego, funkcjonowała w dwóch fazach w latach 740-670 p.n.e. Przyjmuje się, że do zbudowania osiedla wykorzystano kilka tysięcy metrów sześciennych drewna (Rajewski 1961). Przetrwanie drewna archeologicznego w ziemi zależy głównie od warunków glebowych. Sprzyja mu zaleganie zabytkowego materiału w mokrym torfie lub suchym i gorącym klimacie pustynnym (Rowell i Barbour 1990, Björdal 2000). W pierwszym przypadku czynnikiem hamującym rozkład jest brak tlenu, w drugim niedobór wody. W glebach stale nadmiernie uwilgotnionych, gdzie zachodzi proces bagienny, rozkład roślinności hydrofilowej jest niezupełny, a zawartość zakumulowanej substancji organicznej jest wysoka i przekracza 20% suchej masy. Czynnikiem limitującym mineralizację substancji organicznej jest tu przede wszystkim niedobór tlenu, wynikający z warunków nadmiernego uwilgotnienia. Przydatnym wskaźnikiem do oceny stanu natlenienia gleby, a jednocześnie jednym z podstawowych parametrów wykorzystywanych do oceny warunków zalegania materiału organicznego w beztlenowym środowisku mokrym, jest potencjał redoks (Babiński i in. 2004). Warunki wodno -powietrzne gleby wpływają na kierunek i intensywność większości procesów biogeochemicznych, ponieważ determinują jej stan natlenienia. W odniesieniu do kondycji drewna archeologicznego kluczową rolę odgrywają glebowe drobnoustroje heterotroficzne opierające swój metabolizm na wykorzystaniu związków organicznych jako źródła węgla i energii. Wśród mikroorganizmów zasiedlających glebę są to przede wszystkim bakterie, promieniowce i grzyby. Ich łączna aktywność życiowa decyduje o tempie przemian materii organicznej gleby, warunkuje żyzność gleby oraz zapewnia obieg składników pokarmowych w ekosystemie (Paul i Clark 2000). W glebie przewietrzonej dominują tlenowce, 274

których metabolizm oddechowy oparty jest na wykorzystaniu O 2 jako ostatecznego akceptora elektronów i protonów pochodzących z utlenianych związków organicznych. Po zalaniu gleby wodą wymiana gazowa z atmosferą jest zdecydowanie bardziej utrudniona z powodu znacznie wolniejszej dyfuzji O 2 wwodzie niż w powietrzu (około 10 4 razy). Tlen pozostały w glebie, tzn. rozpuszczony w wodzie wypełniającej pory oraz unieruchomiony w zamkniętych przestrzeniach powietrznych, zostaje stosunkowo szybko wyczerpany, co implikuje stopniową zmianę składu drobnoustrojów glebowych (tabela 1). Tlenowce giną lub przyjmują formy przetrwalne, a dominować zaczynają beztlenowce fakultatywne zdolne do zmiany metabolizmu oddechowego na beztlenowy. Drobnoustroje te pełnią szczególną rolę, ponieważ większość gleb stale poddawana jest zmianom uwilgotnienia. Beztlenowce fakultatywne to przede wszystkim organizmy prokariotyczne. Według niektórych autorów wiele eukariotycznych grzybów glebowych, uznawanych dotąd za organizmy tlenowe, to w rzeczywistości fakultatywne beztlenowce (Zhou i in. 2002). Kontynuacja zalania gleby wodą powoduje pogłębiające się niedotlenienie i umożliwia namnażanie beztlenowców obligatoryjnych. Zróżnicowanie beztlenowego metabolizmu oddechowego wśród Prokaryota jest ogromne. Jest to zrozumiałe, ponieważ życie bez tlenu cząsteczkowego (O 2 ) jest filogenetycznie starsze od tlenowego. Najpierwotniejsze organizmy miały prawdopodobnie charakter zbliżony do współczesnych beztlenowych chemoautotroficznych archeobakterii, zaś pierwszymi producentami tlenu wydzielanego do atmosfery Ziemi były wywodzące się od nich sinice dopiero około 2 mld lat temu (Megonigal i in. 2004). Tabela 1. Typy metaboliczne oraz końcowe akceptory elektronów u organizmów glebowych Table 1. Metabolic type and terminal electron acceptors in soil biota Typ metabolizmu Akceptor Organizmy Metabolic type Acceptor Organisms Oddychanie tlenowe O 2 Tlenowce, beztlenowce fakultatywne Aerobic respiration Aerobes, facultative anaerobes Oddychanie beztlenowe NO 3 -, NO2 -, Mn(IV), Beztlenowce (fakultatywne i obligatoryjne) Anaerobic respiration Fe(III), SO 4 2-, CO2 Anaerobes (facultative and obligatory) Fermentacja Związki organiczne Beztlenowce (fakultatywne i obligatoryjne) Fermentation Organic compounds Anaerobes (facultative and obligatory) Efektem oddychania drobnoustrojów glebowych w warunkach niedotlenienia jest stopniowa redukcja gleby, mająca odzwierciedlenie w obniżeniu wartości potencjału redoks (Gliński i Stępniewski 1985). Źródłem elektronów i protonów jest glebowa substancja organiczna, a akceptorami alternatywnymi w stosunku do O 2 utlenione związki nieorganiczne. Redukcja połączeń nieorganicznych 275

podlega określonej sekwencji: NO 3 -, Mn(IV), Fe(III), SO 4 2 -, CO 2. Z uwagi na znaczną heterogenność ośrodka glebowego (np. beztlenowe wnętrza agregatów nawet w przewietrzonej glebie), często reakcje te mogą zachodzić równolegle. Jednak dopóki w glebie obecne są azotany(v) i utlenione formy Fe, nie dochodzi do powstawania toksycznych siarczków i wydzielania metanu. Innym typem metabolizmu oddechowego drobnoustrojów w warunkach beztlenowych jest fermentacja, przeprowadzana przez bakterie i pewne grzyby. Wydajność procesu fermentacji jest niewielka. Ostatecznym akceptorem elektronów jest tu związek organiczny, a do środowiska wydzielane są produkty niecałkowitego utlenienia substratu (alkohole i kwasy organiczne). Pełne utlenienie 1 mola glukozy do CO 2 ih 2 O w obecności O 2 dostarcza 38 moli ATP, zaś proces fermentacji alkoholowej jedynie 2 mole ATP. Dla porównania, wykorzystanie 1 mola glukozy w warunkach typowych dla metanogenezy z wydzieleniem CO 2 i CH 4 dostarcza siedmiokrotnie mniej energii niż utlenienie pełne (400 versus 2900 kj mol -1 ), a redukcja jednej cząsteczki NO 3 - dostarcza trzykrotnie mniej ATP niż redukcja jednego atomu tlenu (Stouthamer i in. 1980, Megonigal i in. 2004). Ponieważ rozkład drewna w glebie jest procesem prawie całkowicie mikrobiologicznym, jego intensywność silnie zależy od stanu natlenienia gleby. Jest to złożony proces, efekt współdziałania wielu zespołów drobnoustrojów glebowych. Różne gatunki roślin ulegają rozkładowi w różnym stopniu i tempie. Drewno zawierające duże ilości ligniny może pozostawać w glebie przez stulecia. Tempo degradacji drewna w znacznej mierze zależy od kolonizacji przez grzyby. Najbardziej destrukcyjne są grzyby rozkładu białego i rozkładu brunatnego (tabela 2). Są one aktywne głównie w drewnie o wilgotności 20-80%, przy swobodnym dostępie tlenu (Eriksson i in. 1990, Huisman i in. 2008). W takich warunkach drewno rozkładane jest w ciągu kilku lat lub miesięcy. Najszybsza jest degradacja drewna powodowana przez grzyby rozkładu białego. Rozkład drewna rozpoczyna się hydrolizą hemiceluloz i celulozy w tzw. metabolizmie pierwotnym. Wydzielone cukry proste są utleniane przez niektóre oksydazy, a powstały przy tym nadtlenek wodoru (H 2 O 2 ) konieczny jest do aktywności enzymów lignolitycznych (Krajewski i Witomski 2003). Grzybowe enzymy katalizujące rozkład ligniny to peroksydazy (ligninowa i manganowa) oraz lakaza (Tuomela i in. 2000). Grzyby rozkładu brunatnego intensywnie degradują celulozę i hemicelulozy, natomiast w niewielkim stopniu ligninę. Kolonizują przy tym głównie drewno gatunków iglastych. Spośród rozkładających drewno podstawczaków tylko około 6% to grzyby rozkładu brunatnego (Tuomela i in. 2000). Natomiast grzyby rozkładu szarego, należące do workowców i grzybów niedoskonałych, aktywne są w glebie i wodach również przy niższym natlenieniu. Rozkład drewna pod ich wpływem jest znacznie wolniejszy, lecz możliwy w warunkach niesprzyjających rozwojowi grzybów rozkładu białego i rozkładu brunatnego (Tuomela i in. 2000, Björdal i Nilsson 2002). Według Blanchette (2000) grzyby rozkładu szarego tolerują znacznie szerszy zakres warunków i są znajdowane w drewnie zarówno suchym, jak i mokrym. 276

Tabela 2. Organizmy degradujące ligninę (wg Tuomela i in. 2000) Table 2. Lignin-degrading organisms (Tuomela et al. 2000) Organizmy Organisms Jednostka systematyczna Subdivision Degradacja ligniny Lignin degradation Siedlisko Habitat Rodzaje (przykłady) Genera (e.g.) Grzyby Basidiomycotina Mineralizacja Drewno liściaste Phanerochaet, rozkładu białego (Ascomycotina) ligniny Hardwood Phlebia, White-rot Lignin Trametes fungi mineralization Grzyby Basidiomycotina Modyfikacja Drewno iglaste Poria, rozkładu ligniny Softwood Polyporus brunatnegolignin Brown-rot modification fungi Grzyby Ascomycotina, Ograniczony Środowisko wodne, Chaetomium, rozkładu Deuteromycotina rozkład drewno zabezpieczone Paecilomyces, szaregoligniny chemicznie, ściółka Fusarium Soft-rot Limited Aquatic environment, fungi lignin wood with preserving degradation chemicals, plant litter Bakterie Actinomycetes, Ograniczony Drewno bielaste, Streptomyces, Bacteria Myxobacteria rozkład nasycone wodą, Nocardia, ligniny w późnych etapach Pseudomonas Limited rozkładu, ściółka lignin degradation Sapwood, water-saturated wood, at late stage of decomposition, plant litter W rozkładzie drewna uczestniczą również bakterie, w tym promieniowce. Niektóre działają synergistycznie wraz z innymi bakteriami i grzybami rozkładu szarego, przygotowując drewno na atak innych grzybów (Clausen 1996). Ze względu na charakter zmian w drewnie, bakterie uczestniczące w jego rozkładzie określane są jako tunelowe, erozyjne i kawitacyjne (Singh i Butcher 1991). Bakterie tunelowe znajdowane są w siedliskach zbliżonych do siedlisk grzybów rozkładu szarego, podczas gdy bakterie erozyjne degradują drewno w środowisku bardzo ubogim w tlen (Björdal i Nilsson 2002). Bakterie rozkładają drewno znacznie wolniej niż grzyby, lecz ich znaczenie jest istotne właśnie ze względu na możliwość funkcjonowania w warunkach zalania wodą przy silnym niedoborze tlenu lub nawet w warunkach beztlenowych (bakterie erozyjne), czyli w środowiskach, w których aktywność grzybów jest bardzo ograniczona lub niemożliwa (Tuomela i in. 2000, Huisman i in. 2008). Zatem zatopione drewno archeologiczne ulega 277

stratom głównie pod wpływem ataku bakterii erozyjnych. Dopóki warunki glebowe nie zostaną zmienione na tlenowe, które umożliwią kolonizację przez grzyby, rozkład jest stosunkowo powolny (Björdal i Nilsson 2002). Degradacja złożonych związków polimerycznych w warunkach beztlenowych inicjowana jest, podobnie do procesu tlenowego, przez enzymy zewnątrzkomórkowe. Dalszy rozkład powstałych oligomerów i monomerów zawierających pierścienie aromatyczne nie jest katalizowany przez peroksydazy, oksygenazy i oksydazy, ponieważ beztlenowce w zasadzie nie wytwarzają tych enzymów, lecz poprzez mechanizmy redukcyjne, takie jak hydrogenacja pierścienia prowadząca do wytworzenia cykloheksanów (Megonigal i in. 2004). Ochrona drewna archeologicznego i zachowanie stanowisk in situ jest metodą alternatywną w stosunku do tradycyjnej konserwacji wydobytego materiału. Wymaga ona regularnego monitorowania stanowiska dla określenia warunków zalegania zabytkowego drewna. Najczęściej pomiary dotyczą poziomu wody gruntowej, ph, przewodnictwa właściwego, zawartości tlenu i wybranych jonów oraz potencjału oksydoredukcyjnego (Babiński i in. 2007). Celem monitorowania stanowiska archeologicznego jest uzyskanie odpowiedzi na pytanie, czy aktualne warunki umożliwiają zachowanie drewna dla przyszłych pokoleń. Celem niniejszej pracy było określenie aktywności biologicznej gleb na terenie zalegania drewna wykopaliskowego w Biskupinie, w miejscach różniących się warunkami i stopniem eksploracji archeologicznej. Badane właściwości biologiczne dostarczają informacji o liczebności podstawowych grup drobnoustrojów glebowych oraz o poziomie ich funkcji życiowych decydujących o tempie przemian węgla i azotu w glebie. Wykorzystane wskaźniki należą do najczęściej stosowanych w ocenie statusu biologicznego gleby. Materiały i metody Materiał glebowy pobrano w październiku 2007 roku na stanowisku archeologicznym nr 4 w Biskupinie. Próbki pobierano z wykopów wykonanych w bezpośrednim sąsiedztwie (około 1 m) stacji pomiarowych SP1 i SP6. Stacja pomiarowa SP1 znajduje się w północno -zachodniej części półwyspu (ar nr 72), zaś stacja SP6 w części południowo -zachodniej (ar nr 170). Materiał glebowy przy stacji SP1 nie stanowi naturalnego profilu glebowego w ujęciu gleboznawczym, a przy stacji SP6 w 1946 roku prowadzone były prace wykopaliskowe. Na potrzeby artykułu stosowano jednak określenia profil (gleba) SP1 i SP6. Z profilu glebowego usytuowanego przy stacji SP1 pobrano materiał z pięciu warstw. Warstwy do głębokości 45 cm stanowił utwór mineralny naniesiony przed kilkoma laty na naturalną glebę torfową, a poziom wody gruntowej obserwowano tu poniżej 75 cm (Ryc. 1). Obszar ten nie był eksplorowany archeologicznie. Zabytkowe drewno zalega tu na głębokości około 100 cm. Stacja SP6 znajduje się w wykopie, w którym prowadzone były wieloletnie prace archeologiczne. Pozostałości zabytkowych konstrukcji drewnianych znajdują się na głębokości około 25 cm. Jest to gleba organiczna z wysokim poziomem wody gruntowej sięgającej darni (Ryc. 2). 278

Ryc. 1. Pobór materiału glebowego przy stacji pomiarowej SP1 w Biskupinie (Fot. M. Fejfer) Fig. 1. Soil sampling at measuring station SP1 in Biskupin (Photo M. Fejfer) Ryc. 2. Pobór materiału glebowego przy stacji pomiarowej SP6 w Biskupinie (Fot. M. Fejfer) Fig. 2. Soil sampling at measuring station SP6 in Biskupin (Photo M. Fejfer) 279

Pobrany materiał glebowy przewieziono do laboratorium i do czasu rozpoczęcia analiz przechowywano w temperaturze 4 C. Oznaczenia poszczególnych właściwości biologicznych gleby wykonywano według powszechnie stosowanych metod, w trzech powtórzeniach. Aktywność biologiczną gleb scharakteryzowano poprzez liczebność grzybów i bakterii, biomasę drobnoustrojów, aktywność dehydrogenaz, oddychanie, denitryfikację, mineralizację azotu, amonifikację i nitryfikację netto oraz aktywność metanogenną. Do oznaczeń naważano glebę wilgotną. Wszystkie wyniki wyrażono na gram suchej masy (s.m.) gleby. Wilgotność gleby określano metodą wagową, przyjmując jako podstawę (100%) suchą masę gleby po 24 godz. suszenia w temperaturze 105 C (Turski i Słowińska -Jurkiewicz 1998). Liczebność bakterii i grzybów ogółem oznaczano na pożywkach agarowych, odpowiednio wg Thortona i Martina, zaś liczebność amonifikatorów na pożywce płynnej peptonowej (Dąbek-Szreniawska i in. 2004, Wyczółkowski i in. 2005). Liczebność bakterii i grzybów przedstawiono w jednostkach tworzących kolonie na gram suchej masy gleby (j.t.k. g -1 s.m.). Zawartość biomasy mikroorganizmów glebowych, określoną przez ilość węgla obecnego w komórkach mikroorganizmów (C mic ) oznaczano na podstawie ilości CO 2 wydzielonego po 4 godz. inkubacji z glukozą (8 mg g -1 ) w temperaturze 22 C (metoda SIR, substrate induced respiration, PN -ISO 14240-1, 2001). Ilość biomasy wyrażano w mg C mic g -1 s.m. gleby. Aktywność respiracyjną (oddechową) drobnoustrojów glebowych oznaczano poprzez pomiary ilości wydzielonego dwutlenku węgla (CO 2 ) oraz pobranego tlenu (O 2 ) przez próbki glebowe, inkubowane w szczelnie zamkniętych naczyniach szklanych w temperaturze 20 C. Zmiany stężenia CO 2 w powietrzu nad glebą przedstawiono jako krzywe kumulatywne, a szybkość respiracji jako dobowe zmiany stężenia CO 2 io 2. Inkubację prowadzono w temperaturze 20 C w warunkach tlenowych oraz beztlenowych. W drugim przypadku powietrze w naczyniach zostało zastąpione azotem. Początkowe stężenie tlenu było mniejsze od 0,5% v/v. Aktywność metanogenną oznaczano na podstawie ilości metanu wydzielonego przez próbki glebowe inkubowane z dodatkiem glukozy (10 mg glukozy na gram gleby wilgotnej) w warunkach beztlenowych (powietrze w naczyniu zastąpione N 2 ) w temperaturze 30 C. Zmiany stężenia CH 4 (mg C -CH 4 kg -1 s.m. gleby) w powietrzu nad glebą przedstawiono jako krzywe kumulatywne. Aktywność denitryfikacyjną oznaczano w warunkach optymalnych dla przebiegu procesu (tzw. potencjał denitryfikacyjny, DP), tzn. w warunkach beztlenowych (powietrze w naczyniu zastąpione azotem), po wzbogaceniu próbek glebowych w substraty procesu denitryfikacji: glukozę i NO 3 - (odpowiednio 250 mg C i 250 mg N kg -1 gleby) w obecności 10% (v/v) acetylenu będącego inhibitorem reduktazy N 2 O (Šimek i in. 2004). Inkubację prowadzono w temperaturze 25 C. Potencjał denitryfikacyjny wyrażano w mg N -N 2 O kg -1 s.m. dzień -1. Analizy gazów w powietrzu nad glebą wykonywano na chromatografie gazowym GC -14 Shimadzu, wyposażonym w dwa detektory: przewodnictwa cieplnego (TCD) z kolumną wypełnioną Porapakiem Q (oznaczenia CO 2 i CH 4 ) lub sitem molekularnym 280

(oznaczenia O 2 ) oraz detektor wychwytu elektronów (ECD) z kolumną wypełnioną Porapakiem Q do oznaczania N 2 O (Włodarczyk 2000). Stężenie równowagowe gazów w powietrzu nad glebą wyrażano w mg kg -1 s.m. gleby, a stężenie tlenu w % v/v. Szybkość respiracji wyznaczono na podstawie zmiany stężenia CO 2 io 2 (odpowiednio mg C -CO 2 kg -1 s.m. dzień -1 icm 3 O 2 kg -1 s.m. dzień -1 ). Mineralizację azotu i nitryfikację netto oznaczano po 14 -dniowej inkubacji próbek glebowych w temperaturze 25 C w warunkach tlenowych. Szybkość mineralizacji azotu netto wyznaczano z różnicy końcowej i początkowej zawartości azotu nieorganicznego (suma N -NO 3 - i N -NH4+ ), zaś nitryfikację netto i amonifikację netto z różnicy końcowej i początkowej zawartości, odpowiednio, N -NO 3 - i N -NH4+ (Vernimmen i in. 2007). Zawartość rozpuszczalnych form azotu NO 3 - inh4+ oznaczano w eks trak tach 0,0125 M CaCl 2 przy użyciu przepływowego analizatora spektrofotometrycznego FIA -Star 5010, Foss Tecator (Kotowska i Włodarczyk 2005) i wyrażano w przeliczeniu na azot, np. N -NO 3 -, mg N kg -1 s.m. gleby. Do oznaczeń aktywności dehydrogenaz (DHA) stosowano metodę Casida i in. (1964), polegającą na inkubacji gleby z TTC (chlorek 2, 3, 5 -trifenylotetrazolu) w 30 C. Wyniki przedstawiano w jednostkach nmol TPF g -1 s.m. min -1 (TPF trifenyloformazan). Z uwagi na możliwość chemicznej redukcji TTC przez substancje zredukowane obecne w glebie, stosowano korektę aktywności dehydrogenaz wyznaczoną na podstawie redukcji TTC w glebie autoklawowanej (1 Atm., 120 C, 30 min.). Potencjał oksydoredukcyjny Eh mierzono elektrodami platynowymi wobec kalomelowej elektrody odniesienia o potencjale równym 247 mv (w temperaturze 20 C) w stosunku do standardowej elektrody wodorowej (Gliński i Stępniewski 1985). Wskaźnik t 300 jest miarą odporności gleb na redukcję. Jest to czas (mierzony w dniach), po którym w glebie zalanej wodą, w temperaturze 20 C następuje obniżenie wartości Eh poniżej 300 mv (Gliński i Stępniewska 1986, Gliński i in. 2000). W celu standaryzacji wyników, dla oznaczenia wskaźnika t 300 materiał glebowy przed zalaniem wodą suszony jest w temperaturze pokojowej (Gliński i Stępniewska 1986). Pierwszy pomiar Eh wykonano po 1 godz. od momentu zalania gleby wodą destylowaną w stosunku 1:2 w/w (gleba:woda). Wskaźnik t 300 wyznaczano z wykresu zmian Eh w czasie. Wyniki Wybrane właściwości badanych gleb przedstawione zostały w tabeli 3. Wilgotność aktualna mineralnych warstw profilu mieściła się w zakresie 7,59-14,9% (w/w), a warstw organicznych 57,0-66,3% (w/w) w SP1 i 334-477% (w/w) w SP6. Zawartość mineralnych form azotu w świeżo pobranym materiale glebowym wynosiła od 0,55 do 57,3 N -NO 3 - kg -1 oraz od 16,1 do 95,1 mg N -NH 4+ kg -1. Wartości odczynu i potencjału redoks gleby, zmierzone po przewiezieniu materiału glebowego do laboratorium (in situ w glebie naturalnie uwilgotnionej), mieściły się w zakresie ph od 6,89 do 7,85, zaś Eh od 97 do 470 mv. 281

Tabela 3. Wybrane właściwości badanych gleb (wartości oznaczone w świeżo pobranej glebie) Table 3. Some characteristics of tested soils (values determined in freshly sampled soil) Profil/Warstwa gleby Wilgotność Soil profile/layer Moisture ph in situ (cm) (% w/w) Eh in situ NO 3 - + NH 4 (mv) (mg N kg -1 ) (mg N kg -1 ) SP1 0-10 mineral 9,66 7,85 462 9,13 16,08 10-20 mineral 7,59 7,53 470 7,96 18,24 40-45 mineral 14,9 7,30 442 57,26 31,74 50-60 org 57,0 7,14 365 47,27 28,85 80-90 org 66,3 6,89 234 0,55 29,69 SP6 10-20 org 334,4 7,08 97 1,46 67,90 30-35 org 476,6 6,97 145 6,17 95,10 mineral i org odpowiednio, mineralna i organiczna warstwa gleby mineral and org mineral and organic soil layer, respectively Tabela 4. Liczebność wybranych grup oraz biomasa drobnoustrojów glebowych Table 4. Number of some groups of microbes and soil microbial biomass Profil/ Liczebność drobnoustrojów Number of microorganisms Biomasa mikro- Warstwa gleby Bakterie ogółem Grzyby ogółem Amonifikatory organizmów Soil profile/ Total bacteria Total fungi Ammonifiers Microbial biomass Layer (cm) (j.t.k. 10 5 g -1 CFU) (j.t.k. 10 4 g -1 CFU) (mg C mic g -1 ) SP1 0-10 mineral 29,97 5,24 7,87 0,106 10-20 mineral 10,97 3,25 17,86 0,105 40-45 mineral 3,14 1,49 6,72 0,141 50-60 org 7,42 18,55 65,49 0,445 80-90 org 19,09 2,80 27,96 0,474 SP6 10-20 org 21,70 10,83 122,15 9,587 30-35 org 236,44 13,22 170,26 1,198 mineral i org odpowiednio, mineralny i organiczny materiał glebowy C mic biomasa mikroorganizmów j.t.k. jednostki tworzące kolonie mineral and org soil mineral and organic material, respectively C mic microbial biomass j.t.k. colony forming units (CFU) Liczebność bakterii ogółem, grzybów ogółem i amonifikatorów oraz zawartość biomasy drobnoustrojów przedstawia tabela 4. W profilu SP1 liczebność bakterii w wierzchniej warstwie wynosiła około 30 10 5 j.t.k. g -1, następnie malała do 282

głębo kości 45 cm, gdzie notowano 3,14 10 5 j.t.k. g -1, a w niżej położonych organicznych warstwach gleby wzrastała do 19,1 10 5 j.t.k. g -1 na głębokości 80-90 cm. W profilu SP6 zanotowano 21,7 10 5 j.t.k. g -1 w warstwie wierzchniej (10-20 cm) oraz znacznie więcej ponad 236 10 5 j.t.k. g -1 na głębokości 30-35 cm. Największą liczebność grzybów, ponad 18 10 4 j.t.k. g -1, stwierdzono w warstwie torfowej profilu SP1 zalegającej bezpośrednio pod utworem mineralnym na głębokości 50-60 cm. Amonifikatory występowały liczniej w profilu SP6, zwłaszcza w niższej warstwie (170,3 10 4 j.t.k. g -1 ). W profilu SP1 najwięcej amonifikatorów obserwowano na głębokości 50-60 cm (65,5 10 4 j.t.k. g -1 ). Zawartość biomasy mikroorganizmów w warstwach mineralnych profilu SP1 wynosiła 0,11-0,14 mg C mic g -1, CO2 (mg C kg -1 ) 800 600 400 200 0 0 1 2 3 4 5 6 7 CO2 (mg C kg -1 d -1 ) 400 300 200 100 0 0 1 2 3 4 5 6 7 22 200 O2 (% v/v) 20 18 16 14 12 O2 (cm 3 kg -1 d -1 ) 150 100 50 10 0 1 2 3 4 5 6 7 0 0 1 2 3 4 5 6 7 Czas (dni) Time (days) Czas (dni) Time (days) SP1 (0-10) SP1 (10-20) SP1 (40-45) SP1 (50-60) SP1 (80-90) SP6 (10-20) SP6 (30-35) Ryc. 3. Zmiany stężenia CO 2 (krzywe kumulatywne, mg C-CO 2 kg -1 ) i O 2 (% v/v) w powietrzu nad glebą lewy wykres (odpowiednio górny i dolny), oraz szybkość respiracji mierzona przyrostem CO 2 (mg C-CO 2 kg -1 d -1 ) i ubytkiem O 2 (cm 3 O 2 kg -1 d -1 ) prawy wykres (odpowiednio górny i dolny), w czasie siedmiodniowej inkubacji próbek glebowych w warunkach tlenowych Fig. 3. Changes in CO 2 (cumulative curves, mg CO 2-C kg -1 ) and O 2 (% v/v) in soil headspace left graph (upper and lower, respectively), and respiration rate expressed as CO 2 production (mg CO 2-C kg -1 d -1 ) and O 2 consumption (cm 3 O 2 kg -1 d -1 ) right graph (upper and lower, respectively), during 7-day incubation of soil samples under aerobic conditions 283

zaś w warstwach organicznych 0,44-0,47 mg C mic g -1 (tabela 4). Znacznie wyższą biomasę stwierdzono w profilu SP6 w wierzchniej warstwie ponad 9 mg C mic g -1, w niższej warstwie 1,2 mg C mic g -1. Wydzielanie CO 2 oraz szybkość respiracji w czasie 7 -dniowej inkubacji próbek badanych gleb w warunkach tlenowych przedstawia rycina 3. Oddychanie gleby było zróżnicowane, a o ilości nagromadzonego dwutlenku węgla decydowała przede wszystkim respiracja początkowa. Najwyższą aktywność wykazywała gleba SP6, gdzie oddychanie początkowe wynosiło 386,4 mg C -CO 2 kg-1 d-1 w warstwie 10-20 cm oraz 80,6 mg C -CO 2 kg -1 d-1 w warstwie 30-35 cm. W profilu SP1 oddychanie gleby było znacznie niższe. Próbki warstw mineralnych charakteryzowały się aktywnością początkową około 2-5 mg C -CO 2 kg -1 d-1, zaś niższe warstwy organiczne około 23 mg C -CO 2 kg -1 d-1. We wszystkich glebach szybkość respiracji malała w czasie, stabilizując się po 4-7 dniach inkubacji na wartościach około 50 mg C -CO 2 kg -1 d-1 w próbkach najbardziej aktywnych profilu SP6 oraz około 1 mg C -CO 2 kg -1 d-1 i około 10 mg C -CO 2 kg-1 d-1 odpowiednio w mineralnych i organicznych warstwach profilu SP1. W ciągu 7 -dniowej inkubacji obserwowano ubytek około 2,5-8% (v/v) tlenu w próbkach gleby SP6 oraz około 1,3% (v/v) i około 3-4% (v/v) odpowiednio w próbkach warstw mineralnych i organicznych profilu SP1 (ryc. 3). Szybkość respiracji mierzona ilością pobranego tlenu była najwyższa w próbkach wierzchniej warstwy profilu SP6 po dwóch dobach inkubacji wynosząc 169 cm 3 O 2 kg -1 d-1. W pozostałych próbkach nie przekraczała 80 cm 3 O 2 kg -1 d-1. Podobnie do wydzielania CO 2, szybkość poboru tlenu obniżała się silnie i po 7 dniach wynosiła 2-17 cm 3 O 2 kg -1 d-1. CO2 (mg C kg -1 ) 300 200 100 CO2 (mg C kg -1 d -1 ) 25 20 15 10 5 0 0 10 20 30 Czas (dni) Time (days) 0 0 10 20 30 Czas (dni) Time (days) SP1 (0-10) SP1 (80-90) SP1 (10-20) SP6 (10-20) SP1 (40-45) SP6 (30-35) SP1 (50-60) Ryc. 4. Beztlenowa inkubacja próbek glebowych: zmiany stężenia CO 2 (krzywe kumulatywne, mg C-CO 2 kg -1 ) lewy wykres, oraz szybkość respiracji (mg C-CO 2 kg -1 d -1 ) prawy wykres Fig. 4. Anaerobic incubation of soil samples: changes in CO 2 (cumulative curves, mg CO 2-C kg -1 ) left graph, and respiration rate (mg CO 2-C kg -1 d -1 ) right graph 284

Wydzielanie CO 2 w warunkach beztlenowych przedstawia rycina 4. Szybkość respiracji próbek bardziej aktywnej gleby SP6 nie przekraczała 20 mg C -CO 2 kg -1 d -1, a najwyższą aktywność oddechową w tym przypadku obserwowano w niższej warstwie profilu SP6 (30-35 cm). W próbkach warstw mineralnych SP1 szybkość respiracji nie osiągała nawet 1,5 mg C -CO 2 kg -1 d -1. Aktywność dehydrogenaz mineralnych warstw gleby SP1 obniżała się wraz z głębokością od 0,031 do 0,011 nmol TPF g -1 min -1 (tabela 5). Niżej zalegające warstwy torfowe tego profilu wykazywały wartości wyższe, od 0,07 do 0,53 nmol TPF g -1 min -1. Wielokrotnie wyższą aktywność dehydrogenaz (>1,3 nmol TPF g -1 min -1 ) obserwowano w wierzchniej warstwie profilu SP6. Wyjściowe wartości potencjału redoks próbek glebowych przygotowanych do oznaczenia odporności na redukcję (powietrznie suchych, a następnie zalanych wodą) mieściły się w zakresie od 345 do 381 mv (tabela 5). Obniżenie do wartości 300 mv nastąpiło najszybciej w wierzchniej warstwie (10-20 cm) profilu torfowego SP6 (t 300 =0,3 dnia) oraz w nisko położonej warstwie profilu SP1 (t 300 =0,5 dnia). Wartość wskaźnika dla materiału pozostałych warstw mieściła się w zakresie 0,8-1,7 dnia. Wyjątkowo wysoką odporność na redukcję obserwowano w niższej warstwie profilu SP6 (30-35 cm), gdzie wartość t 300 przekroczyła 6 dni. Tabela 5. Potencjał redoks, wskaźnik odporności na redukcję w temperaturze 20 C oraz aktywność dehydrogenaz (DHA) badanych gleb Table 5. Redox potential, redox resistance indicator at 20 C and dehydrogenase activity (DHA) of tested soils Profil/Warstwa gleby Eh a t 300 DHA Soil profile/layer (mv) (dni-days) (nmol TPF g -1 min-1 ) (cm) SP1 0-10 mineral 354 1,0 0,0312 10-20 mineral 359 0,8 0,0203 40-45 mineral 358 1,7 0,0112 50-60 org 381 0,8 0,0701 80-90 org 365 0,5 0,5281 SP6 10-20 org 345 0,3 1,3163 30-35 org 381 6,5 0,0581 mineral i org odpowiednio, mineralny i organiczny materiał glebowy DHA aktywność dehydrogenaz a wartości początkowe Eh zmierzone 1 godz. po zalaniu wodą próbek glebowych powietrznie suchych mineral and org soil mineral and organic material, respectively DHA dehydrogenase activity a initial Eh values measured 1 hour after flooding of previously air-dried soil 285

Aktywność nitryfikacyjna badanych gleb była niska (tabela 6). W mineralnych warstwach profilu SP1 nitryfikacja netto przybierała wartości niższe od zera (zawartość NO 3 - obniżała się w czasie inkubacji). Najwyższą nitryfikację netto wykazywały próbki torfowe warstwy 50-60 cm profilu SP1 (10,6 mg NO 3 - kg -1 14d -1 ), zaś próbki profilu SP6 wartości w zakresie od 2,5 do 4,0 mg N -NO 3 - kg -1 14d -1. Amonifikacja netto była ujemna w warstwie 50-60 cm profilu SP1. W pozostałych warstwach SP1 wynosiła od 4,0 do 6,5 mg N -NH 4+ kg -1 14d-1, natomiast w profilu SP6 osiągała wartości 24,6-28,3 mg N -NH 4+ g -1 14d-1. Mineralizacja azotu netto wykazywała podobną tendencję do amonifikacji. Wartości wyższe notowano w profilu SP6 (27,0-32,3 mg N kg -1 14d-1 ). W profilu SP1 mineralizacja netto pozostawała w zakresie od 0,92 do 14,7 mg N kg -1 14d-1, a w warstwie 50-60 cm była ujemna (-20,2 mg N kg -1 14d-1 ). Wartości potencjału denitryfikacyjnego badanych gleb przedstawia tabela 6. W profilu SP1 obserwowano aktywność w zakresie od 25 do 165 mg N -N 2 O kg -1 d-1, zaś w profilu SP6 od 304 do 331 mg N -N 2 O kg -1 d-1. Tabela 6. Nitryfikacja, amonifikacja i mineralizacja N netto oraz potencjał denitryfikacyjny w poszczególnych warstwach badanych gleb Table 6. Net nitrification, ammonification, mineralization N and potential denitrification in particular layers of tested soils Profil/ Nitryfikacja Amonifikacja Mineralizacja N Denitryfikacja Warstwa gleby Nitrification Ammonification N mineralization Denitrification Soil profile/ (N-NO 3 - ) (N-NH4 + ) (N-NO 3 - +N-NH4 + ) (N-N 2O) Layer (cm) (mg N kg -1 14 d -1 ) (mg N kg -1 d -1 ) SP1 0-10 mineral -1,18 6,52 5,34 99,1 10-20 mineral -3,07 3,98 0,92 112,7 40-45 mineral -13,95-6,22-20,17 25,3 50-60 org 10,64 4,04 14,68 102,3 80-90 org -0,55 4,47 3,92 165,9 SP6 10-20 org 2,45 24,57 27,02 304,4 30-35 org 4,02 28,25 32,27 331,7 mineral i org odpowiednio, mineralny i organiczny materiał glebowy mineral and org soil mineral and organic material, respectively Badane gleby nie wykazywały wysokiej aktywności metanogennej. W czasie 33 -dniowej inkubacji próbek w warunkach beztlenowych nie zanotowano wydzielania CH 4, o ile nie zostały one wzbogacone dodatkowym substratem (glukozą). Natomiast po dodatku glukozy obserwowano pojawienie się metanu po 2 dobach inkubacji w próbkach wierzchniej warstwy gleby 286

SP6 (7,3 mg C -CH 4 kg -1 ), po 7 dobach w próbkach warstwy organicznej 50-60 cm profilu SP1 (12,8 mg C -CH 4 kg -1 ) oraz pomiędzy 10 i 14 dniach inkubacji w większości pozostałych próbek (ryc. 5). Ilość nagromadzonego CO 2 w czasie inkubacji próbek glebowych z dodatkiem glukozy była wyższa od 1800 mg C -CO 2 kg -1, a wydzielanie metanu poprzedzał ubytek CO 2. 1200 1000 800 600 400 200 0 2000 CH4 (mg C kg -1 ) CO2 (mg C kg -1 ) 1500 1000 500 0 2 4 6 8 10 12 14 Czas (dni) Time (days) 0 0 2 4 6 8 10 12 14 Czas (dni) Time (days) SP1 (0-10) SP1 (80-90) SP1 (10-20) SP6 (10-20) SP1 (40-45) SP6 (30-35) SP1 (50-60) Ryc. 5. Wydzielanie metanu (krzywe kumulatywne, mg C-CH 4 kg -1 ) lewy wykres, oraz zmiany stężenia CO 2 (krzywe kumulatywne, mg C-CO 2 kg -1 ) prawy wykres w poszczególnych warstwach badanych gleb (próbki inkubowane w warunkach beztlenowych z dodatkiem glukozy, 10 mg g -1 ) Fig. 5. Methane production (cumulative curves, mg CH 4-C kg -1 ) left graph, and changes in CO 2 (cumulative curves, mg CO 2-C kg -1 ) right graph, in particular layers of tested soils (soil samples incubated under anaerobic conditions with glucose addition, 10 mg g -1 ) Dyskusja Rola, jaką pełnią drobnoustroje w glebie powoduje, że wskaźniki biologiczne są powszechnie akceptowanymi wskaźnikami jakości gleby (Burns 1978, Gliński i Stępniewski 1985, Winding i in. 2005). Z reguły wysoka aktywność biochemiczna odzwierciedla intensywne przemiany składników gleby szczególnie materii organicznej zawierającej oprócz węgla pierwiastki istotne dla roślin (przede wszystkim azot, fosfor i siarkę). Badany materiał glebowy wykazywał zróżnicowaną aktywność biologiczną. Generalnie, warstwy organiczne charakteryzowały się wyższą aktywnością niż mineralne. Ponadto, gleba SP6 wykazywała wyższą aktywność niż gleba SP1. Liczebność drobnoustrojów była porównywalna z obserwowaną w innych siedliskach (Wyczółkowski i in. 2005, Furczak i Turska 2006). W żyznych glebach populacje drobnoustrojów mogą osiągać liczebność rzędu miliardów komórek na gram gleby. Ze względu na stały dopływ świeżej substancji organicznej, liczebność mikroorganizmów na ogół jest najwyższa w warstwie wierzchniej 287

profilu glebowego i maleje wraz z głębokością. Najliczniejsi przedstawiciele mikroflory glebowej, do których należą bakterie i grzyby, reprezentują ponad 400 rodzajów. Dotychczas opisano około 70 000 gatunków drobnoustrojów, a stanowi to prawdopodobnie jedynie niewielką część wszystkich bytujących w glebie (Paul i Clark 2000, Anderson 2003). W badanych glebach dominowały bakterie od 3 10 5 do 30 10 5 j.t.k. g -1 oraz aż ponad 230 10 5 j.t.k. g -1 w głębszej warstwie profilu SP6. Próbki tej warstwy wykazywały również wyższą, w porównaniu do warstwy wierzchniej, liczebność grzybów oraz drobnoustrojów przeprowadzających amonifikację (przekształcenie azotu organicznego w formę amonową do grupy tej należą zarówno bakterie, jak i grzyby). Najniższa liczebność wszystkich oznaczanych grup drobnoustrojów widoczna była w profilu SP1 na głębokości 40-45 cm, czyli w warstwie mineralnej zalegającej bezpośrednio na torfie. Warstwa torfowa, na którą naniesiono glebę mineralną, wykazywała najwyższą liczebność grzybów (tabela 4). Obserwowano istotną statystycznie (P<0,05) zależność pomiędzy liczebnością amonifikatorów i biomasą drobnoustrojów, a także liczebnością bakterii i grzybów. Natomiast liczebność bakterii i grzybów nie korelowała z zawartością biomasy. Należy zauważyć, że ogólna liczebność mikroorganizmów glebowych wyznaczana była na podstawie wzrostu kolonii na podłożach bogatych w składniki pokarmowe. Pożywki te umożliwiają rozwój mikroorganizmów obecnych w glebie, również tych, które aktualnie nie są fizjologicznie aktywne, a występują w formie przetrwalników. Poza tym, liczebność grzybów wyznaczana na podstawie wzrostu kolonii nie odzwierciedla wielkości ich biomasy, ponieważ wiele grzybów glebowych to organizmy wielokomórkowe. Ilość biomasy mikroorganizmów wyznaczona zastosowaną metodą SIR (tzw. metoda fizjologiczna) pozwala na określenie ilości C mic aktualnie utrzymanej w komórkach aktywnych metabolicznie, opiera się bowiem na początkowej reakcji komórek katabolizujących dodaną glukozę, która jest wykorzystywana niemal przez wszystkie mikroorganizmy heterotroficzne bytujące w glebie. W profilu SP1 zawartość biomasy drobnoustrojów była stosunkowo niska i nie przekraczała 0,5 mg C mic g -1. Natomiast wierzchnia warstwa profilu SP6 charakteryzowała się bardzo wysoką biomasą (>9 mg C mic g -1 ), przy niezbyt licznej populacji bakterii i grzybów wyznaczonej metodą wzrostu kolonii na podłożu. Równie wysokie wartości biomasy drobnoustrojów w glebach obserwowane były też przez innych autorów (Brake i in. 1999, Ross i in. 2001). Podwyższona zawartość biomasy może wynikać z obecności licznych wielokomórkowych grzybów mikoryzowych kolonizujących korzenie traw (Högberg i Read 2006). Biomasa drobnoustrojów w badanych glebach istotnie korelowała z aktywnością dehydrogenaz, szybkością respiracji (P<0,001), a także potencjałem denitryfikacyjnym oraz mineralizacją azotu netto (P<0,01). Oddychanie (respiracja) jest procesem uniwersalnym, przeprowadza nym przez wszystkie organizmy bytujące w glebie. Pomiar ilości wydzielonego CO 2 oraz pobranego O 2 jest jedną z najstarszych metod ilościowego oznaczenia 288

aktywności oddechowej mikroorganizmów. Metoda ta jest tradycyjnie stosowana do wielu układów biologicznych, w tym również gleby (Alef i Nannipieri 1995). Wiele badań potwierdza, że respiracja gleby istotnie koreluje z zawartością materii organicznej oraz większością parametrów biochemicznych i mikrobiologicznych gleby. Jest też modyfikowana przez czynniki środowiskowe i antropogeniczne (Mercik i in. 1999, Morris i in. 2004, Brzezińska 2006). Oddychanie gleby stanowi jednocześnie miarę mineralizacji węgla organicznego oraz metodę oceny dynamiki rozkładu związków organicznych w glebie. W warunkach naturalnych wkład korzeni roślin w ilość emitowanego CO 2 może być istotny. W glebach organicznych niekiedy stanowi 10-50% całkowitej emisji dwutlenku węgla (Gliński i Stępniewski 1985). W glebie przewietrzonej i natlenionej aktywność respiracyjna osiąga wyższe wartości niż w glebach podmokłych i niedotlenionych, gdzie ilość wydzielanego CO 2 obniża się w wyniku osłabienia czynności życiowych tlenowców oraz niepełnej mineralizacji substratów organicznych (Megonigal i in. 2004). W porównaniu do danych literaturowych, oddychanie tlenowe badanych gleb mierzone wydzielaniem CO 2 i pochłanianiem O 2 było raczej umiarkowane (ryc. 3), przy czym podobne zakresy aktywności obserwowane były również w innych glebach (np. Gliński i Stępniewski 1985, Włodarczyk i in. 2002, Brzezińska i in. 2004, Ananyeva i in. 2008). Obserwowano również słabsze oddychanie gleb bez obecności tlenu (ryc. 4). W czasie 7 -dniowej beztlenowej inkubacji ilość CO 2 nagromadzonego w powietrzu nad glebą była nawet kilkakrotnie niższa (3-10 razy) niż w analogicznym okresie inkubacji w glebie natlenionej. Należy zwrócić uwagę, że w warunkach beztlenowych, inaczej niż w warunkach tlenowych, głębsza warstwa profilu SP6 (30-35 cm) charakteryzowała się wyższą aktywnością oddechową niż warstwa powierzchniowa. Podwyższony poziom respiracji utrzymywał się przez ponad 2 tygodnie. Mimo to, kumulatywna ilość CO 2 wydzielonego przez głębszą warstwę bez dostępu tlenu w ciągu 33 dni była zbliżona do ilości CO 2 wydzielonego w glebie natlenionej przez zaledwie 7 dni (około 300 mg C -CO 2 kg -1, ryc. 3-4). Szczególnie wysoka aktywność dehydrogenaz wierzchniej warstwy profilu SP6 towarzyszyła wysokim wartościom takich wskaźników, jak zawartość biomasy drobnoustrojów, respiracja, potencjał denitryfikacyjny, mineralizacja N i amonifikacja. Dehydrogenazy stanowią liczną grupę enzymów zlokalizowanych w cytoplazmie lub specyficznych strukturach utworzo nych z błon cytoplazmatycznych. Obecne są we wszystkich żywych komórkach. Katalizują wewnątrzkomórkowe utlenianie związków organicznych przez odłączenie od nich elektronów i protonów, przenoszonych poprzez szereg pośredników na O 2 lub alternatywne akceptory elektronów. Niezależnie od stanu natlenienia gleby, dehydrogenazy są więc elementem metabolizmu oddechowego, ściśle związanego z wytwarzaniem energii biologicznie dostępnej (ATP). W glebie czynne dehydrogenazy występują jako integralna część nienaruszonych komórek, inaczej niż np. enzymy uczestniczące w rozkładzie ligniny, wydzielane na zewnątrz komórek. Szczególne 289

znaczenie dehydrogenaz dla funkcjonowania mikroorganizmów glebowych, ich wewnątrzkomórkowy charakter oraz powszechność występowania sprawiają, że test dehydrogenaz jest powszechnie wykorzystywany jako wskaźnik ogólnej aktywności biologicznej gleby lub intensywności metabolizmu oddechowego aktywnych mikroorganizmów glebowych. Liczne badania wskazują na ścisłą zależność pomiędzy aktywnością dehydrogenaz oraz żyznością gleby, liczebnością drobnoustrojów glebowych, a także aktywnością innych enzymów glebowych. Poziom aktywności dehydrogenaz jest silnie determinowany przez obecność łatwo dostępnej materii organicznej (Burns 1978, Alef i Nannipieri 1995). Ze względu na niższą wydajność energetyczną metabolizmu beztlenowego, w warunkach anaerobiozy np. w glebie zalanej wodą obserwuje się podwyższenie czynności dehydrogenaz glebowych (Pedrazzini i McKee 1984, Gliński i Stępniewski 1985, Brzezińska i in. 1998). Reakcja środowiska glebowego na niedotlenienie spowodowane nadmiernym uwilgotnieniem wiąże się z odpornością gleb na redukcję. Miarą odporności jest wskaźnik t 300. Wartość 300 mv przyjęto orientacyjnie jako granicę pomiędzy glebą natlenioną i zredukowaną. Granica ta odpowiada początkowi redukcji tlenków żelaza. Znaczenie Fe w procesach oksydoredukcyjnych gleby polega m.in. na zapobieganiu szybkiej redukcji po wyczerpaniu tlenu i azotanów w glebie zalanej wodą. Buforowanie to możliwe jest dzięki stosunkowo wysokiej zawartości Fe w porównaniu do NO 3 - i Mn (Patrick 1981). Gleby owyższych wartościach t 300 nie ulegają szybkiej redukcji, czyli wykazują wyższą odporność. Z gleb mineralnych najniższą odpornością na redukcję charakteryzują się rędziny i czarnoziemy (wskaźnik t 300 <1), następnie gleby brunatne i pseudobielicowe, oraz mady o czasie t 300 >3. W poziomach podglebia wskaźnik t 300 może być nawet dłuższy niż 8 dni (Gliński i in. 2000). O intensywności przemian redoks w glebie po zalaniu wodą decyduje zawartość materii organicznej (przede wszystkim obecność związków łatwo dostępnych) i alternatywnych akceptorów, oraz temperatura i właściwości fizykochemiczne gleby (Gliński i Stępniewski 1985, Stępniewski i in. 2002). Badane gleby z Biskupina wykazywały się na ogół niewielką odpornością na redukcję (tabela 5). Szczególnie niską wartość (t 300 =0,3 dnia) obserwowano w próbkach aktywnej biologicznie wierzchniej warstwy profilu SP6, gdzie zanotowano też podwyższoną aktywność dehydrogenaz, biomasę i respirację oraz niedługi okres potrzebny do aktywacji drobnoustrojów metanogennych (2 doby). Krótki czas t 300 (0,5 dnia) zanotowano również w nisko położonej warstwie profilu SP1 (80-90 cm), gdzie pomimo niewielkiej zawartości biomasy obserwowano też podwyższoną aktywność dehydrogenaz. Na tle pozostałych próbek glebowych, niższa warstwa profilu SP6 (30-35 cm) wykazywała bardzo wysoką odporność na redukcję. Materiał glebowy tej warstwy profilu charakteryzował się wysoką liczebnością bakterii ogółem i amonifikatorów, stosunkowo liczną populacją grzybów, a także wysoką aktywnością związaną z przemianami azotu jak netto 290

mineralizacja N i amonifikacja oraz potencjalna denitryfikacja. Równocześnie, szybkość respiracji w warunkach beztlenowych utrzymywała się relatywnie długo na podwyższonym poziomie, co świadczy o dobrym przystosowaniu mikroflory bakteryjnej do wykorzystania natywnego substratu węglowego. Prawdopodobnie wśród bakterii przeważały beztlenowce (jednak nie metanogenne), a suszenie powietrzne materiału glebowego (w trakcie przygotowania próbek do oznaczenia odporności na redukcję) spowodowało osłabienie tej populacji i/lub zmiany właściwości związków organicznych prowadzące do zmniejszenia ich dostępności. Wskutek tych zmian procesy oksydoredukcyjne zachodzące po ponownym zalaniu wodą były powolne. Natomiast wartość Eh zmierzona w świeżo pobranym materiale z tej warstwy profilu była stosunkowo niska i wynosiła 145 mv (tabela 3). Procesy mineralizacji N, amonifikacji i nitryfikacji mają decydujące znaczenie dla obiegu azotu w przyrodzie (Barabasz 1992, Verchot i in. 2001). Nitryfikacja, czyli utlenianie NH 4+ do NO 3 -, przeprowadzana jest w glebie głównie przez bakterie autotroficzne. Proces ten zachodzi również przy udziale grzybów, lecz nie jest połączony z wytwarzaniem energii (ATP). Prawdopodobnie w tym przypadku w powstawaniu azotanów uczestniczą wolne rodniki hydroksylowe, uwalniane w dużych ilościach podczas rozkładu ligniny przez grzyby. Nitryfikacja przeprowadzana przez grzyby, pomimo stosunkowo niskiej wydajności, może być ważna ekologicznie w siedliskach o wysokiej liczebności grzybów (Stremińska i Błaszczyk 2004). Spośród badanych gleb z Biskupina nitryfikacja netto była najwyższa w warstwie 50-60 cm gleby SP1, licznie zasiedlonej przez grzyby (tabela 6). W pozostałych warstwach tego profilu wartości nitryfikacji netto były niskie lub ujemne (końcowe stężenie NO 3 - było wówczas niższe od początkowego). W mineralnej warstwie zalegającej na torfie w profilu SP1 (40-45 cm) stwierdzono nitryfikację netto sięgającą 14 mg NO 3 - g -1 14d -1, ponadto ujemne wartości netto mineralizacji N oraz amonifikacji (jednocześnie niską liczebność amonifikatorów, tabela 6) przy relatywnie wysokiej zawartości mineralnych form azotu. Sytuacja obniżonej lub ujemnej nitryfikacji, amonifikacji i mineralizacji N obserwowana była również przez innych autorów w wielu ekosystemach (Verchot i in. 2001, Vernimmen i in. 2007). Oznaczane przemiany azotu glebowego nie określają bezpośrednio immobilizacji azotu (wbudowania w komórki drobnoustrojów glebowych). Wynik dodatni zmian wskazuje, że mikrobiologiczna produkcja danej formy przewyższa konsumpcję, natomiast wynik ujemny oznaczać może, że pobranie danej formy przez mikroorganizmy jest wyższe od jego produkcji (Verchot i in. 2001). Wśród badanych próbek glebowych najwyższe wartości wskaźników przemian azotu (z wyjątkiem nitryfikacji netto) wykazywała gleba torfowa SP6 zwłaszcza niższy poziom profilu (30-35 cm). Dotyczy to również potencjalnej denitryfikacji, oznaczanej w warunkach optymalnych dla procesu, czyli po wzbogaceniu próbek glebowych w substraty (azotany (V) i glukoza) w warunkach beztlenowych. 291